|
AUGUSTOWSKO-SUWALSKIE TOWARZYSTWO NAUKOWE
Proszę chwilę zaczekać, ładuję stronę... |
|
AUGUSTOWSKO-SUWALSKIE TOWARZYSTWO NAUKOWE
Proszę chwilę zaczekać, ładuję stronę... |
|
Anna Kuczyńska, Stanisław Niewolak
Sezonowe zmiany liczebności bakterii czynnych w obiegu azotu w wodzie jezior dystroficznych na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego
Obieg azotu w jeziorach jest ściśle związany z aktywnością biochemiczną różnorodnych grup fizjologicznych drobnoustrojów. Szczególne znaczenie mają procesy wiązania azotu atmosferycznego przez bakterie i sinice oraz mineralizacji substancji organicznej produkowanej in situ oraz wprowadzanej ze zlewni. O ile w jeziorach procesy wiązania azotu atmosferycznego są uwarunkowane przede wszystkim aktywnością sinic, to procesy mineralizacji azotowej frakcji substancji organicznej są wynikiem działalności bakterii amonifikacyjnych, nitryfikacyjnych i denitryfikacyjnych. W wodzie jezior liczba bakterii czynnych w obiegu azotu może wahać się zależnie od typu troficznego, głębokości, rodzaju dna, charakteru zlewni, temperatury wody, opadów atmosferycznych; znaczenie mają również okresy rozwoju i obumieranie organizmów roślinnych i zwierzęcych (Kuzniecow 1970). Najwięcej tych bakterii występuje w wodzie jezior eutroficznych, najmniej w wodzie jezior oligotroficznych. Niewielkie liczebności tych bakterii stwierdzane były również w wodzie jezior dystroficznych. W tych ostatnich nieco liczniej reprezentowane były bakterie redukujące NO3ˉ do NO2ˉ. Czynnikiem ograniczającym liczebność bakterii w jeziorach dystroficznych jest niska zawartość Ca i niskie pH (Niewolak, Korycka 1979) oraz niewielkie zasoby źródeł węgla i energii. Dane z literatury na temat liczebności bakterii czynnych w obiegu azotu w wodzie jezior dystroficznych są jednak fragmentaryczne i dotyczą kilku tego typu zbiorników na terenie byłego Związku Radzieckiego (Kuzniecow 1970) oraz w rejonie Węgorzewa (Niewolak 1975). W pracy tej przedstawiono wyniki badań liczebności bakterii wiążących azot atmosferyczny oraz amonifikacyjnych, nitryfikacyjnych i denitryfikacyjnych w wodzie wybranych jezior dystroficznych na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego w trzech kolejnych sezonach wegetacyjnych (w latach 1998–2000).
Teren badań
Do badań wytypowano pięć jezior dystroficznych typu „suchar” na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego: Konopniak, Wygorzele (Ślepiec), Suchar Zachodni, Suchar IV i Wądołek. Pierwsze dwa jeziora znajdują się w południowej części Wigierskiego Parku Narodowego, w granicach regionu klimatycznego augustowskiego zachodniego, pozostałe trzy jeziora w północnej części Wigierskiego Parku Narodowego, w granicach regionu klimatycznego suwalskiego (Bajkiewicz-Grabowska 1992) (rys. 1 w poprzednim artykule). Bliższe dane dotyczące tych jezior podano w tabeli 1 (w poprzednim artykule).
Materiały i metody
Pobór prób
Próby wody do badań na jeziorach pobierano w okresie od kwietnia do listopada 1998 roku, od kwietnia do października 1999 oraz od maja do listopada 2000 w odstępach jednomiesięcznych. We wszystkich jeziorach próby wody do badań pobierano w najgłębszych miejscach: na jeziorze Konopniak z głębokości 0,3 m, 3,4 m i 6,7 m; na jeziorze Wygorzele (Ślepiec) z głębokości 0,3 m, 1,3 m i 2,5 m; na jeziorze Suchar Zachodni z głębokości 0,3 m, 1,2 m i 2,3 m; na jeziorze Suchar IV z głębokości 0,3 m, 4,0 m i 8,0 m; na jeziorze Wądołek z głębokości 0,3 m, 7,5 m i 15,0 m. Próby wody powierzchniowej (z głębokości 0,3 m) pobierano bezpośrednio do jałowych naczyń szklanych o pojemności 250 cm3, z doszlifowanym korkiem. Próby wody z głębszych warstw oraz przydennej (z odległości 0,3–0,5 m od dna) pobierano przyrządem Ruttnera o pojemności 2 dm3 do takich samych naczyń. Bezpośrednio po pobraniu próby wody umieszczano w pojemniku ze środkiem chłodzącym (4–6oC), przewożono do laboratorium i poddawano analizie mikrobiologicznej. Czas od chwili pobrania prób wody na jeziorach do wykonania analiz nie przekraczał 12 godzin.
