CHARAKTERYSTYKA MAKROZOOBENTOSU I ŚRODOWISKA

S ł u p s k i e P r a c e B i o l o g i c z n e 2 • 2005
Zbigniew Piesik1) Gorzysław Poleszczuk2)
1)
2)
Pomorska Akademia Pedagogiczna, Słupsk
Uniwersytet Szczeciński, Szczecin
CHARAKTERYSTYKA MAKROZOOBENTOSU
I ŚRODOWISKA TONI WODNEJ
JEZIORA NOWOGARDZKIEGO
ORAZ MOŻLIWOŚCI REWITALIZACJI EKOSYSTEMU
TEGO JEZIORA
Słowa kluczowe: eutrofizacja, makrozoobentos, rewitalizacja, jezioro
Key words: eutrophication, macrozoobenthos, revitalization, Lake
WSTĘP
Narastający proces eutrofizacji wód powierzchniowych jest jednym z ważniejszych problemów w hydrobiologii ostatnich dziesięcioleci. Nadmiernie przeżyźnienie wód wywołuje wiele niekorzystnych zmian w ekosystemach wodnych. Na negatywne skutki nadmiernej eutrofizacji szczególnie narażone są jeziora, zalewy i zbiorniki zaporowe (Kajak 1979; Piesik i Poleszczuk 2004). W przeżyźnionych solami
pokarmowymi (substancjami biologicznymi) jeziorach, również w Jeziorze Nowogardzkim (ryc. 1), dochodzi do zakwitów fitoplanktonu, zmętnienia i ograniczenia
przezroczystości wody. Nasilają się również procesy rozkładu nagromadzonych substancji organicznych (nadmierna produkcja pierwotna), pogarszają, szczególnie latem, warunki tlenowe wód. Procesy te często prowadzą do przegrupowań jakościowo-ilościowych i ostatecznie do eliminowania wrażliwszych taksonów hydrobiontów z akwenów. Zeutrofizowane jeziora z zakłóconą równowagą biologiczną wywołaną działalnością człowieka zatracają własności użytkowe, szczególnie istotne dla
gospodarki wodnej, turystyki i rybactwa. Zgodnie z Dyrektywą Wodną Unii Europejskiej (2000) Polska jest zobowiązana do doprowadzenia jakości wody i ożywionego środowiska akwenów do stanu sprzed okresu „niezaburzonego” w ciągu najbliższych 10 latach. Z tych i innych względów należy podjąć zabiegi mające na celu
rewitalizację również Jeziora Nowogardzkiego.
Celem pracy było zbadanie występowania makrozoobentosu w Jeziorze Nowogardzkim oraz jakości jego wód powierzchniowych, co może być przydatne do
określania rozmiarów eutrofizacji ekosystemów tego jeziora.
63
64
MATERIAŁ I METODY
Badania makrozoobentosu w Jeziorze Nowogardzkim wykonywano w lipcu 1998
roku, zaś 22 fizyczno-chemiczne wskaźniki jakości wód zbadano w roku 2001.
Materiał z dna (osady) wraz z fauną denną pozyskiwano przy pomocy chwytaka
Ekmana (pow. 225 cm2). Po wydobyciu chwytaka określano rodzaj osadów oraz
głębokość dna (tab. 1). Makrozoobentos zebrano z 14 stanowisk rozmieszczonych
na 4 poprzecznych profilach (ryc. 1, tab. 1). Na każdym stanowisku pobierano
Tabela 1
Rodzaj osadów dennych, głębokość, widzialność krążka Secchiego oraz pH wód
interstycjalnych w miejscach stacji pomiarowych na Jeziorze Nowogradzkim (lipiec 1998)
Table 1
Type of bottom deposits, depth, visibility of Secchci disk and pH of interstitial waters
in measurement station on Nowogardzkie Lake (April, 1998)
Stacja
Nr
Widzialność pH wód
krążka
interstycjalSecchiego
nych
(m)
(jedn. pH)
Rodzaj osadów dennych
Głębokość
(m)
1
Złom muszlowy (Dreissena), detritus, martwa
trzcina, nieliczne kamienia
2,5
0,88
8,1
2
Brązowy muł
7,0
1,01
8,0
3
Złom muszlowy, martwe liście, małe kamienie
2,0
1,00
8,0
4
Złom muszlowy, resztki liści i trzciny
2,5
0,80
8,9
5
Czarny muł, detritus
8,0
0,76
8,5
6
Czarny muł, dertitus, martwe liście (topola)
9,0
0,86
8,9
7
Złom muszlowy, detritus
4,0
0,90
8,8
8
Złom muszlowy, detritus, kora drzew,
m. trzcina
1,8
0,93
8,8
9
Złom muszlowy, detritus, drobny żwir
2,0
1,00
8,8
10
Czarny muł, dertitus
5,5
1.00
8,9
11
Złom muszlowy, muł, drobny detritus
2,5
1,00
8,5
12
Żwir, kamienie
1,0
0,82
8,5
13
Złom muszlowy, muł, detritus, żwir
3,0
0.90
8,4
14
Złom muszlowy, muł, żwir
2,0
0,90
8,4
4,1
0,91
8,5
Średnio
65
2 próby osadów z dna (2 podpróby). Zebrany materiał przepłukiwano na sicie o średnicy oczek 0,5 mm i konserwowano w 4% roztworze formaliny. Zwierzęta segregowano na poszczególne taksony makroskopowo oraz pod lupą binokularową (PZO),
a ich zagęszczenie odnoszono do 1 m2 powierzchni dna. Taksony fauny dennej, pozyskane z poszczególnych stanowisk ważono z dokładnością 0,01 g, po uprzednim osuszeniu na bibule filtracyjnej. Biomasę fauny przedstawiano w gramach mokrej masy
na 1 m2 dna. Pomiaru długości dominujących larw Chironomidae dokonywano na wyskalowanym szkiełku podstawowym (z dokładnością do 0,5 mm).
