jezioro Śniardwy

L o k a l n a G r u p a D z i ała n i a „ M a z u r s k i e M o r z e ” ( 2 0 1 2 r . )

S t r o n a 1

Prof. dr hab. Ryszard J. Chróst wraz z zespołem naukowym z Zakładu Eko- logii Mikroorganizmów Instytutu Botaniki Uniwersy- tetu Warszawskiego prze- prowadził badania aktualnego stanu jakości wód jeziora Śniardwy. W trakcie badań określono także potencjalne źródła zagro- żeń eutrofizacyjnych. Wy- niki tych badań są jedynymi, które od ponad trzy- dziestu lat opisują jakość wód jeziora Śniardwy. Badania wykonano w na zlecenie Lokalnej Grupy Dz ia łan ia „Mazur sk ie Morze”.

MAZURSKIE MORZEOcena aktualnego stanu jakości ekologicznej wód oraz

analiza zagrożeń eutrofizacyjnych systemu Jeziora Śniardwy

R y s z a r d J . C h r ó s tZakład Ekologii Mikroorganizmów, Uniwersytet Warszawski

ŚNIARDWOM ZAGRAŻA SZYBKA EUTROFIZACJA WÓD

Wyniki badań jakości wód jeziora przeprowadzone w 2012 r. wykazały, że Śniardwom zagraża szybka eutrofizacja wód, szczególnie jest to zauważalne w okresie letnim.

Jeziora zbierające zanieczyszczenia począwszy od Jeziora Niegocin aż do jeziora Mikołajskiego ze zlewni oraz turystycznego ruchu nawodnego w południowej części kompleksu Wielkich jezior Mazurskich, zgodnie z warunkami hydrologicznymi, odpływają do Jeziora Śniardwy. Śniardwy są ostatnim ogniwem łańcucha Wielkich Jezior Mazurskich na południu i zbierając wody z jezior: Mikołajskie, Łuknajno, Tuchlin, Tyrkło i Warnołty odprowadzają je do Jeziora Seksty i dalej poprzez Jezioro Roś do systemu rzek: Pisa — Narew. W ten sposób zanieczyszczone, lub mniej lub bardziej zeutrofizowane wody ciągu jezior mazurskich rzeką Narwią docierają do Jeziora Zegrzyńskiego, które jest rezerwuarem wody pitnej dla dużej części aglomeracji warszawskiej. Paradoksalnie, jednym z głównych jezior silnie

zanieczyszczających Jezioro Śniardwy i przyspieszającym jego gwałtowną eutrofizację są dopływające wody rezerwatu

faunistycznego Jeziora Warnołty, a w nim jedna z największych kolonii kormorana czarnego na Mazurach uwalniająca do wód jeziora ogromne ilości eutrofogennych związków azotu i fosforu.

Jezioro Śniardwy wymaga natychmiastowej pomocy, albowiem ekspansja nawodnego ruchu turystycznego, oraz aktywność ludzi w zlewni Wielkich

Jezior Mazurskich w okresie letnim, dopływ skumu- lowanego ładunku zanieczyszczeń z odprowadzanych do

jezior „oczyszczonych ścieków” z oczyszczalni, spływ substancji biogennych z użytków rolnych grożą szybką hypereutrofizacją

tego największego w Polsce jeziora — Mazurskiego Morza.


S t r o n a 2

Jezioro Śniardwy - charakterystyka*

Powierzchnia zwierciadła wody** 10 115 ha

Wzniesienie zwierciadła wody 115,68 m n.p.m.

Głębokość maksymalna 23,48 mGłębokość minimalna 0,5 - 0,7 m

Głębokość średnia 6,36 mObjętość wód jeziora 641 081,4 tys. m3

Długość linii brzegowej ** 69,40 km

Rozwój linii brzegowej 2,2_________________________________________

*dane wg. [1] ** bez jezior Seksty i Warnołty

Kompleks Wielkich Jezior Mazurskich Pojezierze Mazurskie jest częścią pasa Pojezierzy Bałtyckich a ściślej Pojezierza Wschodniobałtyckiego. Ekosystemy jeziorne wraz z terenami bagiennymi mszarami i mokradłami zajmują około 30% powierzchni regionu, który uznawany jest za obszar o największym wskaźniku jeziorności a zarazem o największych zasobach wód powierzchniowych w Polsce. Kompleks Wielkich Jezior Mazurskich (WJM) budują cztery główne systemy jeziorne: (1) system Jeziora Mamry, (2) system jezior Niegocin — Tałty wraz z łączącymi je kanałami, (3) system głębokich jezior rynnowych Ryńskie — Tałty — Mikołajskie — Bełdany, oraz (4) system jeziora Śniardwy.

Systemy te w ramach kompleksu Wielkich Jezior Mazurskich są ze sobą połączone dzięki ciągowi kanałów żeglownych wybudowanym w połowie XIX wieku pomiędzy jeziorami kompleksu Mamr a systemem jezior rynnowych na południu i naturalnemu połączeniu tych ostatnich z Jeziorem Śniardwy. Powierzchnia zlewni Wielkich Jezior Mazurskich wynosi 3179,6 km2.

Specyficzną cechą kompleksu Wielkich Jezior Mazurskich jest jego bifurkacyjny charakter. Oznacza to, że jeziora północne (system Jeziora Mamry) odprowadzają wody poprzez rzeki Węgorapę i Pregołę na północ do Zalewu Wiślanego, natomiast południowa część kompleksu Wielkich Jezior Mazurskich należy do zlewiska rzeki Pisy i Narwi odprowadzając wody na południe do Polski centra lne j . Przebieg g ranicy dz ia łu wodnego, determinujący odpływ wód jeziornych na północ lub południe z kompleksu WJM zmienia się w zależności od sytuacji hydrometeorologicznej oraz funkcjonowania urządzeń piętrzących na Węgorapie oraz kanale Jeglińskim łączącym jeziora Śniardwy – Seksty z jeziorem Roś i dalej

WIELKIE JEZIORA MAZURSKIE


S t r o n a 3

Foto 1 — Śniardwy — wyspy Czarcia i Pajęcza (foto. ® R.J. Chróst)

rzeką Pisą. W zależności od roku hydrologicznego maksymalny zasięg dorzecza Pisy sięga na północy Jeziora Dargin, minimalny zaś Jeziora Mikołajskiego. Zwykle jednak wody z kompleksu Jeziora Mamry odprowadzane są rzeką Węgorapą w kierunku północnym do Pregoły zaś z jezior: Niegocin, Jagodne, Szymoneckie, Szymon, Kotek, Tałty—Ryńskie, Mikołajskie, Bełdany i Śniardwy płyną w kierunku południowym do rzek Pisy i Narwi. Zmiany przebiegu działu wodnego w kompleksie Wielkich Jezior Mazurskich determinują kierunek i tempo przepływu wód a zatem wpływają na transport substancji eutrofogeniczych (zanieczyszczenia, sole odżywcze, substancje organiczne, itp.) kształtując jakość ekolo- giczno-chemiczną wód jeziornych i warunki biologiczne w poszczególnych, połączonych ze sobą zbiornikach.

Powierzchnia zlewni Wielkich Jezior Mazurskich, od ujścia Pisy do ujścia Węgorapy, wynosi 3540 km2. Zlewnia Wielkich Jezior Mazurskich zawiera 252 jeziora o powierzchni powyżej 1 ha. Powierzchnia tych jezior stanowi 14,2% zlewni i zajmuje 504 km2. Jezioro Śniardwy zajmuje 21,8% powierzchni wszystkich jezior tej zlewni, a 3% powierzchni zlewni Wielkich Jezior Mazurskich [2].

Jezioro Śniardwy leży w południowej, końcowej części kompleksu Wielkich Jezior Mazurskich, na terenie gminy Mikołajki (powiat mrągowski) i gminy Pisz (powiat piski), w obrębie Mazurskiego Parku Krajobrazowego. Duże południowe zatoki jeziora, zwane Jeziorem Warnołty (rezerwat faunistyczny) i Jeziorem Seksty, często opisywane

Jezioro Śniardwy Jest to największe powierzchniowo jezioro w Polsce (10 115 ha), stosunkowo płytkie (średnia głębokość ok. 6,4 m, znaczna część akwenu nie przekracza głębokość 2 – 3 m), o odsłoniętych brzegach, przez co jest narażone na dynamicznie zmieniające się warunki pogodowe i gwałtowne falowanie skutkujące dogłębnym mieszaniem się jego wód i dobrym ich natlenieniem.

Jezioro Śniardwy stanowi jeden z najważniejszych zbiorników wodnych na terenie Lokalnej Grupy Działania „Mazurskie Morze” wpływających na jakość życia mieszkańców otaczających go gmin. Rozwijająca się intensywnie w ostatnich latach w jego bezpośrednim obrzeżu infrastruktura turystyczna, turystyka wędkarska, żeglarstwo i sporty wodne oraz przede wszystkim gospodarka rybacka zależą bezpośrednio od jakości wód Jeziora Śniardwy, na którą z kolei ma duży wpływ jakość dopływających do niego wód z jezior sąsiadujących, przede wszystkim poprzez Jezioro Mikołajskie z ciągu Wielkich Jezior Mazurskich. Jakość wód Jeziora Śniardwy może być swoistym wyznacznikiem uśrednionej jakości wód południowej części kompleksu Wielkich Jezior Mazurskich albowiem Jezioro Śniardwy stanowi jego ostatnie ogniwo, poprzez które odpływają wody z całego kompleksu Wielkich Jezior Mazurskich. Hydrologiczne i geograficzne położenie Jeziora Śniardwy decydują o jego unikatowym charakterze i znaczeniu w Krainie Wielkich Jezior Mazurskich i kraju.

JEZIORO ŚNIARDWYsą jako odrębne zbiorniki.

Wąskie przesmyki łączą główny akwen z kilkoma mniejszymi jeziorami. Na zachodzie wąski przesmyk, nazywany Przeczką, prowadzi na jezioro Mikołajskie. W północno — zachodnim krańcu łączy się kanałem z jeziorem Łuknajno (rezerwat ornitologiczny), a w północno — wschodniej części znajduje się przesmyk łączący akwen z jeziorem Tuchlin, oraz kanał prowadzący na jezioro Tyrkło. W części południowo — wschodniej Śniardwy, poprzez rzekę Wyszkę, łączą się z jeziorem Białoławki, a w południowo — zachodniej z jeziorem Warnołty.

Jezioro Śniardwy zasilane jest bezpośrednio wodami z Jeziora Mikołajskiego, rzeki Orzyszy płynącej z jeziora Tyrkło, oraz z jezior Łuknajno i Tuchlin. Odpływ wód z Jeziora Śniardwy do Jeziora Roś zachodzi przez Kanał Jegliński, oraz rzekę Wyszkę poprzez Jezioro Białoławki. Dzięki połączeniu Jeziora Roś przez rzeki Pisę i Narew, Jezioro Śniardwy i cała południowa część kompleksu Wielkich Jezior Mazurskich jest strategicznym rezerwuarem wody pitnej dla Polski centralnej, w tym przede wszystkim poprzez sztuczne Jezioro Zegrzyńskie, powstałe na skutek spiętrzenia wód rzeki Bug—Narwi, zasila w wodę pitną mieszkańców aglomeracji warszawskiej. Tak więc oddalone o prawie 200 km Jezioro Śniardwy decyduje pośrednio o ilości i jakości wody pitnej dla mieszkańców Warszawy i woj. mazowieckiego.


S t r o n a 4

JEZIORO ŚNIARDWYPochodzenie jeziora

Jezioro Śniardwy powstało podczas ostatniego zlodowacenia około 12 tys. lat temu na skutek wytapiania się tzw. „martwego” bloku lodowego [2] w okresie zlodowacenia bałtyckiego i w holocenie. Znaczniejszy obszar po martwym lodzie znajduje sie pomiedzy Popielnem, Głodowem i Wejsunami. W cze s ci południowej, w okolicy Wejsun, pozostawił on płat gliny zwałowej, grubos ci około 1 m, słabo przykrytej fluwioglacjałem. W kierunku północnym, zgodnie z ogólna tendencja południowego obszaru Sniardw, wytopisko sie obniz a. Srodek jego zajmuje płytkie jezioro reliktowe Warnołty, które pods ciela 20 m war- stwa piasku. Na powierzchni wytopiska wyste puja osady organogeniczne w postaci torfu i gytii [3]. Pozostałości stopniałego lodowca tworzą wysokie wzniesienia morenowe na północno-zachodnim brzegu jeziora. Ostateczne ukształtowanie sie jeziora S niardwy miało miejsce na poczatku holocenu, w okresie preborealnym.

