Zmiany jakości wody Jeziora Swarzędzkiego w wyniku zabiegów rekultywacyjnych

Zmiany jakości wody Jeziora Swarzędzkiego w wyniku zabiegów rekultywacyjnych prof. dr hab. Ryszard Gołdyn dr Renata Dondajewska dr Katarzyna Kowalczewska-Madura mgr Joanna Rosińska mgr Wanda Romanowicz-Brzozowska Zakład Ochrony Wód Uniwersytetu im. Adama Mickiewicza W Poznaniu

Poznań 2012 Spis treści 1. Wstęp... 2 2. Metody badań... 3 3. Charakterystyka właściwości fizyczno-chemicznych i biologicznych wód Jeziora Swarzędzkiego... 4 3.1 Warunki termiczno-tlenowe... 4 3.2 Odczyn wody i przewodnictwo elektrolityczne... 7 3.3 Przezroczystość wody... 8 3.4 Koncentracja związków azotu...9 3.5 Stężenia związków fosforu... 12 3.6 Zawartość chlorofilu-a i zawiesiny... 14 3.7 Skład jakościowy i ilościowy fitoplanktonu... 16 3.8 Skład jakościowy i ilościowy zooplanktonu... 17 4. Charakterystyka wód dopływających do jeziora (Cybina i Mielcuch) oraz wód wypływających (Cybina)... 18 5. Charakterystyka osadów dennych jeziora... 23 5.1 Zawartość wybranych składników w osadzie dennym... 23 5.2 Zawartość fosforu w wodzie interstycjalnej... 25 6. Podsumowanie i wnioski... 26 1. Wstęp Jezioro Swarzędzkie należy do jezior hypertroficznych, ze względu na duże zasilanie w związki biogenne ze zlewni oraz z osadów dennych. Jak wykazały szczegółowe badania prowadzone przez Zakład Ochrony Wód UAM w latach 2000-2003 oraz wyrywkowo 2

tarzane w latach późniejszych, wody jeziora charakteryzowały się niewielką przezroczystością, nie przekraczającą w lecie 0,5 m oraz silnymi zakwitami wody, odowanymi przez sinice. Gatunki sinic występujące w jeziorze należą do potencjalnie toksycznych, więc ich liczna obecność w wodzie wyklucza możliwość rekreacyjnego jego użytkowania. Powinno się również wyłączyć tego typu jeziora z gospodarki rybackiej, gdyż toksyny sinicowa mają możliwość kumulowania się w mięśniach ryb, stanowiąc ażne zagrożenie dla zdrowia, a nawet życia ich konsumentów. We wrześniu 2011 r. Gmina Swarzędz podjęła decyzję o rekultywacji jeziora z wykorzystaniem trzech metod: strącania fosforu z toni wodnej do osadów dennych przy pomocy preparatu PIX, natleniania wód naddennych przy pomocy aeratora wietrznego oraz troficzne oddziaływanie od góry piramidy troficznej przy pomocy zabiegów ichtiologicznych (tzw. biomanipulacji). Celem badań podjętych na Jeziorze Swarzędzkim było prześledzenie reakcji ekosystemu jeziornego na zastosowane zabiegi rekultywacyjne, zarówno w odniesieniu do jakości wody, podstawowych zespołów organizmów planktonowych (fito- i zooplankton) oraz osadów dennych, w tym zdolność do wydzielania fosforu do toni wodnej (tzw. zasilanie wewnętrzne jeziora). 2. Metody badań Poboru próbek wody i osadów dennych z Jeziora Swarzędzkiego dokonywano w okresie od stycznia do grudnia 2012 roku z częstotliwością comiesięczną przy pomocy czerpacza wody Toń i zmodyfikowanego czerpacza osadów typu Kajak. Wykonywano każdorazowo pomiary właściwości fizyczno-chemicznych wód (temperatura, przewodnictwo elektrolityczne, koncentracja tlenu rozpuszczonego, natlenienie, odczyn ph) w przekroju pionowym na dwóch stanowiskach badawczych: (1) zlokalizowanym na głęboczku jeziora oraz (2) w węższej, północnej części jeziora (Rys. 1). Dokonywano także pomiaru przezroczystości wody krążkiem Secchiego. Pomiarami objęto także wody dopływające rzeką Cybiną oraz ciekiem Mielcuch, a także wody wypływające z jeziora rzeką Cybiną. W warunkach laboratoryjnych zbadano zawartość związków azotu i fosforu (stężenia azotu amonowego, azotanowego, azotanowego, organicznego i ogólnego, fosforanów rozpuszczonych i fosforu ogólnego) oraz zawiesiny i chlorofilu-a w wodzie w próbkach wody pobranych od ierzchni do dna co 1 m oraz w wodach płynących. Próbki chemiczne utrwalono chloroformem. 3

