S ł u p s k i e P r a c e B i o l o g i c z n e 2 2005 Zbigniew Piesik 1) Gorzysław Poleszczuk 2) 1) Pomorska Akademia Pedagogiczna, Słupsk 2) Uniwersytet Szczeciński, Szczecin CHARAKTERYSTYKA AKROZOOBENTOSU I ŚRODOWISKA TONI WODNEJ JEZIORA NOWOGARDZKIEGO ORAZ OŻLIWOŚCI REWITALIZACJI EKOSYSTEU TEGO JEZIORA Słowa kluczowe: eutrofizacja, makrozoobentos, rewitalizacja, jezioro Key words: eutrophication, macrozoobenthos, revitalization, Lake WSTĘP Narastający proces eutrofizacji wód powierzchniowych jest jednym z ważniejszych problemów w hydrobiologii ostatnich dziesięcioleci. Nadmiernie przeżyźnienie wód wywołuje wiele niekorzystnych zmian w ekosystemach wodnych. Na negatywne skutki nadmiernej eutrofizacji szczególnie narażone są jeziora, zalewy i zbiorniki zaporowe (Kajak 1979; Piesik i Poleszczuk 2004). W przeżyźnionych solami pokarmowymi (substancjami biologicznymi) jeziorach, również w Jeziorze Nowogardzkim (ryc. 1), dochodzi do zakwitów fitoplanktonu, zmętnienia i ograniczenia przezroczystości wody. Nasilają się również procesy rozkładu nagromadzonych substancji organicznych (nadmierna produkcja pierwotna), pogarszają, szczególnie latem, warunki tlenowe wód. Procesy te często prowadzą do przegrupowań jakościowo-ilościowych i ostatecznie do eliminowania wrażliwszych taksonów hydrobiontów z akwenów. Zeutrofizowane jeziora z zakłóconą równowagą biologiczną wywołaną działalnością człowieka zatracają własności użytkowe, szczególnie istotne dla gospodarki wodnej, turystyki i rybactwa. Zgodnie z Dyrektywą Wodną Unii Europejskiej (2000) Polska jest zobowiązana do doprowadzenia jakości wody i ożywionego środowiska akwenów do stanu sprzed okresu niezaburzonego w ciągu najbliższych 10 latach. Z tych i innych względów należy podjąć zabiegi mające na celu rewitalizację również Jeziora Nowogardzkiego. Celem pracy było zbadanie występowania makrozoobentosu w Jeziorze Nowogardzkim oraz jakości jego wód powierzchniowych, co może być przydatne do określania rozmiarów eutrofizacji ekosystemów tego jeziora. 63
64
ATERIAŁ I ETODY Badania makrozoobentosu w Jeziorze Nowogardzkim wykonywano w lipcu 1998 roku, zaś 22 fizyczno-chemiczne wskaźniki jakości wód zbadano w roku 2001. ateriał z dna (osady) wraz z fauną denną pozyskiwano przy pomocy chwytaka Ekmana (pow. 225 cm 2 ). Po wydobyciu chwytaka określano rodzaj osadów oraz głębokość dna (tab. 1). akrozoobentos zebrano z 14 stanowisk rozmieszczonych na 4 poprzecznych profilach (ryc. 1, tab. 1). Na każdym stanowisku pobierano Tabela 1 Rodzaj osadów dennych, głębokość, widzialność krążka Secchiego oraz ph wód interstycjalnych w miejscach stacji pomiarowych na Jeziorze Nowogradzkim (lipiec 1998) Table 1 Type of bottom deposits, depth, visibility of Secchci disk and ph of interstitial waters in measurement station on Nowogardzkie Lake (April, 1998) Stacja Nr Rodzaj osadów dennych Głębokość (m) Widzialność krążka Secchiego (m) ph wód interstycjalnych (jedn. ph) 1 Złom muszlowy (Dreissena), detritus, martwa trzcina, nieliczne kamienia 2,5 0,88 8,1 2 Brązowy muł 7,0 1,01 8,0 3 Złom muszlowy, martwe liście, małe kamienie 2,0 1,00 8,0 4 Złom muszlowy, resztki liści i trzciny 2,5 0,80 8,9 5 Czarny muł, detritus 8,0 0,76 8,5 6 Czarny muł, dertitus, martwe liście (topola) 9,0 0,86 8,9 7 Złom muszlowy, detritus 4,0 0,90 8,8 8 Złom muszlowy, detritus, kora drzew, m. trzcina 1,8 0,93 8,8 9 Złom muszlowy, detritus, drobny żwir 2,0 1,00 8,8 10 Czarny muł, dertitus 5,5 1.00 8,9 11 Złom muszlowy, muł, drobny detritus 2,5 1,00 8,5 12 Żwir, kamienie 1,0 0,82 8,5 13 Złom muszlowy, muł, detritus, żwir 3,0 0.90 8,4 14 Złom muszlowy, muł, żwir 2,0 0,90 8,4 Średnio 4,1 0,91 8,5 65
