EUTROFIZACJA POŁUDNIOWEJ CZĘŚCI KOMPLEKSU WIELKICH JEZIOR MAZURSKICH W LATACH

Transkrypt

1 EUTROFIZACJA POŁUDNIOWEJ CZĘŚCI KOMPLEKSU WIELKICH JEZIOR MAZURSKICH W LATACH PRZYCZYNY, MECHANIZMY I SKUTKI Waldemar Siuda, Tomasz Kaliński, Elsi Kauppinen, Ryszard J. Chróst STRESZCZENIE Wobec braku w regionie dużych i uciążliwych dla środowiska zakładów przemysłowych głównym zagrożeniem dla wód powierzchniowych środowiska przyrodniczego Wielkich Jezior Mazurskich (WJM) jest ich postępująca eutrofizacja. Choć wzrost żyzności (trofii) jest przejawem naturalnej ewolucji wszystkich zbiorników wodnych to przyspieszona eutrofizacja południowej części systemu WJM obserwowana w drugiej połowie XX wieku była efektem szeroko pojętej aktywności człowieka. Tempo procesów eutrofizacyjnych jest funkcją ilości substancji biogennych zgromadzonych w ekosystemach wodnych. Analiza danych historycznych dokumentujących zmiany całkowitego stężenia fosforu (PT) w wodach południowej części systemu WJM pozwoliła wyodrębnić trzy wyraźnie zróżnicowane etapy ewolucji tworzących go jezior : (i) okres do roku 1995 charakteryzujący się szybką eutrofizacją i, zwłaszcza w jego schyłku, występującymi okresowo, gwałtownymi zaburzeniami homeostazy wód jeziornych; (ii) lata , w których procesy eutrofizacyjne uległy gwałtownemu spowolnieniu a nawet odwróceniu (de-eutrofizacja) oraz; (iii) lata w których korzystne tendencje z lat uległy wyhamowaniu. W artykule poddano analizie przyczyny, mechanizmy i skutki zmian trofii jezior południowej części systemu WJM. Określono punkty krytyczne systemu decydujące o dynamice tych zmian. Wskazano potencjalne zagrożenia dla jakości wód WJM a także sformułowano szereg zaleceń dotyczących ochrony ich zasobów wodnych oraz zlewni. W Zakładzie Ekologii Mikroorganizmów Instytutu Botaniki Uniwersytetu Warszawskiego od 1972 roku prowadzone są prace badawcze nad ekologią i ekofizjologią mikroorganizmów planktonowych kompleksu Wielkich Jezior Mazurskich. Mikroorgamizmy, a w szczególności glony eukariotyczne oraz bakterie i sinice (cyanobakterie) pełnią klu-czową rolę w funkcjonowaniu ekosystemów jeziornych. Ich występowanie w jeziorach oraz aktywność metaboliczna sterują procesami obiegu pierwiastków i materii organicznej tym samym wpływając na stan i tempo procesów eutrofizacyjnych w jeziorach. Przedstawione w niniejszym opracowaniu wyniki badań są efektem wieloletnich badań i obserwacji przeprowadzonych przez zespół pracowników, doktorantów i studentów Zakładu Ekologii Mikroorganizmów UW w Laboratorium Terenowym w Mikołajkach w ramach współpracy ze Stacją Hydrobiologiczną PAN. " STRONA 1

2 Summary Due to lack of heavy urbanized areas and large industrial plants exhausting the natural environment, eutrophication is the main threat to waters of the Great Masurian Lakes (GML). Although the increase in fertility (trophy) is a manifestation of the natural evolution of all freshwater ecosystems, accelerated degradation of southern part of GML system observed in second half of 20th century was caused by various aspects of human activity. The intensity of eutrophication processes depends on quantity and quality of biogenic substances stored in aquatic ecosystems. Analysis of historical data documenting changes in total phosphorus concentrations in waters of lakes that belong to the southern part of GML system permitted to distinguish of three clearly different stages of their evolution: (i) period until 1995 characterized by fast eutrophication and, especially during its last phase, periodic rapid disturbances of homeostasis of lake waters; (ii) years when eutrophication processes or were even reversed (de-eutrophication) and; (iii) time from 2005 to 2011 when beneficial changes of water quality observed at the turn of the 20th and 21st centuries diminished. In the article causes, mechanisms and consequences of anthropogenic impact on the southern part of Great Masurian Lakes system are discussed. The authors establish the critical points of the GML system that strongly affected evolutionary changes in its trophic status. Moreover, they indicate potential threats and solutions concerning management and protection of waters and drainage area of GML system. 1. OGÓLNA CHARAKTERYSTYKA POŁUDNIOWEJ CZĘŚCI SYSTEMU WJM System Wielkich Jezior Mazurskich budują cztery główne kompleksy jeziorne (Mikulski 1966): kompleks Mamr, jeziora ciągu Niegocin-Tałtowisko wraz z łączącymi je kanałami, głębokie zbiorniki rynnowe Ryńskie, Tałty, Mikołajskie i Bełdany, oraz kompleks jeziora Śniardwy. Wszystkie te zbiorniki są ze sobą połączone dzięki ciągowi kanałów żeglownych wybudowanym w XIX pomiędzy jeziorami położonymi na północ od Giżycka a jezior rynnowych i naturalnemu odprowadzeniu wód tych ostatnich do jeziora Śniardwy. Wielkie Jeziora Mazurskie (WJM) zlokalizowane są w dorzeczach dwu rzek Węgorapy i Pisy. Położenie granicy działu wodnego dzielącego system WJM na ewoluujące w odmienny sposób jeziora północne i południowe nie jest ściśle określone. Od połowy XIX wieku uznawano, że przebiega on przez kanał Kula na południowym krańcu jeziora Niegocin. Zgodnie z badaniami Skibniewskiego i Mikulskiego (1954), Mikulskiego (1966) oraz z obowiązującym od roku 1980 Podziałem Hydrograficznym Polski za jego granicę przyjęto południowy kraniec jeziora Kisajno. Według najnowszych ustaleń Bajkiewicz-Grabowskiej (2008) jego położenie może być jeszcze bardziej zmienne i przemieszcza się pomiędzy jeziorem Kisajno a kompleksem Jagodne-Szymoneckie w zależności od sposobu gospodarowania wodą w obszarach obu dorzeczy. Wody z kompleksu jezior północnych odprowadzane są rzeką Węgorapą do zlewiska Pregoły zaś z jezior południowych, od Niegocina począwszy, Pisą i Narwią do dorzecza Wisły. Zlewnia Wielkich Jezior Mazurskich wynosi ogółem 3645 km 2 z czego na jeziora północne (zlewisko Węgorapy) przypada 615 km 2, a na jeziora południowe (zlewisko Pisy) aż 3030 km 2. Analiza danych z Tabeli 1 wykazuje, że: (1) na procesy eutrofizacyjne bardziej narażone są jeziora południowe należące do zlewiska Pisy niż, leżące na północ od działu wodnego, jeziora zlewiska Pregoły, (2) szczególnie dużego importu biogenów ze zlewni bezpośredniej należy spodziewać się w przypadku jezior rynnowych oraz Niegocina posiadających wyraźnie większy stosunek powierzchni ich zlewni bezpośredniej do powierzchni wód niż stosunkowo słabo wzbogacane w substancje biogenne Mamry. W przypadku Śniardw sytuacja wydaje się bardziej skomplikowana. Co prawda jezioro to ma stosunkowo niewielką zlewnię bezpośrednią (15 km 2 ) lecz jego zlewnia całkowita ma powierzchnię aż 2425,3 km 2 (Giercuszkiewicz-Bajtlik i Głąbski 1981), a jej stosunek do powierzchni lustra wody przekracza 21. Oznacza to, że z jednej strony jezioro to jest stosunkowo dobrze zabezpieczone przed ładunkiem zanieczyszczeń pochodzących z jego najbliższego otoczenia z drugiej zaś stanowi swoisty odbieralnik biogenów spływających bezpośrednio z jezior Mikołajskie i Bełdany a pośrednio z całej południowej części systemu WJM. Tabela 1. Stosunek powierzchni Wielkich Jezior Mazurskich do wielkości ich zlewni bezpośredniej System jezior Mamry Niegocin Jeziora rynnowe Śniardwy (A) Powierzchnia jeziora* (km 2 ) 26,2 26,0 32,7 113,0 * wg Chróst i Siuda (2006) ** za Giercuszkiewicz-Bajtlik i Głąbski (1981) (B) Powierzchnia zlewni bezpośredniej* (km 2 ) 31,3 51,7 113,6 15,0 Stosunek B/A 1,2 2,0 3,5 0,1 " STRONA 2

3 Przedmiotem niniejszego opracowania są jeziora tworzące południową część kompleksu WJM. Ograniczenie się autorów jedynie do opisu zbiorników położonych na południe od działu wodnego w Giżycku wynika z faktu, że w ciągu ostatnich kilkudziesięciu lat ta część kompleksu jezior podlegała znacznie dynamiczniejszym i drastyczniejszym zmianom oraz degradacji niż jeziora północne. Po drugie, właśnie południowa część WJM (jeziora: Niegocin, Boczne, Jagodne, Szymoneckie, Szymon Tałtowisko, Ryńskie, Tałty, Mikołajskie, Bełdany oraz północno-zachodnia część Śniardw) była przez ostatnie 30 lat intensywnie przez autorów badana, a przez to zmiany, jakie w tym czasie w niej zachodziły mogły być na bieżąco obserwowane i dokumentowane. Pominięto tu szczegółowy opis wyżej wymienionych zbiorników zwracając jedynie uwagę na ich cechy najbardziej istotne dla potrzeb niniejszego opracowania. Wyczerpującą charakterystykę morfometryczną oraz dane hydrologiczno-geologiczne dotyczące tych jezior zamieszczono w Internetowej Bazie Śródladowych Przeszkód Podwodnych (IBŚPP, w raportach Instytutu Kształtowania Środowiska: Soszka i wsp. (1979) oraz Gliwicz i wsp. (1980) oraz w publikacjach Gliwicz i Kowalczewski (1981), Giercuszkiewicz-Bajtlik i Głąbski (1981) oraz Zdanowski i wsp. (2002) oraz Chróst i Siuda (2006). Powyższe raporty i publikacje były dla autorów niniejszego opracowania ważnymi źródłami historycznymi dokumentującymi status troficzny opisywanych jezior w latach 70-tych i 80-tych ubiegłego wieku 2. WIELKIE JEZIORA MAZURSKIE EUTROFIZACJA NATURALNA I ANTROPOGENICZNA Głównym zagrożeniem dla kompleksu Wielkich Jezior Mazurskich (WJM), położonych na terenach pozbawionych szczególnie uciążliwych dla środowiska wielkich zakładów przemysłowych, kopalń, rafinerii jest eutrofizacja. Zgodnie z definicją OECD z 1982 r. eutrofizacja to wzbogacenie wód w substancje pokarmowe, które stymuluje szereg symptomatycznych zmian, wśród których wzrost produkcji glonów i makrofitów oraz obniżenie (spadek) jakości wody są uważane za szkodliwe i niekorzystne dla gospodarki człowieka. Substancjami pokarmowymi szczególnie silnie stymulującymi wzrost żyzności ekosystemów wodnych są mineralne i organiczne związki fosforu i azotu (Schindler 1975). Według Oduma (1971) należy wyróżnić eutrofizacje naturalną będącą przejawem naturalnej ewolucji zbiorników wodnych, oraz eutrofizację antropogeniczną wywołaną i stymulowaną działalnością gospodarczą człowieka.w chwili obecnej jednak wpływ cywilizacji na środowisko naturalne jest tak różnorodny i wielokierunkowy, że w praktyce pojęcia eutrofizacji naturalnej i antropogenicznej mają jedynie znaczenie czysto teoretyczne. W praktyce naturalnych i antropogenicznych przyczyn eutrofizacji nie da się wyraźnie rozdzielić. Należy jednak podkreślić, że chociaż mechanizmy i skutki naturalnych i wywoływanych przez człowieka procesów eutrofizacyjnych są takie same to tempo eutrofizacji antropogenicznej jest nieporównywalnie szybsze niż procesów naturalnych. I tak np. o ile naturalna ewolucja zbiornika wodnego od ultra-oligotrofii do mezotrofii może trwać setki, a nawet tysiace lat to przejście niektórych, poddawanych silnej antropopresji, jezior mazurskich ze stanu mezotrofii do zaawansowanej eutrofii odbyło się w ciągu kilkunastu-klilkudziesięciu lat (np. jezioro Głębokie k. Mikołajek czy Tałtowisko, Siuda niepubl.). Wielkie Jeziora Mazurskie powstały na przełomie pleistocenu i holocenu jako efekt topnienia lodowca pokrywającego większość obecnych terenów Polski. Jako, że woda zawarta w lodowcu w postaci lodu była niezwykle uboga w sole mineralne, których obecność obok dwutlenku węgla i energii świetlnej warunkuje wzrost i rozwój organizmów wodnych WJM były zapewne w momencie narodzin zbiornikami ultra-oligotroficznymi o dużej przezroczystości wód, dobrze natlenionymi w całym słupie wody, w których życie biologiczne było stosunkowo ubogie. Ze względu na niewielkie stężenie w ich wodach pierwiastków biogennych procesy wzrostu organizmów fitoplanktonowych a " STRONA 3