Morfologia jezioraKształt jeziora Śniardwy, zbliżony

do trójkąta, utrudnia ocenę maksymalnej długości i szerokości. Katalog Jezior Polskich [5] wymienia długość 16 750 m i szerokość 12 500 m. Maksymalna długość mierzona jako prosta o kierunku W-E, od Popielna do wschodniego brzegu zatoki Okartowskiej, wynosi 16,2 km. Prosta prostopadła do dłu- gości szerokość o kierunku N-S, od Dziadowej Góry do wyspy Kaczor wynosi 11,0 km. Maksymalna szero- kość biegnąca od jeziora Łuknajno do Kanału Jeglińskiego (łącznie z zatoką Seksty) nie prostopadła do długości, wynosi 13,0 km.

Zmiany morfologiczne zachodzace w jeziorze Sniardwy wskutek abrazyj- nej działalnos ci wody jeziornej sa przede wszystkim uwarunkowane zasiegiem mieszania. Wielkos c mieszania zalez y od siły wiatru oraz od roz-

miaru i kształtu zbiornika lub, [4] od „długos ci rozbiegu fali". Uwaz a się, z e wartos c , która w najwłas ciwszy sposób charakteryzuje przecie tna długos c rozbiegu fali, stanowi s rednia efektywna długos c osi jeziora, obliczona z maksymalnej, efektywnej długos ci i szerokos ci. Maksymalna, efektywna długos c jest to linia prosta, łaczaca najbardziej oddalone punkty, po której działanie wiatru i fal nie napotyka przeszkód w postaci wysp, półwyspów itp. [6]. Dla jeziora Sniardwy prze- cietna długos c rozbiegu fali, bedaca średnia arytmetyczna efektywnej długos ci i szerokos ci, wynosi 13,6 km. Obliczona na tej podstawie teoretyczna głebokos c mieszania wody wynosi 16,3 m. Przekracza to 2,5-krotnie s rednia głebokos c Sniardw wynoszaca 6,4 m. Oznacza to, że warunki klimatyczne (wiatr) często powodują całkowite przemieszanie się warstw wody powierzchniowej i przydennej przez co determinują zarówno właściwości chemiczno-fizyczne oraz biologiczne toni wodnej (np. natlenienie, zawartość soli biogenicznych, rozmieszczenie planktonu, itp.) jak i kształtują zmienność morfologiczną dna jeziora przenosząc wraz z mieszającymi się masami wodnymi powierzchniowe warstwy osadów dennych jeziora oraz żwir i drobne kamienie.

W pó łnocnej cze s ci jeziora Sniardwy, na platformie przybrzeżnej, wystepuje kilkanaście z ródeł, ciagna- cych sie wzdłuż Dziadowej i Dziu- bielskiej Góry. W zimie w tych miej- scach, ws ród grubej pokrywy lodowej utrzymuje sie niezamarznieta powierzchnia wody, z bija cymi w dnie z ródłami. Latem z ródła te nie sa wido-czne i maja charakter ,,młaków" [7]. Wyste powanie ich tutaj wyznacza rdzawy kolor wody oraz karłowata ros linnos c wodna, wystepujaca prze- ważnie w postaci sitowia błotnego i turzyc. Pas włas ciwych oczeretów z trzciny pospolitej ciagnie sie dopiero w głebi platformy. O zasilaniu wodami

wgłebnymi s wiadczy równie wczes niejsze ustepowanie, miejscami, pokrywy lodowej. Szczególnie uwydatnia sie to na jeziorze Warnołty, którego cecha jest niewielka zlewnia wód powierzchnio-wych i stosunkowo duża zlewnia wód gruntowych. Wyższa temperatura wód gruntowych oraz przepływ powoduja póz niejsze tworzenie sie pokrywy lodu na tym jeziorze i wczes niejszy jej zanik.

Linię brzegową zajmuje: w 15,8% las mieszany, w 2,4% las iglasty, w 3,6% las liściasty, 44,8% łąki i mokradła, w 29,0% grunty orne, w 3,6% osiedla i 0,8% granice wodne. Uwag zwraca fakt, że prawie połowa brzegów jeziora Śniardwy jest niska i podmokła. Zwarte lasy występują wzdłuż brzegów południowo-zachod- nich i częściowo północnych. Ziemie orne przeważają wzdłuż północno-wschodniego brzegu. Na całej długości linii brzegowej, z wyjątkiem części wzdłuż Kępy Kwiku i Nowych Gut, ciągnie się strefa roślinności wodnej, twardej, głównie trzciny pospolitej. Zajmuje ona 750 ha, co stanowi 6,8% powierzchni zwierciadła wody.

Objętość jeziora Śniardwy stano- wiąca sumę objętości warstw pomiędzy izobatami waha się pomiędzy 641081,4 tys. m3 [1] a 650 151,7 tys. m3 [2]. Ta znaczna różnica spowodowana jest różnie przyjętymi wartościami dla powierzchni i głębokości jeziora a także zależy od warunków hydrologicznych i klimatycznych panujących w zlewni jeziora Śniardwy. Okazuje się, że naj- większe w Polsce pod względem powierzchni jezioro Śniardwy pod względem pojemności znacznie ustę- puje drugiemu co do wielkości jezioru, tzn. kompleksowi jeziora Mamry [2], w stosunku 1 : 1,6. Różnica ich objętości wynosi aż 464 848 tys. m3 wody.

Śniardwy są jeziorem przepły- wowym zbierającym wody z południo- wej części systemu WJM i odprowadza- jące je do rzek Pisa-Narew.


S t r o n a 5

SYSTEM JEZIORA ŚNIARDWY

Foto 2 — Jezioro Mikołajskie

Foto 3 — Kanał Łuknajno—Śniardwy

Foto 4 — Jezioro Tuchlin

Foto 5 — Jezioro Tyrkło, port rybacki

Foto 6 — Zatoka Okartowo, Nowe Guty

Foto 7 — kanał Warnołty—Śniardwy

Foto 8 — Jezioro Warnołty

Foto ® R.J. Chróst

Hydrologia jeziora ŚniardwyJezioro Mikołajskie wraz z jeziorem Bełdany poprzez Przeczkę

odprowadzają największą ilość wody do zachodniej części misy jeziornej Śniardw. Ponieważ te jeziora, a przede wszystkim jezioro Mikołajskie, stanowią końcową cześć systemu Wielkich Jezior Mazurskich są one głównym „eksporterem” wszelkich zanieczyszczeń dopływających do ich wód zarówno z lokalnej zlewni bezpośredniej jak i przemieszczanych wraz z przepływem wody z jezior północnych (ciąg jezior i kanałów: Niegocin — Tałty-Ryńskie — Mikołaj- skie) oraz z dopływu wód z jezior: Bełdany — Nidzkie. Do północno-zachodniej Zatoki Łukniańskiej Jeziora Śniardwy odprowadzane są kanałem wody z jeziora Łuknajno (rezerwat ornitologiczny), których ilość zwiększa się znacząco w okresie wczesno-wiosennym oraz jesiennym (wzrost opadów w zmeliorowanej zlewni bezpośredniej jeziora). W części północno-wschodniej Jeziora Śniardwy swe ujście znajdują wody odprowadzane z Jeziora Tuchlin oraz Jeziora Tyrkło, które poprzez rzekę Orzyszę łączy się z Zatoką Okartowską. W południowo-zachodniej części jeziora, poprzez Zatokę Szyba, dopływają do Śniardw wody z płytkiego, zarastającego Jeziora Warnołty (rezerwat ornitologiczno-florystyczny).

Charakterystyczną cechą właściwości hydrologicznych Śniardw jest wystę- powanie w rejonie wielkiego plosa jeziornego prądu cyrkulacyjnego wody z prędkością 0,7 — 1,4 km/dobę [1].

Główny odpływ wód z Jeziora Śniardwy (średnio 1,2 mln m3/dobę [8]) zachodzi poprzez Bramkę Seksteńską do Jeziora Seksty i dalej przez Kanał Jegliński i Jezioro Roś łączy się z systemem rzek Pisa-Narew. Dodatkowo wody z Mazurskiego Morza odprowadzane są z Zatoki Kwik rzeką Wyszką do Jeziora Białoławki, dalej rzeką Białoławką do Jeziora Kocioł i rzeką Wilkus do Jeziora Roś. Czas retencji wody Jeziora Śniardwy wynosi 1,4 roku [8].

System jeziora Śniardwy — schemat dopływów i odpływów wód jeziornych (grubość strzałek obrazuje ilość dopływającej/odpływającej wody)


S t r o n a 6

Ryc. 1 — Stanowiska badawcze in situ oraz poboru próbek wody w systemie Jeziora Śniardwy

Stanowiska badawcze na Jeziorze Śniardwy:

S1 — dopływ z Jeziora Łuknajno (Zatoka Łukniańska)S2 — dopływ z Jeziora TuchlinS3 — dopływ z Jeziora Tyrkło (Zatoka Okartowska)S4 — dopływ z Nowe GutyS5 — odpływ z Jeziora Śniardwy do Jeziora Seksty S6 — dopływ z Jeziora Warnołty przez Zatokę SzybaS7 — otwarte ploso jeziora ŚniardwyS8 — dopływ z Jeziora Mikołajskie-Bełdany Stanowiska badawcze — jeziora odprowadzające wodę do Śniardw:— Mikołajskie-Bełdany— Łuknajno— Tuchlin— Tyrkło— Warnołty

Stanowisko badawcze — odpływ z Jeziora Śniardwy— Jezioro Seksty

Jezioro Śniardwy najmniej zbadanym polskim jeziorem

Pierwsze informacje na temat właściwości fizyko- chemicznych wód Jeziora Śniardwy podają nestorzy polskiej hydrobiologii Olszewski [9], Olszewski i Paschalski [10]. Na podstawie pomiarów termiki wody i tlenu zaliczali oni jezioro Śniardwy do typu stawowego względnie polimiktycznego.

Dotychczas to największe jezioro w Polsce jest słabo zbadane. Olszewski [9] w wiadomościach z zakresu hydrochemii wód mazurskich, w zakończeniu na str. 448 stwierdza: „Wśród niezbadanych znalazło się tak zasadnicze jezioro, jak największe w Polsce — Śniardwy". Przyczyną takiego stanu rzeczy są chyba rozmiary tego jeziora, co wymaga stosowania bardziej skomplikowanych metod badawczych, specjalnego sprzętu, większej liczby ludzi, środków finansowych, itp. konkludował Szostak [2]. Również w ostatnich kilku dekadach Jezioro Śniardwy nie doczekało się dokładniejszych badań jakości wody oraz analizy zagrożeń. Jedne z nielicznych doniesień hydro- biologicznych o stanie czystości wód Jeziora Śniardwy pochodzą z końca lat siedemdziesiątych [11, 12]. Również jedynym dotychczas opracowaniem o zagrożeniach eutrofizacyjnych Jeziora Śniardwy jest praca opubliko- wana w 1980 r. [13] obejmująca analizę zagrożeń w drugiej połowie lat siedemdziesiątych ubiegłego wieku.

W świetle powyżej przytoczonych informacji, niezwykle ważnym i doniosłym naukowo zdarzeniem była inicjatywa Lokalnej Grupy Działania „Mazurskie Morze” zlecająca przeprowadzenie w roku 2012 badań naukowych aktualnej jakości ekologicznej wód Jeziora Śniardwy oraz analizy zagrożeń eutrofizacyjnych dla systemu tego jeziora. Inicjatywa ta wynika z przyjętej przez LGD „Mazurskie Morze” Lokalnej Strategii Roz- woju Obszarów Rybackich [14].