2 próby osadów z dna (2 podpróby). Zebrany materiał przepłukiwano na sicie o średnicy oczek 0,5 mm i konserwowano w 4% roztworze formaliny. Zwierzęta segregowano na poszczególne taksony makroskopowo oraz pod lupą binokularową (PZO), a ich zagęszczenie odnoszono do 1 m 2 powierzchni dna. Taksony fauny dennej, pozyskane z poszczególnych stanowisk ważono z dokładnością 0,01 g, po uprzednim osuszeniu na bibule filtracyjnej. Biomasę fauny przedstawiano w gramach mokrej masy na 1 m 2 dna. Pomiaru długości dominujących larw Chironomidae dokonywano na wyskalowanym szkiełku podstawowym (z dokładnością do 0,5 mm). Frekwencję (F) wyliczano ze wzoru: n/n 100%, gdzie: n liczba stanowisk na których występował dany takson, N liczba badanych stanowisk. Wskaźnik dominacji (D) wyliczano ze wzoru: D = S (a) /S x 100%, gdzie S (a) to suma osobników należących do taksonu a, zaś S to sumaryczna biomasa osobników makrozoobentosu we wszystkich próbach. Próby wody do badań chemicznych pobierano w arbitralnie wybranych terminach w okresie wiosny i lata w 2001 roku z warstwy przypowierzchniowej (ok. 0,5 m poniżej lustra wody) za pomocą czerpaków Patalasa (PN/C-04632.03). Bezpośrednio po pobraniu prób wody oznaczano ich temperaturę (za pomocą termometrów rtęciowych), ph (potencjometrycznie) i alkaliczność ogólną (acydymetrycznie). W miejscu poboru prób oznaczano także przezroczystość wody metodą płytki wzorcowej (krążka Secchiego) wg PN/C-04583.10. Próby wody pobierane do badań laboratoryjnych utrwalano (PN/C-04632.04). Badane wskaźniki jakości wód oznaczano w laboratorium w czasie nie dłuższym niż zalecony w ww. normie, licząc od momentu pobrania i utrwalenia próbki wody. Oznaczano: stężenie rozpuszczonego O 2 metodą Winklera w modyfikacji azydkowej oraz określano stopień natlenienia wód, ChZT- n, ilość substancji rozpuszczonych i pozostałość po prażeniu, stężenie mineralnych form azotu i rozpuszczonych reaktywnych ortofosforanów (V) oraz ogólnego fosforu metodami kolorymetrycznymi, odpowiednio: NO 3 metodą z kwasem fenolodisulfonowym, NO 2 metodą z kwasem sulfanilowym i 1-naftyloaminą, NH 4 + metodą indofenolową, zaś PO 4 3- rozp. i P og. po mineralizacji - metodą molibdenianową z chlorkiem cyny (II). Oznaczano także: właściwe przewodnictwo elektrolityczne (konduktometrycznie), twardość ogólną oraz stężenia Ca 2+ i g 2+ (kompleksometrycznie), stężenie Cl (argentometrycznie), SO 4 2- (grawimetrycznie), Fe og. i n og. (kolorymetrycznie, metodami odpowiednio z użyciem 1,10-fenantroliny i manganianową (VII)). Wszystkie oznaczenia wykonywano stosując procedury analityczne opisane przez Hermanowicza i in. (1999) i w Standard ethods (Eaton i in. 1995). Jakość badanych wód oceniano na podstawie badanych wskaźników wg kryteriów stosowanych w Polsce do oceniania jakości wód śródlądowych (Rozporządzenie 1991), a także oceniano wg kryteriów Systemu Oceny Jakości Jezior (SOJJ) wg Kudelskiej i in. (1991) WYNIKI BADAŃ Badania makrofauny dennej (tab. 2) wykazały występowanie zaledwie 3 taksonów makrozoobentosu, reprezentowanego przez: larwy i poczwarki ochotkowatych (Chironomidae larv., pupae), skąposzczetów (Oligochaeta n.d.) oraz pijawek (Hiru- 66