Frekwencję (F) wyliczano ze wzoru: n/N × 100% , gdzie: n – liczba stanowisk na
których występował dany takson, N – liczba badanych stanowisk. Wskaźnik dominacji (D) wyliczano ze wzoru: D = S(a)/S x 100%, gdzie S(a) to suma osobników należących do taksonu „a”, zaś S – to sumaryczna biomasa osobników makrozoobentosu we wszystkich próbach.
Próby wody do badań chemicznych pobierano w arbitralnie wybranych terminach w okresie wiosny i lata w 2001 roku z warstwy przypowierzchniowej (ok. 0,5 m
poniżej lustra wody) za pomocą czerpaków Patalasa (PN/C-04632.03). Bezpośrednio po pobraniu prób wody oznaczano ich temperaturę (za pomocą termometrów
rtęciowych), pH (potencjometrycznie) i alkaliczność ogólną (acydymetrycznie). W miejscu poboru prób oznaczano także przezroczystość wody metodą płytki wzorcowej
(krążka Secchiego) wg PN/C-04583.10. Próby wody pobierane do badań laboratoryjnych utrwalano (PN/C-04632.04). Badane wskaźniki jakości wód oznaczano w laboratorium w czasie nie dłuższym niż zalecony w ww. normie, licząc od momentu pobrania i utrwalenia próbki wody. Oznaczano: stężenie rozpuszczonego O2 – metodą
Winklera w modyfikacji azydkowej oraz określano stopień natlenienia wód, ChZTMn, ilość substancji rozpuszczonych i pozostałość po prażeniu, stężenie mineralnych form azotu i rozpuszczonych reaktywnych ortofosforanów (V) oraz ogólnego
fosforu – metodami kolorymetrycznymi, odpowiednio: NO3̄ – metodą z kwasem fenolodisulfonowym, NO2̄ – metodą z kwasem sulfanilowym i 1-naftyloaminą, NH+4 –
metodą indofenolową, zaś PO34 rozp. i Pog. po mineralizacji - metodą molibdenianową
z chlorkiem cyny (II). Oznaczano także: właściwe przewodnictwo elektrolityczne
(konduktometrycznie), twardość ogólną oraz stężenia Ca2+ i Mg2+ (kompleksometrycznie), stężenie Cl¯ (argentometrycznie), SO24 (grawimetrycznie), Feog. i Mnog. (kolorymetrycznie, metodami – odpowiednio – z użyciem 1,10-fenantroliny i manganianową
(VII)). Wszystkie oznaczenia wykonywano stosując procedury analityczne opisane
przez Hermanowicza i in. (1999) i w Standard Methods (Eaton i in. 1995). Jakość badanych wód oceniano na podstawie badanych wskaźników wg kryteriów stosowanych
w Polsce do oceniania jakości wód śródlądowych (Rozporządzenie 1991), a także oceniano wg kryteriów Systemu Oceny Jakości Jezior (SOJJ) wg Kudelskiej i in. (1991)
WYNIKI BADAŃ
Badania makrofauny dennej (tab. 2) wykazały występowanie zaledwie 3 taksonów makrozoobentosu, reprezentowanego przez: larwy i poczwarki ochotkowatych
(Chironomidae larv., pupae), skąposzczetów (Oligochaeta n.d.) oraz pijawek (Hiru66
Tabela 2
Zagęszczenie makrozoobentosu – Z (osobników na m-2) i masa mokra – M (gmm m-2)
na badanych stanowiskach w jeziorze Nowogardzkim w lipcu 1998 roku
a także frekwencja (F%) i wartości wskaźnika dominacji (D%)
oraz ich średnie (x̄) i odchylenia standardowe średniej (SD)
Table 2
Condensing of macrozoobenthos – C (individuals per m-2) and wet mass M (gmm m-2)
at examined measurement stations on Nowogardzkie Lake (April of 1998).