W okresie od kwietnia do początku września 2012 r. przeprowadzono badania jakości fizyko-chemicznej wody jeziornej in situ (bezpośrednio w jeziorze) oraz wykonano szereg analiz biologicznych z pobranych próbek wody z Jeziora Śniardwy oraz jezior: Mikołajskie, Łuknajno, Tuchlin, Tyrkło, Seksty, Warnołty, które tworzą system doprowadzający i odprowadzający wody z Jeziora Śniardwy. Celem tych badań było określenie aktualnych parametrów jakości wód w systemie Jeziora Śniardwy, zbadanie ich zmienności w zależności od braku (kwiecień) lub wzmożonej aktywności turystycznej nawodnej i w zlewni bezpośredniej w środku sezonu turystycznego (lipiec/sierpień) oraz po jego zakończeniu (sierpień/wrzesień). Badania wykonano przy użyciu aktualnych, nowoczesnych metod oraz aparatury badawczej dostępnych w Zakładzie Ekologii Mikroorganizmów Instytutu Botaniki Uniwersytetu Warszawskiego.

Foto 9 — Pobór próbek wody ze strefy fotycznej jeziora czerpakiem typu Bernatowicza

(foto. ® R.J. Chróst)

BADANIA JEZIORA ŚNIARDWY


S t r o n a 7

METODY BADAŃ JEZIORA ŚNIARDWYW celu możliwości wykonania pomiarów jakości fizyko-chemicznych wody

in situ (bezpośrednio w jeziorach) oraz poboru próbek wody do analiz laboratoryjnych (chemicznych i biologicznych) do stanowisk badawczych docierano przy pomocy dużej łodzi motorowej lub pontonu (stanowiska w rezerwatach, jeziora Łuknajno i Warnołty, oraz płytkie jezioro Tuchlin).

Bezpośrednio w jeziorze w warunkach in situ mierzono przy pomocy wieloparametrycznej sondy pomiarowej (Yellow Spring Instruments, USA) w kolumnie wody jeziornej (od powierzchni wody do dna w odstępach co 5 cm):

1. temperaturę wody2. stężenie tlenu rozpuszczonego w wodzie3. procent nasycenia tlenem wody4. pH5. przewodnictwo elektrochemiczne wody6. zawartość zawiesiny (mętność wody)7. stężenie substancji organicznych FDOM

8. zasięg penetracji światła wgłąb kolumny wody

Dodatkowo na stanowiskach badawczych oznaczano przezroczystość wody przy pomocy krążka Secchi’ego, oraz czerpakiem typu Bernatowicza pobrano zintegrowane próbki wody ze strefy fotycznej jezior w celu dalszej ich analizy laboratoryjnej.

W laboratorium biologiczno-chemicznym w pobranych próbkach wody jeziornej oznaczono:

1. stężenie chlorofilua w fitoplanktonie (metodą fluorometryczną po ekstrakcji barwników acetonem, w fluorymetrze Turner’a TD-700, USA)

2. stężenie związków azotu (N-całkowity i azotanowy) oraz fosforu (P-całkowity i mineralny ortofosforanowy), wg. Grasshoff i wsp. [15]

3. zawartość rozpuszczonego węgla organicznego DOC (aparat TOC-5050, Shimadzu, Japonia)

4. ogólną liczbę bakterii, wg. metody bezpośredniego liczenia preparatów wybarwionych DAPI w mikroskopie epifluorescencyjnym (Nikon E400 Eclipse, Japonia)

5. występowanie sinic, obserwacje w mikroskopie odwróconym (Nikon Eclipse TS100, Japonia)

6. stężenie toksyn sinicowych, mikrocystyn, wg. metody ELISA, Abraxis Test Method PN522015 (USA) [16]

Na podstawie analiz zawartości chlorofilua, widzialności krążka Secchi’ego oraz stężenia fosforu całkowitego wyznaczono w badanych jeziorach indeks stanu troficznego (Trophic State Index, wskaźnik eutrofizacyjny TSI) wg. Carlson’a [17].

Finalnie, na podstawie zebranych wyników badań dokonano oceny źródeł zagrożeń procesem eutrofizacji wód jeziora Śniardwy.

Foto 14 — Jezioro Śniardwy: Zatoka Łukniańska foto ® R.J.

Foto 10 — Pobór próbek wody na Jeziorze

Foto 11 — Łódź badawcza „Monitor”

Foto 12 — Badanie jakości wody in situ

Foto 13 — Sonda wieloparametryczna YSI do badań jakości wody in situ

foto ® R.J. Chróst


S t r o n a 8

PRZEZROCZYSTOŚĆ WODY Widzialność krążka Secchi’ego

Jednym z najczęściej stosowanym pomiarem przezro- czystości wody jest określenie widzialności krążka Secchi’ego [18]. Pomiar polega na określeniu głębokości w słupie wody, w której zanurzony krążek Secchi’ego przestaje być widoczny (dystans wyrażony w metrach od powierzchni wody do głębokości, na której krążek staje się niewidoczny). Widzialność krążka Secchi’ego jest wypadkową funkcją: głównie zawartości zawiesiny organicznej (seston pochodzenia planktonowego), naturalnej barwy wody, oraz natężenia światła wnikającego wgłąb zbiornika wodnego. W wodach naturalnych podatnych na erozję obrzeża lub transport powietrzny pyłów na widzialność krążka Secchi’ego wpływa także ilość zawiesiny nieorganicznej (np. pyły ilaste pochodzenia lądowego). Najczęściej jednakże widzialność krążka Secchie’go w jeziorach zależy w prostej mierze od ilości planktonu w słupie wody, powodującego zmętnienie wody, a tym samym ograniczenie penetracji światła w głąb i zacienianie kolumny wody — przez co krążek Secchi’ego staje się niewidoczny. Widzialność krążka Secchi’ego jest jednym z prostych parametrów służących do określania statusu troficznego wód [17].

Tabela 1. Widzialność krążka Secchi’ego w jeziorach o różnym statusie troficznym

Status TroficznyWidzialność

krążka Secchie’go

(m)

oligotrofia > 6

mezotrofia 3 — 6

eutrofia 1 — 2

hypereutrofia < 1

Im większa widzialność krążka Secchi’ego tym mniejsza ilość planktonu w wodzie (mniejsza produktywność biologiczna jeziora) co oznacza mniej żyzne środowisko wodne.

Przezroczystość wody w systemie Jeziora Śniardwy Przezroczystość wody w Jeziorze Śniardwy została okre- ślona przy pomocy krążka Secchi’ego trzykrotnie w okresie badawczym: w kwietniu, lipcu i w końcu sierpnia. Celem tych badań w trzech różnych miesiącach było zbadanie w

jaki sposób zmienne natężenie ruchu turystycznego w róż- nych porach roku wpływa na przezroczystość wody w Jeziorze Śniardwy (Ryc. 1).

Ryc. 2 — Widzialność krążka Secchi’ego w Jeziorze Śniardwy w 2012 r. (kwiecień, lipiec i sierpień). Największą przezroczystość wody (1,4 — 1,9 m) na ośmiu stanowiskach badawczych Jeziora Śniardwy zmierzono w okresie wczesno-wiosennym w kwietniu (Ryc. 2). W miesiącach letnich, w lipcu i w końcu sierpnia zaobserwowano gwałtowne pogorszenie się przezroczystości wody w jeziorze, w szczególności na stanowiskach: S1 (1,0-1,2 m — Zatoka Łukniańska), S6 (1,2-1,4 m — odpływ z Jeziora War- nołty) oraz S8 (1,2-1,3 m — odpływ z Jeziora Mikołajskie- go). Widzialność krążka Secchi’ego na otwartym plosie Je- ziora Śniardwy, po za głównym przepływem wody, S7 wahała się od 1,4-1,5 m (Ryc. 2).

Ryc. 3 — Widzialność krążka Secchi’ego w systemie Jeziora Śniardwy w 2012 r. (lipiec i sierpień).


S t r o n a 9

PRZEZROCZYSTOŚĆ WODY — CHLOROFIL W jeziorach otaczających Jezioro Śniardwy, z których wody są doprowadzane do Śniardw z jezior: Łuknajno, Tuchlin, Tyrkło i Warnołty, przezroczystość wody w okresie letnim zmieniała się bardzo dynamicznie w zależności od miesiąca badań (Ryc. 3). Największą przezroczystość wody odnotowano w jeziorze Tyrkło: 1,3 m (lipiec) oraz 1,7 m (sierpień). Przezroczystość wody w jeziorach: Łuknajno i Tuchlin była podobna (1,0-1,2 m widzialność krążka Sec- chi). Najmniej przezroczystą wodę w systemie jezior dopro- wadzających swe wody do jeziora Śniardwy stwierdzono w Jeziorze Warnołty (0,5-0,6 m), Ryc. 3, Foto 15.

Foto 15 — Jezioro Warnołty (lipiec) (foto ® R.J. Chróst)

Zawartość chlorofilua w wodzie

Podstawą do oceny wielkości biomasy fitoplanktonu w jeziorach jest najczęściej analiza zawartości w próbkach wody barwnika fotosyntetycznego — chlorofilua [19]. Ilość fitoplanktonu w wodzie wpływa znacząco na widzialność krążka Secchi’ego (przezroczystość wody), Foto 15. Ilość (biomasa) fitoplanktonu w jeziorach jest przede wszystkim pochodną (1) ilości biogenów mineralnych w wodzie (głównie azotu i fosforu), (2) warunków świetlnych w kolumnie wody (natężenia i intensywności światła słonecz- nego penetrującego warstwy wody w głąb zbiornika), (3) presji pokarmowej zooplanktonu roślinożernego, (4) obecności/braku substancji toksycznych i inhibitorów wzrostu glonów i sinic, (5) warunków hydrologicznych i czasu retencji wody w jeziorze, (6) warunków klimatycznych [20, 21, 22]. Ponieważ wzrost ilości substancji biogennych w wodzie na skutek dopływu zanieczyszczeń wywołuje proces eutrofizacji jezior, a rozwój i biomasa fitoplanktonu w jeziorach zależą m.in. od ilości mineralnych związków azotu (N) i fosforu (P) dlatego też wraz ze wzrostem użyźniania wód naturalnych (eutrofizacja) w te związki wzrasta

produktywność biologiczna ekosystemów wodnych. Zawar- tość chlorofilua w wodzie jeziora jest wyznacznikiem biomasy fitoplanktonu, a więc stężenie tego barwnika jest użytecz- nym parametrem do oceny statusu troficznego jezior [23], a tym samym ich produktywności biologicznej [24, 25] i stopnia eutrofizacji [23]. Rycina 4 przedstawia zawartość chlorofilua w wodzie Jeziora Śniardwy w okresie badawczym. W okresie wiosen-

Ryc. 4 — Zmiany zawartości chlorofilua w wodzie na badanych stanowiskach Jeziora Śniardwy.

nym stężenie chlorofilua w wodzie Śniardw wahało się od 7,5 µg/L (S1) do 17,5 µg/L (S8). W miesiącach letnich zaobserwowano znaczący wzrost stężenia chlorofilu na wszystkich stanowiskach badawczych (11,0 — 25,1 µg/L, lipiec), a ekstremalne wartości koncentracji tego barwnika zmierzono w wodzie jeziora w końcu sierpnia (26,2 — 34,9 µg/L). Naj- wyższe stężenia chlorofilu w miesiącach letnich odnotowano na stanowiskach S8 (odpływ jeziora Mikołajskiego) oraz S6 (odpływ wód z jeziora Warnołty).

Ryc. 5 — Stężenie chlorofilu w systemie Jeziora Śniardwy


S t r o n a 10

W jeziorach tworzących spójny system z Jeziorem Śniardwy zawartość chlorofilua w wodzie w miesiącah letnich najwyższa byla w końcu sierpnia. W jeziorach: Łuknajno, Tuchlin i Tyrkło zarówno w lipcu jak i w sierpniu stężenie chlorofilu było podobne i wahało się pomiędzy 8,5 a 15,1 µg/L (Ryc. 5). Należy podkreślić, że stężenie chlorofilu w tych jeziorach bylo niższe aniżeli w wodach zatok jeziora Śniardwy, do których doprowadzane są wody z tych jezior. Wskazuje to na to, że jeziora: Łuknajno, Tuchlin i Tyrkło nie powodują wzrostu eutrofizacji wód Śniardw. Odmienna sytuacja panuje w Jeziorze Warnołty, w którym stwierdzono najwyższe z pośród badanych jezior steżenie chlorofilua (37,5 µg/L w lipcu i 42,5 µg/L w sierpniu). Również w wodach Jeziora Mikołajskiego zmierzono wysokie koncentracje chlorofilua (21,2 µg/L w lipcu i 35,1 µg/L w sierpniu), Ryc. 5. Na stanowiskach badawczych na Jeziorze Śniardwy, do których odprowadzane są wody z Jeziora Warnołty (S6) oraz z Jeziora Mikołajskiego (S8) w tym czasie także stwierdzono najwyższe stężenia w wodzie tego barwnika fitoplanktonu (Ryc. 4). Dowodzi to jednoznacznie, że wody południo- wej części Jeziora Śniardwy podlegają silnej presji eutrofiza- cyjnej na skutek dopływu do nich silnie zeutrofizowanych wód z jeziora Mikołajskiego i Warnołty.