4 zatem i procesy produkcji pierwotnej dostarczające rozpuszczonej i cząsteczkowej materii organicznej stanowiącej substancje odżywcze dla organizmów heterotroficznych tylko nieznacznie przewyższały ilościowo procesy tlenowego rozkładu materii organicznej generowanej przez organizmy autotroficzne. Ponieważ w dobrze natlenionych partiach słupa wody mineralizacji zwykle podlega 70 80% produkcji pierwotnej fitoplanktonu (Dudgale i Goering 1967, Kalff 2002, Pace i Prairie 2005), akumulacja w wodach jeziornych niewykorzystanej, trudno dostępnej dla bakterii heterotroficznych materii organicznej była więc minimalna, a intensywne procesy respiracji i mikrobiologicznego rozkładu łatwo degradowalnych organicznych połączeń węgla nie powodowały całkowitego wyczerpania tlenu rozpuszczonego w wodach przydennych. Obecność nawet niewielkich ilości tlenu w wodzie nad osadami dennymi była o tyle istotna, że w warunkach tlenowych sole fosforu podstawowego biogenu limitującego produkcję pierwotną rozpuszczały się w wodzie jedynie w stopniu minimalnym a większość z nich w formach nierozpuszczalnych była deponowana w głębokich osadach a zatem stawała się niedostępna dla organizmów autotroficznych. Działalność lodowca, jaka wykreowała rzeźbę terenu Pojezierza Mazurskiego wpłynęła także na dalsze losy nowo powstałych jezior. Ponieważ miarą trofii zbiornika wodnego jest ilość zgromadzonej w nim materii i energii, jeziora małe, posiadające w stosunku do ich powierzchni i objętości duża zlewnię podlegały procesom eutrofizacyjnym szybciej niż jeziora duże i głębokie o względnie małych zlewniach. Przeznaczeniem tych pierwszych było już w wieku kilkuset lat przekształcić się w tereny bagienne i środowiska lądowe, podczas gdy te drugie przetrwały do czasów współczesnych bowiem przez tysiąclecia podlegały tylko niewielkim zmianom ewolucyjnym. Jezioro jako najniższy punkt zlewni stanowi swoistą pułapkę na materię i energię. Choć pułapka ta nie jest całkowicie szczelna to dopływ związków odżywczych z zewnątrz przewyższa ich odpływ z wód jeziornych. Podobnie energia dopływająca do wód jeziornych w postaci światła czy też zawarta w wiązaniach chemicznych dopływającej ze zlewni materii organicznej oraz zredukowanych, mineralnych związków siarki i azotu jest tylko częściowo przekształcana w całkowicie nieużyteczną dla biocenoz wodnych energię cieplną i w tej formie eksportowana poza zbiornik. Jej reszta w postaci energii wiązań chemicznych związków organicznych pozostaje w ekosystemie. Dlatego też, chociaż dopływ zewnętrzny substancji biogennych fosforu i azotu do wód jeziornych był początkowo niewielki ich żyzność mierzona stężeniem materii organicznej i związków biogennych stopniowo rosła. Nowo powstałe jeziora ewaluowały stosunkowo powoli i dopiero po setkach lat osiągały stadium bardziej żyznych zbiorników mezotroficznych. Już w tym stadium zawartość tlenu w wodzie przydennej w okresach letnich bywała często zbyt mała, aby zapewnić efektywną mineralizację wytworzonej w jeziorze materii organicznej. Prowadziło to do powstawania, początkowo niewielkich, potem zaś coraz rozleglejszych, okresowych deficytów tlenowych. Niedobór tlenu spowalniał tempo procesów mineralizacji i zwiększał rozpuszczalność nierozpuszczalnych dotąd związków fosforu zdeponowanych wczesniej w osadach dennych. Od tego momentu dopływ fosforu ze zlewni zaczynał, w porównaniu z ilością tego pierwiastka krążącego w cyklach biologicznych wewnątrz zbiornika, tracić na znaczeniu. Według Wetzla (1983) w przypadku niezanieczyszczonych ściekami jezior eutroficznych dopływ zewnętrzny fosforu nie przekracza na ogół 10% całkowitej ilości tego pierwiastka krążącego w ich wodach. Ponadto, formy fosforu spływające ze zlewni na ogół nie są przez biocenozy jeziorne wykorzystywane bezpośrednio. Zwykle ok % ich całkowitej ilości stanowi trudno degradowalny fosfór partykularny, a tylko 20 30% rozpuszczalne związki fosforowe łatwiej podlegające mikrobiologicznej konwersji do PO4 3-. Oznacza to, że rosnąca produkcja fitoplanktonu była coraz bardziej zależna od tzw. dopływu wewnętrznego obejmującego uwalnianie ortofosforanu z osadów i jego biologiczną regenerację ze zwiazków organicznych i mineralnych w słupie wody (Nürnberg i Peters 1984, Nürnberg 1988, 1994). Intensyfikacja niewielkiego początkowo dopływu wewnętrznego w efekcie postępującego odtlenieniania wód przydennych zwiększała z kolei produkcję materii organicznej i pogłębiała deficyt tlenu niezbędnego do jej mineralizacji i zagospodarowania przez bakterie. Wzmagało to dodatkowo uwalnianie fosforu zdeponowanego wcześniej w osadach dennych a rosnąca aktywność mineralizacyjna heterotrofów przyspieszała tempo jego krążenia w strefie fotycznej jeziora. Procesy eutrofizacyjne ulegały eskalacji i w coraz widoczniejszym stopniu zmieniały wygląd i sposób funkcjonowania jezior południowej części systemu WJM, których znaczna większość osiągnęła w latach 80-tych stan zaawansowanej eutrofii przechodzący okresowo, w przypadku niektórych zbiorników, w stan hypereutrofii. Choć w jeziorach o umiarkowanej trofii czynnikiem ograniczającym produkcję pierwotną jest zwykle fosfór (Siuda 2001), to w jeziorach silnie zeutrofizowanych, występowanie masowych zakwitów fitoplanktonu zależy raczej od stężenia w wodzie dostępnych form azotu (Berman 2001). I tak np. Horne i Commins (1987) stwierdzili, że zakwitom cyanobakterii, " STRONA 4