Badania mikrobiologiczne
Badania mikrobiologiczne w zakresie tej pracy obejmowały oznaczenia: liczby (jtk/cm3) bakterii wiążących azot atmosferyczny w warunkach tlenowych (Azotobacter sp. i in.) na podłożu Fiodorowa oraz liczby (NPL/100 cm3) bakterii wiążących azot atmosferyczny w warunkach beztlenowych (Clostridium sp.) na pożywce Winogradskiego odpowiednio po 5 i 7 dniach inkubacji w temperaturze 25oC; liczby (jtk/cm3) bakterii amonifikacyjnych na pożywce bulionowo-agarowej z dodatkiem 3 proc. peptonu po trzech dniach inkubacji w temperaturze 25oC; liczby (NPL/100 cm3) bakterii nitryfikacyjnych I fazy (Nitrosomonas) na pożywce Winogradskiego z (NH4)2SO4 oraz II fazy (Nitrobacter) na tej samej pożywce z NaNO2 po 28 dniach inkubacji w temperaturze 25oC; liczby (NPL/cm3) bakterii redukujących NO3ˉ do NO2ˉ na pożywce Giltaya z KNO3 i liczby (NPL/100 cm3) bakterii denitryfikacyjnych (redukujących NO3ˉ do N2 i N2O) na tej samej pożywce po pięciu dniach inkubacji w temperaturze 25oC. Metody pracy w tych badaniach oraz użyte podłoża były takie jak w podręczniku Rodiny (1968). W przypadku bakterii wiążących azot atmosferyczny w warunkach tlenowych (Azotobacter sp. i in.) zliczano tylko kolonie typowe dla tych bakterii na podłożu Fiodorowa w płytkach Petriego. Obecność bakterii wiążących azot atmosferyczny w warunkach beztlenowych (Clostridium sp.) określano na podstawie zmętnienia pożywki, obecności gazu (CO2, H2) w probówkach Durhama umieszczonych dnem do góry w większych probówkach z pożywką Winogradskiego oraz charakterystycznym zapachem kwasu masłowego. W przypadku bakterii amonifikacyjnych liczono wszystkie kolonie wyrosłe w określonym czasie na podłożu w płytkach agarowych. Obecność bakterii nitryfikacyjnych I fazy (Nitrosomonas) oraz bakterii redukujących NO3ˉ do NO2ˉ określano na podstawie obecności w pożywce azotynów wykrywanych suchym odczynnikiem Griessa, sporządzonym na bazie kwasu winowego. Obecność bakterii nitryfikacyjnych II fazy (Nitrobacter) określano na podstawie obecności w pożywce azotanów wykrywanych dwufenyloaminą w stężonym kwasie siarkowym (po uprzednim rozkładzie mocznika, ewentualnie pozostałych w pożywce azotanów). Obecność bakterii denitryfikacyjnych określano na podstawie zaniku azotanów, pojawieniu się azotynów i/lub amoniaku (odpowiednio dwufenyloaminą, odczynnikiem Griessa i odczynnikiem Nesslera) oraz obecności gazu (N2, N2O) w probówkach Durhama (po absorpcji CO2 dodanym KOH) na pożywce z KNO3. Wszystkie oznaczenia mikrobiologiczne wykonano w trzech równoległych powtórzeniach z tej samej próby wody. Rozcieńczalnikiem w tych badaniach był roztwór fizjologiczny NaCl. Najbardziej prawdopodobną liczbę bakterii wiążących azot w warunkach beztlenowych oraz nitryfikacyjnych I i II fazy, redukujących NO3ˉ do NO2ˉ, denitryfikacyjnych (redukujących NO3ˉ do N2/N2O) odczytywano z tablic Mc’Crady’ego (Meynell, Meynell 1970). Jako kontrola służyły te same pożywki szczepione jałową wodą destylowaną zamiast wody jeziornej.
