Andrzej Górniak

Zaawansowanie dystrofii sucharów

Wigierskiego Parku Narodowego

Kluczowym zagadnieniem analiz limnologicznych Wigierskiego Parku Narodowego jest wyodrębnienie grupy jezior o rozwoju harmonijnym i dysharmonijnym. Jak do tej pory, kolejne definicje limnologiczne i jakościowe typologie faunistyczne nie dawały jednoznacznych efektów (Stangenberg 1936; Zdanowski 1992). Dlatego podjęto próbę wydzielenia jezior dystroficznych w oparciu o nowy, ilościowy (mierzalny), syntetyczny wskaźnik hydrochemiczny, nawiązujący po części do liczbowego wskaźnika trofii (TSI) zaproponowanego przez Carlsona (1977).

Dystrofia jezior uwarunkowana jest specyficznym składem chemicznym wód, determinującym niską produktywność planktonu i pozostałych zespołów organizmów, mimo obfitości azotu i fosforu, dostępnych dla nich w wodzie (Wetzel 2001). W tego typu ekosystemach fosfor i azot, jako czynniki produktywności ekosystemu, występują w stężeniach optymalnych, toteż nie mogą być wykorzystywane przy określeniu zaawansowania dystrofii. Wyliczane wskaźniki trofii jezior uznawanych za dystroficzne, według wzoru Carlsona (1977), dają wartości typowe dla hypertrofii. Podobnie też zastosowanie innych parametrów do wyliczenia wskaźnika dystrofii, takich jak stężenie chlorofilu lub widzialności krążka Secchiego, dają wyniki nieadekwatne do oczekiwanych. Głównie jest to wynik zmiennej barwy wody, zależnej od ilości DOC, ale także od odczynu wody (Senesi, Schnitzer 1978). Należy pamiętać, że przy stałym stężeniu DOC, ale przy wzroście pH, wzrasta także zabarwienie wody wywołane głównie zmianą wewnętrznej struktury kwasów humusowych (Perdue 1998). Ograniczone też jest stosowanie stężeń chlorofilu w wodach do określenia zaawansowania dystrofii jezior, gdyż część z występujących barwników jest związana także z bakterioplanktonem (Czeczuga, Czerpak 1969; Górniak 1996; Hutorowicz 1998).

Dotychczasowe badania limnologiczne wskazują niezbicie, że najważniejszymi czynnikami utrzymującymi dystrofię jezior są: zasobność wód w makroskładniki mineralne, odczyn wody, odmienna struktura węgla w wodzie.

Metody badań

Dane do opracowania pochodzą z monitoringu hydrochemicznego jezior WPN przeprowadzonego przez Zakład Hydrobiologii UwB i zespół terenowy pracowników Pracowni Naukowo-Badawczej WPN pod kierunkiem dr. L. Krzysztofiaka, w okresie od 12 do 27 sierpnia 2002 roku. Okres prac terenowych charakteryzował się dogodnymi warunkami meteorologicznymi do prowadzenia badań limnologicznych i zapewniał uzyskanie miarodajnych danych dla jezior. Uzyskane dane charakteryzują jeziora podczas optimum letniego.

Stanowiska badań usytuowano na śródjezierzu, najczęściej w strefie największej głębokości jezior, tzw. głęboczka. W mniejszych powierzchniowo jeziorach pomiary wykonywano na jednym stanowisku. W jeziorach Pierty i Długie badania terenowe prowadzono na dwóch, a w ob­rębie jeziora Wigry – na 15 stanowiskach.

Metodyka prac terenowych nawiązywała do wytycznych monitoringu podstawowego jezior prowadzonego przez Państwową Inspekcję Ochrony Środowiska (Kudelska i in. 1994). Część badań limnologicznych wykonano bezpośrednio w terenie podczas sondowania z łodzi lub pontonu za pomocą sondy Hydrolab (prod. USA). W trakcie badań terenowych na każdym stanowisku określano widzialność krążka Secchiego, który od 1867 roku służy w limnologii do pośrednich pomiarów zasięgu strefy fotycznej w wodach.

Równolegle z pomiarami terenowymi pobierano próby wody do analiz chemicznych. Za po­mocą aparatu Bernatowicza o pojemności 5 litrów z jezior pobierano do pojemników wodę z warstwy powierzchniowej (głębokość 0,5 m). Łącznie analizowano 144 próby wody jeziornej. Tego samego dnia lub dnia następnego w laboratorium Zakładu Hydrobiologii Uniwersytetu w Białymstoku poddawano je szczegółowym analizom chemicznym. W laboratorium w każdej próbie wody oznaczano wiele parametrów chemicznych. W tym opracowaniu wykorzystano dane oznaczeń wodorowęglanów, fosforu całkowitego (TP), rozpuszczonych związków węgla organicznego (DOC). Metody oznaczeń powyższych zestawiono w tabeli 1.