5 a zwłaszcza tych wiążących azot, sprzyja spadek stężenia mineralnych form azotu poniżej 7 µm N L -1. Natomiast Smith (1983) oraz Nõges, i wsp. (2008) wykazali, że choć stosunek całkowitego stężenia azotu do całkowitego stężenia fosforu (NT/PT) wyższy niż 60:1 promuje zakwity glonów to niski stosunek NT/PT inicjuje raczej zakwity cyjanobakterii. W wyniku masowych, długotrwałych zakwitów cyjanobakterii (zwłaszcza w jeziorach: Jagodnym, Szymoneckim Ryńskim Mikołajskim i Tałtowisku) oraz glonów, drastycznie malała miąższość strefy fotycznej, pojawiały się poroślowe glony nitkowate, charakterystyczne dla jezior silnie zeutrofizowanych (Phillips i in. 1978). Zmiany składu gatunkowego i biomasy makrofitów w jeziorze Mikołajskim w warunkach postępującej eutrofizacji tego jeziora i stałego ograniczania jego strefy fotycznej przez masywne zakwity cyjanobakterii i glonów dokumentują prace: Ozimek i Kowalczewskiego (1984), Ozimek (1992), Kowalczewskiego i Ozimek (1993), Solińskiej-Górnickiej i Symonides (2001) oraz Pieczyńskiej W wyniku braku tlenu i zachodzących procesów beztlenowych, uwalniających do środowiska toksyczny dla wielu organizmów siarkowodór, w głębszych partiach WJM wymierała racicznica (Lewandowski I Stańczykowska 2000) wydajny filtrator wody oraz istotne źródło pokarmu niektórych ryb karpiowatych. Kurczyły się również bądź ulegały całkowitemu zniszczeniu miejsca tarła cennych gospodarczo gatunków ryb. Zmiany te, których pierwsze symptomy obserwowano już w jeziorze Niegocin w końcu lat 70-tych (Gliwicz i wsp. 1980) były szczególnie niekorzystne dla tlenolubnych Cortegonide - sielawy i siei (Preis 1978) lecz również, według statystyk połowów Gospodarstwa Rybackiego w Mikołajkach, ograniczały populacje uklei, stynki, szczupaka, pelagicznego okonia, jazgarza czy miętusa. Aczkolwiek mechanizmy rządzące produkcją i mineralizacją materii organicznej w wodach jezior a przez to wpływające na tempo procesów eutrofizacji ich wód są wciąż nie do końca poznane, w chwili obecnej potrafimy jednak określić i zdefiniować większość czynników wpływających na tempo gromadzenia substancji biogennych, a więc warunkujących podatność jezior na procesy eutrofizacyjne. Należą do nich między innymi: (i) typ zbiornika (jezioro bezodpływowe, jezioro przepływowe, zbiornik zaporowy); (ii) tempo wymiany wód jeziornych; (iii) charakterystyka limnologiczna zbiornika (głębokość maksymalna, głębokość średnia, stosunek powierzchni do głębokości, długość linii brzegowej, wielkość i rodzaj litoralu); (iv) stosunek powierzchni dna czynnego (stykającego się z wodami epilimnionu) do objętości epilimnionu; (v)stosunek sumy powierzchni jeziora i jego zlewni do objętości (współczynnik Schindlera); (vi) czynniki pogodowe (wielkość i rozkład opadów, temperatura, siła i kierunek wiatrów); (vii) charakter zlewni (tereny zurbanizowane, pola, łąki, lasy, tereny bagienne) czy; (viii) stopień antropopresji (punktowe zrzuty ścieków, rolnictwo i hodowla ryb oraz zwierząt gospodarskich, turystyka). Znaczna większość dostępnych raportów i opracowań charakteryzuje jedynie wpływ tychże czynników na poszczególne jeziora wchodzące w skład kompleksu WJM. Tymczasem, jeziora te tworzą w istocie system naczyń połączonych i jako takie powinny być traktowane. Innymi słowy nie można zrozumieć przemian, jakim podlegały one w ciągu ostatniego ćwierćwiecza oraz skutecznie prognozować ich dalszej ewolucji bez wzięcia pod uwagę faktu, że za obecny stan jakości wód jeziora Tałty czy Mikołajskiego odpowiadają procesy mające miejsce kilkanaście- kilkadziesiąt lat temu w zlewni jeziora Niegocin, będącego na przełomie lat 1970/1980 jednym z najbardziej zanieczyszczonych jezior polskich (Zdanowski i wsp. 2002). 3. FOSFÓR JAKO WYZNACZNIK TEMPA EUTROFIZACJI I CZYNNIK KSZTAŁTUJACY STATUS TROFICZNY WÓD POŁUDNIOWEJ CZĘŚCI SYSTEMU WJM Żyzność (status troficzny jeziora) zależy od tempa i wielkości dopływu pierwiastków biogennych, głównie fosforu i azotu (Vollenweider 1968, 1976, Schindler 1971, 1975, 1978). Biogeny te dostające się do wód jeziornych ze źródeł zewnętrznych w wyniku procesów naturalnego wymywania z otaczających jezioro gleb, spływu resztek nawozów, ścieków mineralnych lub organicznych, erozji wietrznej itp.) są podstawą wytwarzania materii organicznej w procesach produkcji pierwotnej, głównie fotosyntezy fitoplanktonu (Lean i Pick 1981). I tak np. na podstawie tzw. współczynnika Redfielda (1934) opisującego stosunek C : N : P w biomasie glonowej można szacować, że dopływ do wód jeziornych 1 g P-PO4 3- powoduje związanie w formę materii organicznej co najmniej 41 g węgla. W rzeczywistości ilości związanego węgla będą znacznie wyższe, bowiem ten sam atom fosforu jest w procesach syntezy związków organicznych wykorzystywany wielokrotnie. Według Vallentyne a (1974) 1 g dostępnego biologicznie fosforu umożliwia wytworzenie aż 500 g biomasy fitoplanktonu. Ścisłą zależność pomiędzy dostępnością fosforu a obfitością fitoplanktonu wykazali również m. in. Dillon i Rigler (1974) Jones and Bachmann (1976), Brown i wsp. (2000). Chociaż w teorii eutrofizacja winna być prawie liniową funkcją importu fosforu ze zlewni to w praktyce zależność ta jest w istotnym stopniu modyfikowana przez szereg parametrów " STRONA 5

6 ZAKŁAD EKOLOGII MIKROORGANIZMÓW UW 16 KWIETNIA 2013 modyfikowana przez szereg parametrów limnologicznych i fizykochemicznych a także przez mechanizmy krążenia związków węgla i azotu swoiste dla danego jeziora. (Reynolds 2003). Dynamikę procesów dopływu fosforu do wód systemu WJM a zatem i historię zmian statusu troficznego tworzących go jezior w latach kształtowały cztery podstawowe czynniki : (i) położenie geograficzne, decydujące o bifurkacyjnym charakterze systemu i jego podziale na ewluujące w odmienny sposób jeziora północne i południowe; (ii) rabunkowe korzystanie z ich zlewni w latach prowadzące do wzbogacania wód jeziornych w znaczne ilości fosforu i azotu w wyniku odprowadzania do nich wzrastających ilości nieoczyszczonych ścieków bytowo-gospodarczych, gnojowicy oraz spływu resztek nawozów z nieracjonalne i nadmierne nawożonych pól i łąk; (iii) kryzys gospodarczy lat , który w wyniku znaczącego załamania się rolnictwa i turystyki w regionie spowodował drastyczny spadek zewnętrznego dopływu biogenów oraz; (vi) zmiany klimatyczne zachodzące w ostatnich kilku dziesięcioleciach, skutkujące wzrostem średnich dobowych temperatur w zimie oraz krótszym i wcześniejszym schodzeniem pokrywy lodowej (HillbrichtIlkowska 2005), a zdaniem autorów, również wydłużeniem okresów homotermii jesiennej i wiosennej. Oprócz czynników wymienionych powyżej w procesach de-eutrofizacji jezior południowej części WJM pewne znaczenie mogła mieć również naturalna biomanipulacja (Shapiro i Wright 1984, Shapiro 1990), polegająca na ograniczeniu presji ryb na zooplankton skorupiakowy (filtratory) skutkującym szeregiem zmian w łańcuchu pokarmowym a w efekcie wzmożeniem respiracji oraz zmniejszeniem się biomasy glonów. Już w latach 70-tych obserwowano w nich bowiem drastyczny spadek połowów Coregonidae (Prejs 1978). Wprawdzie zdaniem tego autora zanikaniu populacji sieji i sielawy nie towarzyszył w owym czasie spadek całkowitej biomasy ryb jednak obserwacje własne autorów dowodzą, że w połowie lat 90-tych, w szczycie okresu gwałtownej eutrofizacji, również i ona uległa znaczącemu zmniejszeniu. Potwierdzają to dane zamieszczone w Lokalnej Strategii Rozwoju Obszarów Rybackich LGD Mazurskie Morze (2012). Z porównania wielkości połowów w latach 2008 i 1999 wynika, że biomasa ryb zmniejszyła się w tym okresie aż o 48,4%. Skutkowało to zapewne zmniejszeniem się presji ryb na zooplankton, częściowym odtworzeniem się łańcuchów i sieci troficznych zaburzonych gwałtowną eutrofizacją, przyspieszeniem transferu materii i energii przez ekosystemy jeziorne a w efekcie spadkiem tempa ich eutrofizacji. 4. JEZIORO NIEGOCIN - KLUCZOWY ELEMENT SYSTEMU WJM O ile jeziora północne podlegały, w analizowanym okresie czasu, dość powolnym procesom eutrofizacyjnym to w przypadku jezior południowych zmiany były znacznie bardziej spektakularne i gwałtowne. Na podstawie zmian całkowitego stężenia fosforu (PT) w wodach południowej części systemu WJM wyodrębnić można trzy wyraźnie zróżnicowane etapy ewolucji tworzących go jezior: (i) okres do roku 1995 charakteryzujący się szybką eutrofizacją i zwłaszcza w jego schyłku, występującymi okresowo, gwałtownymi zaburzeniami homeostazy wód jeziornych; (ii) lata , w których procesy eutrofizacyjne uległy gwałtownemu spowolnieniu a nawet odwróceniu (de-eutrofizacja) oraz; (iii) lata , w których korzystne tendencje z lat uległy wyhamowaniu. Dobrą ilustracją tych procesów są zmiany całko- " witego stężenia fosforu w jeziorze Niegocin (Rys. 1 A,B). Analiza stanu jakości wód południowej części systemu WJM wykonana przez Ejsmont-Karabin (2009) przy użyciu wrotkowych wskaźników trofii wykazała, że przed rokiem 1973 Niegocin, tak jak część pozostałych jezior południowych, był zbiornikiem mezo-eutroficznym. Początki eutrofii obserwowano jedynie w jeziorach Ryńskim i Mikołajskim. W roku 1988 nastąpił natomiast wyraźny wzrost żyzności wszystkich jezior - mniejszy w przypadku Jagodnego, Mikołajskiego i Bełdanów, bardziej gwałtowny zaś w przypadku Niegocina, Tałt i Ryńskiego, które to zbiorniki stawały się szybko jeziorami silnie zeutrofizowanymi. Bezpośrednią przyczyną akumulacji fosforu w Niegocinie w latach 70-tych i 80-tych ubiegłego wieku i szybkiej eutrofizacji antropoge- STRONA 6

7 Rys. 1. Zmiany stężenia fosforu całkowitego w wodach powierzchniowych (A) i przydennych (B) jeziora Niegocin w okresach letnich (lipiec-sierpień) lat Pionowe linie kropkowane wyznaczają różne okresy ewolucji trofii jeziora. Szybkość ubytku fosforu z wód powierzchniowych i przydennych w mg P m -3 rok -1 określają współczynniki kierunkowe równań regresji prostoliniowej (linie przerywane) wyliczonej dla lat oraz lat Na podstawie danych: Soszka i wsp. (1979), Cydzik i wsp. (1995) Kufel i Kufel (1993, 1999), Kufel (niepubl.) oraz Siuda i Chróst (niepubl). nicznej tego jeziora był intensywny i ciągle wzrastający do roku 1994 (początek działania oczyszczalni miejskiej w Giżycku) dopływ nieoczyszczonych ścieków komunalnych. Dodatkowo jezioro to wraz z wodami spływającymi z jezior Grajewko i Wojnowo przyjmowało zanieczyszczenia organiczne i mineralne (np. gnojowica i produkty jej rozkładu) z kilku leżących w jego otoczeniu, likwidowanych od roku 1992, PGR-ów (Cydzik et al. 1995), oraz Wytwórni Konserw Rybnych w Giżycku, której produkcję wstrzymano w roku Wobec braku dokładnych badań rzeczywista skala tego dopływu pozostaje nieznana. Można o niej wnioskować jedynie pośrednio, szacując dopływ fosforu na podstawie ogólnie przyjętych wskaźników. Według Hillbricht-Ilkowskiej (2005) obszary zabudowane, z przewagą gruntów ornych oraz wykorzystywanych w produkcji rolnej (fermy) eksportują zwykle od 0,5 do 1 kg P ha -1 rok -1. Wydaje się, ze tereny otaczające Niegocin stosunkowo silnie zurbanizowane i dostarczające do jeziora dużych ilości nieoczyszczonych ścieków oraz w dużej części intensywnie eksploatowane rolniczo mogły eksportować do jeziora znacznie większe ilości tego pierwiastka. Z jednego z niewielu dostępnych opracowań dotyczących szacunków tempa dopływu P do Niegocina (Giercuszkiewicz-Bajtlik i Głąbski 1981) wynika, że już w roku 1976 sumaryczny (ze źródeł punktowych i obszarowych) roczny dopływ tego biogenu w przeliczeniu na metr kwadratowy powierzchni tego jeziora (bez uwzględnienia zasilania wewnętrznego, dopływu wodami gruntowymi i drogą powietrzną) szacowany był na 1,07 g ( 4,28 kg P ha -1 zlewni bezpośredniej rok -1 oraz 0,86 kg P ha -1 zlewni całkowitej rok -1 ). Był on podobny do sugerowanego przez Kufel (1991) i Rybaka (2002) dla zlewni rzek Krtutyni i Jorki zasilających odpowiednio: Bełdany i Tałty i ponad pięciokrotnie przekraczał postulowaną przez Vollenwaidera (1971) akceptowalną wartość bezpieczną. Znaczna intensyfikacja dopływu zewnętrznego fosforu do Niegocina nastąpiła w latach Tezę tą pośrednio potwierdzają doniesienia Zdanowskiego i wsp. (2002), którzy oceniają że, nawet po znacznej redukcji ilości nieoczyszczonych ścieków zrzucanych do tego jeziora jaka nastąpiła po roku 1994, w latach , z 1 hektara jego zlewni bezpośredniej wciąż spływało 2,81 kg P rok -1 a z 1 hektara zlewni całkowitej 0,54 kg P rok -1. Nie bez znaczenia dla wzrostu dynamiki krążenia fosforu było także wzbogacanie wód Niegocina w związki azotu obecne w znacznych ilościach w ściekach oraz spływające z intensywnie i zwykle nieracjonalnie nawożonych pól uprawnych oraz łąk otaczających to jezioro. Wspomniane powyżej badania Giercuszkiewicz-Bajtlik i Głąbskiego (1981) oraz Zdanowskiego i wsp. (2002) pozwalają szacować spływ N do Niegocina z jego zlewni bezpośredniej co najmniej na 20,7 kg N ha -1 rok -1 w roku 1976 oraz na 18,06 kg N ha -1 rok -1 w latach Związki azotu dodatkowo stymulowały i tak już nadmierną produkcję fitoplanktonu, której wykorzystanie przez heterotrofy pogłębiało deficyt tlenu w wodach przydennych tego jeziora. Konsekwencją warunków beztlenowych był zapewne wzrastający do połowy lat 90-tych, dopływ wewnętrzny fosforu. Zdaniem Zdanowskiego (2002) nawet po ograniczeniu dopływu do jeziora nieoczyszczonych ścieków, w końcówce lat 90-tych warunki umożliwiające wymianę fosforu pomiędzy osadami i wodami hypolimnionu panowały wciąż na około 46% powierzchni dna tego jeziora. Według Søndegaarda i wsp. (1999, 2001, 2002) dopływ wewnętrzny P, nawet w stosunkowo płytkich jeziorach, może być porównywalny z dopływem zewnętrznym. Jest przy tym znacznie dla jeziora groźniejszy. O ile bowiem w dopływie zewnętrznym przeważają formy tego pierwiastka na ogół trudno dostępne dla fitoplanktonu, wchodzące do o biegu " STRONA 7