Zawartość związków fosforu w wodzie

Związki mineralne fosforu dla większości jezior stanowią główny czynnik przyspieszający gwałtownie eutrofizację tych ekosystemów wodnych. Od ilości jonów ortofosforanowych (PO43-) zależy bezpośrednio rozwój biomasy fitoplanktonu [17, 23, 24], albowiem ta forma chemiczna mineralnych związkow fosforu jest jedyną biologicznie przyswajalną przez wszystkie organizmy.

Ryc. 6 — Stężenie fosforu mineralnego (P-PO4 3-) w Jeziorze Śniardwy

Najwyższe stężenia fosforu mineralnego w wodzie Jeziora Śniardwy stwierdzono w okresie letnim, a w szczególności w końcu sierpnia, były one znacznie wyższe w porównaniu z analizami wody pobranej w kwietniu na tych stanowiskach badawczych (Ryc. 6). Szczególnie zanieczyszczonymi mineralnymi związkami fosforu były stanowiska S8-dopływ z Jezio- ra Mikołajskiego (3,1 µg P/L) oraz S6-dopływ z Jeziora Warnołty (2,6 µg P/L) oraz stanowisko S5 (2,7 µg P/L) na odpływie wód Jeziora Śniardwy do jeziora Seksty. Podobnie wysokie stężenia fosforu mineralnego stwierdzono w jeziorach połączonych z Jeziorem Śniardwy, w szególności w jeziorach: Warnołty (3,3 µg P/L, sierpień) oraz Mikołajskie (3,2 µg P/L), Ryc. 7. Również w Jeziorze

Ryc. 7 — Stężenie fosforu mineralnego (P-PO4 3-) w systemie Jeziora Śniardwy

Seksty, pdobnie jak i na stanowisku S5 (Bramka Seksteńska), zmierzono wysokie stężenia fosforu mineralnego w wodzie (Ryc. 6, 7). Sugeruje to przemieszczanie się ładunku zanie- czyszczeń fosforem mineralnym z jeziora Mikołajskiego i Warnołty do systemu odpływu wód z Jeziora Śniardwy. Szczególnie jest to widoczne w końcu sierpnia, a więc w końcowej fazie aktywności ruchu nawodnego i turystycznego w obrzeżu jezior południowej części kompleksu Wielkich Jezior Mazurskich.

Jony ortofosforanowe ze związków mineralnych fosforu są asymilowane z wody oraz włączane w biomasę mikro- organizmów planktonowych (głównie fitoplankton i bakterie) gdzie wchodzą w połączenia organicznych związkow fosforu tworząc wraz z innymi formami związków fosforowych w biomasie pulę tzw. fosforu partykularnego (Pp). Całkowitą ilość wszystkich form fosforu (Ptotalny) w próbce wody jeziornej tworzy suma: fosforu mineralnego i organicznego rozpuszczonego w wodzie oraz fosforu partykularnego zawartego w biomasie [24, 26].

CHEMIA WODY — FOSFOR


S t r o n a 11

Ryc. 8 — Stężenie fosforu całkowitego (Total-P) na stanowiskach badawczych w Jeziorze Śniardwy

Stężenie fosforu całkowitego w wodzie Jeziora Śniardwy zarowno w okresie wiosennym (kwiecień) jak i letnim (lipiec-sierpień) nie podlegało drastycznym wahaniom pomiędzy poszczególnymi stanowiskami badawczymi (Ryc. 8). Podobnie jak i w przypadku poprzednio omówionych parametrów jakości wód jeziora Śniardwy (Ryc. 2, 4, 6) najwyższe stężenia fosforu całkowitego odnotowano na stanowiskach S8 (odpływ z Jeziora Mikołajskiego) oraz S6 (odpływ z jeziora Warnołty). Stężenia fosforu całkowitego w okresie letnim były ok. 2-krotnie wyższe aniżeli te notowane w kwietniu (Ryc. 8).

Ryc. 9 — Stężenie fosforu całkowitego w systemie Jeziora Śniardwy.

Jeziorami, w których zmierzono najwyższe stężenia fosforu całkowitego, w wodach kontaktujących się z Jeziorem Śniardwy, było Jezioro Mikołajskie (43,1 — 44,2 µg P/L)

oraz Jezioro Warnołty (43,8 — 46,2 µg P/L). Na uwagę zasługuje obserwacja, że również na stanowiskach S8 i S6 w jeziorze Śniardwy odnotowano podobne stężenia fosforu całkowitego — świadczy to, że zarówno Jezioro Mikołajskie jak i Jezioro Warnołty (w szczególności) są „eksporterami” zanieczyszczeń fosforowych do południowej częścu wód Jeziora Śniardwy.

Zawartość związków azotu w wodzie

Azot jest drugim po fosforze pierwiastkiem wchodzącym w skład związków chemicznych, które są niezbędne do życia i wzrostu wszystkich organizmów, a w przypadku fitoplanktonu jeziornego pierwiastek ten jest zaliczany do grupy czynników chemicznych, które nadrzędnie regulują jego wrost i biomasę. Z tego powodu azot jest drugim (po fosforze) podstawowym pierwiastkiem, w którego użyźnienie wód jeziornych przyspiesza eutrofizację. W odróżnieniu od fosforu, którego jedyną bezpośrednio biologicznie przyswajalną formą jest jon ortofosforanowy (fosfor mineralny), organizmy planktonowe (fitoplankton, bakterie) potrafią asymilować azot z różnych jego związków chemicznych (mineralnych i organicznych) a niektóre z nich (cyjanobakterie, bakterie) także wiążą w swojej biomasie azot atmosferyczny. Tak więc związki azotu są szczególnie niebezpieczne dla jezior, albowiem prawie każda ich forma chemiczna stymuluje proces eutrofizacji i doprowadza do podwyższenia produktywności biologicznej wód. Jedną z form przyswajalnych związków azotu przez fitoplankton są jony azotanowe (NO3 -), azotany. Azotany tworzą także potencjalnie niebezpieczne dla użytkowników wód (np. do celów pitnych) źródło azotynów (związki potencjalnie karcinogenne), które z nich powstają w drodze przemian mikrobiologicznych w wodzie jeziornej [27].

Ryc. 9 — Stężenie azotanów na stanowiskach badawczych w Jeziorze Śniardwy.

CHEMIA WODY — FOSFOR, AZOT


S t r o n a 12

Na Ryc 9 przedstawiono zmiany stężenia azotanów na stanowiskach badawczych w Jeziorze Śniardwy w okresie badań wiosenno-letnich. Dynamika i zakres zmian stężeń azotanow w okresie badań na stanowiskach badawczych: S2, S4, S5 i S7 była podobna (zakres zmian: 8,1 — 25,2 µg N/L). W wodzie Jeziora Śniardwy na stanowiskach badawczych S1 i S3 w lipcu zanotowane wysokie stężenia azotanów (34,1 — 37,6 µg N/L). Najwyższe stężenia azotanów w Jeziorze Śniardwy zmierzono w sirepniu na stanowiskacj badawczych S6 (ujście wód z Jeziora Warnołty) oraz S8 (ujście wód z Jeziora Mikołajskiego).

Ryc. 10 — Stężenia azotanow w wodzie jezior tworzących system jeziora Śniardwy.

Badania zawartości azotanów w wodach jezior połączonych z Jeziorem Śniardwy w okresie letnim wykazały, że najwyższe stężenia azotanów zmierzono w jeziorach: Łuknajno (48 — 71 µg N/L) , Tuchlin (56 — 76 µg N/L), Warnołty (78 — 86 µg N/L) oraz Mikolajskie (57 µg N/L w sierpniu). Również azotany, podobnie jak związki fosforu, z Jeziora Warnołty oraz Jeziora Mikołajskiego wzbogacały wody Jeziora Śniardwy na stanowiskach badawczych S6 i S8.

Całkowitą zawartość związków azotu (azot całkowity, total-N) w wodzie Jeziora Śniardwy przedstawiono na Ryc. 11. Zakres stężeń azotu całkowitego w próbkach wody pobranej w kwietniu i miesiącach letnich (lipiec-sierpień) na stanowiskach badawczych w Jeziorze Śniardwy, oprócz stanowiska S4, był podobny i wahał się pomiędzy 430 — 800 µg N/L. Wysokie koncentracje azotu całkowitego zmierzono w sierpniu na stanowisku S4 (1080 µg N/L) co mogło być związane z zanieczyszczeniem wody przez róż- norodne związki azotu (najprawdopodobniej azotu organicznego) spływające z miejscowości Nowe Guty podczas intensywnego w tym czasie ruchu turystycznego.

W wodzie jezior połączonych z Jeziorem Śniardwy two-

Ryc. 11 — Stężenie azotu całkowitego w próbkach wody w Jeziorze Śniardwy.

Ryc. 12 — Stężenie azotu całkowitego w próbkach wody jezior systemu Śniardwy.

rzących system „Mazurskiego Morza” koncentracje azotu całkowitego (700 — 1350 µg N/L) były znacznie wyższe (Ryc. 12) aniżeli mierzone na stanowiskach badawczych w Jeziorze Śniardwy (Ryc. 11). Najwyższe koncentracje azotu całkowitego zanotowano w sierpniu w wodzie Jeziora Łuknajno (1280 µg N/L) oraz Jeziora Warnołty (1350 µg N/L). Na podkreślenie zasługuje fakt, że obydwa te jeziora są rezerwatami ornitologicznymi co sugeruje, że awifauna związana z tytmi jeziorami zanieczyszcza ich wody nadmierną ilością eutrofogenicznych związków azotowych.

CHEMIA WODY — AZOT

Foto 16 — Jezioro Warnołty, kolonia kormoranów

foto ® R.J. Chróst


S t r o n a 13

Do analizy aktualnych wybranych parametrów jakości fizyko-chemicznych wody w badanych jezior zastosowano pomiary bezpośrednie in situ w jeziorze z wykorzystaniem wieloparametrycznej sondy zanurzeniowej, Zastosowanie badań in situ pozwala na określenie badanych czynników jakości wody bez ingerencji badacza w pobór i przygoto- wanie próbek do dalszej analizy laboratoryjnej, których naturalne właściwości wody przez te czynności mogą zostać zaburzone. Dodatkową, olbrzymią zaletą użycia sondy in situ do badań jakości wód jeziornych jest możliwość pomiarów ciągłych na różnych głębokościach jeziora podczas wertykal- nego pomiaru w kolumnie wody.

Prezentowane poniżej wyniki badań z użyciem sondy in situ są średnimi arytmetycznymi poszczególnych wielopunk- towych pomiarów ciągłych w wodach powierzchniowych jezior o miąższości warstwy wody odpowiadającej widzial- ności krążka Secchi’ego.