Ponadto w każdej próbie wody oznaczono stężenie chlorofilu a i feofityny metodą spektrofotometryczną po ekstrakcji sączka GF/C z gorącym etanolem, według metody Nusch (1980).

Tabela 1. Zakres i metodyka stosowana w analizach chemicznych prób wody jezior WPN

Wyniki i dyskusja

Zasobność wód w główne jony jest ściśle skorelowana z wartością przewodności właściwej (EC), dość prosto i szybko określana w badaniach (nawet bezpośrednio w terenie). Im mniejsza jest przewodność właściwa wody, tym większe jest prawdopodobieństwo warunków dystroficznych, co potwierdzono w licznych badaniach (Korycka 1991; Górniak 1996, 2001).

Odmienna struktura węgla w wodach jezior harmonijnych i dysharmonijnych znajduje swoje odzwierciedlenie nie tylko we wzroście stężeń DOC, jak dotychczas twierdzono (Hessen 1998). Przede wszystkim czynnikiem różnicującym te dwa typy hydrochemiczne i jednocześnie troficzne jezior jest wagowy stosunek (jako C) rozpuszczonych form organicznych do form nieorganicznych węgla (DOC/DIC). Rozpuszczone formy organiczne węgla reprezentowane są głównie przez substancje humusowe oraz inne związki organiczne pochodzące z niepełnego rozkładu biotycznego materii organicznej obecnej w toni wodnej (Górniak 1996). Nieorganiczne formy węgla w wodach powierzchniowych to przede wszystkim jony wodorowęglanowe, węglanowe lub CO₂. Obecność w wodach gazowego CO₂ jest relatywnie mała w stosunku do innych form węgla, dlatego w obliczeniach można ją pominąć (przy przeliczaniu stężeń HCO₃ wyrażonych w mg/dm³ na DIC stosujemy mnożnik 0,2). W jeziorach harmonijnych w strukturze węgla formy nieorganiczne zawsze dominują nad organicznymi, natomiast w jeziorach o zaawansowanej dystrofii sytuacja jest odwrotna, formy organiczne znacznie przewyższają wagowo formy nieorganiczne.

Proponowana nowa formuła jest próbą określenia hydrochemicznego zaawansowania dystrofii jezior. Do wyliczenia takiego wskaźnika dystrofii, nazywanego dalej jako HDI (ang. Hydrochemical Dystrophy Index), wykorzystuje się letnie wartości czterech parametrów po­wierzchniowej warstwy wody śródjezierza zbiorników wodnych, tj. pH, EC (μS/cm), DIC, DOC (mgC/dm³). Dane hydrochemiczne dla jezior dystroficznych, pochodzące z okresu letniego, re­prezentują najczęściej największe wartości w sezonie wegetacyjnym pH, przewodności właści­wej wody, stężeń DIC i jednocześnie najmniejsze stężenia DOC. Wówczas dla danego jeziora są to warunki (dane) odpowiadające „najmniejszej dystrofii” w ciągu roku.

Ze względu na zróżnicowane wielkości liczbowe omawianych parametrów, należy zasto­sować następujące formuły przeliczenia na niemianowane, dodatnie wartości liczbowe: dla EC wskaźnik dystrofii ma postać D1 = 100/Log (EC) (1); dla relacji form C org. do DIC D2 = 10×(DOC/DIC) (2); dla pH wskaźnik dystrofii ma postać: D3 = (9,5 – pH)×20 (3).

Produktywność ekosystemów (trofia) wiąże się głównie z biomasą roślin, a ta z kolei jest warunkowana przez czynniki środowiskowe będące w minimum (zasada beczki Liebiega). Dla­tego przy określaniu poziomu dystrofii winno się uwzględnić znacząco ten z parametrów, który ma najmniejszą wartość wśród trzech wyliczanych formuł. Przy wyliczaniu hydrochemiczne­go wskaźnika HDI najbardziej poprawne wydaje się więc wyliczenie średniej geometrycznej z trzech wartości D1, D2, D3, czyli (4).

Dla zobrazowania zastosowanych składowych formuł i wyliczenia wskaźnika HDI w tabeli 2 podano konkretne wartości parametrów, a w tabeli 3 wartości dla jezior WPN.