8 w jeziorze znacznie wolniej i dopiero po ich uprzedniej biologicznej transformacji do ortofosforanu (Chróst 1987), to z osadów uwalniany jest prawie wyłącznie bezpośrednio dostępny dla producentów pierwotnych ortofosforan (Siuda 1984). Po okresie gwałtownego wzrostu steżenia fosforu w Niegocinie w latach 70-tych, w latach całkowita zawartość tego pierwiastka w wodach powierzchniowych tego jeziora utrzymywała się, z grubsza rzecz biorąc, na stałym wysokim poziomie (Rys. 1 A). Było to efektem osiągniecia przez to jezioro pewnego stanu równowagi fosforowej gdzie stosunkowo duży dopływ zewnętrzny i wewnętrzny tego pierwiastka równoważony był jego stałym odpływem do jezior położonych poniżej. Tempo ubytku P z wód Niegocina w latach oszacować można na około 8,9 mg P m 3 rok -1 w przypadku epilimnionu i na ok. 27,0 mg P m 3 rok -1 w przypadku hypolimnionu (Rys. 1 A, B). W głębokich, stagnujacych zbiornikach wodnych ze słabo wykształconą strefą beztlenową efektywny transport P z wód przydennych i osadów do strefy fotycznej możliwy jest jedynie w okresach wiosennego i jesiennego mieszania się wód. W przypadku Niegocina odpływ P zgromadzonego w osadach i jego strefie przydennej do jezior położonych poniżej miał miejsce prawdopodobnie w ciągu całego roku. Niegocin jest zbiornikiem dużym (2600 h) stosunkowo płytkim (średnia gł. 9,9 m) ze słabo rozwiniętą linią brzegową oraz urozmaiconą rzeźbą dna z licznymi zagłębieniami i rozległymi płyciznami śródjeziornymi. Pomimo, że w rozległych i płytkich jeziorach intensywne, wywołane wiatrami mieszanie się wód zapewnia stosunkowo efektywny dopływ tlenu z atmosfery, to w latach 80-tych Niegocin był tak silnie zeutrofizowany, że w czasie stratyfikacji letniej jego głębsze partie oraz osady denne, były odtlenione (Zdanowski i wsp. 1984, Zdanowski i Hutorowicz 1994, Siuda niepubl.). W tych warunkach, powodowane silnym falowaniem turbulentne ruchy wody umożliwiały pulsacyjne podsiąkanie uwalnianego z dna ortofosforanu do strefy fotycznej i jego wiązanie w sestonie. Część związanego w ten sposób fosforu wracała ponownie do osadów, reszta zaś z prądem wody przemieszczała się do w dół systemu. W okresach homotermii wiosennej i jesiennej fosfór eksportowany był z Niegocina głównie w formie ortofosforanu wynoszonego ze strefy przydennej tego zbiornika. Warunki gograficzne, hydrologiczne i klimatyczne południowej części systemu WJM sprawiły, że fosfór wypływający w znacznych ilościach z wód Niegocina przelewał się początkowo do głęboczków kompleksu jezior Jagodne-Szymoneckie (Rys. 2A), nastepnie zaś zaczął kumulować się w Tałtowisku (Rys. 2B). W efekcie importu z Niegocina, wspomaganego spływem z nieracjonalnie i rabunkowo użytkowanej zlewni (np. przez PGR-y Miłki i Paprotki, nieskanalizowane wsie Prażmowo, Jagodne czy Kozin), w drugiej połowie lat 80-tych w wodach przydennych północnej części kompleksu Jagodne-Szymoneckie notowano stężenia PO4 3- przekraczajace 1 mg/l (Siuda niepubl.). Z analizy fragmentarycznych danych (Rys. 3) dotyczących mezotroficznego do drugiej połowy lat 70-tych Tałtowiska (Soszka i wsp. 1979, Gliwicz i wsp 1980) wynika, że w latach zawartość fosforu rosła systematycznie zarówno w wodach powierzchniowych (od 0,11 do 0,37 mg P/l) jak i przydennych (od 0,18 mg P/l do ok mg P/l) tego jeziora. Jest przy tym ciekawym, że w latach szybkość dopływu P do Tałtowiska (dla epilimnionu: 17,1 mg P m 3 rok -1 ; dla hypolimnionu: 15,3 mg P m 3 rok -1 ) była podobna do tempa odpływu tego biogenu z Niegocina (odpowiednio: 16,27 mg P m 3 rok -1 i 13,87 mg P m 3 rok -1 ). Rys. 2. Porównanie zmian stężenia fosforu całkowitego w wodach przydennych jezior Niegocina i Jagodnego (A), Jagodnego i Tałtowiska (B) oraz Niegocina i Tałtowiska (C) w okresach letnich (lipiec-sierpień) lat Na podstawie danych: Soszka i wsp. (1979), Cydzik i wsp. (1995), Kufel i Kufel (1993,1999), Kufel (niepubl.) oraz Siuda i Chróst (niepubl). Do połowy lat 90 kumulacja fosforu następowała również w wodach przydennych jezior rynnowych - Tałt, Mikołajskiego i Ryńskiego (Rys. 4 D, E, F). W głównej mierze przyczyniały się do tego ścieki bytowo-gospodarcze zrzucane wprost do tych jezior z leżących nad nimi miasteczek (Ryn i Mikołajki) oraz w mniejszym stopniu zanieczyszczenia spływające z 6- " STRONA 8

9 ciu wsi leżących na pobrzeżach Tałt (głównie z Tałt, Jory Wielkiej i ze wsi Cudnochy). Pewnych, niższych zapewne niż dopływających ze źródeł punktowych, ilości P dostarczały spływy obszarowe z eksploatowanych rolniczo zlewni, oraz w przypadku Tałt eksport fosforu kanałkiem z jeziora Głębokiego (silnie zdegradowanego przez sadzową hodowlę pstrąga tęczowego (Chróst i wsp. 1984), Jorca i Zelwążka. Wraz z fosforem, ścieki gospodarczo-bytowe oraz rolnicze pochodzące ze zlokalizowanych na pobrzeżach ciągu jezior Niegocin-Tałty-Ryńskie miast i osiedli oraz z PGR-owskich hodowli bydła i trzody chlewnej wnosiły zapewne do omawianych jezior, również duże ilości azotu. Rys. 3. Zmiany stężenia fosforu całkowitego w wodach powierzchniowych (A) i przydennych (B) jeziora Tałtowisko w okresach letnich (lipiec sierpień) lat Pionowe linie kropkowane oddzielają różne okresy ewolucji trofii jeziora. Szybkość przyrostu/ubytku fosforu w wodach w mg P m -3 rok -1 określają współczynniki kierunkowe równań regresji prostoliniowej (linie przerywane) wyliczonej dla lat oraz lat Na podstawie danych: Soszka i wsp. (1979), Cydzik i wsp. (1955) Kufel i Kufel (1993,1999), Kufel (niepubl.) oraz Siuda i Chróst (niepubl.). W przypadku tego pierwiastka głównym źródłem były, podobnie jak w przypadku pozostałych WJM, spływy obszarowe (Giercuszkiewicz-Bajtlik i Głąbski 1981). Wynikało to po pierwsze z faktu, że związki azotowe, w odróżnieniu od fosforowych, są znacznie bardziej mobilne i mniej sorbowane przez koloidy glebowe, po drugie zaś, że pola uprawne i łąki otaczające jeziora nawożono głównie azotem i potasem w mniejszym zaś stopniu nawozami fosforowymi (średnie dawki nawozów stosowane w zlewni WJM w r. 1976: pola uprawne 70 kg N, 24 kg P ha -1 ; łąki 86 kg N i 28 kg P h -1, za Giercuszkiewicz-Bajtlik i Głąbski 1981). Nadmiernemu i nieracjonalnemu stosowaniu nawozów azotowych na uprawianych polach (głównie PGR-owskich) sprzyjał fakt, że nawozy azotowe były stosunkowo tanie, łatwo dostępne i stosunkowo szybko powodowały widoczny wzrost biomasy traw łąkowych i roślin uprawnych. Początkiem korzystnych zmian jakości wód południowej części ciągu Wielkich Jezior Mazurskich było załamanie się, w początku lat 90-tych, ekstensywnego i anty-ekologicznego rolnictwa oraz uruchomienie w roku 1994 w Giżycku pierwszej w tym rejonie mechaniczno-biologicznej oczyszczalni ścieków z podwyższonym usuwaniem biogenów. Analiza danych dla lat wykazuje, że zarówno w warstwie wód powierzchniowych (Rys. 1A) jak i przydennych (Rys 1B) Niegocina, zawartość fosforu ulegała powolnemu, lecz systematycznemu zmniejszaniu. Również według Kufel (1998) do końca lat 90-tych, w porównaniu do lat 80-tych dopływ fosforu do tego jeziora zmniejszył się pięciokrotnie. Zmiany te były przede wszystkim efektem odcięcia dopływu ścieków z Giżycka oraz zmniejszeniem się ładunku P i N docierającego do Niegocina w efekcie spływu obszarowego z eksploatowanej rolniczo zlewni tego jeziora. Do malejącego obciążenia wód tego zbiornika związkami fosforu i azotu znacząco przyczyniło się również systematyczne porządkowanie gospodarki wodno-ściekowej we wsiach i ośrodkach wypoczynkowych wokół jeziora. Trudne do oszacowania (wobec braku odpowiednich badań naukowych), lecz jak się wydaje, ilościowo istotne ilości biogenów zostały również wyeksportowane do zbiorników leżących poniżej - Jagodnego, Szymoneckiego i Tałtowiska. Eksport ten, był szczególnie intensywny w okresach homotermii - wiosną i jesieną. W tym czasie, wypływająca z Niegocina woda była szczególnie bogata w związki fosforu i azotu wyniesione ze strefy przydennej tego zbiornika. Według szacunków autorów tempo ubytku fosforu z wód powierzchniowych tego jeziora w latach wynosiło w przybliżeniu 8,9 mg P m 3 rok -1, zaś z wód przydennych 2,7 mg P m 3 rok -1 (Rys. 1). Tymi prawdopodobnie procesami należy tłumaczyć, obserwowaną już pod koniec lat dziewięćdziesiątych, istotną poprawę jakości jego wód przejawiającą się ograniczeniem częstotliwości i masywności zakwitów glonowych. Również w wodach powierzchniowych jezior: Mikołajskiego, Tałt i Ryńskiego w okresach letnich (Rys. 4 A, B, C) stężenie fosforu całkowitego począwszy od od lat ulegało systematycznemu i wyraźnemu zmniejszaniu (do chwili obecnej o ok. 0,08 0,01 mg P/l). " STRONA 9