Badania fizykochemiczne
Wiosną, latem i jesienią 1999 roku oraz wiosną 2000 jednocześnie z badaniami mikrobiologicznymi prowadzone były badania chemiczne wody odpowiednich jezior. Obejmowały one: oznaczenia zawartości azotu amonowego (mg N-NH4/dm3), azotu azotynowego (mg N-NO2/dm3) i azotanowego (mg N-NO3/dm3), azotu organicznego (mg Norg/dm3) i ogólnego (mg Nog/dm3), fosforu mineralnego (mg P-PO4/dm3), fosforu organicznego (mg Porg/dm3), fosforu ogólnego (mg Pog/dm3), tlenu (mg O2/dm3). Oznaczenia były wykonywane w Katedrze Inżynierii Ochrony Środowiska zgodnie z metodyką podaną w pracy Hermanowicza i in. (1976) i Polską Normą (l973, 1974a, b, c, 1977). Na poszczególnych stanowiskach jednocześnie z pobieraniem prób wody do badań mikrobiologicznych i chemicznych mierzono temperaturę wody termometrem rtęciowym w aparacie Ruttnera, jej pH i przezroczystość krążkiem Secchiego. W okresie badawczym prowadzone były również obserwacje meteorologiczne, ze szczególnym uwzględnieniem temperatury powietrza, opadów atmosferycznych, siły i kierunku wiatru (WIOŚ 1999).
Wyniki
Właściwości fizykochemiczne wód
Wody badanych jezior charakteryzują typowe, sezonowe zmiany temperatury (tab. 2). Stężenie jonów wodorowych (pH) wahało się od 3,9–4,1 do 5,3–5,4 w wodzie jeziora Konopniak, Wygorzele (Ślepiec) i Suchar IV, od 4,2 do 6,0 w wodzie jeziora Suchar Zachodni i od 4,6 do 6,8 w wodzie jeziora Wądołek. Wyższe pH wody w tych jeziorach notowano częściej latem i/lub jesienią. Największe różnice pH wody powierzchniowej i przydennej notowane w jeziorze Wądołek wynosiły 1,1 (w lipcu 1999) (tab. 3). Przezroczystość wody mierzona widzialnością krążka Secchiego wahała się od 0,9–1,5 m do 3,0 m w jeziorze Konopniak i Wądołek, 1,9 m w jeziorze Wygorzele, 2,0 m w jeziorze Suchar Zachodni i 2,3 m w jeziorze Suchar IV (tab. 4). Zawartość tlenu mierzona od maja do października 2000 roku wahała się od 0,0 mg/dm3 okresowo w wodzie przydennej jeziora Suchar IV i Wądołek do 10,7 mg/dm3 w wodzie powierzchniowej jeziora Wądołek (tab. 5). Zawartość azotu amonowego wahała się od wartości niewykrywalnych (poniżej 0,001 mg N-NH4/dm3) w ciągu całego okresu badawczego w wodzie jeziora Konopniak i okresowo w wodzie innych jezior do 0,429 mg N-NH4/dm3 w wodzie przydennej jeziora Wygorzele jesienią 1999 roku. W wodzie jeziora Wygorzele i Suchar Zachodni większe jego stężenia notowano jesienią, w wodzie jeziora Suchar Zachodni i Wądołek – latem, zwłaszcza przy dnie (tab. 6). Niewielkie ilości azotu azotynowego stwierdzano tylko w 2000 roku w wodzie przydennej jeziora Wygorzele (tab. 6). Zawartość azotu azotanowego wahała się od 0,036 mg N–NO3/dm3 w wodzie powierzchniowej jeziora Konopniak latem 1999 roku do 0,522 mg N–NO3/dm3 w wodzie powierzchniowej jeziora Suchar IV wiosną tego samego roku (tab. 6). Zawartość azotu organicznego wahała się od 0,504 mg/dm3 w wodzie powierzchniowej jeziora Konopniak do 2,400 mg/dm3 w wodzie przydennej jeziora Wądołek wiosną 1999 roku (tab. 6). Zawartość azotu ogólnego wahała się od 0,71 mg/dm3 w wodzie przydennej jeziora Konopniak jesienią 1999 roku do 2,91 mg/dm3 w wodzie przydennej jeziora Wądołek wiosną 1999 (tab. 6). Zawartość fosforu mineralnego wahała się od 0,006 mg/dm3 P-PO4 w wodzie przydennej jeziora Suchar Zachodni wiosną 1999 roku oraz w wodzie powierzchniowej jeziora Wądołek wiosną 2000 do 0,156 mg/dm3 P-PO4 w wodzie przydennej jeziora Wądołek latem 1999 roku. W wodzie jeziora Wygorzele jego zawartość nie przekraczała 0,013 mg/dm3, w wodzie jeziora Konopniak i Suchar IV zaś 0,025 mg/dm3 (tab. 6). Zawartość fosforu organicznego wahała się od 0,039 mg/dm3 w wodzie przydennej jeziora Suchar Zachodni i 0,069 mg/dm3 w wodzie powierzchniowej jesienią 1999 roku oraz 0,044 mg/dm3 i 0,048 mg/dm3 odpowiednio w wodzie powierzchniowej i przydennej jeziora Suchar IV jesienią 1999 roku do 0,231 mg/dm3 i 0,252 mg/dm3 odpowiednio w wodzie powierzchniowej i przydennej jeziora Wądołek wiosną 1999 (tab. 6). Zawartość fosforu ogólnego wahała się od 0,063 mg/dm3 w wodzie powierzchniowej i przydennej jeziora Suchar Zachodni i 0,069 mg/dm3 w wodzie powierzchniowej i przydennej jeziora Suchar IV jesienią 1999 roku oraz w wodzie powierzchniowej tego zbiornika wiosną 2000 do 0,341 mg/dm3 w wodzie przydennej jeziora Wądołek latem 1999 (tab. 6).