Number (F%), values of domination coefficient (D), mean values (x̄), standard deviation (SD).
Stanowisko
Nr
Chaoborus
larv.
Chironomidae larv.
Chironomidae pupae
Oligochaeta
n. det.
Hirudinea
n. det.
Razem
Total
Z
C
M
M
Z
C
M
M
Z
C
M
M
Z
C
M
M
Z
C
M
M
Z
C
M
M
1
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,00
2
2400
47,8
89
1,3
133
2,6
0,0
0,0
95
2,7
2717
54,4
3
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
44
1,3
0,0
0,0
44
1,3
4
0,0
0,0
3067
69,3
133
2,6
0,0
0,0
93
2,7
3293
74,6
5
415
9,3
0,0
0,0
0,0
0,0
44
1,3
0,0
0,0
459
10,6
6
402
9,3
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
402
9,3
7
128
1.3
1137
25,3
70
1,3
44
1,3
0,0
0,0
1379
29,2
8
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
44
1,3
0,0
0,0
44
1,3
9
0,0
0,0
267
5,3
44
1,3
89
2,7
0,0
0,0
400
9,3
10
178
2,7
0,0
0,0
0,0
0,0
44
1,3
0,0
0,0
222
4,0
11
0,0
0,0
1733
38,7
0,0
0,0
44
1,3
0,0
0,0
1777
40,0
12
0,0
0,0
89
1,3
0,0
0,0
89
2,6
0,0
0,0
178
3,9
13
0,0
0,0
2133
48,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
2133
48,0
14
0,0
0,0
227
5,3
178
4,0
132
4,0
0,0
0,0
537
13,3
(x̄)
251,6
5,0
624,0 13,9
39,8
0,8
41,0
1,1
13,4
0,3
970
21,4
SD
635,8 13,2 997,4 22,5
63,0
1,3
40,5
1,2
34,1
1,0
F%
36
-
57
-
36
-
64
-
14
-
D%
-
23,4
-
64,9
-
3,7
-
5,1
-
1,4
dinea n.d.) oraz przedstawiciela nektobentosu: larw wodzienia (Chaoborus). Pod
względem ilościowym w największym zagęszczeniu występowały stadia rozwojowe
(larwy i poczwarki) Chironomidae (68,6% badanych zwierząt). Zagęszczenie ochotkowatych było znaczące i wynosiło średnio dla larw: 624,0 osobn. na m-2 (0-3067)
67
a dla poczwarek: 39,8 osobn. na m-2 (0-178). Larwy owadów form nektobentosowych: Chaoborus sp. stanowiły 25% makrozoobentosu (średnio 251,6 osobn. na m-2).
Oligochaeta stanowiły 5,2% makrofauny dennej (średnio 41,0 osobn. na m-2). Najmniej liczne w omawianym jeziorze były pijawki ryjkowe, które stanowiły zaledwie
1,4% makrozoobentosu (średnio 13,4 osobn. na m-2).
Pod względem biomasy, podobnie jak w innych eutroficznych jeziorach, dominowały larwy Chironomidae (wartości współczynnika dominacji D = 64,9%), ich
średnia „masa mokra” wynosiła: 13,9 g na m-2. „Masa mokra” pozostałych taksonów wynosiła średnio: dla larw Chaoborus – 5,0 g na m-2 (współczynnik dominacji
D = 23,4%), zaś poczwarek Chironomidae, Oliogochaeta, Hirudinea – poniżej 1,1 g
na m-2 .
Badania frekwencji związanej z dnem makrofauny wykazały, że najczęściej spotykane były mułożerne skąposzczety (F = 64%) i larwy ochotkowatych (F = 57%),
które zaliczono wg klasyfikacji Tischlera do gatunków stałych. Frekwencja wodzieni wynosiła F = 36%, dlatego uznano je za takson akcesoryczny, a pijawek zaledwie
F = 14%, co pozwala je uznać za formy przypadkowe. Wartości współczynników
dominacji (D) uwzględniających masę mokrą przedstawiono w tabeli 2.