Tabela 2 Zagęszczenie makrozoobentosu Z (osobników na m -2 ) i masa mokra (g mm m -2 ) na badanych stanowiskach w jeziorze Nowogardzkim w lipcu 1998 roku a także frekwencja (F%) i wartości wskaźnika dominacji (D%) oraz ich średnie (x ) i odchylenia standardowe średniej (SD) Table 2 Condensing of macrozoobenthos C (individuals per m -2 ) and wet mass (g mm m -2 ) at examined measurement stations on Nowogardzkie Lake (April of 1998). Number (F%), values of domination coefficient (D), mean values (x ), standard deviation (SD). Stanowisko Nr Chaoborus larv. Z C Chironomidae larv. Z C Chironomidae pupae Z C Oligochaeta n. det. Hirudinea n. det. Razem Total 1 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,00 2 2400 47,8 89 1,3 133 2,6 0,0 0,0 95 2,7 2717 54,4 3 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 44 1,3 0,0 0,0 44 1,3 4 0,0 0,0 3067 69,3 133 2,6 0,0 0,0 93 2,7 3293 74,6 5 415 9,3 0,0 0,0 0,0 0,0 44 1,3 0,0 0,0 459 10,6 6 402 9,3 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 402 9,3 7 128 1.3 1137 25,3 70 1,3 44 1,3 0,0 0,0 1379 29,2 8 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 44 1,3 0,0 0,0 44 1,3 9 0,0 0,0 267 5,3 44 1,3 89 2,7 0,0 0,0 400 9,3 10 178 2,7 0,0 0,0 0,0 0,0 44 1,3 0,0 0,0 222 4,0 11 0,0 0,0 1733 38,7 0,0 0,0 44 1,3 0,0 0,0 1777 40,0 12 0,0 0,0 89 1,3 0,0 0,0 89 2,6 0,0 0,0 178 3,9 13 0,0 0,0 2133 48,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 2133 48,0 14 0,0 0,0 227 5,3 178 4,0 132 4,0 0,0 0,0 537 13,3 (x ) 251,6 5,0 624,0 13,9 39,8 0,8 41,0 1,1 13,4 0,3 970 21,4 SD 635,8 13,2 997,4 22,5 63,0 1,3 40,5 1,2 34,1 1,0 F% 36-57 - 36-64 - 14 - D% - 23,4-64,9-3,7-5,1-1,4 Z C Z C Z C dinea n.d.) oraz przedstawiciela nektobentosu: larw wodzienia (Chaoborus). Pod względem ilościowym w największym zagęszczeniu występowały stadia rozwojowe (larwy i poczwarki) Chironomidae (68,6% badanych zwierząt). Zagęszczenie ochotkowatych było znaczące i wynosiło średnio dla larw: 624,0 osobn. na m -2 (0-3067) 67
a dla poczwarek: 39,8 osobn. na m -2 (0-178). Larwy owadów form nektobentosowych: Chaoborus sp. stanowiły 25% makrozoobentosu (średnio 251,6 osobn. na m -2 ). Oligochaeta stanowiły 5,2% makrofauny dennej (średnio 41,0 osobn. na m -2 ). Najmniej liczne w omawianym jeziorze były pijawki ryjkowe, które stanowiły zaledwie 1,4% makrozoobentosu (średnio 13,4 osobn. na m -2 ). Pod względem biomasy, podobnie jak w innych eutroficznych jeziorach, dominowały larwy Chironomidae (wartości współczynnika dominacji D = 64,9%), ich średnia masa mokra wynosiła: 13,9 g na m -2. asa mokra pozostałych taksonów wynosiła średnio: dla larw Chaoborus 5,0 g na m -2 (współczynnik dominacji D = 23,4%), zaś poczwarek Chironomidae, Oliogochaeta, Hirudinea poniżej 1,1 g na m -2. Badania frekwencji związanej z dnem makrofauny wykazały, że najczęściej spotykane były mułożerne skąposzczety (F = 64%) i larwy ochotkowatych (F = 57%), które zaliczono wg klasyfikacji Tischlera do gatunków stałych. Frekwencja wodzieni wynosiła F = 36%, dlatego uznano je za takson akcesoryczny, a pijawek zaledwie F = 14%, co pozwala je uznać za formy przypadkowe. Wartości współczynników dominacji (D) uwzględniających masę mokrą przedstawiono w tabeli 2. Wyniki badań fizyczno-chemicznych wskaźników jakości wód powierzchniowych jeziora Nowogardzkiego przedstawiono w tabelach 3 i 4. Temperatura, ph, stężenie rozpuszczonego O 2 oraz substancji rozpuszczonych, podobnie jak twardość ogólna, chlorki i siarczany, a także Fe og. i n og. badanych wód odpowiadały wartościom I klasy dla wód śródlądowych (Rozporządzenie 1991). Podobnie stężenia NO 3, NO 2 i NH 4 + odpowiadały wartościami wodom I klasy. Jedynie ChZT-n od- Tabela 3 Średnie zagęszczenie Z śr (osobn. na m -2 ) i masa mokra śr (w g mm m -2 ) makrozoobentosu na badanych profilach (nr I