10 Rys. 4. Zmiany stężenia fosforu całkowitego w wodach powierz-chniowych (A, B, C) i przydennych (D, D, E, F) jezior Ryńskiego, Tałt i Mikołajskiego w okresach letnich (lipiec-sierpień) lat Pio-nowe linie kropkowane oddzielają różne okresy ewolucji trofii jeziora. Szybkość ubytku fosforu z wód powierzchniowych w mg P m -3 rok -1 określają współczynniki kierunkowe równań regresji prostoliniowej (linie przerywane) wyliczonej dla lat Na podstawie danych: Soszka i wsp. (1979), Kufel i Kufel (1993,1999), Kufel (niepubl.) oraz Siuda i Chróst (niepubl). Jednak w wodach przydennych tych jezior (Rys 4 D, E, F) było ono wciąż wysokie i zwłaszcza w jeziorach Ryńskim i Mikołajskim podlegało silnym wahaniom rocznym. Jedynie w Jeziorze Tałty odnotowano prawie dwukrotny ok 10 mgp/l spadek stężenia P, od 0,25 mg P L -1 w latach do ok. 10 mgp L -1 w okresie Biorąc pod uwagę prezentowane dane, trudno jest mówić o wyraźnej, podobnej do obserwowanej w Niegocinie poprawie jakości wód tych jezior. Zwłaszcza, że dane dotyczące ich wód przydennych są mniej kompletne. Tym niemniej, można przypuszczać, że za utrzymywanie się (lub jedynie niewielką redukcję) stosunkowo dużej puli fosforu w głębszych warstwach wód jezior Ryńskiego i Mikołajskiego odpowiadał w głównej mierze wciąż znaczący, zwłaszcza w przypadku głębokich jezior rynnowych z rozległą strefą beztlenową, dopływ wewnętrzny tego pierwiastka, będący efektem zbyt wolnego porządkowania gospodarki wodno-ściekowej wsi, ośrodków i domków wypoczynkowych położonych w obrzeżach tych jezior, oraz nieefektywne działanie oczyszczalni ścieków funkcjonujących w miastach Ryn i Mikołajki. Widać to zwłaszcza w przypadku jeziora Ryńskiego, w którym obecnie zawartość fosforu zależy właściwie tylko od tempa zasilania wewnętrznego, dopływu wraz z odciekiem z oczyszczalni ścieków, spływu obszarowego oraz tempa importu z wodami 6-ciu drobnych cieków wodnych. Zbiornik ten leży bowiem niejako poza głównym przepływem wód i import do niego fosforu z bogatego w ten biogen Tałtowiska raczej nie zachodził. Przypuszczenia dotyczące szkodliwego oddziaływania na jezioro ładunku biogenów wnoszonego z odciekiem z wadliwie funkcjonujących oczyszczalni potwierdzają oficjalne dane z roku 2001 przytoczone w Planie Gospodarowania Wodą w Zlewni rzeki Narew (od granicy państwa do Pułtuska), opracowanym przez Regionalny Zarząd Gospodarki Wodnej w Warszawie. Dane te dowodzą, że oczyszczalna w Rynie usuwała ze ścieków w tym czasie jedynie ok. 47% a w Mikołajkach ok. 78% fosforu. Niepublikowane obserwacje własne autorów oraz badania Lopaty (2008) pozwalają przypuszczać, że wskutek częstych awarii, że rzeczywista wydolność tych oczyszczalni była jeszcze niższa. Stosunkowo wyraźny spadek zawartości fosforu w wodach Jeziora Tałty wynikał zapewne z faktu, iż import tego biogenu z odstojnika, jakim dla jezior leżących powyżej było stosunkowo głębokie Tałtowisko, poprzez wąski, długi i dobrze natleniony Kanał Tałcki był stosunkowo niewielki. Dla widocznego samooczyszczania się Tałt istotne znaczenie miało zapewne również drastyczne ograniczenie punktowego dopływu P i N Jorką. Na przełomie lat 1970/1980 wody tej rzeki wnosiły znaczące ilości P i N eksportowane z jeziora Głębokiego, silnie zdegradowanego przez sadzową hodowlę pstrąga tęczowego zlikwidowaną w drugiej połowie lat 80-tych. Dopływ fosforu do Tałt z jeziora Ryńskiego był przypuszczalnie minimalny. Duża głębokość tego jeziora, obserwowana w nim stosunkowo intensywna produkcja pierwotna (Siuda i Chróst, niepubl.) wiążąca w okresach wiosennych duże ilości P oraz stosunkowo powolna (rzadziej niż raz na dwa lata), wymiana wody poprzez wypłycenie oddzielające go od jeziora Tałty, pozwala sądzić, że okres retencji fosforu w tym zbiorniku był prawdopodobnie relatywnie długi. Tezę, iż zawartość fosforu w wodach południowej części ciągu Wielkich Jezior Mazurskich w latach systematycznie malała dzięki jego wypłukiwaniu oczyszczonymi wodami Niegocina potwierdzają ostatecznie dane uzyskane dla wód Śniardw będących ostatnim ogniwem południowej części systemu WJM. Wskutek importu tego pierwiastka z jezior położonych powyżej średnia zawartość fosforu w wodach powierzchniowych tego jeziora w latach wzrosła tam bowiem, w porównaniu z latami , z 0,017 do 0,104 mg P L -1, aby w latach spaść do poziomu 0,0431 mg P l -1 (Rys. 5). " STRONA 10

11 Rys. 5. Zmiany stężenia fosforu całkowitego w wodach powierzchniowych jeziora Śniardwy w okresach letnich Pionowe linie kropkowane oddzielają różne okresy ewolucji trofii jeziora. Na podstawie danych: Hillbricht-Ilkowskiej (1990); Kufel i Kufel (1993) oraz Siuda i Chróst (niepubl.). 5. SZYMON I KOTEK NATURALNA BARIERA OCHRONNA DLA TAŁTOWISKA I JEZIOR POŁOŻONYCH PONIŻEJ Rys. 6. Lokalizacja jezior Szymon i Kotek w południowej części systemu Wielkich Jezior Mazurskich. Chociaż wzrost trofii jezior: Niegocin, Jagodne i Szymoneckie notowano już w latach 60-tych ubiegłego wieku, to do połowy lat 70-tych Tałtowisko pozostawało wciąż jeziorem mezotrotroficznym. Przed spływem biogenów z górnych części systemu chroniły go bowiem Szymon i Kotek. Szymon to niewielki (1,54 km 2 ) płytki zbiornik o regularnym, zbliżonym do okręgu kształcie (gł. maks. 2,9 m, gł. średnia głębokość 1,1 m średnica ok m) otoczony przez mało żyzne grunty orne i łąki z licznymi rowami melioracyjnymi. Jest on w całości porośnięty roślinnością wodną, a ponad ponad 20% jego powierzchni zajmuje gęsty pas roślinności wynurzonej. Jego brzegi są podmokłe i trudno dostępne. Podobnym morfologicznie lecz znacznie mniejszym jeziorem (0,16 km 2 ) jest Kotek. Obydwa zbiorniki połączone są ze sobą i z jeziorami sąsiednimi kanałami: Szymońskim i Leleckim (Grunwaldzkim) (Rys. 6). Aczkolwiek tempo wymiany wody w obydwu jeziorach nie jest znane, należy sądzić, że jest ono stosunkowo duże. Ze względu na silnie rozbudowaną strefę litoralną oraz gęstą przybrzeżną roślinność wynurzoną są one stosunkowo dobrze chronione przed spływem biogenów z ich niewielkich zlewni bezpośrednich. Według Rzepeckiego (2002) kilkunastometrowa strefa przybrzeżnej roślinności bagiennej może związać od 20 do 90% azotu i fosforu spływającego ze zlewni z wodami gruntowymi i powierzchniowymi. Dynamikę zmian stężeń pierwiastków biogennych w Szymonie i Kotku kształtuje przede wszystkim import z jeziora Jagodnego i Szymoneckiego, wysoka produkcja pierwotna (Siuda niepubl.) oraz zjawiska sorpcji, desorpcji i immobilizacji materii organicznej oraz biogenów w osadach dennych oraz cząstkach sestoniu. Na skutek efektu szyjki butelki (bottleneck), bogata w biogeny zawiesina organiczna niesiona wodami wypływającymi z kanału Szymońskiego ulega w obydwu tych jeziorach sedymentacji i kumulacji tworząc obfite osady denne. Wierzchnia ich warstwa, zwłaszcza w okolicach przebiegającego przez obydwa jeziora toru wodnego, jest w okresie letnim stosunkowo dobrze natleniona (Planter inf. ustna), prawdopodobnie dzięki wysokiej aktywności fotosyntetycznej fitoplanktonu w całym słupie wody oraz ich mieszaniu i podnoszeniu przez statki Żeglugi Mazurskiej i łodzie motorowe. Jednocześnie, wobec intensywnych procesów respiracji (Siuda niepubl.) w obszarach zastoiskowych obydwu jezior występują zapewne warunki beztlenowe. Czyni to z nich nie tylko naturalne oczyszczalnie hydrofitowe, lecz prawdopodobnie również swoiste oczyszczalnie typu SBR (Sequencing Bath Reactors) które, dzięki współistnieniu w nich procesów tlenowych i beztlenowych (respiracja nitryfikacja/denitryfikacja, oraz wytrącaniu i wiązaniu PO4 3- ) chronią przed spływem biogenów jeziora leżące poniżej. Kluczowe znaczenie Szymona i Kotka dla jakości wód Tałtowiska uwidoczniło się szczególnie w latach kiedy to dwukrotnemu obniżeniu ilości fosforu spływającego z Niegocina towarzyszył aż siedmiokrotny spadek stężenia tego pierwiastka w Tałtowisku (Rys. 1, 3). " STRONA 11