Wyniki badań fizyczno-chemicznych wskaźników jakości wód powierzchniowych jeziora Nowogardzkiego przedstawiono w tabelach 3 i 4. Temperatura, pH,
stężenie rozpuszczonego O2 oraz substancji rozpuszczonych, podobnie jak twardość
ogólna, chlorki i siarczany, a także Feog. i Mnog. badanych wód odpowiadały wartościom I klasy dla wód śródlądowych (Rozporządzenie 1991). Podobnie stężenia
+
NO3̄, NO2̄ i NH4 odpowiadały wartościami wodom I klasy. Jedynie ChZT-Mn – odTabela 3
Średnie zagęszczenie – Zśr (osobn. na m-2) i masa mokra – Mśr (w gmm m-2)
makrozoobentosu na badanych profilach (nr I – IV) w Jeziorze Nowogardzkim w lipcu 1998
Table 3
Mean condensing – Cmean (individuals per m-2) and wet mass - Mmean (gmm m-2)
of macrozoobenthos on studied profiles (No. I – IV) in Nowogardzkie Lake in April 1998
Profil
Takson
Nr I
Nr II
Nr III
Nr IV
Zśr
Mśr
Zśr
Mśr
Zśr
Mśr
Zśr
Mśr
Chaoborus larv.
800,0
15,9
189,0
0,4
59,3
0,9
0,0
0,0
Chironomidae larv.
29,7
0,4
840,8
18,9
666,7
14,7
816,3
18,2
Chironomidae pupae
54,0
0,8
26,6
0,8
14,6
0,4
59,3
1,3
Oligochaeta n. det.
14,6
0,4
26,4
0,8
59,0
1,8
73,7
2,2
Hirudinea n. det.
31,7
0,9
18,6
0,5
0,0
0,0
0,0
0,00
930,0
18,4
1101
25,0
799,6
17,8
949,3
21,7
Razem
68
Tabela 4
Wyniki badania wybranych wskaźników jakości wód powierzchniowych
Jeziora Nowogardzkiego
Table 4
Results of examinations on chosen indicators of surface water qualities
of Nowogardzkie Lake
Wyniki badań
Lp.
Wskaźniki jakości wód
1
2
wcześniejsze1)
w tej pracy
03.09.1983 29.03.2001 28.05.2001 17.07.2001
1
Temperatura
2
pH
Stężenie O2 (r)
4
Natlenienie wód
5
ChZT-Mn
5
6
-
6,8
12,7
18,9
7,60
7,30
7,44
8,05
(mgO2 · dm )
-
11,6
9,2
9,6
(%)
-
95
86
102
(°C)
-3
(mgO2 · dm-3)
Sucha pozostałość
23,2
10,4
8,4
22,1
-3
-
342
378
315
-3
-
230
285
198
(mg·dm )
7
Pozostałość po prażeniu
8
Widoczność krążka Secchiego
(m)
-
1,6
0,9
0,6
9
Alkaliczność ogólna (mmolHCl · dm-3)
10
11
NO3̄
NO2̄
+
12
NH4
13
PO34 rozp
(mg · dm )
-
2,60
2,95
3,15
-3
-
0,26
0,11
0,02
-3
-
<0,001
<0,001
0,015
-3
(mgN-NH4 · dm )
-
0,02
0,08
0,12
(mgP · dm-3)
-
0,09
0,12
0,29
-
0,30
0,45
0,97
450
405
430
448
-
180
195
200
(mgN-NO3 · dm )
(mgN-NO2 · dm )
-3
14
Pog
15
Przewodnictwo elektrolityczne
właściwe
(µS · cm-1)
16
Twardość ogólna
17
Ca2o+g.
18
Mg2o+g.
19
Cl
-
20
SO24
(mgSO4 · dm )
21
Feog.
(mgFe · dm-3)
22
1)
4
(jedn. pH)
3
6
3
Mnog.
(mgP · dm )
(mgCaCO3 · dm-3)
(mgCa · dm-3)
65
70
68
62
-3
-
<5
6
10
-3
36
30
33
35
-3
78
45
50
62
-
0,08
0,12
0,16
-
0,02
0,04
0,10
(mgMg · dm )
(mgCl · dm )
-3
(mgMn · dm )
Jańczak (1999)
69
powiadały wodom II klasy, z wyjątkiem pomiaru z lata, kiedy to wartości ChZT-Mn
odpowiadały III klasie czystości wód. Także stężenia reaktywnych ortofosforanów
rozpuszczonych (PO34 rozp.) odpowiadały II klasie czystości, z wyjątkiem pomiaru
z lata – kiedy odpowiadały III klasie czystości wód. Natomiast stężenia Pog. w okresie wczesnowiosennym odpowiadały wodom III klasy czystości, zaś w okresie późnowiosennym i letnim – klasyfikowały badane wody jako pozaklasowe. Równocześnie widoczność krążka Secchiego (wartość średnia z pomiarów z wiosny i lata) –
oceniając według kryterium SOJJ wskazywała na III klasę czystości badanych wód.