Bakterie wiążące azot atmosferyczny
Bakterie wiążące azot atmosferyczny w warunkach tlenowych (Azotobacter sp. i in.) były nielicznie reprezentowane w wodzie badanych jezior dystroficznych. Ich liczba wahała się od najczęściej kilku jtk/cm3 w wodzie powierzchniowej jeziora Konopniak do 60 jtk/cm3 w wodzie przydennej jeziora Wygorzele, 115 jtk/cm3 w wodzie powierzchniowej jeziora Suchar Zachodni, 100 jtk/cm3 w wodzie przydennej jeziora Suchar IV i 185 jtk/cm3 w wodzie z głębokości 7,5 m jeziora Wądołek. W wodzie wszystkich jezior więcej ich stwierdzano w 1999 roku. Poza kilkoma wyjątkami brak było większych różnic w ich liczebności w poszczególnych warstwach wody. W cyklu rocznym z reguły więcej ich stwierdzano w czerwcu (1998 roku), lipcu (2000) lub w sierpniu (1999), rzadziej w innych miesiącach (tab. 7). Bakterie wiążące azot atmosferyczny w warunkach beztlenowych (Clostridium sp.) stwierdzano w ilościach od 3–9 do 1100–1400 NPL/100 cm3. Minima ich liczebności stwierdzano w różnych warstwach wody. W cyklu rocznym liczniej występowały w kwietniu (1999 roku) lub w maju (1999 i 2000) (tab. 8).
Bakterie czynne w przemianach związków azotu
Spośród bakterii czynnych w przemianach jednych form azotu w drugie w wodzie badanych jezior dystroficznych najmniej było bakterii nitryfikacyjnych I i II fazy (Nitrosomonas i Nitrobacter) oraz bakterii denitryfikacyjnych (redukujących NO3ˉ do N2/N2O); ich liczba nie przekraczała odpowiednio 1400 i 3000 NPL/100 cm3) (tab. 10, 11 i 13). Najwięcej było bakterii amonifikacyjnych (2–3025 jtk/cm3) i bakterii redukujących NO3ˉ do NO2ˉ (0,3–1400 NPL/cm3) (tab. 9 i 12). Bakterie amonifikacyjne występowały liczniej w wodzie jeziora Wądołek, bakterie nitryfikacyjne I fazy – w wodzie jezior Konopniak, Wygorzele i Suchar IV, bakterie nitryfikacyjne II fazy – w wodzie jezior Wądołek i Suchar IV, bakterie redukujące NO3ˉ do NO2ˉ – w wodzie jeziora Suchar Zachodni, bakterie denitryfikacyjne – w wodzie jeziora Wądołek. W wymienionych jeziorach, w różnym okresie badawczym, poszczególne grupy tych bakterii reprezentowane były w mniejszych lub większych ilościach w różnych warstwach wody. W cyklu rocznym maksymalne liczebności stwierdzano w różnych miesiącach: bakterie amonifikacyjne najczęściej w lipcu 1998 i 2000 roku, bakterie nitryfikacyjne II fazy – we wrześniu i październiku 1999 oraz w maju i czerwcu 2000, bakterie redukujące NO3ˉ do NO2ˉ w lipcu i sierpniu 1999 i 2000, bakterie denitryfikacyjne (redukujące NO3ˉ do N2/N2O) w czerwcu i lipcu 1998.