Z takim samym zagęszczeniem pobierano próbki wody do analizy składu jakościowego i ilościowego fito- i zooplanktonu, przy czym próbkę zooplanktonową zagęszczono z 10 l wody przy użyciu siatki planktonowej o wielkości oczek ca 40 µm. Próbki utrwalono płynem Lugola. W zakresie analiz osadu dennego zbadano koncentrację fosforu i jego frakcji, materii organicznej, azotu, siarczanów oraz wybranych metali: żelaza, wapnia i magnezu. Ponadto, podczas eksperymentu ex-situ oceniono wielkość zasilania wewnętrznego w fosfor z osadów dennych. Zbadano także zawartość fosforu w wodzie interstycjalnej (śródosadowej) po jej odwirowaniu z próbki osadu. Analizy chemiczne i biologiczne wykonano w oparciu o standardowe metody analityczne (Hermanowicz i Dojlido 1999). Analizy składu zespołu fito- i zooplanktonu wykonano za pomocą mikroskopu Olympus. 1 2 Rys. 1. Lokalizacja stanowisk badawczych na Jeziorze Swarzędzkim 3. Charakterystyka właściwości fizyczno-chemicznych i biologicznych wód Jeziora Swarzędzkiego 3.1 Warunki termiczno-tlenowe Temperatura wody na stanowisku I wahała się w roku 2012 od 0,5 o C w lutym do 24,2 o C w sierpniu. Wartości maksymalne notowano w strefie ierzchniowej o okresie letnim (Rys. 2). W okresie od maja do sierpnia odnotowywano wykształcanie się częściowej stratyfikacji, a różnica temperatur pomiędzy warstwą ierzchniową a naddenną sięgała 10 o C. 4

Na stanowisku II wartości temperatury zmieniały się w zakresie od 0,9 o C w lutym do 23,5 o C w sierpniu. Nieco wyższe wartości stwierdzano w warstwie ierzchniowej, ale z uwagi na niewielka głębokość różnice pomiędzy badanymi warstwami wody były nieznaczne (Rys. 2). Koncentracja tlenu rozpuszczonego na stanowisku I wahała się od zera w czerwcu do 30,1 mgo 2 /l w lutym. Od maja do września utrzymywała się wyraźna różnica natlenienia pomiędzy płytszymi warstwami wody a strefą naddenną w strefie ierzchniowej ilość tlenu dochodziła do 15 mgo 2 /l, a nad dnem obniżała się do zera (Rys. 3). W pozostałych miesiącach koncentracje tlenu nad dnem nie spadały poniżej 4 mgo 2 /l. 0 10 20 2m 3m 4m 5m 6m 7m [ o C] 0 10 [ o C] 20 stanowisko II 1,5m stanowisko I Rys. 2. Zmiany temperatury wody w przekroju pionowym dwóch badanych stanowisk Na stanowisku II stężenia tlenu zmieniały się w przedziale od 4,3 mgo 2 /l w marcu do 25 mgo 2 /l w kwietniu (Rys. 3). Wyższe wartości notowano w strefie ierzchniowej a wraz z głębokością ulegały one obniżeniu zjawisko to najwyraźniejsze było w miesiącach zimowych i wczesnowiosennych. Nasycenie wody tlenem na stanowisku I osiągało wartości maksymalne w lutym, gdy przekraczało 200% na głębokości 1 m. Od kwietnia do września w warstwie wody od ierzchni do 2 m głębokości nasycenie wody przekraczało 100%, sięgając maksymalnie 191% (Tab. 1). W tym samym okresie w strefie naddennej saturacja wynosiła około zera. 5

Na stanowisku II nasycenie tlenem wynosiło maksymalnie 182% w kwietniu, po czym latem obniżyło się, nie przekraczając 115% (Tab. 1). 2m 3m 4m 5m 6m 7m 0 10 [mgo 2 20 /l] 30 0 10 [mgo 2 /l] 20 30 stanowisko I stanowisko II 1,5m Rys. 3. Zmiany stężenia tlenu rozpuszczonego w wodzie w przekroju pionowym dwóch badanych stanowisk 6

Tab. 1. Nasycenie wody tlenem [%] w kolejnych miesiącach 2012 roku I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII stanowisko I 111 194 97 191 171 125 173 177 144 169 84 57 111 220 93 191 165 123 165 153 139 171 83 59 2m 110 90 89 176 140 123 100 105 119 171 78 58 3m 109 73 88 129 53 10 30 9 47 172 78 59 4m 108 60 82 123 2 2 3 3 13 172 78 58 5m 108 64 75 99 1 1 1 3 3 171 79 58 6m 100 11 56 77 1 1 1 2 3 170 79 56 7m 84 30 51 62 0 0 0 1 3 128 65 56 stanowisko II 115 92 125 187 115 112 114 90 88 156 81 62 107 182 121 176 105 111 97 61 67 157 79 56 1,5m 86 168 46 10 101 109 97 51 56 77 40 3.2 Odczyn wody i przewodnictwo elektrolityczne Odczyn wody na stanowisku II zmieniał się w granicach od 6,86 do 8,64. Wartości najwyższe cechowały płytsze warstwy wody. Od marca do października w wodach od warstwy ierzchniowej do głębokości 2 m odczyn wód nie obniżał się poniżej 8. Najniższe wartości, nie przekraczające 7,0 stwierdzano latem w strefie naddennej (Rys. 4). Na stanowisku II zmieniał się w węższych granicach od 7,07 do 8,45. Różnice pomiędzy strefą ierzchniową a głębokością 1 m były z reguły nieznaczne. Wyraźne zwiększenie odczynu wody w obu jej warstwach wystąpiło w marcu i kwietniu a także we wrześniu, w pozostałych miesiącach odczyn rzadko przekraczał 8,0 (Rys. 4). 6,5 7,5 8,5 7 7,5 8 8,5 9 Rys. 4. Zmiany odczynu ph wody w przekroju pionowym dwóch badanych stanowisk stanowisko II stanowisko I 2m 3m 4m 5m 6m 7