12 6. ŚNIARDWY ODSTOJNIK I OCZYSZCZANIA DLA JEZIOR POŁUDNIOWEJ CZĘŚCI SYSTEMU WIELKICH JEZIOR MAZURSKICH Jezioro Śniardwy wraz z połączonymi z nim jeziorami: Łuknajno, Tuchlin, Tyrkło, Seksty, Warnołty i Białoławki są największym zbiornikiem słodkowodnym Polski (Rys. 7). Pomimo tego, ewolucja statusu troficznego tego jeziora i antropogeniczne zmiany jego chemizmu oraz biologii są w porównaniu do innych jezior systemu WJM stosunkowo słabo poznane. Ze względu na stosunkowo duży stosunek powierzchni lustra wody do powierzchni słabo zaludnionej i zurbanizowanej zlewni bezpośredniej (Tabela 1), jezioro to jest względnie odporne na procesy eutrofizacyjne. Intensywnym procesom samooczyszczania się tego zbiornika sprzyja ponadto jego niewielka średnia głębokość (6,36 m, Popielarczyk i wsp. 2005), stosunkowo duża miąższość generującej tlen strefy fotycznej (4 6 m, Siuda niepubl.), oraz relatywnie duża powierzchnia kontaktu z atmosferą zapewniająca, poprzez silne oddziaływanie wiatrów i falowanie, intensywną dyfuzję tlenu do jego wód powierzchniowych. Jednocześnie, duże stężenie chlorków i siarczanów w wodach tego jeziora wskazuje, że spośród jezior systemu WJM podlega ono największej antropopresji (kśr = 11,8 ± 0,5, Rys. 8 A) a głównym czynnikiem kształtującym jego status troficzny był i jest w chwili obecnej dopływ materii organicznej i biogenów z jego ogromnej zlewni całkowitej (2425,3 km 2 ). Maksimum jego intensywności przypadało na lata dziewięćdziesiąte ubiegłego wieku kiedy to do Śniardw dotarła fala biogenów niesiona poprzez wody Jeziora Mikołajskiego z Niegocina (Rys. 8 B). Uzupełniał ją prawdopodobnie dopływ fosforu i azotu z jeziora Bełdany, do końca lat 90-tych zasilanego nieoczyszczonymi ściekami z Rucianego-Nidy. Zgromadzone w wodach przydennych najgłębszych partii północnej części tego jeziora znaczne ilości biogenów (Rys. 9) będące prawdopodobnie opóźnionym skutkiem galopującej eutrofizacji lat stanowią zagrożenie dla jakości wód Śniardw do chwili obecnej. Nie bez znaczenia dla postępującej eutrofizacji tego, mezotroficznego do połowy lat 80-tych, zbiornika jest także dopływ biogenów z jeziora Warnołty (Chróst 2012). Jego źródło stanowi najprawdopodobniej systematycznie powiększająca się kolonia kormorana czarnego (Phalacrocorax carbo), który z odległych miejsc żerowania przenosi, w postaci resztek pokarmowych i odchodów, nad Warnołty znaczne ilości azotu i fosforu (Krzywosz 2012). W chwili obecnej import biogenów z opisanych wyżej źródeł oddziałuje szczególnie silnie na południową część Śniardw, której wody przejawiają okresowo (w czasie późnego lata) cechy środowiska hypereutroficznego (Chróst 2012). Pomimo intensywnego oddziaływania szeregu czynników eutrofogennych Śniardwy jako całość Rys. 7. Jezioro Śniardwy południowy kraniec systemu Wielkich Jezior Mazurskich. Duże strzałki blokowe wskazują kierunek ruchu mas wodnych wywołany siłami Coriolisa. Ciemnymi strzałkami zaznaczono główne kierunki spływu substancji biogennych, strzałkami liniowanymi przedstawiono kierunki odpływu wód ze Śniardw do jeziora Roś. Gwiazdką oznaczono miejsce poboru próbek wody w latach ewoluują stosunkowo powoli co wynika z ich cech batymetrycznych oraz znacznej objętości i powierzchni. Na jeziorze występuje prąd o prędkości m na godzinę, płynący w kierunku przeciwnym do wskazówek zegara generowany siłami Coriolisa oraz wiatrami (Popielarczyk i wsp. 2005). Powoduje on zarówno rozcieńczanie ładunku C, N i P niesionego z jeziora Mikołajskiego i Bełdanów jak również jego stopniową immobilizację i wiązanie przez roślinność dobrze rozwiniętej i rozległej strefy litoralnej. Duża powierzchnia kontaktu z powietrzem, wiatry oraz urozmaicona rzeźba dna z licznymi płyciznami usianymi kamieniami i pojedynczymi dużymi głazami sprzyjają turbulentnemu przepływowi wody i wydajnej dyfuzji tlenu z atmosfery. Dobre natlenienie środowiska intensyfikuje procesy mineralizacji materii organicznej w słupie wody oraz zmniejsza tempo jej wytwarzania w procesach produkcji pierwotnej poprzez wytrącanie i trwałą immobilizację w osadach, bezpośrednio dostępnych dla fitoplanktonu form fosforu (PO4 3-, HPO4 2- oraz H2PO4 - ). Znaczne wahania całkowitego stężenia tego pierwiastka obserwowane w Śniardwach w latach (Rys. 5) są prawdopodobnie efektem niefortunnego zlokalizowania punktu poboru próbek wody w miejscu mieszania się zanieczyszczonych wód dopływających do Śniardw przez Przeczkę (Rys. 7). " STRONA 12

13 Rys. 8. Porównanie antropopresji wywieranej na jeziora systemu WJM w (A) latach oraz (B) tendencji zmian stężeń fosforu całkowitego w wodach powierzchniowych jezior Niegocin, Tałtowisko i Śniardwy w latach Współczynnik antropopresji (kśr) dla każdego jeziora i okresu poboru próbek wyliczano ze wzoru k = ([SO4 2- ] + [Cl - ])/2. Do wyliczenia średniej wartości k dla każdego z jezior wykorzystano dane Kaupinen (niepubl.) uzyskane podczas czterech serii pomiarów. Dynamikę zmian stężeń fosforu wykreślono na podstawie danych: Soszka i wsp. (1979); Kufel i Kufel (1993,1999); Kufel (niepubl.) oraz Siuda i Chróst (niepubl). Rys. 9. Stężenia fosforu całkowitego oraz azotu amonowego (N-NH4 + ) w głęboczku jeziora Mikołajskiego (czarne kółka) oraz w głęboczkach północnej części jeziora Bełdany (białe kółka) w sierpniu Pionowe linie kropkowane wyznaczają średnie (n = 10) stężenia fosforu całkowitego i N-NH4 + wyliczone dla pozostałych jezior południowej części systemu WJM. 7. PESPEKTYWY OCHRONY WJM ZAGROŻENIA I NADZIEJE Z bilansowego punktu widzenia szybkości eutrofizacji zbiornika wodnego jest funkcją różnicy pomiędzy tempem importu a tempem eksportu z niego materii organicznej i biogenów. Choć w różnych jeziorach zależność ta nie zawsze jest tak prosta można założyć, że im różnica ta jest większa tym tym tempo eutrofizacji szybsze. Na procesy importu składają się dopływ zewnętrzny i wewnętrzny oraz wiązanie w związkach organicznych CO2 z atmosfery (produkcja pierwotna fitoplanktonu). Procesy eksportu obejmują: (i) respirację (mineralizację) materii organicznej realizowaną głownie przez heterotroficzne mikroorganizmy planktonowe (Prairie and Cole 2009); (ii) usuwanie azotu do atmosfery w procesach denitryfikacji (Seitzinger 1988, Seitzinger i wsp. 1988, Saunders i Kalff 2001,) czy ANAMOX (Anoxic Ammonium Oxidation, Hamersley i wsp. 2009); (iii) odkładanie materii organicznej i biogenów w głębokich osadach dennych (Borówka 2007) oraz; (iv) ich wynoszenie wraz z wyławianymi z jeziora rybami, czy trzciną pozyskiwaną dla celów gospodarczych. W latach m. in. dzięki kryzysowi w rolnictwie, turystyce, powstałym przy większych ośrodkach miejskich oczyszczalniom ścieków czy wprowadzeniu do powszechnego stosowania detergentów bezfosforowych, import materii organicznej i biogenów do wód WJM uległ drastycznemu zmniejszeniu. Spowodowało to spektakularne spowolnienie procesów eutrofizacyjnych a nawet ich cofnięcie (deeutrofizację, re-oligotrofizację wód jeziornych). Ponieważ w skali geologicznej ewolucja zbiorników wodnych od oligo- do hypereutrofii jest procesem jednokierunkowym de-eutrofizacja południowej części systemu WJM ma jedynie charakter czasowy i korzystne tendencje zmian jakości wód jeziornych mogą w każdej chwili ulec odwróceniu. Najważniejszą przyczyną powrotu na ścieżkę szybkiej eutrofizacji może okazać się ponowny wzrost importu materii organicznej i biogenów do wód jeziornych ze zlewni. Może on być efektem dotychczasowej, nieracjonalnej polityki w gospodarce wodno-ściekowej a także rozwijających się dynamicznie w rejonie WJM turystyki oraz w przyszłości wielkoobszarowego i monokulturowego rolnictwa. Paradoksalnie, jednym z głównych źródeł zanieczyszczających wody jeziorne są centralne oczyszczalnie zasilane ściekami przez intensywnie rozbudowywane i powiększane systemy kanalizacyjne " STRONA 13