DYSKUSJA
Jezioro Nowogardzkie jest niewielkim akwenem polimiktycznym o powierzchni
98,3 ha, średniej głębokości 5,1 m (max. gł. 10,9 m), zasilanym dwoma ciekami
z niewielkiej zlewni o powierzchni 6,2 km2. Nadmiar wód z jeziora odprowadzany
jest ciekiem Dobrzyca (PIOŚ 1999). Zasilanie wodne jeziora to spływ z kanalizacji
burzowej miasta oraz dopływ wód podskórnych z wysychającego, położonego około
600 m na wschód Jeziora Zamkowego. Istotne znaczenie dla zanieczyszczania jeziora (m.in. ołowiem, substancjami ropopochodnymi, pyłem z opon zawierającym rakotwórcze wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne) ma biegnąca wzdłuż południowego brzegu jeziora ruchliwa arteria samochodowa Szczecin–Gdańsk. Należy
podkreślić, że w przeszłości jezioro Nowogardzkie było odbiornikiem całości ścieków komunalno-przemysłowych z Nowogardu i do dziś w osadach dennych zdeponowany jest prawdopodobnie znaczny ładunek zakumulowanych zanieczyszczeń.
Bagniste pobrzeże i część płytkowodna Jeziora Zamkowego (do nasypu kolejowego)
do lat 80. stanowiły wysypisko śmieci (składowisko odpadów), gdzie przez lata
gromadziły się różne substancje ekologicznie szkodliwe. Zapewne z powyższych
powodów w osadach jeziora Nowogardzkiego stwierdzano podwyższoną zawartość
rtęci, ołowiu i cynku (PIOŚ 1999).
Z określonych w niniejszej pracy wskaźników do I klasy jakości wód kwalifikują
się: pH, ChZT-Mn, NH+4 , NO2̄, NO3̄, twardość ogólna, przewodność elektrolityczna
właściwa, stężenie Cl¯, SO24 , Feog., Mnog. i stężenie substancji rozpuszczonych.
Z kolei na podstawie wysokich stężeń reaktywnych ortofosforanów rozpuszczonych, a szczególnie Pog. stwierdzić należy, że wody jeziora były hipertroficzne (Vollenweider i Kerekes 1982), zawierając równocześnie znaczną ilość rozpuszczonej
materii organicznej o charakterze reduktorów, co najpewniej było przyczyną występowania deficytów natlenienia wód powierzchniowych w okresie wiosennym i mogło być oznaką występowania nawet trwałych deficytów natlenienia w warstwach
przydennych wód jeziora. Letnie przetlenienia wód powierzchniowych, co prawda
nieduże, ale zestawione z danymi z pomiarów widoczności krążka Secchiego –
świadczą o występowaniu zakwitów fitoplanktonowych w jeziorze, wg PIOŚ (1999)
zdominowanych przez zielenice i bruzdnice. Wartości stężeń PO34 rozp., Pog. oraz sezonowe zmiany ChZT-Mn w badanych wodach zdają się wskazywać, iż Jezioro
Nowogardzkie było zasilane w pewnym stopniu allochtoniczną materią organiczną
o charakterze ściekowym (Poleszczuk i Polarczyk 2004). Zwraca uwagę także znaczna
70
zasobność badanych wód w rozpuszczone związki organiczne, których stężenie można
oszacować jako różnicę między wynikami oznaczeń „suchej pozostałości” i „pozostałości po prażeniu” (Macioszczyk 1987). Na dużą zasobność wód Jeziora Nowogardzkiego w rozpuszczoną materię organiczną zwracał również uwagę PIOŚ (2002).
Powyższa ocena jakości wód Jeziora Nowogardzkiego pokrywa się dość dobrze
z oceną dokonaną w roku 1997 przez PIOŚ (2002), który opierając się na SOJJ ocenił wody Jeziora Nowogardzkiego jako III klasy czystości, przy II kategorii podatności zbiornika na degradację. O znacznej odporności jeziora na degradację świadczą także przytoczone w tabeli 4. wyniki badań wybranych wskaźników jakości wód
jeziora w 1983 roku (Jańczak 1999), których znaczna część ma wartości zbliżone
do wyników badań z roku 2001. Obecność dużych ilości związków organicznych
w ekosystemie jeziora najprawdopodobniej była przyczyną powstawania okresowych deficytów tlenowych w toni wodnej, a szczególnie w wodach naddennych, co
powodowało zubożenie ilości gatunków i wielkości populacji makrozoobentosu.