Przewodnictwo elektrolityczne wód na stanowisku I wahało się w szerokim przedziale od 551 do 1180 µs/cm, jednak większość wartości nie przekraczała 800 µs/cm (Rys. 5) Wyższa zawartość jonów cechowała wody naddenne w okresie letnim oraz niemal cały przekrój pionowy jeziora na stanowisku I w lutym 2012 roku. Najniższe wartości, nie przekraczające 570 µs/cm odnotowano w listopadzie i grudniu. Na stanowisku II przewodnictwo elektrolityczne zmieniało się w węższym zakresie od 553 do 878 µs/cm. Najwyższe wartości stwierdzono w marcu i kwietniu, a najniższe w listopadzie i grudniu. Pomiędzy dwoma badanymi warstwami wody nie odnotowywano z reguły znacznych różnic w ilości jonów rozpuszczonych w wodzie (Rys. 5). 500 700 [ µ S/cm] 900 stanowisko I 2m 3m 4m 5m 6m 500 600 [ µ 700 S/cm] 800 900 stanowisko II Rys. 5. Zmiany przewodnictwa elektrolitycznego wody w przekroju pionowym dwóch badanych stanowisk 3.3 Przezroczystość wody Na stanowisku I przezroczystość wody zmieniała się w zakresie od 80 cm we wrześniu do 2,5 m w lutym (Rys. 6). W ciągu lata oscylowała wokół 1 m, zwiększając się jesienią do blisko 2 m. Wartość średnia dla roku 2012 wyniosła 1,34 m. Na stanowisku II przezroczystość wody wahała się od 0,65 m do 1,5 m, przy czym wartość maksymalna 8

oznaczała widoczność do dna. Obniżenie wartości nastąpiło w maju i czerwcu, zaś wartość średnia dla roku 2012 wyniosła 1,18 m. 0,0 I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII 0,5 1,0 [m] 1,5 2,0 2,5 3,0 Rys. 6. Zmiany przezroczystości wody na dwóch badanych stanowiskach 2m 3m 4m 5m 6m 0 [mgn-nh 4 5 /l] 10 stanowisko I stanowisko II 3.4 Koncentracja związków azotu Stężenie azotu amonowego na stanowisku I wahało się od 0,67 do 10,41 mg N-NH 4 /l. Od maja do września wyraźnie zaznaczało się zwiększenie koncentracji w strefie naddennej (5 i 6 m głębokości), sięgające od 4,09 mg N/l w maju do 10,41 mg N-NH 4 /l w sierpniu. W tym samym czasie w płytszych warstwach wody stężenia nie przekraczały 1,5 mg N/l (Rys. 7). 9

Rys. 7. Zmiany koncentracji azotu amonowego w wodach jeziora na stanowisku I Najniższe wartości wystąpiły w marcu i kwietniu. Średnie stężenie azotu amonowego w warstwie ierzchniowej wyniosło 0,89 mg N-NH 4 /l, zaś nad dnem 3,42 mgn-nh 4 /l. Na stanowisku II zawartość azotu amonowego zmieniała się od 0,697 do 1,892 mgn- NH 4 /l. Wyższe koncentracje wystąpiły w styczniu i lutym, po czym uległy obniżeniu i ponownie zwiększyły się w grudniu (Rys. 8). Z reguły wartości notowane na dwóch badanych głębokościach nie różniły się znacząco, okresowo notowano jednak zwiększenie stężenia w warstwie ierzchniowej (luty, sierpień) lub na głębokości 1 m (marzec, czerwiec). Średnie stężenie w warstwie ierzchniowej wyniosło 0,985 mgn-nh 4 /l a na głębokości 1 m 0,958 mgn-nh 4 /l. [mgn-nh 4 /l] 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 I III V VII IX XI Rys. 8. Zmiany koncentracji azotu amonowego w wodach jeziora na stanowisku II Koncentracje azotu azotynowego na stanowisku I wahały się od 0,002 do 0,047 mg N- NO 2 /l (Tab. 2). Wyższe stężenia notowano w całym przekroju pionowym wiosną i jesienią oraz latem w strefie naddennej. Na stanowisku II koncentracje zmieniały się w zakresie od 0,002 do 0,029 mg N- NO 2 /l. Ich wyraźne zwiększenie stwierdzono w październiku i listopadzie. Azot azotanowy na obu stanowiskach wystęał w wykrywalnych dla zastosowanej metody analitycznej stężeniach w okresie od stycznia do kwietnia. Na stanowisku I jego stężenia wahały się od 0,97 do 3,54 mg N-NO 3 /l, a na stanowisku II w zakresie od 1,04 do 2,55 mg N-NO 3 /l. Najwyższe wartości stwierdzano w lutym i marcu (Tab. 3). 10