14 Wraz z lawinowo rosnącą objętością oczyszczanych ścieków zbieranych z coraz większych obszarów zlewni wprowadzają one do jezior zwiększający się systematycznie ładunek biogenów (Siuda i Chróst 2011). Choć w latach , dzięki powstrzymaniu zrzucania do jezior ścieków surowych, zapoczątkowały one i wspomogły procesy samooczyszczania się jezior, to w chwili obecnej same stały się punktowymi źródłami zanieczyszczeń. I tak np. wzrost przepustowości oczyszczalni o każde 1000 m 3 ścieków oczyszczonych zgodnie z polskimi normami (15 mg N Kiejdahla/l) i 4 mg P ogólnego/l w odcieku, Dz. U. z dnia 31 lipca 2006 r.), wzbogaca wody jeziorne w 4 kg P/dobę i 15 kg N/dobę. Jest to szczególnie groźne dla głębokich zbiorników rynnowych, które jako szczególnie podatne na procesy eutrofizacyjne z założenia nie powinny być odbiornikami nawet ścieków oczyszczonych. O ile na obszarach silnie zurbanizowanych kanalizowanie i centralizacja oczyszczania ścieków jest jedynym możliwym rozwiązaniem to w przypadku zlewni bezpośredniej WJM często o nierównomiernej i rozproszonej zabudowie regułą winna być strtegia: pobierz wykorzystaj oczyść zwróć skąd pobrałeś. Zakłada ona zwrot do gruntu wody pobranej z zasobów gruntowych, po jej wykorzystaniu i oczyszczeniu w niewielkich sprawnie działających oczyszczalniach lokalnych. Ponieważ bilans wodny WJM jest ujemny (Bajkiewicz-Grabowska 2008) i wody gruntowe ze zlewni nie zasilają jezior decentralizacja oczyszczania ścieków poprzez rozbudowę niewielkich oczyszczalni i powierzchniowego rozproszenia oczyszczonych w nich ścieków jest przy tym dla wód WJM znacznie bezpieczniejsza od strategii dotychczas realizowanej. Istotnym źródłem biogenów wprowadzanych bezpośrednio lub pośrednio do wód WJM jest obecnie i może być w przyszłości stale rozwijający się ruch turystyczny. Jego cechą charakterystyczną jest sezonowość z maksimum obejmującym 3 4 miesiące wiosenno-letnie. O ile zanieczyszczenia generowane przez turystykę lądową są w dużym stopniu kontrolowane i usuwane w istniejących oczyszczalniach ścieków to rozwój infrastruktury odbioru i utylizacji ścieków wytwarzanych przez przez turystykę żeglarską nie nadąża za rosnącą presją żeglarzy na WJM. Prowadzi to do wprowadzania łatwo przyswajalnych biologicznie form N i P wprost do wód jeziornych i to w okresie największego zapotrzebowania na nie mikroorganizmów planktonowych. Dokładna liczba jachtów żaglowych pływających po jeziorach mazurskich nie jest znana. Brak jest również danych o ilości zanieczyszczeń płynnych odbieranych z toalet jachtowych. Szacunkowe dane autorów wskazują, że w okresie szczytu sezonu na wodach WJM znajduje się ok. 1 tys. łodzi dziennie z czego 80% przypada na południową część systemu. Zakładając, że załogę każdej łodzi stanowi 4 osoby a każda z nich w ciągu doby jedynie z moczem wydala 6,8 11,8 N i 1,9 2,8 g P (Kirchman i Pettersson 1995), można szacować, że w okresie trzech miesięcy wielkość ładunku biogenów generowanego z tego źródła może wynosić nawet od 2,0 do 3,4 tony N i od 0,5 do 0,8 tony P z czego do oczyszczalni trafia co najwyżej 10% reszta zaś wzbogaca wody jeziorne i pozostaje poza kontrolą służb ochrony środowiska. Zagrożenie powierzchniowym spływem biogenów stwarzane przez odradzające się w zlewni WJM rolnictwo jest trudne do oszacowania. Ze względu na stosunkowo dużą mobilność w środowisku i stosunkowo niską w porównaniu z nawozami fosforowymi cenę, szczególnie istotnym zagrożeniem są i będą w przyszłości nawozy azotowe oraz gnojowica. Zgodnie z danymi Komisji Europejskiej rolnictwo odpowiada za ponad 50% ilości N wprowadzanego do wód powierzchniowych. Ograniczeniu skażenia wód jezior mazurskich azotem przez nadużywanie nawozów azotowych zapobiegają w pewnym stopniu wytyczne tzw. Dyrektywy azotanowej UE z 1991 r. będącej jednym z pierwszych aktów prawnych mających na celu kontrolę zanieczyszczeń generowanych przez działalność rolniczą i poprawę jakości wód powierzchniowych. Brak jest również danych dotyczących wpływu na wody WJM coraz powszechniej stosowanych środków ochrony roślin. Prognozowany wzrost ich zużycia wynika z faktu, że w zlewni WJM przeważają wielkoobszarowe monkultury w przypadku których stosowanie pestycydów czy fungicydów jest warunkiem koniecznym uzyskania zadowalających plonów. Dane literaturowe dowodzą, że problem tak selektywnego jak i kompleksowego oddziaływania tych związków na środowiska wodne jest złożony i nie do końca określony (Van den Bring i wsp. 2009, Releya i Hoverman 2006, Isenring 2010). Wydaje się, że zagrożenia związane z gospodarką rolną można w dużym stopniu ograniczyć preferując w zlewni bezpośredniej WJM rolnictwo nastawione głównie na produkcję tzw. zdrowej żywności wymuszające stosowanie technologii upraw z minimalnym użyciem nawozów i pestycydów a także, zamiast wielkoobszarowych monokultur, rolnictwo jak najbardziej mozaikowe, sprzyjające wzrostowi różnorodności biologicznej a tym samym ograniczające konieczność stosowania środków ochrony roślin zaburzających funkcjonowanie ekosystemów wodnych. Ponadto, w kontekście polityki rolnej, dla zwiększenia odporności wód WJM na eutrofizację niezbędne wydaje się pozostawianie stref buforowych wokół obrzeży jezior oraz zachowanie istniejących i restytucja zagospodarowanych rolniczo ugorów, środpolnych remiz, bagienek oraz zbiorników astatycznych przeciwdziałających erozji gleb a także będących oazami bioróżnorodności i pułapkami na biogeny (Kruk 2000, Hillbright-Ilkowska 2005). " STRONA 14

15 Wnioskiem finalnym z wyników badań prezentowanych w niniejszej pracy jest stwierdzenie, że obserwowana w ciągu ostatniej dekady widoczna poprawa stanu jakości wód południowej części systemu WJM jest zarówno efektem wymuszonych ekonomicznie zmian w zlewni jezior w latach jak i szeregu działań porządkujących gospodarkę wodno-ściekową w miastach i ośrodkach turystycznych regionu i odcinających dopływ do jezior surowych ścieków bytowo-gospodarczych. Zmiany te uwolniły stosunkowo proste rezerwy odnowy ekosystemów jeziornych i mechanizmy samooczyszczania się wód. Nadzieję budzi fakt, że korzystne zmiany chemizmu wód, częściowe odtworzenie się łańcuchów i sieci troficznych jak również swoistego dla WJM składu gatunkowego biocenoz wodnych nastąpiły stosunkowo szybko. W ostatnich jednak latach tempo de-eutrofizacji jezior południowej części WJM uległo jednak widocznemu spowolnieniu. Oznacza to że wspomniane już proste rezerwy zostały w dużym stopniu wyczerpane. Dlatego też w celu podtrzymania i pogłębienia efektu lat należy sięgnąć do bardziej wyrafinowanych i kompleksowych metod ochrony zlewni, które sformułowano w Planie Ochrony Mazurskiego Parku Krajobrazowego do 2032 r. (Jankowski 2012). Choć większość zaleceń i wniosków zawartych w tym dokumencie jest zbieżna z poglądami autorów niniejszego opracowania to wdrażanie proponowanej w nim strategii ochrony wód nie może być ograniczane jedynie do wód jezior położonych w granicach do Mazurskiego Parku Krajobrazowego. Wydaje się oczywistym, że winno ono obejmować cały system WJM a przynajmniej jego funkcjonalnie jednorodną część południową. 10. Cytowane piśmiennictwo BAJKIEWICZ-GRABOWSKA E., Obieg wody w systemie Wielkich Jezior Mazurskich. [W:] Ochrona rekultywacja wód Wielkich Jezior Mazurskich narzędziem rozwoju naukowego, gospodarczego i kulturowego regionu. Jasser I., Robak S., Zdanowski B. (red.), Wydawnictwo IRS, Olsztyn. BERMAN T., 2001). The role of DON and the effect of N : P ratios on occurrence of cyanobacterial blooms: Implications from the outgrowth of Aphanizomenon in Lake Kinneret. Limnol. Oceanogr. 46, BORÓWKA R., K., Geochemiczne badania osadów jeziornych strefy umiarkowanej. Stud. Lim. et Tel. 1, BROWN C., D., Hoyer M.,V., Roger, Bachmann W., aniel Canfield D., E. Jr., Can. J. Fish. Aquat. Sci. 57, CHRÓST R. J., Phosphorus and microplankton development in an eutrophic lake. Acta Microbiologica Polonica 37, CHRÓST R., J., Mazurskie Morze - aktualny stasn jakości wód jeziora Śniardwy. Debata nt. stanu środowiska naturalnego Mazur, września 2012,Wierzba. m_docman&task=doc_download&gid=108&itemid=117 CHRÓST R.,J., SIUDA W., HAŁEMEJKO G.,Z., Long-term studies on alkaline phosphatase activity (APA) in a lake with fish-aquaculture in relation to lake eutrophication and phos-phorus cycle. Arch. Hydrobiol. Suppl. 70, CHRÓST R., J., SIUDA W., Microbial production, utilization, and enzymatic degradation of organic matter in the upper trophogenic water layer in the pelagial zone of lakes along the eutrophication gradient. Limnol. Oceanogr. 51, CYDZIK D., KUDELSKA D., SOSZKA H., Atlas stanu czystości jezior Polski badanych w latach Panstwowa Inspekcja Ochrony Środowiska, Biblioteka Monitoringu Środowiska. Warszawa. DILLON P., J., RIGLER F., H., The phosphorus chlorophyll relationship in lakes. Limnol. Oceanogr.19, DUDGALE R., GOERING J., J., Uptake of new and regenerated forms of nitrogen in primary productivity. Limnol. Oceanogr. 12, EJSMONT-KARABIN J., Wpływ lokalnej polityki środowiskowej na jakość wód w systemie Wielkich Jezior Mazurskich. II Ogólnopolska konferencja naukowa mokradła i ekosystemy słodkowodne funkcjonowanie, zagrożenia i ochrona. Augustów 2009, Streszczenia zgłoszonych artykułów, GIERCUSZKIEWICZ-BAJTLIK M., GŁĄBSKI E., Predicting th pollution of Great Masurian Lakes from point and nonpoint sources. Ekol. Pol. 29, GLIWICZ Z., M., KOWALCZEWSKI A., OZIMEK T., PIECZYNSKA E., PREJS A., PREJS K., RYBAK, J., S., The assessment of the eutrophication of Great Masurian Lakes (in Polish). Inst. Ksztalowania Srodowiska, Warszawa. GLIWICZ Z.,M., KOWALCZEWSKI A., Epilimnetic and hypolimnetic symptoms of eutrophication in Great Mazurian lakes, Poland - Freshw. Biol. 11: HAMERSLEY M. R., WOEBKEN D., BOEHRER B., SCHULTZE M., LAVIK G., KUYPERS M., M., M., 2009 Water column anammox and denitrification in a temperate permanently stratified lake (Lake Rassnitzer, Germany). Syst. Appl. Microbiol. 32, HILLBRICHT-ILKOWSKA A., Lake Śniardwy. [W:] Data Book of World Lake Environments - a survey of the state of world lakes. Lake Biwa Research Institute, Otsu, pp 12. HILLBRICHT-ILKOWSKA A., Ochrona jezior i krajobrazu pojeziernego problemy, procesy, Perspektywy. Kosmos 54, HORNE A., J., COMMINS M.,L., Macronutrient controls on nitrogen fixation in planktonic cyanobacterial populations. New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research, 21, Internetowa Baza Śródlądowych Przeszkód Podwodnych, ISENRING R., Pesticides and the loss of biodiversity. Pesticide Action Network Europe, London. " STRONA 15