Dyskusja
Niewielkie liczebności bakterii wiążących azot atmosferyczny w warunkach tlenowych (średnio 5–54 jtk/cm3) i beztlenowych (od kilkudziesięciu do kilkuset NPL/100 cm3) w wodzie badanych jezior dystroficznych nie są zjawiskiem odosobnionym w literaturze. Według Kuzniecowa (1952) czynnikiem ograniczającym ich rozwój w jeziorach dystroficznych jest niedobór łatwo przyswajalnych źródeł węgla; w przypadku bakterii wiążących azot atmosferyczny w warunkach tlenowych (Azotobacter sp.) – również stosunkowo niskie pH wody tych zbiorników, a w jeziorach Konopniak, Suchar IV i Wądołek deficyt tlenu w wodzie przydennej (podczas letniej stagnacji). Optymalne pH wody dla bakterii wiążących azot atmosferyczny z rodzaju Azotobacter wynosi od 6,5 do 8,0 (Paul, Clark 2000). Tymczasem w wodzie jeziora Konopniak, Wygorzele i Suchar IV nie przekraczało 5,3–5,4. Tylko sporadycznie w wodzie jeziora Suchar Zachodni i Wądołek osiągało odpowiednio 6,0 i 6,8. Bakterie wiążące azot atmosferyczny w warunkach beztlenowych z rodzaju Clostridium (Clostridium pasteurianum) tolerują niższe wartości pH, i rosną w szerszym jego zakresie (Gołębiowska 1986), dlatego odczyn wody badanych jezior nie musiał być czynnikiem ograniczającym rozwój tych drobnoustrojów. Największe ich liczebności w wodzie przydennej jeziora Suchar IV oraz w wodzie z głębokości 7,5 m i przydennej jeziora Wądołek były zsynchronizowane z występującymi tam deficytami tlenu. Letnie maksimum liczebności bakterii wiążących azot atmosferyczny w warunkach tlenowych (Azotobacter sp. i in.) mogły być związane z większą ilością dostępnych źródeł węgla i energii, produkowanych in situ w jeziorach i/lub przedostających się ze zlewni podczas opadów deszczu. Niewielki wzrost liczebności beztlenowych bakterii wiążących azot atmosferyczny (Clostridium sp.) wiosną i jesienią mógł być związany z cyrkulacją mas wodnych w jeziorach i przedostawaniem się tych bakterii z powierzchniowej warstwy dna. Liczba bakterii amonifikacyjnych w wodzie badanych jezior dystroficznych nie odbiegała znacznie od stwierdzanej w innych tego typu zbiornikach na Pojezierzu Mazurskim (Niewolak 1975). Większe liczebności tych bakterii stwierdzane latem mogły być związane z wyższą temperaturą wody i wyższą zawartością azotu organicznego. Pomimo wzrostu liczebności bakterii amonifikacyjnych w wodzie badanych jezior latem, obecność N-NH4 stwierdzano tylko w wodzie przydennej jezior Suchar IV i Wądołek. Mogło to być związane z jego utlenianiem przez bakterie nitryfikacyjne i/lub pobieraniem przez fitoplankton. W wodzie przydennej jeziora Wądołek obecność N-NH4 mogła być związana z zahamowaniem procesów nitryfikacji przez H2S; w wodzie przydennej jeziora Wądołek taką samą rolę spełniać mogła niska temperatura (4,5–7,0oC) oraz brak tlenu. Niskie liczebności bakterii nitryfikacyjnych w wodzie badanych jezior dystroficznych mogły być związane z niskim pH (4,1–5,3 w jeziorze Konopniak i w jeziorze Wygorzele, 4,2–6,0 w jeziorze Suchar Zachodni, 3,9–5,3 w jeziorze Suchar IV i 4,6–6,8 w jeziorze Wądołek), podczas kiedy optymalne pH dla tych bakterii wynosi 7,2–9,3 (Wong-Chong, Loehr 1978). Czynnikiem ograniczającym liczebność bakterii nitryfikacyjnych I fazy w wodzie badanych jezior dystroficznych mogła być również niska zawartość N-NH4 (0,001–0,429 mg/dm3), P-PO4 (0,006–0,156 mg/dm3), w wodzie jeziora Suchar IV i Wądołek – także brak rozpuszczonego tlenu w głębszych warstwach wody i przy dnie. Bakterie nitryfikacyjne II fazy w wodzie badanych jezior reprezentowane były liczniej od bakterii nitryfikacyjnych I fazy. Może to tłumaczyć brak N-NO2 w wodzie badanych jezior w 1999 roku. Z literatury wiadomo (Symons 1969), że akumulacja azotynów w wodzie zachodzi, kiedy stosunek liczbowy bakterii nitryfikacyjnych II fazy do bakterii nitryfikacyjnych I fazy niższy jest od 1,6. Kiedy stosunek jest wyższy proces akumulacji azotynów się zmniejsza, zaś powyżej 9,3 nie następuje. Liczniejsze występowanie bakterii nitryfikacyjnych II fazy latem 1999 roku w wodzie wszystkich jezior mogło być związane z wyższą temperaturą wody. Bakterie z rodzaju Nitrobacter są typowymi mezofilami, zaś optimum ich rozwoju występuje przy temperaturze 35–42oC (Painter 1970) pod