Tab. 2. Stężenia azotu azotynowego na stanowiskach jeziornych [mgn-no 2 /l] I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII stanowisko I 0,004 0,005 0,011 0,011 0,002 0,007 0,009 0,009 0,010 0,021 0,015 0,011 0,005 0,004 0,012 0,015 0,002 0,007 0,009 0,011 0,010 0,023 0,017 0,010 2m 0,005 0,006 0,010 0,015 0,004 0,007 0,010 0,011 0,009 0,023 0,017 0,011 3m 0,005 0,005 0,012 0,014 0,002 0,009 0,007 0,008 0,009 0,022 0,017 0,011 4m 0,005 0,006 0,012 0,013 0,008 0,006 0,009 0,008 0,008 0,022 0,016 0,011 5m 0,004 0,005 0,010 0,012 0,002 0,007 0,013 0,013 0,011 0,022 0,017 0,011 6m 0,005 0,008 0,010 0,013 0,002 0,011 0,047 0,023 0,013 0,021 0,016 0,011 stanowisko II 0,005 0,015 0,011 0,010 0,001 0,009 0,007 0,007 0,005 0,030 0,020 0,013 0,005 0,012 0,010 0,009 0,002 0,011 0,007 0,009 0,006 0,029 0,022 0,015 Tab. 3. Stężenia azotu azotanowego na stanowiskach jeziornych [mgn-no 3 /l] I II III IV stanowisko I 1,16 2,52 2,57 1,79 1,13 1,50 2,40 1,83 2m 1,12 2,24 2,69 1,81 3m 0,97 3,54 2,22 2,21 4m 1,00 3,13 2,40 2,24 5m 1,07 2,76 2,52 2,04 6m 1,29 2,61 2,48 2,16 stanowisko II 1,28 1,88 2,55 0,97 1,04 1,79 2,19 1,04 Zawartość form mineralnych azotu w wodach Jeziora Swarzędzkiego na stanowisku I wahała się od 0,74 do 10,43 mg N/l. Wyższe koncentracje cechowały miesiące zimowe i wczesnowiosenne (Rys. 8). Jednak najwyższe wartości odnotowano latem w strefie naddennej, gdzie ich wyraźny wzrost wystęał na głębokości 5 i 6 m (od 2,85 do 10,43 mg N/l), podczas gdy w płytszych warstwach wody nie przekraczały 1,5 mg N/l. Na stanowisku II koncentracje azotu mineralnego zmieniały się w przedziale od 0,74 do 3,79 mg N/l. Wyraźnie wyższe wartości wystęały od stycznia do kwietnia, po czym nastąpiło ich obniżenie na obu badanych głębokościach. 11

2m 3m 4m 5m 6m 0 5 [mgn/l] 10 Rys. 8. Zmiany koncentracji azotu mineralnego w wodach jeziora na stanowisku I [mgn/l] 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 I III V VII IX XI Rys. 9. Zmiany koncentracji azotu mineralnego w wodach jeziora na stanowisku II 3.5 Stężenia związków fosforu Stężenia fosforanów rozpuszczonych na stanowisku I wahały się od zera do 1,08 mg P/l. Niższe wartości odnotowano w lutym i marcu, zaś wyraźnie wyższe w listopadzie i grudniu (Rys. 10). Od maja do września zaznaczył się wzrost koncentracji ortofosforanów w 12

strefie naddennej. Średnie roczne stężenie w wodach ierzchniowych wyniosło 0,07 mg P/l, zaś na głębokości 6 m 0,35 mg P/l. Na stanowisku II zawartość fosforanów zmieniała się w przedziale od 0,01 do 0,31 mg P/l. Wyższe wartości cechowały miesiące zimowe, wyraźny przyrost stężenia odnotowano także na głębokości 1 m w czerwcu (Rys. 11). Koncentracje notowane na tej głębokości były z reguły wyższe niż w warstwie ierzchniowej, jedynie w lutym stwierdzono odwrotną tendencję. 2m 3m 4m 5m 6m 0,0 0,3 [mgp/l] 0,6 0,9 1,2 Rys. 10. Zmiany koncentracji fosforanów rozpuszczonych w wodach jeziora na stanowisku I 13

0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30 0,35 I [mgp/l] III V VII IX XI Rys. 11. Zmiany koncentracji fosforanów rozpuszczonych w wodach jeziora na stanowisku II 3.6 Zawartość chlorofilu-a i zawiesiny Koncentracja chlorofilu-a na stanowisku I wahała się od 1,9 do 102 µg/l. Najniższe wartości wystąpiły w lutym oraz czerwcu (poniżej 17 µg/l), zaś ich wyraźne zwiększenie odnotowano w marcu (do około 80 µg/l) i kwietniu (wartość maksymalna 102 µg/l na głębokości 2 m). Latem uległy one obniżeniu a ponownie zaczęły się zwiększać w końcu roku (Rys. 12). 120 100 2m 3m 4m 5m 6m 80 [µ g/l] 60 40 20 0 I II III IV V VI VII VIII IX X XI Rys. 12. Zmiany koncentracji chlorofilu-a w wodach jeziora na stanowisku I Na stanowisku II ilość chlorofilu-a wynosiła minimalnie 0,9 µg/l we wrześniu a maksymalnie 80,2 µg/l w czerwcu (Rys. 13). Wyraźne zwiększenie zawartości barwnika wystąpiło także w marcu i kwietniu. 14

[µ g/l] 0 10 20 30 40 50 60 70 I III V 80,2 VII IX XI Rys. 13. Zmiany koncentracji chlorofilu-a w wodach jeziora na stanowisku II Ilość zawiesiny ogólnej na stanowisku I była wyraźnie niższa w miesiącach zimowych, gdy nie przekraczała 7 mg/l. Wartości maksymalne wystąpiły wiosną (kwiecień, maj), sięgając około 18 mg/l, a niewiele niższe ilości sestonu odnotowano także od lipca do września na głębokości od 1 do 3 m (Rys. 14). Również na stanowisku II niższe zawartości zawiesiny wystęały zimą a ich zwiększenie nastęało latem, a wartość maksymalna wynosząca 24 mg/l odnotowana została w czerwcu (Rys. 15). [mg/l] 20 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0 2m 3m 4m 5m 6m I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII Rys. 14. Zmiany zawartości zawiesiny ogólnej w wodach jeziora na stanowisku I 15