16 JANKOWSKI W., 2012 Plan ochrony Mazurskiego Parku Krajobrazowego do 2032 r. Krutyń, marzec JONES, J.R., BACHMANN, R.W., Prediction of phosphorus and chlorophyll levels in lakes. Journal of the Water Pollution Control Federation 48, KALFF J., Limnology. Prentice-Hall, USA. KIRCHMAN H., PETTERSSON S., Human urine Chemical composition and fertilizer use efficiency. Fertilizer Research 40, KOWALCZEWSKI A., OZIMEK T Further long-term changes in the submerged macrophyte vegetation of the eutrophic Lake Mikołajskie (North Poland) Aquat. Bot. 46, KRUK M., Biogeochemical functioning of hydrologically modified petlands and its effect in eutrophication of freshwaters. Polish J. Ecol. 48, KRZYWOSZ, T., Monitoring oraz ocean nadmiernego wpływu kormorana czarnego na zasoby ryb w jeziorach leżacych na obszarze LGR WJM w kontekscie zachowania bioróżnorodności ichtiofauny. Debata nt. stanu środowiska naturalnego Mazur, września 2012,Wierzba. m_docman&task=doc_download&gid=109&itemid=11 7 KRZYWOSZ, T., TRACZUK P., Wpływ kormorana czarnego na jeziora w rejonie Mazur. [W:] Mickiewicz M. (red.), Zrównoważone korzystanie z zasobów rybackich na tle ich stanu w 2009 r. Wyd. IRŚ, Olsztyn. KUFEL L., Watershed nutrient loading to Lakes in Krutynia system (Masurian Lakeland, Poland). Ekol. pol. 38, KUFEL L., Ecological monitoring of the Great Masurian Lakes system. Long Term Ecological Research Examples, Methods, Perspectives for Central Europe. Preceedings of the ILTER Regional Workshop, September 1998, Mądralin, Poland, KUFEL I., KUFEL L., Monitoring of the Great Mazurian Lakes in Hydrobiological Station Mikołajki Progress Report Oficyna wydawnicza Instytut Ekologii PAN, KUFEL I., KUFEL L., Spatial and temporal variability of chlorophyll and nutrients in the Great Masurian Lakes. Hydrobiological Station Mikołajki Progress Report Oficyna wydawnicza Instytut Ekologii PAN, LEAN D., R., S., Pick F., R., Photosynthetic response of lake plankton to nutrient enrichment: a test for nutrient limitation. Limnol. Oceanogr. 26, LEWANDOWSKI K., Stańczykowska A., Rola małża Dreissena polimorpha (Pall) (Racicznica zmienna) w ekosystemach słodkowodnych. Przeglad Zoologiczny, 43, Lokalna Strategia Rozwoju Obszarów Rybackich LGD Mazurskie Morze, om_docman&task=doc_download&gid=210&itemid=1 15 LOPATA K Wpływ Miejskiej Oczyszczalni Ścieków w Mikołajkach na wybrane parametry fizyko-chemiczne wód jeziora Tałty i Jeziora Mikołajskiego. Praca dyplomowa, Uniwersytet Warszawski. MIKULSKI Z Bilans Wodny Wielkich Jezior Mazurskich. PIHM 19. NÕGES P., KANGUR K., NÕGES T., REINART A., SIMOLA H., VILJANEN M Highlights of large lake research and management in Europe. Hydrobiologia, 599, Nürnberg G., K, Peters R., H., The importance of internal phosphorus load to the eutrophication of lakes with anoxic hypolimnia.verh. Internat.Verein. Limnol. 22: NÜRNBERG G., K., The prediction of phosphorus release rates from total and reductant-soluble phosphorus in anoxic lake sediments. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 45, NÜRNBERG G., K., Phosphorus release from anoxic sediments: What we know and how we can deal with it, Limnetica, 10, 1-4. ODUM E., P., Podstawy ekologii wydanie III, PWRiL Warszawa OZIMEK T., Makrofity zanurzone i ich relacje z glonami w jeziorach o wysokiej trofii. Wiad. Ekol. 38, OZIMEK T., Kowalczewski A., Long-term changes of the submerged macrophytes in eutrophic Lake Mikołajskie (North Poland). Aquat. Bot. 19, PACE M., L., PRAIRIE Y., T., Respiration in lakes. [W:] Respiration in aquatic ecosystems. Del Giorgio P., A., Wiliams le B, P., J. (red.), Oxford University Press, PHILLIPS G.,L., EMINSON D., MOSS B., A mechanism to account for macrophyte decline in progressively eutrophicated freshwaters. Aquat. Bot. 4, PIECZYŃSKA E., Eutrofizacja płytkich jezior znaczenie makrofitów Wiadomości Ekologiczne, LIV, 2008, Plan gospodarowania wodą w zlewni rzeki Narew (od granicy państwa do Pułtuska) Regionalny Zarząd Gospodarki Wodnej w Warszawie. Podział hydrograficzny Polski, Warszawa 1980 POPIELARCZYK I WSP., 2005, PRAIRIE Y., T., COLE J., J., Carbon, Unifying Currency. ([W:] Gene E. Likens G., E. (red.) Encyclopedia of Inland Waters, 2, Oxford: Elsevier. PREJS A., Eutrofizacja jezior a ichtiofauna, Wiadomości Ekologiczne XXIV, REDFIELD A.C., On the proportions of organic derivations in sea water and their relation to the composition of plankton. [W] James Johnstone Memorial Volume. Daniel R.,J. (red.). University Press of Liverpool, Releya i Hoverman 2006 RELYEA R., HOVERMAN J., Assessing the ecology in ecotoxicology: a review and synthesis in freshwater systems Ecology Letters, 9, REYNOLDS C.,S., The development of perceptions of aquatic eutrophication and its control. Ecohydrology and Hydrobiology 3, RYBAK J., Seasonal and long-term export rates of nutriients with surface runoff in the river Jorka catchment basin (Masurian Lakeland, Poland). Polish J. Ecol. 50, RZEPECKI M., Wetland zones along lake shores as barier systems: field and experimental research on nutrient retention and dynamics. Polish J. Ecol. 50, SAUNDERS D. L., Kalff J., Nitrogen retention in wetlands, lakes and rivers. Hydrobiologia 443, SEITZINGER S., P., Denitrification in freshwater and coastal marine ecosystems: Ecological and geochemical significance. Limnol. Oceanogr. 33, SEITZINGER S., HARRISON J., A., BÖHLKE J., K., BOUWMAN A., F., LOWRANCE R., PETERSON B., TOBIAS C., VAN DRECHT G., Denitrification across landscapes and waterscapes: A synthesis. Ecological Applications 16, " STRONA 16

17 SHAPIRO J., Biomanipulation: The Next Phase Making it Stable. Hydrobiologia 200/201, SHAPIRO J., WRIGHT D., I., Lake Restoration by Biomanipulation: Round Lake, Minnesota, the First Two Years. Freshwater Biology 14, SCHINDLER D., W., Carbon, nitrogen, phosphorus and the eutrophication of freshwater lakes. J. Phycol. 7, SCHINDLER D., W., Whole-lake fertilization experiments with phosphorus, nitrogen, and carbon. Int. Ver. Theor. Angew. Limnol. Verh. 19, SCHINDLER D., W., Factors regulating phytoplankton production and standing crop in the world s freshwaters. Limnol. Oceanogr. 23, SIUDA W., Phosphatases and their role in organic phosphorus transformation in natural waters. A review. Pol. Arch. Hydrobiol. 31, Siuda, W., Enzymatyczna regeneracja ortofosforanu w wodach jezior. Postępy Mikrobiologii 40, SIUDA W., CHRÓST R., Czy oczyszczalnie ścieków zagrażają jakości wód Wielkich Jezior Mazurskich. Ekonatura, 12, SKIBNIEWSKI L., MIKULSKI Z Hydrologia Wielkich Jezior Mazurskich. Wiad. Służby Hydr. i Met., IV, 4, SMITH V., H., Low nitrogen to phosphorus ratios favor dominance by blue-green algae in lake phytoplankton. Science, 221, SOLIŃSKA-GÓRNICKA B., SYMONIDES E., Long-term changes in the flora and vegetation of Lake Mikołajskie (Poland) as a result of its eutrophication.acta Soc. Bot. Pol. 70, SOSZKA, H., CYDZIK, D., KUDELSKA, D., The assessment of water quality in Great Masurian Lakes. Inst. Ksztaltowania Srodowiska, Warszawa. SØNDERGAARD M., JENSEN J., P., JEPPESEN E., Internal phosphorus loadnig in shallow Danish lakes. Hydrobiologia, , SØNDERGAARD M., JENSEN J., P., JEPPESEN E., Retention and internal loading of phosphorus in shallow eutrophic lakes. Sci World 1, SØNDERGAARD M., JENSEN J., P., JEPPESEN E., Role of sediment and internal loading of phosphorus in shallow lakes. Hydrobiologia, , R., G., Limnology. 2-nd ed. Philadelphia, Saunders. VALLENTYNE J., R., The algal bowl. Can. Fish. Mar. Serv. Misc. Spec. Publ. 22. VAN DEN BRING, P., J., CRUM S., J., H., GYLSTRA R., BRANSEN F., CUPPEN J.,G.,M., BROCK T.,C.,M., Effects of a herbicide insecticide mixture in freshwater microcosms: Risk assessment and ecological effect chain. Environmental Pollution, 157, VOLLENWEIDER R., A., Scientific Fundamentals of the Eutrophication of Lakes and Flowing Waters, with Particular Reference to Nitrogen and Phosphorus as Factors in Eutrophication. OECD, Paris. VOLLENWEIDER R., A., Advances in defining critical loading levels for phosphorus in lake eutrophication. Mem. Ist. Ital. Idrobiol. 33, VOLLENWEIDER R. A Water Management research. Scientific fundamentals of the eutrophication of lakes and flowing waters, with particular reference to nitrogen and phosphorus as factors in eutrophication. OECD, Paris. ZDANOWSKI B., KORYCKA A., ZACHWIEJA J., Therml and oxygen conditions and the chemical composition of the water in the Great Masurian Lakes. Ekol. Pol.32, ZDANOWSKI B., I HUTOROWICZ A., Salinity and trophy of Great Mazurian Lakes (Masurian Lakeland, Poland). Ekol.Pol. 42, ZDANOWSKI B., WOŁOS A., WIERZCHOWSKA M., Change patterns in the trophic state of Lake Mamry Północne and Lake Niegocin (Masurian Lake District, Poland). Limnological Review 9, Podziękowania Autorzy pragną goraco podziękować wszystkim pracownikom naukowym i technicznym Stacji Hydrobiologicznej w Mikołajkach, bez których pomocy i wsparcia powstanie tej pracy byłoby niemożliwe. Szczególnie serdeczne podziękowania składmy dr hab. Lechowi Kuflowi za udostępnienie niepublikowanych danych dokumentujących zmiany stężenia fosforu w wodach WJM w latach 90-tych i zgodę na ich wykorzystanie. " STRONA 17

18 ZAKŁAD EKOLOGII MIKROORGANIZMÓW UW 16 KWIETNIA 2013 ADDENDUM zmiany statusu troficznego Wielkich Jezior Mazurskich w latach Stacja Hydrobiologiczna PAN w Mikołajkach, w której od początku lat pięćdziesiątych XX w. do chwili obecnej nieprzerwanie prowadzone są badania Wielkich Jezior Mazurskich przez różne zespoły badawcze. W 1972 r. na terenie Stacji powstało Laboratorium Terenowe Zakładu Ekologii Mikroorganizmów Uniwersytetu Warszawskiego, w którym wykonano wszystkie badania WJM opisane w niniejszej publikacji. " STRONA 18