warunkiem, że inne czynniki są korzystne. Wahania ich liczebności w okresie badawczym w wodzie badanych jezior mogły być związane z okresowym brakiem pierwiastków śladowych niezbędnych do ich rozwoju (Sharm, Ahlert 1977). Bakterie nitryfikacyjne są wrażliwe na pewien zakres promieni świetlnych (Shears, Wood 1985), jednak wpływ światła w tych jeziorach wydaje się mieć mniejsze znaczenie z uwagi na niewielką przezroczystość wody (0,9–3,0 m). Bardziej prawdopodobny jest inhibicyjny wpływ substancji humusowych (Bazin i in. 1991). Liczby bakterii redukujących NO3ˉ do NO2ˉ w wodzie badanych jezior dystroficznych były zbliżone do stwierdzanych w innych tego typu zbiornikach (Kuzniecow 1970). Wzrost ich liczebności latem 1999 roku zbiegał się ze spadkiem zawartości N-NO3, co mogło być związane z aktywnością biochemiczną tych drobnoustrojów. Niewielkie liczebności bakterii denitryfikacyjnych stwierdzane w 1998 roku mogły być związane z niskim pH wody badanych jezior. Niski odczyn uniemożliwia przemianę azotanów do azotu cząsteczkowego na skutek hamowania reduktazy N2O (Knowles 1982). Skądinąd wiadomo, że bakterie te mogą występować w warunkach wydawałoby się bardzo niekorzystnych dla swojego rozwoju. Koerselman i in. (1989) znajdowali bakterie denitryfikacyjne na torfowiskach, niemniej ich aktywność biochemiczna była niska.
Wnioski
Niskie liczebności bakterii wiążących azot atmosferyczny w warunkach tlenowych (Azotobacter sp. i in.) i beztlenowych (Clostridium sp.) oraz czynnych w przekształcaniu jednych form azotu w drugie (amonifikacyjnych, nitryfikacyjnych, denitryfikacyjnych) w wodzie badanych jezior dystroficznych pozostają w związku z niekorzystnymi warunkami środowiskowymi (niskie pH, obecność substancji humusowych, niekiedy również siarkowodoru). Okresowy, niewielki wzrost liczebności bakterii wiążących azot atmosferyczny w warunkach tlenowych (Azotobacter sp. i in.) i beztlenowych (Clostridium sp.), amonifikacyjnych, nitryfikacyjnych, redukujących NO3ˉ do NO2ˉ i denitryfikacyjnych (redukujących NO3ˉ do N2/NO2ˉ) późną wiosną i latem mógł być związany z dopływem substancji organicznej i mineralnych związków azotu i fosforu ze zlewni podczas roztopów i/lub opadów deszczu. Różnice w liczebności badanych bakterii cyklu azotowego w wodzie powierzchniowej i przydennej oraz z innych głębokości badanych jezior mogły być związane z różnicami temperatury (z wyjątkiem jeziora Suchar Zachodni), zawartości tlenu, obecności siarkowodoru oraz zawartości łatwo przyswajalnych źródeł węgla i azotu. W wodzie jezior: Wygorzele, Suchar Zachodni i Wądołek, gdzie zawartość azotu organicznego osiągała większe wartości aniżeli w jeziorach Konopniak i Suchar IV, również liczba bakterii mineralizujących organiczne związki azotu (amonifikacyjnych) osiągała większe wartości.
Podsumowanie
W praca przedstawiono wyniki badań liczebności bakterii wiążących azot atmosferyczny w warunkach tlenowych (Azotobacter sp. i in.) i beztlenowych (Clostridium sp.) oraz czynnych w przemianach jednych form azotu w drugie (amonifikacyjnych, nitryfikacyjnych I i II fazy, redukujących NO3ˉ do NO2ˉ i denitryfikacyjnych – redukujących NO3ˉ do N2/N2O) w wodzie pięciu wybranych jezior dystroficznych (Konopniak, Wygorzelec »Ślepiec«, Suchar Zachodni, Suchar IV, Wądołek) na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego. Badania przeprowadzono w sezonie wegetacyjnym w latach 1998–2000. W wodzie tych zbiorników najmniej było bakterii nitryfikacyjnych I fazy i denitry- fikacyjnych; nieco liczniej występowały bakterie nitryfikacyjne II fazy oraz wiążące azot atmosferyczny w warunkach tlenowych i beztlenowych, najwięcej stwierdzano bakterii amonifikacyjnych i redukujących NO3ˉ do NO2ˉ. W innym okresie badawczym w poszczególnych jeziorach bakterie te reprezentowane były mniej lub bardziej licznie w różnych warstwach wody. Pozostaje to w związku z różną głębokością tych zbiorników i różnymi warunkami fizyczno-chemicznymi, jak: przezroczystość, temperatura, pH, zawartość tlenu oraz organicznych i mineralnych związków N i P; niekiedy również z obecnością siarkowodoru. Najwięcej bakterii notowano w okresie wiosenno-letnim, kiedy temperatura i zawartość organicznych związków azotu były wyższe.