Zawartość tlenu rozpuszczonego w wodzie

Tlen jest jednym z najważniejszych gazów rozpuszczonych w wodzie jeziornej, którego ilość jest ściśle uzależ- niona przede wszystkim od aktywności metabolicznej mikro- organizmów wodnych. Aktualne stężenie tego gazu w wodzie jest wypadkową: (1) tempa wytwarzania tlenu w procesie fotosyntezy autotroficznego fitoplanktonu (glony cyjanobakterie), (2) jego zużywania w procesach oddechowych (respiracja) organizmów cudzożywnych (głównie bakterie heterotroficzne i pierwotniaki, a także zwierzęta: bezkręgowce i kręgowce), oraz (3) właściwości fizycznych i chemicznych środowiska wodnego, od których zależy rozpuszczalność tlenu w wodzie (najważniejsze to: temperatura, zasolenie, pH, ciśnienie baryczne). Stosunkowo niewielka ilość tlenu rozpuszczonego w zbiornikach wodnych pochodzi z procesu jego dyfuzji z atmosfery do wody i dotyczy głównie stosunkowo cienkiej, powierzchniowej warstwy wód. Efektywność natlenienia wód powierzchniowych w wyniku tego procesu fizycznego w ogólnym bilansie tlenowym mas wodnych głębokich jezior zwykle stanowi niewielką część jego całkowitych zasobów rozpuszczonych w wodzie (kilka – kilkanaście procent) albowiem zależy ściśle od warunków atmosferycznych (silne falowanie, opady deszczu stymulują proces dyfuzyjnego natlenienia wód) i temperatury wód (podwyższona temperatura zmniejsza drastycznie rozpuszczalność tlenu w wodzie) [28]. Jak wspomniano powyżej aktywność metaboliczna mikroorganizmów wodnych (głównie bakterii cudzożyw- nych) jest jednym z podstawowych procesów wykorzys- tywania tlenu z wody, który często doprowadza w głębokich warstwach jeziora (brak światła = brak tlenu z fotosyntezy) do częściowego lub całkowitego odtlenienia wód przyden-

nych. Intensywność zużywania tlenu z wody zależy przede wszystkim od zawartości materii organicznej w jeziorze, to bowiem utlenienie związków organicznych wymaga wyko- rzystania tlenu rozpuszczonego w wodzie w tym procesie.

Ryc. 13 — Stężenie tlenu rozpuszczonego w wodzie w powierzchniowej warstwie wód Jeziora Śniardwy.

Ryc. 14 — Procent nasycenia tlenem powierzchniowej warstwy wody w Jeziorze Śniardwy

Stężenie tlenu rozpuszczonego w wodzie Jeziora Śniardwy na badanych stanowiskach S1 — S8 (Ryc. 13) wahało się w kwietniu od 12,3 (S8) do 13,6 (S7) mg O2/L. Procent nasycenia tlenem wody w kwietniu (Ryc. 14) wahał się od 105% (S8) do 117% (S7). Najmniejsze stężenia tlenu w okresie letnim w Jeziorze Śniardwy zmierzono in situ na stanowisku S2 — 10,3 mg O2/L w lipcu oraz 11,2 mg O2/L w sierpniu, co stanowiło 117% i 121%, odpowiednio. Najlepiej natlenioną wodę w Jeziorze Śniardwy stwierdzono na stanowisku S4 (12,8 mg O2/L = 141%) w sierpniu.

CHEMIA WODY— TLEN in situ


S t r o n a 14

Na stanowiskach S6 i S8, do których docierają zanieczyszczenia odpływające z Jeziora Warnołty oraz jeziora Mikołajskiego stężenie tlenu rozpuszczonego wahało się w zakresie: 11,3 mg O2/L (S6, lipiec) — 12,3 mg O2/L (S6, S8, miesiące letnie), Ryc. 13. Stanowiło to 133 — 136% nasycenia tlenem wody na tych stanowiskach, Ryc. 14.

W systemie jezior połączonych z Jeziorem Śniardwy najwyższe natlenienie wód powierzchniowych zmierzono w Jeziorze Tuchlin (14,2 mg O2/L w lipcu) oraz w Jeziorze Łuknajno (13,8 mg O2/L w sierpniu). Ryc. 15.

Ryc. 15 — Stężenie tlenu rozpuszczonego w wodzie jezior systemu Śniardwy.

W pozostałych jeziorach stężenie tlenu rozpuszczonego w wodzie było podobne i wahało się od 11,6 mg O2/L (Tyrkło, sierpień) do 12,4 mg O2/L (Warnołty, sierpień).

Ryc. 16 — Procent nasycenia tlenem wody w jeziorach systemu Śniardwy.

Najwyższy procent nasycenia tlenem wody powierzchniowej zmierzono in situ w Jeziorze Tuchlin (167% w sierpniu) oraz w Jeziorze Łuknajno (160% w lipcu) co wskazuje na bardzo

intensywny proces fotosyntezy fitoplanktonu. W pozostałych jeziorach systemu Jeziora Śniardwy nasycenie wody powierzchniowej w okresie letnim wahało się od 125% (Seksty, Tyrkło, sierpień) do 137% (Warnołty w lipcu), Ryc. 16.

Odczyn pH wody

Wartość odczynu pH wody jeziornej zależy od zawartości jonów związków chemicznych rozpuszczonych w wodzie oraz od tzw. siły buforującej wody związanej z ilością jonów wapnia i magnezu. Na odczyn wody wpływa także znacząco aktywność biologiczna organizmów fotosyntetyzujących (fitoplankton wiążąc dwutlenek węgla w fotosyntezie obniża jego stężenie w wodzie przez co alkalizuje środowisko) oraz aktywność respiracyjna (oddechowa) mikroorganizmów (bakterie cudzożywne w procesie oddychania uwalniają do wody znaczne ilości dwutlenku węgla, który jest bez- wodnikiem kwasu węglowego, doprowadzając do zakwaszania wody), [28].

CHEMIA WODY— TLEN, pH in situ

Ryc. 17 — Zmiany odczynu pH wody w Jeziorze Śniardwy

Odczyn pH powierzchniowej warstwy wody w kwietniu w Jeziorze Śniardwy nie różnił się znacząco na poszcze- gólnych stanowiskach badawczych i zawierał się w prze- dziale 7,63 (S2) — 7,86 (S7), Ryc. 17. W miesiącach letnich obserwowano znacznie większe różnice wartości pH na różnych stanowiskach badawczych. Najwyższe wartości pH na wszystkich stanowiskach badawczych zmierzono in situ w sierpniu. Najbardziej alkaliczne wody powierzchniowe stwierdzono na stanowiskach: S4 (pH 8,46), S8 (pH 8,31) oraz S3 (pH 8,29). Największe różnice pomiędzy wartoś- ciami pH w lipcu (pH 7,50) i w sierpniu (pH 8,46) zanotowano na stanowisku S4, sugeruje to drastyczną zmianę odczynu wody najprawdopodobnie spowodowaną aktywno- ścią turystyczną w miejscowości Nowe Guty na przeciwko, której znajdowało się stanowisko S4.


S t r o n a 15

pH wody w jeziorach połączonych z Jeziorem Śniardwy i tworzących wspólny system zmierzone in situ w okresie letnim, oprócz Jeziora Łuknajno oraz Jeziora Tuchlin, nie różniło się znacząco pomiędzy jeziorami i wahało się od pH

Ryc. 18 — pH warstwy wody powierzchniowej w jeziorach systemu Śniardwy.

7,9 (Tyrklo w lipcu) 8,3 (Mikołajskie, sierpień). W Jeziorze Łuknajno pH warstwy wody powierzchniowej w sierpniu wynosiło 8,6. Najniższe pH wody zmierzono w lipcu w Jeziorze Tuchlin.

Przewodnictwo elektrochemiczne wody Pomiar przewodnictwa elektrochemicznego wody wskazuje na ogólną ilość jonów przewodzących prąd stały w wodzie, która ma właściwości elektrolityczne. Na przewodnictwo elektrochemiczne wody wpływa przede wszystkim zawartość w niej jonów rozpuszczonych związków chemicznych, głównie anionów: chlorki, siarczany, azotany, fosforany, oraz kationów: sodu, magnezu, wapnia, żelaza, aluminium [29]. Pomiar przewodnictwa elektrochemicznego wody in situ, prosty i szybki, dostarcza informacji na temat ogólnego chemizmu wody i może być traktowany jako pomiar wstępny monitorowania zanieczyszczeń, szczególnie pochodzenia antropogenicznego ze względu m.in. na detek- cję chlorków i siarczanów, które zwykle do wód dostają się na skutek aktywności ludzkiej [30].

Najwyższe wartości przewodnictwa elektrochemicznego w Jeziorze Śniardwy na wszystkich stanowiskach badawczych zmierzono w sierpniu (0,297 — 0,357 µSi/cm). W lipcu przewodnictwo wody na różnych stanowiskach było nieco niższe aniżeli w sierpniu (0,295 — 0,350 µSi/cm). Najbardziej zróżnicowane wartości przewodnictwa elektor- chemicznego wody w Jeziorze Śniardwy zmierzono in situ w kwietniu (0,228 — 0,345 µSi/cm). Niezależnie od miesiąca, w których przeprowadzono pomiary, zawsze na stanowisku

S6 oraz S8 stwierdzano najwyższe wartości przewodnictwa wody świadczące o dużej zawartości jonów związków chemicznych (Ryc. 19).

CHEMIA WODY— PRZEWODNICTWO in situ

Ryc. 19 — Przewodnictwo elektrochemiczne wody w Jeziorze Śniardwy (µSi/cm)

Ryc. 20 — Przewodnictwo elektrochemiczne wody w jeziorach systemu Śniardwy (µSi/cm)

Wody jezior kontaktujących się z Jeziorem Śniardwy wykazały duże zróżnicowanie wartości przewodnictwa wody in situ w warstwie wód powierzchniowych w okresie letnim (0,235 — 0,355 µSi/cm w lipcu, 0,245 — 0,375 µSi/cm w sierpniu), Ryc. 20. Najwyższe przewodnictwo elektrochemiczne wody stwierdzono w obydwu miesiącach badań w jeziorze Warnołty i Jeziorze Mikołajskie.


S t r o n a 16

CHEMIA WODY— MĘTNOŚĆ in situ

Mętność wody jest parametrem ogólnej oceny ilości zawiesiny w wodzie, w skład której wchodzą żywe mikroorganizmy planktonowe (glony, bakterie, sinice, pierwotniaki, mikrozooplankton) tworzące biomasę (seston) oraz martwa zawiesina organiczna i mineralna (trypton). Mętność wody wpływa na przezroczystość wody, tym samym skraca wnikanie światła słonecznego w głąb zbiornika wodnego. Powszechnie używa- ną jednostką mętności wody w jeziorach (ang. turbidity) jest NTU. Wraz ze wzrostem stopnia eutrofizacji jezior wzrasta mętność ich wody (Fot. 15, 17)

Foto 17 — „Kożuch glonów” na Jeziorze Warnołty foto ® R.J. Chróst

Mętność wody w badanych jeziorach

Mętność wody mierzona in situ w warstwie powierzchniowej Jeziora Śniardwy na stanowiskach badawczych wzrastała w okresie wiosenno-letnim osiągając najwyższe wartości NTU w sierpniu, Ryc. 21. Stanowiskami badawczymi, na których

Ryc. 21 — Mętność wody w Jeziorze Śniardwy

zmierzono największą mętność wody były: S6 i S8 (w każdym miesiącu badań) oraz S3 (w lipcu i w sierpniu). stosunkowo małą mętność wody, w porównaniu z ww. zanotowano w okresie badawczym na stanowiskach: S7 (otwarte ploso jeziora) oraz S4 (Nowe Guty). W systemie jezior połączonych z Jeziorem Śniardwy jeziorem o ekstremalnie wysokiej mętności wody w okresie letnim było Jezioro Warnołty, Ryc. 22. Maksymalne wartości NTU w tym jeziorze ok. 2-krotnie przewyższały najwyższe wartości zanotowane w Jeziorze Śniardwy (Ryc. 21) oraz ponad 3-krotnie były wyższe w porównaniu z resztą jezior, których wody komunikują się z Jeziorem Śniardwy (Ryc. 22).

Ryc. 22 — Zmiany mętności wody w jeziorach systemu Jeziora Śniardwy.

Foto 18 — Jezioro Warnołty foto ® R.J. Chróst


S t r o n a 17

CHEMIA WODY— FDOM in situ

FDOM (ang. Fluorescent Dissolved Organic Matter) zawiera informację o względnej ilości rozpuszczonej w wodzie materii organicznej, której ilość jest szacowana na podstawie fluorescencji związków chemicznych tworzących pulę organiczną w wodzie [31]. Pomiar ten, najczęściej przeprowadzany in situ, pozwala na wstępną charakterystykę jakości wody w jeziorze odnośnie zanieczyszczeń organicznych. W większości ekosystemów jeziornych obserwuje się wprost proporcjonalną zależność pomiędzy wartością FDOM, wyrażoną ilością jednostek fluorescencji (F), a statusem troficznym wody.