Obecne w ekosystemie jeziora Chironomidae, Oligochaeta i Chaoborus to taksony
wyjątkowo odporne na niekorzystne warunki środowiskowe, w tym na okresowe deficyty tlenowe. Zagęszczenie i biomasa mokra badanej fauny dennej w Jeziorze
Nowogardzkim przy jednoczesnym ubóstwie gatunkowym makrofauny w porównaniu do innych jezior (tab. 5) potwierdza silny stopień zeutrofizowania i
zanieczyszczenia tego jeziora
Tabela 5
Porównanie zgęszczenia makrozoobentosu w niektórych jeziorach północnej Polski
Table 5
Comparison of macrozoobenthos condensing in some lakes of North Poland
Zagęszczenie makrozoobentosu (osobników na m-2)
Takson
TrzesiecLubowidz
ko
Jamno
Gardno
Dąbie MaJeziorak
łe
Nowogardzkie
Oligochaeta
88
979
272
1669
1077
70
41
Hirudinea
8
99
0
11
37
3
13
Asellus
0
2
0
0
6
7
0
Ephemeroptera
19
0
0
2
0
0
0
Chironomidae larv.
246
196
487
2427
988
149
624
Sialis sp.
0
6
0
0
0
0
0
Trichoptera
0
12
0
0
0
0
0
237
81
0
0
0
46
252
0
0
0
2
0
0
0
615
4
0
0
0
0
0
Chaoborus sp.
Ceratopogonidae
Dreissena
71
Równocześnie zróżnicowana obfitość (zagęszczenie i masa mokra) poszczególnych taksonów w różnych miejscach dna jeziora była bardzo wyraźna, np. mułożerne Oligochaeta gęściej zasiedlały dno w części jeziora przylegającej do zabudowy
miejskiej (rys. 1, tab. 3). Podobnie masa mokra larw Chironomide była większa
w osadach dennych w silniej narażonej na czynniki antropopresji wschodniej części
akwenu (profil IV). Analiza masy mokrej makrozoobentosu wskazuje na to, że zabudowa miejska i czynniki antropopresji najsilniej oddziałują na wschodnią część
badanego akwenu.
Badania zależności wartości masy mokrej makrozoobentosu od głębokości dna
wykazały, że największą biomasę bezkręgowej fauny dennej i przydennej (nektobentos) odnotowuje się w zakresie głębokości 2,6-5,0 m (rys. 2). Strefa ta nie podlega już intensywnemu wpływowi falowania i ma zapewne korzystniejsze warunki
tlenowe w strefie przydennej w porównaniu do stref z głębokości 5-10 m, silniej
obciążonych deponującą i rozkładającą się materią organiczną.
Ryc. 2. Zależność średniego zagęszczenia makrozoobentosu od głębokości w Jeziorze Nowogardzkim.
Fig. 2. Relationship between mean concentration of macrozoobenthos and depths of Nowogardzkie Lake
Z ryciny 1 wynika, że najrozleglejszy jest obszar dna w jeziorze o głębokości
od 5 do 7,5 m, gdzie masa mokra makrozoobentosu była szacunkowo największa
(9,8 t). Na głębokościach od 2,6 do 5,0 m masa mokra makrozoobentosu była również znacząca i wyniosła w okresie letnim 6,5 t. Wskazuje to, że najlepsze żerowiska
dla ryb bentosożernych znajdowały się na głębokości 2,5 –7,7 m. Łączną masę mokrą makrozoobentosu w jeziorze Nowogardzkim można szacować na 21,5 t. Te odnawialne, szczególnie ze względu na Chironomidae, zasoby pokarmowe tworzą korzystną bazę pokarmowa dla bentofagów, w tym gatunków ryb użytecznych gospodarczo i mających znaczenie dla wędkarstwa sportowego. Jezioro od lat 60. było zarybiane węgorzami, szczupakami, leszczami i sporadycznie linami. Dominacja lesz72
czy nad płocią wskazuje, że jezioro to nie weszło jeszcze w najbardziej niekorzystną
fazę eutrofizacji, co potwierdza brak zakwitów toksycznych sinic. Wysoka zawartość reaktywnych rozpuszczonych ortofosforanów oraz fosforu ogólnego, a także
niewielkie wartości widzialności krążka Secchiego (minimalna ok. 0,6 m) oraz zielenice dominujące w fitoplanktonie w poważnym stopniu ostrzegają przed możliwością wystąpienia silniejszych niż dotychczas niekorzystnych skutków eutrofizacji,