IV) w Jeziorze Nowogardzkim w lipcu 1998 Table 3 ean condensing C mean (individuals per m -2 ) and wet mass - mean (g mm m -2 ) of macrozoobenthos on studied profiles (No. I IV) in Nowogardzkie Lake in April 1998 Profil Takson Nr I Nr II Nr III Nr IV Z śr śr Z śr śr Z śr śr Z śr śr Chaoborus larv. 800,0 15,9 189,0 0,4 59,3 0,9 0,0 0,0 Chironomidae larv. 29,7 0,4 840,8 18,9 666,7 14,7 816,3 18,2 Chironomidae pupae 54,0 0,8 26,6 0,8 14,6 0,4 59,3 1,3 Oligochaeta n. det. 14,6 0,4 26,4 0,8 59,0 1,8 73,7 2,2 Hirudinea n. det. 31,7 0,9 18,6 0,5 0,0 0,0 0,0 0,00 Razem 930,0 18,4 1101 25,0 799,6 17,8 949,3 21,7 68
Wyniki badania wybranych wskaźników jakości wód powierzchniowych Jeziora Nowogardzkiego Results of examinations on chosen indicators of surface water qualities of Nowogardzkie Lake Tabela 4 Table 4 Lp. Wskaźniki jakości wód wcześniejsze 1) Wyniki badań w tej pracy 03.09.1983 29.03.2001 28.05.2001 17.07.2001 1 2 3 4 5 6 1 Temperatura ( C) - 6,8 12,7 18,9 2 ph (jedn. ph) 7,60 7,30 7,44 8,05 3 Stężenie O 2 (r) (mgo 2 dm -3 ) - 11,6 9,2 9,6 4 Natlenienie wód (%) - 95 86 102 5 ChZT-n (mgo 2 dm -3 ) 23,2 10,4 8,4 22,1 6 Sucha pozostałość (mg dm -3 ) - 342 378 315 7 Pozostałość po prażeniu (mg dm -3 ) - 230 285 198 8 Widoczność krążka Secchiego (m) - 1,6 0,9 0,6 9 Alkaliczność ogólna (mmolhcl dm -3 ) - 2,60 2,95 3,15 10 NO 3 (mgn-no 3 dm -3 ) - 0,26 0,11 0,02 11 NO 2 (mgn-no 2 dm -3 ) - <0,001 <0,001 0,015 12 NH 4 + (mgn-nh 4 dm -3 ) - 0,02 0,08 0,12 13 PO 4 3-rozp (mgp dm -3 ) - 0,09 0,12 0,29 14 P og (mgp dm -3 ) - 0,30 0,45 0,97 15 Przewodnictwo elektrolityczne właściwe (µs cm -1 ) 450 405 430 448 16 Twardość ogólna (mgcaco 3 dm -3 ) - 180 195 200 17 Ca 2 o + g. (mgca dm -3 ) 65 70 68 62 18 g 2 + og. (mgg dm -3 ) - <5 6 10 19 Cl - (mgcl dm -3 ) 36 30 33 35 20 SO 4 2- (mgso 4 dm -3 ) 78 45 50 62 21 Fe og. (mgfe dm -3 ) - 0,08 0,12 0,16 22 n og. (mgn dm -3 ) - 0,02 0,04 0,10 1) Jańczak (1999) 69
powiadały wodom II klasy, z wyjątkiem pomiaru z lata, kiedy to wartości ChZT-n odpowiadały III klasie czystości wód. Także stężenia reaktywnych ortofosforanów rozpuszczonych (PO 4 3- rozp. ) odpowiadały II klasie czystości, z wyjątkiem pomiaru z lata kiedy odpowiadały III klasie czystości wód. Natomiast stężenia P og. w okresie wczesnowiosennym odpowiadały wodom III klasy czystości, zaś w okresie późnowiosennym i letnim klasyfikowały badane wody jako pozaklasowe. Równocześnie widoczność krążka Secchiego (wartość średnia z pomiarów z wiosny i lata) oceniając według kryterium SOJJ wskazywała na III klasę czystości badanych wód. DYSKUSJA Jezioro Nowogardzkie jest niewielkim akwenem polimiktycznym o powierzchni 98,3 ha, średniej głębokości 5,1 m (max. gł. 10,9 m), zasilanym dwoma ciekami z niewielkiej zlewni o powierzchni 6,2 km 2. Nadmiar wód z jeziora odprowadzany jest ciekiem Dobrzyca (PIOŚ 1999). Zasilanie wodne jeziora to spływ z kanalizacji burzowej miasta oraz dopływ wód podskórnych z wysychającego, położonego około 600 m na wschód Jeziora Zamkowego. Istotne znaczenie dla zanieczyszczania jeziora (m.in. ołowiem, substancjami ropopochodnymi, pyłem z opon zawierającym rakotwórcze wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne) ma biegnąca wzdłuż południowego brzegu jeziora ruchliwa arteria samochodowa Szczecin Gdańsk. Należy podkreślić, że w przeszłości jezioro Nowogardzkie było odbiornikiem całości ścieków komunalno-przemysłowych z Nowogardu i do dziś w osadach dennych zdeponowany jest prawdopodobnie znaczny ładunek zakumulowanych zanieczyszczeń. Bagniste pobrzeże i część