Fluorescencja rozpuszczonej materii organicznej w wodzie (FDOM)

Ryc. 23 — Fluorescencja materii organicznej w wodzie (FDOM) w Jeziorze Śniardwy

Badania zawartości FDOM w Jeziorze Śniardwy, wyrażonej umownymi jednostkami fluorescencji (F), wykazały, że fluorescencja składników organicznych w wodzie była generalnie ok. 2-krotnie większa w okresie letnim aniżeli wiosennym. Wyniki tych pomiarow in situ są zbieżne z wcześniej opisanymi analizami stężenia chlorofilua (Ryc. 4) oraz mętności wody (Ryc. 21) na stanowiskach badawczych. Wzrost fluorescencji FDOM oznacza wzrost ilości związków organicznych rozpuszczonych w wodzie, które są pochodną zwiększonej biomasy fitoplanktonu i jej produktywności biologicznej, a to zjawisko sugeruje wzrost żyzności wody jeziornej (wzrost eutrofizacji).

Wody zatoki Śniardw (S6), z którymi kontaktuje się Jezioro Warnołty, wykazały najwyższą fluorescencję FDOM z pośród wszystkich badanych stanowisk zarówno w lipcu jak i w sierpniu. Wyniki te sugerują, że Jezioro Warnołty

zanieczyszcza wody Jeziora Śniardwy dużą ilością związków organicznych.

Ryc. 24 — Fluorescencja FDOM w jeziorach systemu Jeziora Śniardwy.

Przypuszczenie to zostało potwierdzone pomiarami flourescencji FDOM w okresie letnim w jeziorach systemu Śniardw (Ryc. 24). Badania te wykazały jednoznacznie, że wody Jeziora Warnołty charakteryzowały się najwyższą fluorescencją składników materii organicznej, zarówno w lipcu jak i w sierpniu. Odpływ wód z tego jeziora do Jeziora Śniardwy eksportuje duże ilości materii organicznej rozpuszczonej w wodzie. Zanieczyszczenie wody dużą ilością związków organicznych stymuluje szybki rozwój liczebności, biomasy i jej produkcji przez bakterie heterotroficzne, a te mikroorganizmy jak wspomniano wcześniej (str. 13) na skutek wysokiej aktywności metabolicznej wyko- rzystują tlen w środowisku. Najmniejszą fluorescencję FDOM zmierzono w wodzie Jeziora Łuknajno (Ryc. 24). Niewielką fluorescencję FDOM, w porównaniu z Jeziorem Warnołty, stwierdzono także w wodach jezior: Tyrkło i Seksty.

Foto 19 — Jezioro Warnołty, kanał łączący z Jeziorem Śniardwy


S t r o n a 18

BAKTERIEBakterie heterotroficzne (cudzożywne) stanowią niezwykle ważną grupę mikroorganizmów każdego zbiornika wodnego ponieważ sterują procesami degradacji materii organicznej w wodzie. Od ich aktywności biochemicznej, zaadaptowanej do dynamicznie zmieniających się warunków fizyko- chemicznych i biologicznych środowiska wodnego, zależy krążenie materii i energii, mineralizacja związków organicznych, w tym azotu i fosforu i innych nieorganicz- nych substancji odżywczych, które są ponownie asymilowane przez fitoplankton w procesie produkcji pierwotnej jeziora [32]. Bakterie są także niezwykle ważnym ogniwem w procesie samooczyszczania się wód i warunkują prawidło- we, zrownoważone ekologicznie, funkcjonowanie każdego jeziora.

Bakterie heterotroficzne są jedynymi mikroorganizmami w przyrodzie, które zdolne są odżywiać się wyłącznie związkami chemicznymi rozpuszczonymi w wodzie. Ta zdolność bakterii ma ogromne znaczenie szczególnie w przypadku ekosystemów wodnych, w których podstawowe zasoby materii organicznej (przeciętnie 90%) występują w formie rozpuszczonej w wodzie i przez to niedostępnej dla organizmów zwierzęcych, których pokarm stanowi materia organiczna upostaciowana (cząstkowa). Bakterie heterotroficzne asymilując z wody jeziornej rozpuszczone związki organiczne wbudowują je do własnych komórek produkując w ten sposób biomasę bakterii w jeziorach [33]. W ten sposób bakterie heterotroficzne dokonują biotransformacji rozpuszczonej materii organicznej w formę upostaciowaną (biomasę bakterii).

Wytworzona biomasa bakterii w jeziorze stanowi bazę pokarmową dla mikroorganizmów zwierzęcych, bakterio- żernych pierwotniaków, które następnie są konsumowane przez mikrozooplankton [34, 35]. W ten sposób biomasa bakterii wodnych staje się dostępna dla organizmów z wyższych pięter troficznych jeziora.

Oprócz wlaściwych bakterii wodnych (mikroflora autochtoniczna) w wodzie jeziornej znajdują się bakterie allochtoniczne, dla których jezioro jest środowiskiem obcym, które dostały się do wód z gleby, wraz z zanieczyszczeniami ściekowymi, na skutek kontaktu z wodą zwierząt lądowych i ludzi, itp. Wiele z tych bakterii jest patogenami człowieka, roślin lub zwierząt, a woda nimi skażona staje się niebez- pieczna dla jej użytkowników. Woda jeziorna coprawda nie jest dla tych bakterii optymalnym środowiskiem do życia i rozwoju, lecz mogą one w wodzie jeziornej przetrwać i stanowić realne źrodło zagrożenia [36].

Określanie ogólnej liczebności bakterii w wodzie, ich biomasy i tempa produkcji biomasy, są podstawowymi parametrami mikrobiologicznymi w ocenie jakości i statusu troficznego jezior. Powszechnie przyjmowanym jest fakt, że

liczebność bakterii i ich biomasa zależa wprost proporcjonal- nie od tempa eutrofizacji wód, a podwyższone wartości tych parametrów mikrobiologicznych są dobrymi wskaźnikami zanieczyszczeń organicznych wody jeziornej [32, 33, 36].

Ogólna liczebność bakterii

Ryc. 25 — Ogólna liczba bakterii w wodzie Jeziora Śniardwy

Ogólna liczba bakterii w wodzie była znacznie mniejsza w kwietniu, a także mniejsze były wahania liczebności bakterii w wodzie na poszczególnych stanowiskach badawczych w Jeziorze Śniardwy (Ryc. 25). Wiosną liczba bakterii w wodzie wahała się pomiędzy 2,2 mln (S7) a 3,1 mln (S8) komórek w 1 mL wody.

Wzrost temperatury środowiska oraz żyzności wody na skutek aktywnego rozwoju fitoplanktonu w okresie letnim spowodowały także bujny rozwój bakterii w Jeziorze Śniardwy. W okresie letnim stwierdzono najwyższe liczebności bakterii w wodzie na każdym badanym stanowisku. Najwyższe liczebności bakterii określono w sierpniu na stanowiskach: S8 (7,3 mln/mL) , S6 (6,2 mln/mL), S5 (6,0 mln/mL). W wodzie na stanowisku badawczym umiejscowionym na otwartym plosie Jeziora Śniardwy (S7) we wszystkich miesiącach badań zanotowano najmniejszą liczebność bakterii, aczkolwiek i na tym stanowisku liczebności bakterii były ok. 2-krotnie większe aniżeli w okresie wiosennym (Ryc. 25).

Liczebność bakterii latem w wodzie badanych jezior, które połączone są z Jeziorem Śniardwy znacznie się wahała w poszczegolnych jeziorach (Ryc. 26). Ekstremalnie wysoką liczebność bakterii określono w sierpniu w Jeziorze Warnołty (8,0 mln/mL) oraz w Jeziorze Mikołajskim (7,2 mln/mL), a także w Jeziorze Łuknajno (6,5 mln/mL). Tak wysokie liczebności bakterii w tych jeziorach mogą świadczyć o dużej zasobności odżywczej wody w związki organiczne.


S t r o n a 19

BAKTERIE

Ryc. 26 — Ogólna liczba bakterii w wodzie jeziot systemu Jeziora Śniardwy

Potwierdzeniem tego przypuszczenia może być w tym czasie zmierzona wysoka fluorescencja FDOM w tych jeziorach świadcząca o dużej koncentracji związków organicznych (Ryc. 23).

Biomasa bakterii

Bakterie poprzez swoją ogromną liczebność komórek w wodzie badanych jezior wytworzyły znaczną biomasę (biomasa = łączna waga wszystkich żywych komórek), która była konsumowana przez bakteriożerne pierwotniaki, a te następnie stanowiły pokarm mikrozooplanktonu. Konsum- pcja biomasy bakterii w łańcuchach pokarmowych ekosys- temów jeziornych dostarcza znaczne ilości pokarmu do wyższych poziomów troficznych ekosystemu [34]. Gospo- darka rybacka w jeziorach nie może być wydajna połowowo bez zasilania biomasą bakterii poszczególnych ogniw łańcu- cha troficznego jeziora, którego przedstawiciele (zooplank- ton) w końcu są konsymowani przez ryby.

Ryc. 27 — Biomasa bakterii w wodzie Jeziora Śniardwy

Wiele dotychczasowych badań, w tym przeprowadzo- nych w systemie Wielkich Jezior Mazurskich, wykazało, że zarówno liczebność bakterii jak i ich biomasa w jeziorach ściśle zalezą od stopnia eutrofizacji wód (indeksu stanu troficznego) [32-35]. Zarówno liczebność jaki i biomasa (Ryc. 28) w jeziorach jest wprost proporcjonalne do stopnia żyzności wody.

Ryc. 28 — Biomasa baktewrii w warstwie powierzchniowej wód w jeziorach systemu Śniardwy.

Największą biomasę bakterii w badanych jeziorach stwierdzonoi latem w jeziorach: Warnołty, Mikołajskie, a także w Jeziorze Tuchlin. O ile biomasa nakterii w jeziorach Warnołty i Mikołajskie była wprost proporcjonalna do liczebności bakterii w tych wodach (Ryc. 26), to w przypadku Jeziora Tuchlin stosunkowo średniej liczebności bakterii towarzyszyła bardzo wysoka biomasa. Obserwacje mikroskopowe wielkości komórek bakterii w tym Jeziorze Tuchlin wykazały znacznie większe rozmiary komórek (większa biomasa pojedyńczej komórki) co tłumaczy nieproporcjo- nalność liczebności i biomasy bakterii w tym jeziorze. Dopływające żyzne wody z jezior Warnołty i Mikołajskiego do Jeziora Śniardwy na stanowiskach S6 i S8 spowodowały bujny rozwój liczebności (Ryc. 25) i biomasy (Ryc. 27) bakterii w wodzie na tych stanowiskach badawczych.

Tempo produkcji biomasy bakterii

Produkcja bakterii wytwarza ich biomasę poprzez szybkie tempo namnażania się komórek (bakterie podwajają swoją liczebność w ciepłych letnich wodach jeziora przeciętnie co 4-6 godzin). Biomasa bakterii w wodzie badanych jezior (przedstawiona powyżej na Ryc. 27-28) była wypadkową dwóch przeciwstawnych procesów: tempa produkcji biomasy oraz tempa wyżerania bakterii przez bakteriożerne pierwotniaki i mikrozooplankton [37, 38].


S t r o n a 20

BAKTERIE, SINICEProdukcja biomasy bakterii na stanowiskach badawczych w Jeziorze Śniardwy wykazała znaczne zróżnicowanie w ciągu okresu badań (Ryc. 29). Tempo produkcji bakterii w okresie letnich badań było znacznie szybsze aniżeli wiosną w kwietniu. Na stanowiskach S6 i S8, podobnie jak i liczebność i biomasa, zmierzono najwyższe tempo produkcji biomasy bakteryjnej. Najniższe tempo produkcji biomasy w Jeziorze

Ryc. 29 — Tempo produkcji biomasy bakterii na stanowiskach badawczych w Jeziorze Śniardwy.

Śniardwy zaobserwowano w całym okresie badań na stanowisku otwartego plosa na jeziorze (S7).

Pomiary produkcji bakterii w jeziorach systemu Śniar- dwy były zgodne z wcześniej zaobserwaowanymi zmia- nami liczebności i biomasy bakterii (Ryc. 26, 28). Ekstremal- nie wysokie tempo wywtarzania biomasy bakterii zmierzono w jeziotach Warnołty i Mikołajskie (Ryc. 30). Produkcja biomasy bakterii w tych jeziorach była ponad 2-krotnie wyższa w porownaniu z pozostałymi badanymi jeziorami.

Ryc. 30 — Tempo produkcji biomasy bakterii w jeziorach systemu Śniardwy.