mogących zasadniczo ograniczyć funkcję rekreacyjną i rybacką jeziora. W celu poprawy jakości wody, warunków życia hydrobiontów oraz osiągania większych korzyści z rekreacji wodnej i rybactwa (kąpieliska, turystyka wodna, wędkarstwo sportowe, zwiększenie wydajności połowu ryb) autorzy proponują zastosowanie
w Jeziorze Nowogardzkim kilku metod rewitalizacji:
a) Inaktywację związków fosforu przez wytrącenie ich za pomocą siarczanów
żelaza, tak by ograniczyć nadmierny rozwój fitoplanktonu w okresie letnim;
b) Zastosowanie na wybranych akwenach jeziora czynnego podłoża (Piesik
1992; Szlauer 1980; Szlauer i in. 2001), celem oczyszczenia wód, zwiększenia bazy pokarmowej ichtiofauny i stworzenia dogodnych dla ichtiofauny
sztucznych miejsc tarliskowych;
c) Ograniczanie populacji ryb bentosożernych, wywołujących nadmierne resuspendowanie osadów i uwalnianie zakumulowanych w osadach dennych biogenów, metali ciężkich i innych niebezpiecznych dla środowiska hydrobiontów substancji chemicznych. Zwiększenie (zarybianie) populacji ryb drapieżnych (szczupak, sandacz), mające na celu zmniejszenie zagęszczenia ryb zooplanktonożernych powinno doprowadzić do zwiększenia populacji filtrujących fitoplankton skorupiaków (Cladocera, Calanoida). Ponadto zarybienie
jeziora autochtonicznym (uprzednio wymarłym) jesiotrem ostronosym (Acipenser oxyrinchus), który powinien pełnić rolę bentofaga (Kolman 2003), będąc równocześnie atrakcyjną rybą użytkową.
WNIOSKI
1. Makrozoobentos w Jeziorze Nowogardzkim w lipcu 1998 roku był wyjątkowo
ubogi pod względem jakościowym, co wskazywało na znaczącą biologiczną degradację ekologiczną ekosystemu tego jeziora.
2. Wyniki badań jakości wód Jeziora Nowogardzkiego prowadzone w roku 2001
wykazały, że jest to akwen silnie zeutrofizowany, zagrożony nadmierną produkcją fitoplanktonu, ze względu na wysoką koncentrację rozpuszczonych
ortofosforanów i fosforu ogólnego.
3. W celu polepszenia jakości wód jeziora do celów rekreacji i rybactwa proponuje
się inaktywowanie związków fosforu poprzez wytrącenie ich do osadów dennych, zastosowanie metody czynnego podłoża, aby stworzyć warunki dla zwiększenia różnorodności hydrobiontów, oraz zwiększenie populacji ryb drapieżnych
poprzez zarybianie szczupakami i sandaczami oraz wprowadzenie jesiotra ostronosego.
73
PIŚMIENNICTWO
Eaton A. D., Clesceri L. S., Greenberg A. E., (eds), 1995, Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, Ed. American Public Health Assoc., Washington
Hermanowicz W., Dojlido J., Dożańska W., Kozłowski B., Zerbe J., 1999, Fizycznochemiczne badania wody i ścieków. Warszawa
Jańczak J. (red.), 1999, Atlas jezior Polski t. II. Jeziora zlewni rzek Przymorza i dorzecza
dolnej Wisły. Poznań
Kajak Z., 1979, Eutrofizacja jezior. Warszawa
Kolman R., 2003, Ryby jesiotrowate w Polsce - stan i perspektywy. W: Mater. Ogólnopolskiej
Konf. Stan badań naukowych, jakości wód i praktyki rybackiej przed wejściem do Unii
Europejskiej, Międzyzdroje 26-28 czerwca 2003. Szczecin, 29
Kudelska D., Cydzik D., Soszka H., 1991, Monitoring podstawowy jezior polskich. Gosp.
Wodna, 53, (6), 127-130
Macioszczyk A., 1987, Hydrogeochemia. Warszawa
PIOŚ, 1999, Raport o stanie środowiska w województwie Zachodniopomorskim w latach
1997-1998. Bibl. Monitoringu Środowiska, Szczecin
PIOŚ, 2002, Raport o stanie środowiska w województwie Zachodniopomorskim w roku 2001.
Bibl. Monitoringu Środowiska, Szczecin
Piesik Z., 1992, Biologia i ekologiczna rola organizmów poroślowych (perifiton) zasiedlających sztuczne podłoża w różnych typach wód. Rozpr. Stud. Uniw. Szczecińskiego, 122, 1-263
Piesik Z., Poleszczuk G., 2004, Możliwości rewitalizacji jeziora Trzesiecko w Szczecinku. W:
Mater. V Konf. Nauk.-Tech. Ochrona i rekultywacja jezior, 11-12 maja 2004 Grudziądz.