płytkowodna Jeziora Zamkowego (do nasypu kolejowego) do lat 80. stanowiły wysypisko śmieci (składowisko odpadów), gdzie przez lata gromadziły się różne substancje ekologicznie szkodliwe. Zapewne z powyższych powodów w osadach jeziora Nowogardzkiego stwierdzano podwyższoną zawartość rtęci, ołowiu i cynku (PIOŚ 1999). Z określonych w niniejszej pracy wskaźników do I klasy jakości wód kwalifikują się: ph, ChZT-n, NH 4 +, NO 2, NO 3, twardość ogólna, przewodność elektrolityczna właściwa, stężenie Cl, SO 4 2-, Fe og., n og. i stężenie substancji rozpuszczonych. Z kolei na podstawie wysokich stężeń reaktywnych ortofosforanów rozpuszczonych, a szczególnie P og. stwierdzić należy, że wody jeziora były hipertroficzne (Vollenweider i Kerekes 1982), zawierając równocześnie znaczną ilość rozpuszczonej materii organicznej o charakterze reduktorów, co najpewniej było przyczyną występowania deficytów natlenienia wód powierzchniowych w okresie wiosennym i mogło być oznaką występowania nawet trwałych deficytów natlenienia w warstwach przydennych wód jeziora. Letnie przetlenienia wód powierzchniowych, co prawda nieduże, ale zestawione z danymi z pomiarów widoczności krążka Secchiego świadczą o występowaniu zakwitów fitoplanktonowych w jeziorze, wg PIOŚ (1999) zdominowanych przez zielenice i bruzdnice. Wartości stężeń PO 4 3- rozp., P og. oraz sezonowe zmiany ChZT-n w badanych wodach zdają się wskazywać, iż Jezioro Nowogardzkie było zasilane w pewnym stopniu allochtoniczną materią organiczną o charakterze ściekowym (Poleszczuk i Polarczyk 2004). Zwraca uwagę także znaczna 70
zasobność badanych wód w rozpuszczone związki organiczne, których stężenie można oszacować jako różnicę między wynikami oznaczeń suchej pozostałości i pozostałości po prażeniu (acioszczyk 1987). Na dużą zasobność wód Jeziora Nowogardzkiego w rozpuszczoną materię organiczną zwracał również uwagę PIOŚ (2002). Powyższa ocena jakości wód Jeziora Nowogardzkiego pokrywa się dość dobrze z oceną dokonaną w roku 1997 przez PIOŚ (2002), który opierając się na SOJJ ocenił wody Jeziora Nowogardzkiego jako III klasy czystości, przy II kategorii podatności zbiornika na degradację. O znacznej odporności jeziora na degradację świadczą także przytoczone w tabeli 4. wyniki badań wybranych wskaźników jakości wód jeziora w 1983 roku (Jańczak 1999), których znaczna część ma wartości zbliżone do wyników badań z roku 2001. Obecność dużych ilości związków organicznych w ekosystemie jeziora najprawdopodobniej była przyczyną powstawania okresowych deficytów tlenowych w toni wodnej, a szczególnie w wodach naddennych, co powodowało zubożenie ilości gatunków i wielkości populacji makrozoobentosu. Obecne w ekosystemie jeziora Chironomidae, Oligochaeta i Chaoborus to taksony wyjątkowo odporne na niekorzystne warunki środowiskowe, w tym na okresowe deficyty tlenowe. Zagęszczenie i biomasa mokra badanej fauny dennej w Jeziorze Nowogardzkim przy jednoczesnym ubóstwie gatunkowym makrofauny w porównaniu do innych jezior (tab. 5) potwierdza silny stopień zeutrofizowania i zanieczyszczenia tego jeziora Tabela 5 Porównanie zgęszczenia makrozoobentosu w niektórych jeziorach północnej Polski Table 5 Comparison of macrozoobenthos condensing in some lakes of North Poland Takson Trzesiecko Zagęszczenie makrozoobentosu (osobników na m -2 ) Lubowidz Jamno Gardno Jeziorak Dąbie ałe Nowogardzkie Oligochaeta 88 979 272 1669 1077 70 41 Hirudinea 8 99 0 11 37 3 13 Asellus 0 2 0 0 6 7 0 Ephemeroptera 19 0 0 2 0 0 0 Chironomidae larv. 246 196 487 2427 988 149 624 Sialis sp. 0 6 0 0 0 0 0 Trichoptera 0 12 0 0 0 0 0 Chaoborus sp. 237 81 0 0 0 46 252 Ceratopogonidae 0 0 0 2 0 0 0 Dreissena 615 4 0 0 0 0 0 71