Występowanie cyjanobakterii (sinice) w Jeziorze ŚniardwyCyjanobakterie, dawniej nazywane sinicami, są grupą mikroorganizmów fotosyntetyzujących blisko spokrewnio- nych z bakteriami powszechnie występującymi w jeziorach. Występowanie masowych pojawów (zakwitów) cyjanobakterii najczęściej jest związane z zaawansowaną eutrofi- zacją jeziora. Sinice masowo zwykle pojawiają się w jeziorach mazurskich w okresie późno-letnim [39]. Wg. naj- nowszych badań powodem zakwitów cyjanobakterii w jeziorach jest przede wszystkim nadmiar związków fosforowych dostających się do wód wraz z zanieczyszczeniami ścieko- wymi, i/lub spływającymi ze zlewni bezpośredniej z upraw rolnych przenawożonych fosforem do jezior [40].

Jednym z najgroźniejszych objawów masowego występo- wania sinic w wodach naturalnych (jeziorach, rzekach, wodach przybrzeżnych, stawach) jest wytwarzanie przez wiele gatunków tych mikroorganizmy bardzo toksycznych meta- bolitów, które uznawane są za jedne z najsilniej działa- jących w przyrodzie toksyn na organizm człowieka, oraz szereg zwierząt domowych, a także organizmów wodnych [41, 42]. Cyjanobakterie wytwarzają dwa rodzaje toksyn: neurotoksyny (działające na układ nerwowy i doprowa- dzające do paraliżu mięśni oddechowych) oraz hepato- toksyny (powodujące trwałe uszkodzenia wątroby). Z tego powodu służby sanitarne corocznie zamykają szereg kąpielisk w kraju (w tym także nad jeziorami mazurskimi) [43].

Foto 20 — Zakwit sinic w Jeziorze Śniardwy (przeczka, sierpień). foto ® R.J. ChróstPodczas prowadzonych badań w Jeziorze Śniardwy na początku sierpnia na stanowisku S8 (za Przeczką Jeziora Mikołajskiego) zaobserwowany silny zakwit sinic (Fot. 20). Dlatego też pobrano próbki wody z tego stanowiska badawczego Jeziora Śniardwy w celu zbadania ich na obecność gatunków sinic. Dodatkowo w próbkach wody ze wszystkich jezior zbadano stężenie toksyn sinicowych mikrocystyn.


S t r o n a 21

SINICE W próbkach wody pobranych z Jeziora Śniardwy analizy mikroskopowe ujawniły występowanie szeregu gatunków cyjanobakterii. Gatunkami dominującymi pod względem ilościowym w składzie sinic w Jeziorze Śniardwy były: Pseudoanabaena limnetica, Planktolyngbya limnetica, Limnotrix redeckei, Cuspidothrix sp., Aphanizomenon gracile. Wśród tych dominujących gatunków sinic zaobserwowanych w Jeziorze Śniardwy kilka ma zdolność do wytwarzania toksyn. Podobny skład gatunkowy sinic zaobserwowano także w Jeziorze Mikołajskim.

Wytwarzanie toksyn sinicowych

Mikrocystyny należą do grupy hepatotoksyn i są wytwarzane przez szereg gatunków sinic występujących w jeziorach. W Tabeli 2 zamieszczono wyniki stężenia tych toksyn sinicowych w badanych jeziorach.

Tabela 2 — Stężenie toksyn sinicowych (mikrocystyn) w próbkach wody powierzchniowej w Jeziorze Śniardwy oraz jeziorach systemu (początek sierpnia 2012 r.)

STANOWISKOMICROCYSTYNY

(µg/L)

Jezioro ŚniardwyJezioro Śniardwy

S1 0,1

S2 0,0

S3 0,0

S4 0,0

S5 0,0

S6 0,0

S7 0,0

S8 0,1

STANOWISKOMICROCYSTYNY

(µg/L)

Jeziora systemu ŚniardwyJeziora systemu Śniardwy

Łuknajno 0,1

Tuchlin 0,0

Tyrkło 0,0

Seksty 0,0

Warnołty 0,1

Mikołajskie 0,1

W większości próbek wody pobranych ze stanowisk badawczych na Jeziorze Śniardwy nie wykryto obecności mikrocystyn, Tabela 2. Jedynie na stanowiskach S1 (Zatoka Łukniańska) i S8 (odpływ wód z Jeziora Mikołajskiego) stwierdzono w wodzie mikrocystyny w stężeniu 0,1 µg/L.

W próbkach wody z jezior systemu Śniardwy wykryto mikrocystyny w jeziorach, które odprowadzają swoje wody do Jeziora Śniardwy. W jeziorach: Łuknajno, Warnołty oraz Mikołajskie stężenie mikrocystyn wynosiło 0,1 µg/L, podobnie jak na stanowiskach w Jeziorze Śniardwy, które kontaktują się z tymi jeziorami.

Powyższe wyniki analiz wskazują, że wody Jeziora Śniardwy narażone są na rozwój toksycznych sinic, których toksyny (mikrocystyny) gromadzone za życia sinic w ich komórkach po śmierci tych cyjanobakterii przedostają się do wody jeziora. Zmierzone stężenia mikrocystyn na szczęście znajdowały się poniżej dopuszczalnego stężenia mikrocystyn dla wód pitnych (maks. stężenie 1 µg/L), ustanowionych zaleceniami WHO raz Ministerstwa Zdrowia (2002 r.), [45].

Aczkolwiek w badanych próbkach wody w tym czasie nie wykryto wysokich stężeń mikrocystyn bezpośrednio zagrażających zdrowiu człowieka, to znane są obecnie wyniki badań świadczące o zdolności szeregu gatunków ryb (m.in. leszcz, płoć, sandacz) do kumulacji mikrocystyn w tych organizmach, których poziom akumulacji wynosił kilkaset µg/kg suchej masy ryby [45].

Foto 22 — Jezioro Warnołty foto ® R.J. Chróst

Foto 21 — Jezioro Śniardwy (Nowe Guty) foto ® R.J. Chróst


S t r o n a 22

JEZIORO ŚNIARDWY — EUTROFIZACJAZmiany statusu troficznego Jeziora Śniardwy

Status troficzny jeziora (stan eutrofizacji wód) najczęściej ocenia się na podstawie trzech parametrów fizyko- chemiczno-biologicznych jakości wody. Indeks stanu troficznego (TSI) wylicza się biorąc pod uwagę: (1) przezroczystość wody określonej na podstawie pomiaru widzialności krążka Secchi’ego, (2) stężenia fosforu całkowitego, oraz (3) stężenia chlorofilua [17]. TSI wyrażony jest wartością liczbową, której zakres jest przypisany określonemu statusowi troficz- nemu jeziora (Tabela 3).

Tabela 3 — Wartości indeksu stanu troficznego (TSI) jezior o różnej trofii

Status Troficzny TSI

oligotrofia < 35

mezotrofia 35 — 50

eutrofia 50 — 65

hypereutrofia > 65

Ponieważ każdy z tych parametrów jakości wody oddzielnie nieco odmiennie wskazuje status troficzny dlatego też indeks stanu troficznego Jeziora Śniardwy i jezior tworzących system Śniardwy obliczono jako wartość średnią z TSI skalkulowanych na podstawie powyższych trzech parametrów [32].

Jezioro Śniardwy w okresie wiosennym (kwiecień) po- siadało wszystkie cechy jakości wód charakterystyczne dla jeziora mezotroficznego (TSIśred. 48,2), a więc jeziora bardzo cennego pod względem ekologicznym, rekreacyjnym oraz rybackim. Badania parametrów fizyko-chemicznych oraz biologicznych wód Jeziora Śniardwy na różnych stanowiskach w lipcu, a więc po pierwszych tygodniach aktywności turystycznej na jeziorach oraz ich zlewni, wykazały, że jezioro uległo eutrofizacji i wykazywało typowe cechy jeziora eutroficznego (TSIśred. 57), Ryc. 31. Z pośród jezior systemu

Śniardwy najmniej eutroficznym było mezotroficzne Jezioro Łuknajno (TSI = 40). Jezioro Warnołty w tym czasie wyka- zywało cechy bardzo zaawansowanej hypereutrofii (TSI = 67), Ryc. 31.

Ponownie wykonane badania w końcu sierpnia ujawniły gwałtownie pogłębiający się stan eutrofizacji wód jeziora Śniardwy w południowo-zachodniej części jeziora, która by- ła hypereutroficzna (Ryc. 32). Średnia wartość TSI wód okre- ślona na podstawie TSI z różnych stanowisk badawczych (TSI: 55 — 68) wynosiła 66. Również wody Jeziora Miko- łajskiego (Przeczka, TSI = 66) oraz Jeziora Warnołty (TSI = 72), które dopływały do Jeziora Śniardwy, były hypereutro- ficzne. Nadal najczystszym jeziorem w systemie Śniardwy pozostawało Jezioro Łuknajno (mezotroficzne, TSI = 42).

Analiza statystyczna (Paired Sample t-test) podobieństwa parametrów jakości wody wykazała, że próbki wody na stanowiskach: S6 — Warnołty, S8 — Mikołajskie, oraz War- nołty — Seksty nie różnią się statystycznie pomiędzy sobą (P = 0,05). Natomiast analiza korelacji wykazała, że jakość wód odpływających z Jeziora Śniardwy do Jeziora Seksty na stanowisku S5 istotnie statystycznie zależała od parametrów wód jezior: Mikołajskie i Warnołty (Ryc. 33).

Ryc. 31 — Stan troficzny Jeziora Śniardwy oraz jezior tworzących wspólny system połączonych wód (lipiec 2012).

Ryc. 32 — Stan troficzny Jeziora Śniardwy oraz jezior tworzących wspólny system połączonych wód (sierpień 2012).

Ryc. 33 — Korelacja pomiędzy parametrami jakości wody w jeziorach: Mikołajskim oraz Warnołty a jakością wód odpływających z Jeziora Śniardwy (stanowisko S5)


S t r o n a 23

JEZIORO ŚNIARDWY — ZAGROŻENIA

PodziękowaniaPrzeprowadzenie niniejszych badań w roku 2012 nie byłoby możliwe bez ogromnego zaangażowania i pomocy w pobieraniu próbek wody, badaniach in situ oraz w wykonaniu szeregu analiz laboratoryjnych przez współ- pracujący ze mną zespół doktorantów Zakładu Ekologii Mikroorganizmów Uniwersytetu

Warszawskiego, w składzie, mgr: Ola Bukowska, Kasia Jakubiec i Tomek Kaliński. Dziękuję także dr Iwonie Jasser za analizy mikrocystyn w wodzie.

R.J. Chróst

Zleceniodawca badańLokalna Grupa Działania „Mazurskie Morze”

Przeprowadzone badania in situ bezpo- średnio w wodzie jeziornej na stanowiskach badawczych oraz szereg wykona- nych analiz i pomiarów laboratoryjnych parametrów fizycznych, chemicznych i biologicznych pobranych próbek wody wykazały jednoznacznie, że Jezioro Śniardwy w okresie letnim podlega gwałtownej eutrofizacji ant- ropogenicznej. Wzrost eutrofizacji wód Jeziora Śniardwy potęguje się w miarę wydłużania się okresu turystycznego na Wielkich Jeziorach Mazurskich oraz w ich zlewni bezpośredniej. Naj- bardziej zaawansowany stan eutrofizacji wód, hypereutrofia, stwierdzono w końcu sezonu rekreacyjnego.

Duże stężenia eutrofogennych związków fosforu i azotu, a także substancji organicznych obserwowane w południowo-zachodniej części Jeziora Śniardwy, na przepływie wód z jezior

Mikołajskie — Warnołty ➠ Seksty stymulowały wzrost biomasy fitoplanktonu (chlorofilua) oraz liczebności, biomasy i produkcji bakterii. O ile wzrost biomasy fitoplanktonu w głównej mierze spowodowany był zanieczyszczeniem związkami mineralnymi azotu i fosforu, to stymulacja rozwoju bakterii

heterotroficznych zależała od wzrostu zanieczyszczeń organicznych.