Abstract
Seasonal changes in the numbers of nitrogen cycle bacteria in the water of dystrophic lakes on the area of the Wigry National Park This paper presents the results of study of the numbers of nitrogen assimilating bacteria in aerobic conditions (Azotobacter sp. etc.), nitrogen assimilating bacteria in anaerobic conditions (Clostridium sp.) and other nitrogen cycle bacteria (ammonifying and nitrifying bacteria, reducing NO3ˉ to NO2ˉ and denitrifying - reducing NO3ˉ to N2/N2O) in the water of 5 chosen dystrophic lakes (Konopniak, Wygorzele-Ślepiec, Suchar Zachodni, Suchar IV, Wądołek) on the area of Wigry National Park. The studies carried out in three vegetation seasons, in 1998–2000. In dystrophic lakes’ water samples the least were nitrifying of I phase and denitrifying bacteria, a little more occurred nitrifying of II phase bacteria and nitrogen assimilating bacteria in aerobic and anaerobic conditions. The most numerous were ammonifying and reducing NO3ˉ to NO2ˉ bacteria. These bacteria were found less or more numerous in different depth of each of studied lake, in different investigative periods. This stays in relationship with different depth these reservoirs and the different physicochemical conditions of water, for example: transparence, temperature, pH value, oxygen contents, organic and mineral compound of nitrogen and phosphorus contents, sometimes hydrogen sulfide contents. Seasonal changes of numbers of nitrogen bacteria were characterized by larger values reported most often in spring and summer, when temperature and concentrations of organic nitrogen compound were higher.
Tabela 1. (w poprzednim artykule).
Tabela 2. Temperatura wody jezior dystroficznych na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego w latach 1999–2000
Tabela 3. Wartości pH wody jezior dystroficznych na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego w latach 1998–2000
Tabela 4. Widzialność krążka Secchi’ego w wodzie jezior dystroficznych na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego w latach 1998–2000
Tabela 5. Zawartość tlenu w wodzie jezior dystroficznych na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego w 2000 roku.
Tabela 6. Niektóre właściwości chemiczne wody badanych jezior dystroficznych na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego w latach 1999–2000
Tabela 7. Liczba tlenowych bakterii z rodzaju Azotobacter, wiążących azot atmosferyczny w jeziorach dystroficznych na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego w latach 1998–2000 (wartości średnie z trzech jednoczesnych oznaczeń w 1 cm3 wody)
Tabela 8. Liczba beztlenowych bakterii wiążących azot atmosferyczny z rodzaju Clostridium w jeziorach dystroficznych na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego w latach 1998–2000 (wartości średnie z trzech jednoczesnych oznaczeń w 100 cm3 wody)
Tabela 9. Liczba bakterii amonifikacyjnych w jeziorach dystroficznych na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego w latach 1998–2000 (wartości średnie z trzech jednoczesnych oznaczeń w 1 cm3 wody)
Tabela 10. Liczba bakterii nitryfikacyjnych I fazy w wodzie jezior dystroficznych na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego w latach 1998–2000 (wartości średnie z trzech jednoczesnych oznaczeń w 100 cm3 wody)
Tabela 11. Liczba bakterii nitryfikacyjnych II fazy w jeziorach dystroficznych na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego w latach 1998–2000 (wartości średnie z trzech jednoczesnych oznaczeń w 100 cm3 wody)
Tabela 12. Liczba bakterii redukujących azotany w jeziorach dystroficznych na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego w latach 1999–2000 (wartości średnie z trzech jednoczesnych oznaczeń w 1 cm3 wody)
Tabela 13. Liczba bakterii denitryfikacyjnych w jeziorach dystroficznych na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego w latach 1998–2000 (wartości średnie z trzech jednoczesnych oznaczeń w 100 cm3 wody)
Literatura