Równocześnie zróżnicowana obfitość (zagęszczenie i masa mokra) poszczególnych taksonów w różnych miejscach dna jeziora była bardzo wyraźna, np. mułożerne Oligochaeta gęściej zasiedlały dno w części jeziora przylegającej do zabudowy miejskiej (rys. 1, tab. 3). Podobnie masa mokra larw Chironomide była większa w osadach dennych w silniej narażonej na czynniki antropopresji wschodniej części akwenu (profil IV). Analiza masy mokrej makrozoobentosu wskazuje na to, że zabudowa miejska i czynniki antropopresji najsilniej oddziałują na wschodnią część badanego akwenu. Badania zależności wartości masy mokrej makrozoobentosu od głębokości dna wykazały, że największą biomasę bezkręgowej fauny dennej i przydennej (nektobentos) odnotowuje się w zakresie głębokości 2,6-5,0 m (rys. 2). Strefa ta nie podlega już intensywnemu wpływowi falowania i ma zapewne korzystniejsze warunki tlenowe w strefie przydennej w porównaniu do stref z głębokości 5-10 m, silniej obciążonych deponującą i rozkładającą się materią organiczną. Ryc. 2. Zależność średniego zagęszczenia makrozoobentosu od głębokości w Jeziorze Nowogardzkim. Fig. 2. Relationship between mean concentration of macrozoobenthos and depths of Nowogardzkie Lake Z ryciny 1 wynika, że najrozleglejszy jest obszar dna w jeziorze o głębokości od 5 do 7,5 m, gdzie masa mokra makrozoobentosu była szacunkowo największa (9,8 t). Na głębokościach od 2,6 do 5,0 m masa mokra makrozoobentosu była również znacząca i wyniosła w okresie letnim 6,5 t. Wskazuje to, że najlepsze żerowiska dla ryb bentosożernych znajdowały się na głębokości 2,5 7,7 m. Łączną masę mokrą makrozoobentosu w jeziorze Nowogardzkim można szacować na 21,5 t. Te odnawialne, szczególnie ze względu na Chironomidae, zasoby pokarmowe tworzą korzystną bazę pokarmowa dla bentofagów, w tym gatunków ryb użytecznych gospodarczo i mających znaczenie dla wędkarstwa sportowego. Jezioro od lat 60. było zarybiane węgorzami, szczupakami, leszczami i sporadycznie linami. Dominacja lesz- 72
czy nad płocią wskazuje, że jezioro to nie weszło jeszcze w najbardziej niekorzystną fazę eutrofizacji, co potwierdza brak zakwitów toksycznych sinic. Wysoka zawartość reaktywnych rozpuszczonych ortofosforanów oraz fosforu ogólnego, a także niewielkie wartości widzialności krążka Secchiego (minimalna ok. 0,6 m) oraz zielenice dominujące w fitoplanktonie w poważnym stopniu ostrzegają przed możliwością wystąpienia silniejszych niż dotychczas niekorzystnych skutków eutrofizacji, mogących zasadniczo ograniczyć funkcję rekreacyjną i rybacką jeziora. W celu poprawy jakości wody, warunków życia hydrobiontów oraz osiągania większych korzyści z rekreacji wodnej i rybactwa (kąpieliska, turystyka wodna, wędkarstwo sportowe, zwiększenie wydajności połowu ryb) autorzy proponują zastosowanie w Jeziorze Nowogardzkim kilku metod rewitalizacji: a) Inaktywację związków fosforu przez wytrącenie ich za pomocą siarczanów żelaza, tak by ograniczyć nadmierny rozwój fitoplanktonu w okresie letnim; b) Zastosowanie na wybranych akwenach jeziora czynnego podłoża (Piesik 1992; Szlauer 1980; Szlauer i in. 2001), celem oczyszczenia wód, zwiększenia bazy pokarmowej ichtiofauny i stworzenia dogodnych dla ichtiofauny sztucznych miejsc tarliskowych; c) Ograniczanie populacji ryb bentosożernych, wywołujących nadmierne resuspendowanie osadów i uwalnianie zakumulowanych w osadach dennych biogenów, metali ciężkich i innych