Dopływ silnie zanieczyszczonych wód z Jeziora Mikołajskiego i Jeziora Warnołty, odpowiedzialny za gwałtow- ny wzrost eutrofizacji Jeziora Śniardwy w okresie letnim był na tyle duży, że przekraczał wydajność naturalnych procesów samooczyszczania się wód w tym jeziorze. Cechy hydrologiczno- morfologiczne (płytka misa jeziorna o bardzo dużej powierzchni) oraz warunki klimatyczne (jezioro narażone na silne falowanie i wiatry, które dobrze natleniają wody) tworzą optymalne warunki dla samooczyszczania się wód Jeziora Śniardwy.

Źródła zanieczyszczeń Jeziora Śniardwy

Jezioro Śniardwy jest ostatnim ogniwem, które odbiera wody odpły- wające z południowej części kompleksu Wielkich Jezior Mazurskich i przesyła je do systemu rzek Pisa -Narew przez jeziora Sekty i Roś. Wszystkie zanieczyszczenia docierają- ce do jezior, począwszy od Jeziora Niegocin do Jeziora Mikołajskiego, są po drodze częściowo degradowane

ale też są kumulowane w tych jeziorach, w rezultacie do Jeziora Śniardwy najprawdopodobniej do- pływają one poprzez Jezioro Miko- łajskie. Dodatkowo oczyszczalnia ścieków gminy Mikołajki odprowadza, nie do końca oczyszczone ścieki ze związków azotu, ładunek zanie- czyszczeń do końcowej części jeziora Tałty, które eutrofizują wody Jeziora Mikołajskiego.

Drugim ważnym źródłem zanie- czyszczeń odprowadzanych do Jezio- ra Śniardwy są silnie zanieczyszczone azotem i fosforem, ale także substan- cjami organicznymi, wysoko zeutrofizowane wody Jeziora Warnołty. Podczas badań stwierdzono, że ogro- mna kolonia kormorana czarnego (Phalacrocorax carbo) rezydująca na

wyspie oraz w otoczeniu tego jeziora zanieczyszcza jego wody ogromną ilością związków azotu i fosforu. Ptaki te degradują za- równo wody jeziora jak i brzegi.


S t r o n a 24

Cytowane piśmiennictwo [1] Popielarczyk D., Oszczak S., Marek M., Marek A. (2005). Jezioro Śniardwy – mapa dla żeglarzy. — Pracownia Kartografii Digikart, ISBN 83-88267-04-3.

[2] Szostak M. (1967). Pochodzenie Jeziora Śniardwy i jego zasoby wodne. — Prace Geograficzne I.G. PAN, 58: 1-81 (http://rcin.org.pl).

[3] Instytut Geologiczny. Zakład Dokumentacji Geologicz- nej. — Archiwum Dokumentacji Z ródłowej, Warszawa.

[4] Patalas K. (1960). Mieszanie wody jako czynnik okres lajacy intensywnos c kraz enia materii w róz nych morfo- logicznie jeziorach okolic We gorzewa. — Roczniki Nauk Rolniczych, 77B: 1-62.

[5] Choiński A. (2006). Katalog Jezior Polski. — Wydawnictwo Uniwersytet A. Mickiewicza, Poznań, ISBN 83-232-1732-7.

[6] Wetzel R.G., Likens G.E. (2000). Limnological Analysis. — Springer Science+Business Media, ISBN 0-387-98928-5.

[7] Klimaszewski M. (1958). Zagadnienia mapy hydrograficznej Polski. — Dokumentacja Geograficzna IG PAN, zeszyt 3.

[8] Lake Śniardwy. — International Lake Environment Committee, World Lakes Database, http://www.ilec.or.jp/

[9] Olszewski P. (1951). Sniardwy jezioro bez termokliny. — Wszechs wiat, Kraków.

[10] Olszewski P., Paschalski P. (1959). Wste pna charakterystyka limnologiczna niektórych jezior Pojezierza Mazurskiego. — Zeszyty Naukowe Wyższej Szkoły Rolniczej w Olsztynie, z. 4, Olsztyn.

[11] Soszka H., Cydzik D., Kudelska D. (1979). Ocena jakości wód Wielkich Jezior Mazurskich. — Instytut Kształtowania Środowiska, Warszawa.

[12] Cydzik D., Kudelska D., Soszka H. (1982). Atlas czystości wód jezior w latach 1974-1978. — Instytut Kształtowania Środowiska, Warszawa.

[13] Gliwicz Z.M., Kowalczewski A., Ozimek T., Pieczyńska E., Prejs A., Prejs K., Rybak J.I. (1980). Ocena stanu eutrofizacji Wielkich Jezior Mazurskich. — Instytut Kształtowania Środowiska, Warszawa.

[14] Lokalna Strategia Rozwoju Obszarów Rybackich, Lokalna Grupa Działania „Mazurskie Morze”. Aktualizowana Uchwałą Nr XIV/52/12 Walnego Zebrania Członków LGD M M z d n i a 1 6 k w i e t n i a 2 0 1 2 r . — http://www.lgrmazurskiemorze.pl/

[15] Grasshoff K., Kremling K., Ehrhardt M. (1999). Methods of Seawater Analysis. — Viley-WCH, ISBN-10: 3527295895

[ 1 6 ] A b r a x i s Te s t M e t h o d P N 5 2 2 0 1 5 , — http://www.caslab.com/Test-Method-522015/

[17] Carlson R.E. (1977). A trophic state index for lakes. — Limnology & Oceanography, 22: 361-369.

[18] Tyler J.E. (1968). The Secchi disc. — Limnology & Oceanography 13: 1-6.

[19] Sosnowska J. (1974). Zbiorowiska planktonowe trzech jezior Mazurskich i zawartość chlorofilu w ich fitoplanktonie. — Monographiae Botanicae 42: 1-150.

[20] Kajak Z. (2001). Hydrobiologia — limnologia. Ekosystemy wód śródlądowych. — PWN.

[21] Starmach K. (1989). Plankton roślinny wód słodkich. — PWN.

[22] Wetzel R.G. (2001). Limnology: lake and river ecosys-tems. — Elsevier, Academic Press.

[23] Siuda W., Chróst R.J. (1987). The relationship between alkaline phosphatase activity and phosphorus availability for phy-toplankton and bacteria in eutrophic lakes. — Acta Microbio-logica Polonica 36: 247-258.

[24] Chróst R.J. (1988). Phosphorus and microplankton development in an eutrophic lake. — Acta Microbiologica Polo-nica 37: 205-225.

[25] Chróst R.J., Ważyk M. (1978). Primary production and extracellular release by phytoplankton in some lakes of the Mas-urian Lake District, Poland. — Acta Microbiologica Polonica 27: 63-73.

[26] Chróst R.J., Overbeck J. (1987). Kinetics of alkaline phosphatase activity and phosphorus availability for phytoplank-ton and bacterioplankton in Lake Plussee (north German eutrophic lake). — Microbial Ecology 13: 229-248.

[27] h t tp ://www.hig ienawody.wsse.katowice.p l/ ramki/azot.html

[28] Chróst, R.J. (2008). Mikroorganizmy wodne a natlenienie wód – rola w eutrofizacji jezior, str. 101-105. W: Zdanowski, B. (ed.), Ochrona i Rekultywacja Wód Wielkich Jezior Mazurskich Narzędziem Rozwoju Naukowego, Gospodarczego, Społecznego i Kulturowego Regionu. ─ IRŚ,

Olsztyn.

[29] http://water.epa.gov/type/rsl/monitoring/ vms59.cfm

[30] Sapek A. (2009). Współczesne źródła chlorków w środowisku wód śródlądowych. — Ochrony Środowiska i Zasobów Naturalnych 40: 455-464.

[31] Bergamaschi B., Downing B., Pellerin B., Saraceno J.F. (2009). In situ sensors for dissolved organic matter fluorescence: Bringing the lab to the field. — U.S. Geological Survey, Water Resources Discipline 125: 1-3.

[32] Chróst R.J., Siuda W. (2006). Microbial production, utilization and enzymatic degradation of organic matter in the upper trophogenic layer in the pelagial zone of lakes along eutrophication gradient. — Limnology & Oceanography 51: 749-762.

[33] Chróst R.J., Koton M., Siuda W. (2000). Bacterial secondary production and bacterial biomass in four Mazurian lakes of differying trophic status. — Polish Journal of Environmental Studies 9: 255-266.

http://rcin.org.pl

http://rcin.org.pl

http://www.ilec.or.jp/database/eur/eur-30.html

http://www.ilec.or.jp/database/eur/eur-30.html

http://www.lgrmazurskiemorze.pl

http://www.lgrmazurskiemorze.pl

http://www.caslab.com/Test-Method-522015/

http://www.caslab.com/Test-Method-522015/

http://scholar.google.com/citations?view_op=view_citation&hl=en&user=vfRATm8AAAAJ&cstart=40&citation_for_view=vfRATm8AAAAJ:R3hNpaxXUhUC






http://www.higienawody.wsse.katowice.pl

http://www.higienawody.wsse.katowice.pl

http://water.epa.gov/type/rsl/monitoring/

http://water.epa.gov/type/rsl/monitoring/


S t r o n a 25

Cytowane piśmiennictwo

[34] Koton-Czarnecka M., Chróst R.J. (2001). Konsumpcja bakterii przez pierwotniaki w ekosystemach wodnych. — Postępy Mikrobiologii 40: 219-240.

[35] Chróst R.J., Adamczewski T., Kalinowska K., Skowrońska A. (2009). Abundance and structure of microbial loop components (bacteria and protists) in lakes of different trophic status. — Journal of Microbiology & Biotechnology 19: 858-868.

[36] Wcisło R., Chróst R.J. (2000). Survival of Escherichia coli in freshwater. — Polish Journal of Environmental Studies 9: 215-222.

[37] Koton-Czarnecka M., Chróst R.J. (2003). Protozoans prefer large and metabolocally active bacteria. — Polish Journal of Environmental Studies 12: 325-334.

[38] Adamczewski T., Chróst R.J., Kalinowska K., Skowrońska A. (2010). Relationships between bacteria and heterotrophic nanoflagellates in lake water examined by different techniques controlling grazing pressure. — Aquatic Microbial Ecology 60: 203-213.

[39] Jasser I., Karnkowska-Ishikawa A., Kozłowska E., Królicka A., Łukomska-Kowalczyk M. (2010). Isola-tion of picocyanobacteria from Great Mazurian Lake System—comparison of two methods. — Polish Journal of Microbiology 59: 21–31.

[40] Schindler D.W. (2012). The dilemma of controlling cultural eutrophication. — Proceedings of the Royal Society B 279: 4322-4333.

[41] Mankiewicz J, Tarczyńska M., Walter Z., Zalewski M. (2003). Natural toxins from cyanobacteria. — Acta Biologica Cracoviensia Series Botanica 45: 9-20.

[42] Mazur-Marzec H., Tyminęska E., Szafranek E.J., lPiński M. (2007). Accumulation of nodularin in sediments, mussels, and fish from the Gulf of Gdanęsk, southern Baltic Sea. — Environmental Toxicology 22: 101–111.

[43] http://plaze.onet.pl/wiadomosci/ mazury-zakwit-sinic w-jeziorach,1,4786337,artykul.html

[44] Toksyczne zakwity sinic w wodach słodkich i słonawych. (2009). — Materiały IV Ogólnopolskie Warsztaty Sinicowe, Regionalne Centrum Sinicowe, Instytut Oceanografii, Uniwersytet Gdański.

Spis treści

ROZDZIAŁ STR.

Wielkie Jeziora Mazurskie 2

Jezioro Śniardwy 3

System Jeziora Śniardwy 5

Badania Jeziora Śniardwy 6

Metody badań Jeziora Śniardwy 7

Przezroczystość wody 8

Przezroczystość wody — Chlorofila 9

Chemia wody — Fosfor 10

Chemia wody — Fosfor, Azot 11

Chemia wody — Azot 12

Chemia wody — Tlen in situ 13

Chemia wody — Tlen, pH in situ 14

Chemia wody — Przewodnictwo in situ 15

Chemia wody — Mętność in situ 16

Chemia — FDOM in situ 17

Bakterie 18

Bakterie, Sinice 20

Sinice 21

Jezioro Śniardwy — Eutrofizacja 22

Jezioro Śniardwy — Zagrożenia 23

Cytowane piśmiennictwo 24

Opracowanie przygotował

Prof. dr hab. Ryszard J. Chróst

15 listopad 2012 r.

http://plaze.onet.pl/wiadomosci/mazury-zakwit-sinic




jezioro Śniardwy

Documents