Analiza wyników pomiarów zanieczyszczeń powietrza atmosferycznego w Suwałkach w 1998 r[oku]. Załącznik nr 1. Komunikat nr 3/99. Białystok, WIOŚ, Delegatura w Suwałkach, 1999. Bajkiewicz-Grabowska E., Hillbricht-Ilkowska A., Zdanowski B., 1992: Ocena podatności na degradację, stan czystości wód i tempa eutrofizacji jezior. W: Jeziora Wigierskiego Parku Narodowego. Stan eutrofizacji i kierunki ochrony. Wrocław, Zeszyty Naukowe PAN ,,Człowiek i Środowisko”, s. 163–187. Bazin M. J., Rutili A., Gaines A., Lynch J. M., 1991: Humic acid relieves pH-inhibition of nitrification in continuous-flow columns. FEMS Microbiol. Ecol., 85:9–14. Gołębiowska J., 1986: Mikrobiologia rolnicza. Warszawa, PWRiL. Hermanowicz W., Dożańska W., Dojlido J., Koziorowski B., 1976: Fizyczno-chemiczne badanie wody i ścieków. Warszawa, Arkady. Knowles R., 1982: Denitrification. Microbiol. Rev., 46:43–70. Koerselman W., De Caluwe H., Kieskamp W. M., 1989: Denitrification and dinitrogen fixation in two quaking fens in the Vechtplassen area. The Netherlands. Biogeochemistry., 8:153–165. Kuzniecow S. I., 1952: Rol mikroorganizmow w krugoworotie wieszcziestwa w ozierach. Moskwa–Leningrad, AN SSSR. Kuzniecow S. I., 1970: Mikroflora ozier i jejo geochimiczieskaja diejatielnost’. Leningrad. Meynell G. G., Meynell E., 1970: Theory and practice in experimental bacteriology. Cambridge, Cambridge Univeristy Press. Niewolak S., 1975: Występowanie drobnoustrojów w wodzie niektórych jezior okolic Węgorzewa. Act. Hydrobiol., 17 (4):371–390. Niewolak S., Korycka A., 1979: Nitrification processes in fertilized lakes. Ekol. Pol., 27 (4):625–655. Painter H. A., 1975: Microbial transformations of inorganic nitrogen. W: Conference on Nitrogen as a Water Pollutant. Proceeding. 1. AWPR specialized conference, Copenhagen. Paul E. A., Clark F. E., 2000: Mikrobiologia i biochemia gleb. Lublin, Uniwersyt. M. Curie-Skłodowskiej. Polska Norma PN-72/C-04545.02, 1973: Woda i ścieki. Badania zawartości rozpuszczonego tlenu. Oznaczanie rozpuszczonego tlenu metodą Winklera. Ustanowiona przez Polski Komitet Normalizacji i Miar dnia 28 czerwca 1972 roku jako norma obowiązująca od l stycznia 1973. Polska Norma PN-73/C-04537.02, 1974a: Woda i ścieki. Badania zawartości związków fosforu. Oznaczanie rozpuszczalnych ortofosforanów metodą kolorymetryczną przy użyciu molibdenianu amonowego i chlorku cynawego jako czynnika redukującego. Ustanowiona przez Polski Komitet Normalizacji i Miar dnia 3 kwietnia 1973 roku jako norma obowiązująca od l stycznia 1974. Polska Norma PN-73/C-04576.08, 1974b: Woda i ścieki. Badania zawartości związków azotu. Oznaczanie azotu azotanowego metodą kolorymetryczną z kwasem fenolodwusulfonowym. Ustanowiona przez Polski Komitet Normalizacji i Miar dnia 6 grudnia 1973 roku jako norma obowiązująca od l lipca 1974. Polska Norma PN-73/C-04576.12, 1974c: Woda i ścieki. Badania zawartości związków azotu. Oznaczanie azotu ogólnego metodą Kjedahla. Ustanowiona przez Polski Komitet Normalizacji i Miar dnia 6 grudnia. 1973 roku jako norma obowiązująca od 1 lipca 1974. Polska Norma PN-73/C-04576.01, 1977: Woda i ścieki. Badania zawartości związków azotu. Oznaczanie azotu amonowego metodą kolorymetryczną indofenolową. Ustanowiona przez Polski Komitet Normalizacji i Miar dnia 17 grudnia. 1976 roku jako norma obowiązująca od l lipca 1977. Rodina A., 1968: Mikrobiologiczne metody badania wód. Warszawa, PWRiL. Shears J. H., Wood P. M., 1985: Spectroscopic evidence for a photosensitive oxygenated state of ammonia monooxygenase. Biochem. J., 226:499–507. Symons J. M., 1969: The project report. W: Symons J. M. (ed.): Water Quality Behaviour in Reservoirs. A compilation of published research papers. Cincinnati, U.S. Dept. Of Health, Education and Welfare, Ohio, s. 545–586. Wong-Chong G. M., Loehr R. C., 1978: Kinetics of microbiol nitrification: nitrite-nitrogen oxidation. Wat. Res., 12:605–609.
| |||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