niebezpiecznych dla środowiska hydrobiontów substancji chemicznych. Zwiększenie (zarybianie) populacji ryb drapieżnych (szczupak, sandacz), mające na celu zmniejszenie zagęszczenia ryb zooplanktonożernych powinno doprowadzić do zwiększenia populacji filtrujących fitoplankton skorupiaków (Cladocera, Calanoida). Ponadto zarybienie jeziora autochtonicznym (uprzednio wymarłym) jesiotrem ostronosym (Acipenser oxyrinchus), który powinien pełnić rolę bentofaga (Kolman 2003), będąc równocześnie atrakcyjną rybą użytkową. WNIOSKI 1. akrozoobentos w Jeziorze Nowogardzkim w lipcu 1998 roku był wyjątkowo ubogi pod względem jakościowym, co wskazywało na znaczącą biologiczną degradację ekologiczną ekosystemu tego jeziora. 2. Wyniki badań jakości wód Jeziora Nowogardzkiego prowadzone w roku 2001 wykazały, że jest to akwen silnie zeutrofizowany, zagrożony nadmierną produkcją fitoplanktonu, ze względu na wysoką koncentrację rozpuszczonych ortofosforanów i fosforu ogólnego. 3. W celu polepszenia jakości wód jeziora do celów rekreacji i rybactwa proponuje się inaktywowanie związków fosforu poprzez wytrącenie ich do osadów dennych, zastosowanie metody czynnego podłoża, aby stworzyć warunki dla zwiększenia różnorodności hydrobiontów, oraz zwiększenie populacji ryb drapieżnych poprzez zarybianie szczupakami i sandaczami oraz wprowadzenie jesiotra ostronosego. 73
PIŚIENNICTWO Eaton A. D., Clesceri L. S., Greenberg A. E., (eds), 1995, Standard ethods for the Examination of Water and Wastewater, Ed. American Public Health Assoc., Washington Hermanowicz W., Dojlido J., Dożańska W., Kozłowski B., Zerbe J., 1999, Fizycznochemiczne badania wody i ścieków. Warszawa Jańczak J. (red.), 1999, Atlas jezior Polski t. II. Jeziora zlewni rzek Przymorza i dorzecza dolnej Wisły. Poznań Kajak Z., 1979, Eutrofizacja jezior. Warszawa Kolman R., 2003, Ryby jesiotrowate w Polsce - stan i perspektywy. W: ater. Ogólnopolskiej Konf. Stan badań naukowych, jakości wód i praktyki rybackiej przed wejściem do Unii Europejskiej, iędzyzdroje 26-28 czerwca 2003. Szczecin, 29 Kudelska D., Cydzik D., Soszka H., 1991, onitoring podstawowy jezior polskich. Gosp. Wodna, 53, (6), 127-130 acioszczyk A., 1987, Hydrogeochemia. Warszawa PIOŚ, 1999, Raport o stanie środowiska w województwie Zachodniopomorskim w latach 1997-1998. Bibl. onitoringu Środowiska, Szczecin PIOŚ, 2002, Raport o stanie środowiska w województwie Zachodniopomorskim w roku 2001. Bibl. onitoringu Środowiska, Szczecin Piesik Z., 1992, Biologia i ekologiczna rola organizmów poroślowych (perifiton) zasiedlających sztuczne podłoża w różnych typach wód. Rozpr. Stud. Uniw. Szczecińskiego, 122, 1-263 Piesik Z., Poleszczuk G., 2004, ożliwości rewitalizacji jeziora Trzesiecko w Szczecinku. W: ater. V Konf. Nauk.-Tech. Ochrona i rekultywacja jezior, 11-12 maja 2004 Grudziądz. Grudziądz, 179-186 Poleszczuk G., Polarczyk R., 2004, Zmiany chemizmu wód rzeki Drawy przepływających przez jeziora Rudno i Dubie Południowe k. miasta Drawno (Pomorze Zachodnie). Zesz. Nauk. Uniw. Szczecińskiego (w druku) Polskie Normy: PN/C-04583.10, Badania mętności i przezroczystości. Oznaczanie przezroczystości metodą płytki wzorcowej PN/C-04632.03, Ogólne zasady pobierania próbek do badań fizycznych, chemicznych i biologicznych. Techniki poboru próbek PN/C-04632.04, Ogólne zasady pobierania próbek do badań fizycznych, chemicznych i biologicznych. Utrwalanie i przechowywanie próbek Rozporządzenie 1991, Rozporządzenie inistra Ochrony Środowiska, Zasobów Naturalnych i Leśnictwa z dnia 5 listopada 1991 roku w