[mg/l] 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 I III V VII 22,8 24 IX XI Rys. 15. Zmiany zawartości zawiesiny ogólnej w wodach jeziora na stanowisku II 3.7 Skład jakościowy i ilościowy fitoplanktonu Struktura jakościowa fitoplanktonu uległa bardzo radykalnemu przekształceniu w wyniku zastosowanych metod rekultywacji. Dominujące w ubiegłym roku sinice ustąpiły miejsca zielenicom, w kwietniu złotowiciowcom, jesienią kryptofitom. Stosunkowo liczne były również okrzemki. Sinice pojawiły się ponownie latem, jednak w niewielkich ilościach, a ich udział nie przekraczał 25%. Zmienił się również skład ilościowy fitoplanktonu. W stosunku do okresu letniego i jesiennego ubiegłego roku jego liczebność obniżyła się 2-3 krotnie. Wpłynęło to na poprawę warunków świetlnych w wodzie. 50000 45000 40000 35000 30000 25000 20000 15000 10000 5000 0 sierpień wrzesień listopad grudzień styczeń luty marzec kwiecień maj czerwiec lipiec sierpień wrzesień Rys. 16. Fitoplankton Jeziora Swarzędzkiego w okresie rekultywacji 16 październik listopad grudzień Różnowiciowce Sprzężnice Bruzdnice Zielenice Złotowiciowce Okrzemki Kryptofity Eugleniny Sinice

Obecność dużej ilości drobnych zielenic (głównie z rzędu Chlorococcales) świadczy o słabym wyżeraniu ich przez zooplankton skorupiakowy, co wskazuje na potrzebę intensywniejszych zarybień gatunkami drapieżnymi (biomanipulacja). 3.8 Skład jakościowy i ilościowy zooplanktonu Zooplankton przez cały okres rekultywacji jeziora zdominowany był przez wrotki. Porównanie jednak wyników z sierpnia ubiegłego roku z wynikami z 2012 roku pokazuje wyraźne zmniejszenie liczebności wrotków (2-krotne). Zwiększyła się jednocześnie liczebność widłonogów oraz częściowo wioślarek. Świadczy to o obniżaniu się trofii jeziora oraz o oddziaływaniu ryb drapieżnych na niższe poziomy troficzne. Oddziaływanie to nie jest jednak bardzo silne, co świadczy o zbyt małej jeszcze przebudowie składu ichtiofauny. Wskazane byłoby w przyszłym roku zintensyfikowanie zarybień jeziora podchowanym narybkiem szczupaka i sandacza (tzw. palczakiem), co pozwoliłoby uzyskać kaskadowe oddziaływanie wyższych poziomów troficznych na fitoplankton. Duża liczebność drobnych zielenic obecna w jeziorze mogłaby być wyraźnie ograniczona przez liczniejszy zooplankton skorupiakowy. 20000 15000 10000 5000 0 Wrotki Widłonogi Wioślarki sierpień wrzesień listopad grudzień styczeń luty marzec kwiecień maj czerwiec lipiec sierpień wrzesień październik listopad grudzień Rys. 17. Zmiany składu jakościowego i ilościowego zooplanktonu w trakcie rekultywacji Jeziora Swarzędzkiego 17

4. Charakterystyka wód dopływających do jeziora (Cybina i Mielcuch) oraz wód wypływających (Cybina) Wody dopływające do jeziora cechowały się niższą temperaturą niż wody wypływające Cybiną. W przypadku każdego z cieków najwyższe wartości wystąpiły w sierpniu, a niewiele niższe w lipcu i maju (Rys. 18). 30 25 20 [oc] 15 10 5 0 Cybina-dopływ Cybina-wypływ Mielcuch I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII Rys. 18. Zmiany temperatury wód dopływających i wypływających z jeziora Natlenienie wód dopływających i wypływających było najwyższe w styczniu i lutym, przekraczając 5 mg O 2 /l w Mielcuchu i 12 mg O 2 /l w Cybinie. Dobre warunki tlenowe w wodach dopływających utrzymywały się do kwietnia, po czym w maju stwierdzono wyraźne ich pogorszenie, które po chwilowej poprawie w czerwcu, kontynuowały się od lipca do września (Rys. 19). Ponowny wzrost stężenia tlenu nastąpił w październiku, choć w Mielcuchu nadal utrzymywały się dość niskie koncentracje tlenu (maksymalnie 5,7 mg O 2 /l w listopadzie). Wody wypływające były lepiej natlenione. Minimalna koncentracja tego pierwiastka wystąpiła w maju i wyniosła blisko 6 mg O 2 /l. 18

30 25 20 [mgo2/l] 15 10 5 0 Cybina-dopływ Cybina -wypływ Mielcuch I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII Rys. 19. Zmiany stężenia tlenu rozpuszczonego w wodach dopływających i wypływających z jeziora Odczyn wód dopływających był nieco niższy w pierwszej części roku, rzadko przekraczając 7,5, zaś zwiększył się od września, sięgając maksymalnie około 8 zarówno w Cybinie, jak i Mielcuchu (Rys. 20). W wodach wypływających odczyn był wyższy, zwłaszcza w marcu i kwietniu, sięgając blisko 8,5. 9,0 8,5 8,0 7,5 7,0 6,5 6,0 Cybina-dopływ Cybina -wypływ Mielcuch I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII Rys. 20. Zmiany odczynu ph wód dopływających i wypływających z jeziora Przewodnictwo elektrolityczne w wodach Cybiny, zarówno dopływającej, jak i wypływającej z jeziora było wyraźnie niższe niż w Mielcuchu. W przypadku Cybiny wahało się od 527 µs/cm w dopływie w lipcu do 804 µs/cm w wypływie w lutym (Rys. 21). W Mielcuchu natomiast nie spadało poniżej 935 µs/cm, zaś maksymalnie wyniosło nawet ponad 4000 µs/cm. Latem zawartość jonów w wodach Mielcucha oscylowała wokół 1400 µs/cm. 19