Grudziądz, 179-186
Poleszczuk G., Polarczyk R., 2004, Zmiany chemizmu wód rzeki Drawy przepływających
przez jeziora Rudno i Dubie Południowe k. miasta Drawno (Pomorze Zachodnie). Zesz.
Nauk. Uniw. Szczecińskiego (w druku)
Polskie Normy:
PN/C-04583.10, Badania mętności i przezroczystości. Oznaczanie przezroczystości
metodą płytki wzorcowej
PN/C-04632.03, Ogólne zasady pobierania próbek do badań fizycznych, chemicznych
i biologicznych. Techniki poboru próbek
PN/C-04632.04, Ogólne zasady pobierania próbek do badań fizycznych, chemicznych
i biologicznych. Utrwalanie i przechowywanie próbek
Rozporządzenie 1991, Rozporządzenie Ministra Ochrony Środowiska, Zasobów Naturalnych
i Leśnictwa z dnia 5 listopada 1991 roku w sprawie klasyfikacji wód oraz warunków, jakim powinny odpowiadać ścieki wprowadzone do wód lub do ziemi, DzU nr 116, poz.
503.
Szlauer L., 1980, Oczyszczanie zbiorników wodnych przy pomocy sztucznych podłoży. Gosp.
Wodna, 8/9
Szlauer L., Szlauer B., Szlauer-Łukaszewska A., 2001, Niekonwencjonalne metody oczyszczania wód. Nauka - Gospodarka, Wyd. AR w Szczecinie, Szczecin
Vollenweider R., Kerekes J., 1982, Euthrophication of Waters, Monitoring, Assessment and
Control, za: Lampert W., Sommer U., 2001, Ekologia wód śródlądowych. Warszawa,
348-353
Summary
74
CHARACTERISTICS OF NATURAL ENVIRONMENT
AND MACROZOOBENTHOS OF NOWOGARDZKIE LAKE
AND POSSIBILITIES OF ITS ECOSYSTEM REVITALIZATION
In the summer of 1998 species composition and quantity of macrozoobenthos in deposits
samples collected with Ekerman gripping device at 14 points across 4 transversal profiles of
Nowogardzkie Lake has been studied (surface covering 98.3 hectares, catchment basin: 6.2 km2,
2 inflows alimented by rain and subsoil waters). Chemistry of surface water of mentioned
lake has also been examined – in half-year of 2001 in water samples taken from central parts
of Nowogardzkie Lake 22 physico-chemical indicators of water quality has been determined,
what gave a reason for general evaluation of water qualities in accordance with official criteria for water quality estimation obligatory in Poland at that time.
Considering quantity, larvae and pupae of Chironomidae (68.6% of examined animals)
were dominating. Density of larvae comprised between 0 and 3 067 individuals on m-2 of
Lake’s bottom and pupae density oscillated between 0 and 178 (on m-2 of bottom). Chaoborus sp. larvae constituted 25% of macrozoobenthos (251.6 larvae on m-2 of botoom, on the
average), whereas 5.2% belonged to Oligochetae (41.0 individuals on m-2 of botoom, on the
average). Regarding biomass, prevailing organisms were Chironomidae (value of domination
coefficient D = 64.9%), while Chaoborus sp. was next (value D = 23.4%). Macrozoobenthos
structure (genus and density) were similar to structures typical for eutrophicated lakes.
High level of eutrophication was confirmed by results of chemical surveys on water
depths, especially analytical results of quantitative determination of phosphorus pointed out
that examined waters are beyond the range of purity classes (approximately 1 mg P/dm-3).
Great wet macrozoobenthos mass, estimated on 21.5 tons constituted very good feeding
base for bentofags. Basing on data obtained from fishermen predomination of bream over
roach had been established what is an evidence that lake highly enriched in nutrients has entered upon extremely unfavourable phase of eutrophication what can also be proved by lack
of phytoplankton blooms.
To raise water quality and improve environmental conditions of Nowogardzkie Lake for
hydrobionts, inactivation of phosphorous compounds (VI) by applying iron sulphates (VI)
had been put forward. Installation of active substratum on chosen water regions was also
suggested for increasing feeding base. Rising of predatory fishes population (pike, pike
perch) to improve the structure of fish stocking should limit the number of benthos-feeding
fishes causing resusponding of deposits and decreasing in density of zooplankton-feeding
fishes what would cause growth in population of crustaceans (Cladocera, Calanodae) which
filtrate zooplankton.
Fish stocking by introducing autochthonic, previously extinct sturgeon (Acipenser oxyrinchus) which plays the role of benthofag, was also planned.
75