sprawie klasyfikacji wód oraz warunków, jakim powinny odpowiadać ścieki wprowadzone do wód lub do ziemi, DzU nr 116, poz. 503. Szlauer L., 1980, Oczyszczanie zbiorników wodnych przy pomocy sztucznych podłoży. Gosp. Wodna, 8/9 Szlauer L., Szlauer B., Szlauer-Łukaszewska A., 2001, Niekonwencjonalne metody oczyszczania wód. Nauka - Gospodarka, Wyd. AR w Szczecinie, Szczecin Vollenweider R., Kerekes J., 1982, Euthrophication of Waters, onitoring, Assessment and Control, za: Lampert W., Sommer U., 2001, Ekologia wód śródlądowych. Warszawa, 348-353 74 Summary
CHARACTERISTICS OF NATURAL ENVIRONENT AND ACROZOOBENTHOS OF NOWOGARDZKIE LAKE AND POSSIBILITIES OF ITS ECOSYSTE REVITALIZATION In the summer of 1998 species composition and quantity of macrozoobenthos in deposits samples collected with Ekerman gripping device at 14 points across 4 transversal profiles of Nowogardzkie Lake has been studied (surface covering 98.3 hectares, catchment basin: 6.2 km 2, 2 inflows alimented by rain and subsoil waters). Chemistry of surface water of mentioned lake has also been examined in half-year of 2001 in water samples taken from central parts of Nowogardzkie Lake 22 physico-chemical indicators of water quality has been determined, what gave a reason for general evaluation of water qualities in accordance with official criteria for water quality estimation obligatory in Poland at that time. Considering quantity, larvae and pupae of Chironomidae (68.6% of examined animals) were dominating. Density of larvae comprised between 0 and 3 067 individuals on m -2 of Lake s bottom and pupae density oscillated between 0 and 178 (on m -2 of bottom). Chaoborus sp. larvae constituted 25% of macrozoobenthos (251.6 larvae on m -2 of botoom, on the average), whereas 5.2% belonged to Oligochetae (41.0 individuals on m -2 of botoom, on the average). Regarding biomass, prevailing organisms were Chironomidae (value of domination coefficient D = 64.9%), while Chaoborus sp. was next (value D = 23.4%). acrozoobenthos structure (genus and density) were similar to structures typical for eutrophicated lakes. High level of eutrophication was confirmed by results of chemical surveys on water depths, especially analytical results of quantitative determination of phosphorus pointed out that examined waters are beyond the range of purity classes (approximately 1 mg P/dm -3 ). Great wet macrozoobenthos mass, estimated on 21.5 tons constituted very good feeding base for bentofags. Basing on data obtained from fishermen predomination of bream over roach had been established what is an evidence that lake highly enriched in nutrients has entered upon extremely unfavourable phase of eutrophication what can also be proved by lack of phytoplankton blooms. To raise water quality and improve environmental conditions of Nowogardzkie Lake for hydrobionts, inactivation of phosphorous compounds (VI) by applying iron sulphates (VI) had been put forward. Installation of active substratum on chosen water regions was also suggested for increasing feeding base. Rising of predatory fishes population (pike, pike perch) to improve the structure of fish stocking should limit the number of benthos-feeding fishes causing resusponding of deposits and decreasing in density of zooplankton-feeding fishes what would cause growth in population of crustaceans (Cladocera, Calanodae) which filtrate zooplankton. Fish stocking by introducing autochthonic, previously extinct sturgeon (Acipenser oxyrinchus) which plays the role of benthofag, was also planned. 75