[µ S/cm] 2000 1800 1600 1400 1200 1000 800 600 400 200 0 4132 Cybina-dopływ Cybina -wypływ Mielcuch I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII Rys. 21. Zmiany przewodnictwa elektrolitycznego wód dopływających i wypływających z jeziora Wody Cybiny i Mielcucha różniły się także wyraźnie w zakresie stężeń azotu amonowego. W Cybinie wahały się one od 0,73 do 1,21 mg N-NH 4 /l. Różnice w stężeniach pomiędzy wodami dopływającej i wypływającej Cybiny z reguły były nieznaczne (Rys. 22). Wody Mielcucha niosły średnio 7,09 mg N-NH 4 /l. Najwyższe koncentracje, sięgające blisko 14 mg N-NH 4 /l odnotowano w końcu lata i na początku jesieni. Jedynie w czerwcu stężenie azotu amonowego w Mielcuchu było zbliżone do Cybiny. [mgn-nh4/l] 10,0 9,0 8,0 7,0 6,0 5,0 4,0 3,0 2,0 1,0 0,0 Cybina-dopływ Cybina-wypływ Mielcuch 13,7 I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII Rys. 22. Zmiany stężenia azotu amonowego w wodach dopływających i wypływających z jeziora Stężenia azotu azotynowego w wodach dopływającej i wypływającej Cybiny były zbliżone i wahało się od 0,002 do 0,095 mg N-NO 2 /l (Tab. 4). Wyższe ilości tej formy azotu wnosił do jeziora Mielcuch, zwłaszcza w okresie letnim, gdy zawartość azotynów sięgała 0,27 mg N-NO 2 /l. 20

Zawartość azotu azotanowego w wodach dopływających i wypływających utrzymywała się na poziomie wykrywalnym dla zastosowanej metody analitycznej głównie w okresie od stycznia do kwietnia. W tym czasie wyższe stężenia cechowały wody dopływającej Cybiny. Najmniejsze ilości tej formy azotu były wykrywane w wodach Cybiny opuszczającej jezioro (Tab. 5). Tab. 4. Stężenia azotu azotynowego [mg N-NO 2 /l] w wodach dopływających i wypływających z jeziora I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII Cybina-dopływ 0,004 0,009 0,005 0,006 0,006 0,095 0,021 0,013 0,02 0,021 0,014 0,011 Cybina-wypływ 0,004 0,007 0,007 0,009 0,003 0,011 0,007 0,008 0,006 0,017 0,023 0,018 Mielcuch 0,044 0,032 0,033 0,032 0,011 0,102 0,269 0,142 0,01 0,01 0,044 0,131 Tab. 5. Stężenia azotu azotanowego [mg N-NO 3 /l] w wodach dopływających i wypływających z jeziora I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII Cybina-dopływ 2,37 4,70 2,74 1,86 nw 3,35 nw nw nw nw 0,96 1,27 Cybina-wypływ 1,27 1,50 2,15 nw nw nw nw nw nw nw nw nw Mielcuch 1,59 2,58 2,67 1,13 nw 1,11 1,23 nw nw nw nw 1,24 Koncentracje azotu mineralnego w wodach Cybiny były niższe niż w Mielcuchu. W dopływającej Cybinie zawartość form mineralnych sięgała maksymalnie 5,94 mg N/l w lutym. Wysoką wartość odnotowano także w czerwcu. W wypływającej Cybinie stężenia były niższe, zwłaszcza w miesiącach zimowych i wczesnowiosennych. Średnia zawartość azotu mineralnego w wodach dopływającej Cybiny wyniosła 2,34 mg N/l, zaś w wypływie 1,33 mg N/l, podczas gdy w Mielcuchu średnie stężenie w roku 2012 sięgnęło 8,13 mg N/l. Jedynie w czerwcu koncentracja mineralnych form azotu nie przekroczyła 6 mg N/l, jak miało to miejsce w pozostałych miesiącach (Rys. 23). 21

[mgn/l] 10,0 9,0 8,0 7,0 6,0 5,0 4,0 3,0 2,0 1,0 0,0 Cybina-dopływ Cybina-wypływ Mielcuch I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII 13,77 Rys. 23. Zmiany stężenia azotu mineralnego w wodach dopływających i wypływających z jeziora Stężenia fosforanów rozpuszczonych były najniższe w wodach dopływającej Cybiny, gdzie nie przekraczały przez większą część roku 0,1 mg P/l, wzrastając jedynie w listopadzie i grudniu do maksymalnie 0,36 mg P/l (Rys. 24). W wypływającej Cybinie koncentracje ortofosforanów były wyższe, bowiem od maja do grudnia nie spadały poniżej 0,14 mg P/l. Najwyższe ilości fosforanów dopływały do jeziora z wodami Mielcucha. Średnie stężenie wyniosło 0,8 mg P/l, a okresowo sięgało ponad 1,5 mg P/l. 1,2 1,58 1,0 0,8 [mgp/l] 0,6 0,4 0,2 0,0 Cybina-dopływ Cybina-wypływ Mielcuch I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII Rys. 24. Zmiany stężenia fosforanów rozpuszczonych w wodach dopływających i wypływających z jeziora 22

5. Charakterystyka osadów dennych jeziora 5.1 Zawartość wybranych składników w osadzie dennym Fosfor i materia organiczna Najwyższe zawartości fosforu ogólnego i materii organicznej w osadzie dennym wystęały na stanowisku II. Ilość fosforu nie spadała poniżej 0,9 mg P/ g s.m., a udział materii organicznej poniżej 24%. Wartości średnie wyniosły odiednio 1,27 mg P/ g s.m. oraz 26% (Tab. 6). W osadzie pochodzącym z głęboczka ilość fosforu zawierała się w granicach od 0,68 do 1,1 mg P/ g s.m. (średnio 0,93 mg P/ g s.m.) a materii organicznej od 13,2 do 24,2 % (średnio 16,6%). Tab. 6. Zawartość fosforu i materii organicznej w osadach dennych Jeziora Swarzędzkiego TP miesiąc próba (mg P/g s.m.) OM (%) st I 0,93 15,2 III st II 0,97 22,9 st I 0,98 14,7 IV st II 1,26 26,8 st I 0,87 15,4 V st II 1,40 27,6 st I 1,10 15,7 VI st II 1,48 27,5 st I 0,68 13,2 VII st II 1,29 26,6 st I 1,03 24,2 VIII st II 1,06 24,5 st I 1,01 15,8 IX st II 1,43 26,2 st I 0,99 19,8 X st II 1,34 27,4 st I 0,78 15,3 XI st II 1,15 24,8 Frakcje fosforu W osadzie dennym pochodzącym ze stanowiska I, pobranym na głębokości 7 m, wśród frakcji fosforu dominowała Res-P, czyli fosfor trwale związany z osadzie (Rys. 25). Jej zawartość wyniosła średnio 0,6 mg P/g s.m., czyli 64,9%. Znaczna część fosforu w osadzie związana była w materii organicznej (frakcja NaOH-NRP) średnio 0,137 mg P/g s.m., czyli 14,3%. Nieco mniej fosforu stanowiły związki z wapniem (HCl-P, średnio 0,074 mg P/g s.m., czyli 8%). Około 4% fosforu znajdowało się w połączeniach z żelazem. Na stanowisku II, na którym osad pobierano z głębokości 1,5 m również dominowała frakcja fosforu trwale związanego w osadzie (średnio 0,706 mg P/g s.m., czyli 55,1%, Rys. 26). Znaczna część 23

fosforu związana była z wapniem (0,273 mg P/ g s.m., czyli 21,9%) a mniej z materią organiczną (średnio 0,165 mg P/ g s.m., czyli 13,3%). Jedynie 2,6% fosforu związane było z żelazem. 100% 80% 60% 40% 20% 0% III IV V VI VII VIII IX X XI NH4Cl-P BD-P NaOH-Al. NaOH-NRP HCl-P Res-P Rys. 25. Zawartość frakcji fosforu w osadzie dennym pochodzącym z głębokości 7 m (stanowisko I) 100% 80% 60% 40% 20% 0% III IV V VI VII VIII IX X XI NH4Cl-P BD-P NaOH-Al. NaOH-NRP HCl-P Res-P Rys. 26. Zawartość frakcji fosforu w osadzie dennym pochodzącym ze stanowiska II Pozostałe składniki W osadzie dennym pochodzącym z głębokości 7 m wystęało mniej azotu niż w osadzie pochodzącym ze stanowiska II, pobranym z głębokości 1,5 m (tab. 7 i 8). Osad pochodzący ze stanowiska II cechowała również większa zasobność w żelazo, lecz mniejsze ilości wapnia w osadzie. 24

Tab. 7. Zawartość wybranych składników w osadzie dennym Jeziora Swarzędzkiego stanowisko I składnik jednostka V VI VII VIII IX X azot g/kg 10,15 9,38 9,8 7,31 8.54 14.7 siarczany g SO 4 /kg 4,7 3,7 7,2 5 3.6 4.1 żelazo g Fe/kg 4,48 4,2 7,52 5,05 4.78 4.74 wapń g Ca/kg 176 179 440 287 194 170 magnez g Mg/kg 2,3 4,9 1,97 1,6 1,19 1,14 Tab. 8. Zawartość wybranych składników w osadzie dennym Jeziora Swarzędzkiego stanowisko II składnik jednostka V VI VII VIII IX X azot g/kg 15,19 14,77 16,87 11,27 13.37 9.10 siarczany g SO4/kg 4,8 3,4 3,9 4 6.2 3.3 żelazo g Fe/kg 9,93 9,9 16,9 10,8 8.63 10.9 wapń g Ca/kg 148 145 211 280 224 191 magnez g Mg/kg 7,4 3,9 2,22 1,6 1,15 1,24 5.2 Zawartość fosforu w wodzie interstycjalnej Wyższe stężenia fosforu w wodzie interstycjalnej cechowały stanowisko I, gdzie sięgały one maksymalnie 6,2 mg P/l dla fosforu ogólnego i 5,65 mg P/l dla ortofosforanów. W przypadku stanowiska II maksymalne koncentracje wyniosły 2,19 mg P/l dla fosforanów i 2,43 mg P/l dla fosforu ogólnego (Tab. 9 i 10). Tab. 9. Zawartość fosforu ogólnego i ortofosforanów w wodzie interstycjalnej osadów dennych Jeziora Swarzędzkiego stanowisko I fosforany fosfor ogólny mgpo 4 /l mgp/l mgpo 4 /l mgp/l III 11,96 3,91 14,00 4,54 IV 8,07 2,64 8,15 2,66 V 4,92 1,61 7,35 2,40 VI 5,84 1,91 8,09 2,65 VII 9,64 3,15 12,53 4,10 VIII 0,56 0,18 1,99 0,65 IX 13,32 4,35 13,61 4,43 X 17,29 5,65 18,93 6,19 XI 16,15 5,28 18,05 5,90 25

Tab. 10. Zawartość fosforu ogólnego i ortofosforanów w wodzie interstycjalnej osadów dennych Jeziora Swarzędzkiego stanowisko II fosforany fosfor ogólny mgpo 4 /l mgp/l mgpo 4 /l mgp/l III 2,90 0,95 3,93 1,29 IV 4,54 1,49 4,76 1,55 V 2,93 0,96 3,33 1,09 VI 1,64 0,54 1,90 0,62 VII 5,06 1,65 6,17 2,02 VIII 1,99 0,65 3,45 1,13 IX 6,69 2,19 7,42 2,43 X 4,79 1,57 6,34 2,07 XI 3,74 1,22 7,42 2,43 6. Podsumowanie i wnioski W wyniku zastosowanych metod rekultywacji Jeziora Swarzędzkiego jakość jego wód uległa wyraźnej poprawie. Szczególnie dobrze było to widoczne na przykładzie przezroczystości wody, która w plosie głównym 2012 r. w zasadzie nie zmniejszała się poniżej 1 m (za wyjątkiem września), osiągając w zimie 2,5 m. Na stanowisku 2 (w płytszym plosie jeziora) przez większą część roku dochodziła ona do dna. Umożliwiło to rozwój makrofitów zanurzonych, które w lecie zarosły prawie całą toń wodną tego plosa. Stanowiły one doskonały filtr zatrzymujący i ograniczający rozwój fitoplanktonu, stąd pozytywny wpływ tej roślinności na jakość wód wypływających z jeziora. Natlenienie wód jeziora nie zmieniło się w znaczący sposób, co świadczy o dużym zapotrzebowaniu na tlen osadów dennych, a szczególnie zawartej w nich łatwo biodegradowalnej materii organicznej. Zmniejszenie produkcji fitoplanktonu przyczyniło się do mniejszego odkładania się materii organicznej w dnia, a co za tym idzie w kolejnych miesiącach zmniejszać się będzie zapotrzebowanie na tlen osadów dennych. Pomimo braku tlenu w niższych warstwach wody w okresie letnim, stwierdzono poprawę potencjału redox, co utrudnia wydzielanie fosforu z osadów do toni wodnej (tzw. zasilanie wewnętrzne). Dopiero w sierpniu doszło do obniżenia potencjału redox i większego wydzielanie fosforu z osadów, co przyczyniło się do liczniejszego rozwoju sinic w toni wodnej. Mimo to sinice nie zdominowały składu fitoplanktonu, gdyż nie przekraczały 25% liczebności organizmów planktonowych. Przebudowa składu gatunkowego fitoplanktonu, zahamowanie rozwoju sinic oraz obniżenie liczebności organizmów, to najważniejsze zmiany wywołane przez zabiegi rekultywacyjne, pozytywne z punktu widzenia możliwości gospodarczego wykorzystania wód jeziornych. Fitoplankton zdominowany został przez drobne organizmy głównie z gromady zielenic, które 26

mogą być odfiltrowane przez zooplankton skorupiakowy. Jego liczebność uległa wyraźnemu zwiększeniu w wyniku podjętych zabiegów biomanipulacyjnych, jednak skala tych zmian inna być większa, by przełożyło się to na drastyczniejsze zmniejszenie liczebności fitoplanktonu. Ważne więc będzie zintensyfikowanie w przyszłym roku zarybienia jeziora podchowanym narybkiem szczupaka i sandacza, utrzymującym pod kontrolą narybek gatunków karpiowatych, odiedzialnych za wyżeranie wioślarek planktonowych. W związku z dopływem bardzo wysokich stężeń związków biogennych do jeziora z wodami Mielcucha, konieczne będzie odcięcie punktowych źródeł jego zanieczyszczeń (nielegalnych podłączeń ścieków). Do czasu rozwiązania tego problemu konieczne będzie kilkakrotne w ciągu roku tarzanie zabiegów strącania fosforu z toni wodnej do osadów dennych przy pomocy preparatu PIX. Zagrożeniem jakości wód jeziornych jest również awaryjny przelew ścieków z przepomni, w czasie deszczy nawalnych. Należy rozpatrzyć budowę specjalnego zbiornika, wyposażonego w pompę, przepomującą w okresie bezdeszczowym ścieki zgromadzone w czasie burzy do kanalizacji. Podwyższone stężenia biogenów dopływają również z wodami Cybiny. Związane jest to w dużej mierze z odprowadzaniem oczyszczonych ścieków z Uzarzewa do Jeziora Uzarzewskiego. Ważnym zabiegiem ochronnym będzie przerzut tych ścieków poza zlewnię oraz kontynuowanie podjętej rekultywacji Jeziora Uzarzewskiego. Poważnym zanieczyszczeniem jeziora są wody ze spuszczanych stawów rybnych, położonych w okolicy Iwna i Promna. Większe zawiesiny wymywane ze stawów sedymentują w jeziorze Góra i w Jeziorze Uzarzewskim, jednak rozpuszczona oraz drobno-cząsteczkowa materia organiczna dociera do Jeziora Swarzędzkiego. Nadaje ona wyraźne zabarwienie wodzie oraz ogranicza przenikanie światła. Stanowi też źródło węgla organicznego dla bakterioplanktonu i miksotroficznych glonów, zwiększając tempo produkcji pierwotnej. 27