Tabela 2. Tabela wartości hydrochemicznego wskaźnika dystrofii wód (HDI) i odpowiadającym im wartościom poszczególnych parametrów

stosowanych przy jego obliczaniu;

EC w μS/cm, DOC/DIC wyliczone ze stężeń w mgC/dm³

Tabela 3. Wskaźnik dystrofii (HDI) jezior WPN, wyliczony według wzorów 1– 4

Dotychczasowe doświadczenia limnologiczne na terenie Wigierskiego Parku Narodowego oraz analiza dość bogatego materiału analitycznego z jezior dystroficznych na Ziemi (Górniak 1996; Keskitalo, Eloranta 1999) pozwala na wyznaczenie dolnej wartości (granicy) wskaźnika HDI, powyżej której mamy do czynienia z dystroficznymi warunkami hydrochemicznymi. Wartość wskaźnika dystrofii (HDI) 50, jako dolnej granicy warunków dystroficznych w wodach jezior, ma duże uzasadnienie. Dla HDI > 50 wody jezior mają zawsze odczyn kwaśny, przewodność właściwa jest mniejsza niż 100 μS/cm, a stężenie DOC stanowi ponad połowę stężenia DIC, bez względu na bezwzględne stężenie DOC.

Dla jezior Wigierskiego Parku Narodowego wyliczone wartości D1, D2, D3 (tab. 4) dla dwóch zasadniczych grup jezior harmonijnych i dysharmonijnych, obejmują następujące odrębne przedziały wartości:

Z powyższego zestawienia wynika, iż odmienność hydrochemiczna sucharów WPN od innych jezior harmonijnych polega przede wszystkim na wyraźnie różnej strukturze węgla obecnego w wodzie (parametr D2), a w mniejszym stopniu na ilości substancji mineralnych rozpuszczonych w wodach (D1). Odczyn wód latem nie był czynnikiem wyraźnie różnicującym rozpatrywane grupy jezior.

Tabela 4. Porównanie typologii jezior WPN według Zdanowskiego (1999)

i innych klasyfikacji: OECD (1982), wskaźnika TSI według Carlsona (1977)

oraz wskaźnika dystrofii (HDI)

Po wyliczeniu średniej wartości HDI dla wszystkich jezior WPN (tab. 4) okazało się, że pomiędzy grupą jezior o pełnych warunkach dystrofii (HDI>50), a grupą jezior harmonijnych (mezo- i eutroficznych) istnieją dwa: Klonek i Suchar Rzepiskowy o cechach przejściowych. Można je nazwać jeziorami humoeutroficznymi (Górniak 1996), będącymi stadium przejściowym między jeziorem dystroficznym a eutroficznym (harmonijnym). Stangenberg (1936) nazywał je jeziorkami. W takich sytuacjach obok podwyższonych stężeń DOC utrzymuje się silne wysłodzenie wód (EC< 200μS/cm), a wzrasta ilość substancji biogenicznych dostępnych dla fito­planktonu oraz wartość pH (odczyn alkaliczny).

Jeziora WPN uznane za dystroficzne pod względem hydrochemicznym (tab. 4) reprezentują dość zróżnicowane zaawansowanie dysharmonijności ekosystemów wodnych. Najmniejszy poziom dystrofii wśród jezior WPN występuje w jeziorach Pietronajć i Suchar Wielki, a największy w Sucharze III i IV. Dla utrzymania tak specyficznych warunków siedliskowych niezbędna jest szczególna troska administracji parkowej o utrzymanie odpowiednich warunków zlewniowych tych dwóch ostatnich jezior. Należy bacznie monitorować, czy wprowadzony ruch turystyczny na ścieżkach edukacyjnych wytyczonych przy tych najcenniejszych jeziorach nie wpływa negatywnie na poziomu dystrofii jezior.

Hydrochemiczne zaawansowanie dystrofii w 18 jeziorach – sucharach WPN jest dość duże i reprezentatywne dla pojeziernego pasa krajobrazowego. Spośród ponad 300 jezior województwa podlaskiego, rozpoznanych pod względem hydrochemicznym (Górniak, dane niepublikowane), jedynie w rezerwatowym jeziorze Tobolinka utrzymuje się dystrofia ekosystemu wodnego (tab. 5). Częściej zaawansowaną dystrofię spotyka się w jeziorach lobeliowych Pojezierza Pomorskiego, o maksymalnych wartościach HDI porównywalnych z sucharami wigierskimi. Jednakże maksymalny poziom dystrofii zanotowany w jeziorach Suwalszczyzny wyrażony wskaźnikiem HDI jest o połowę niższy niż niektórych jezior Skandynawii (tab. 5). Tak duże zgrupowanie jezior o najbardziej zaawansowanej dystrofii w Polsce na stosunkowo niewielkim obszarze WPN jest dość unikatowe, co potwierdza słuszność objęcia ich ochroną w parku narodowym.

Tabela 5. Wartości hydrochemicznego wskaźnika dystrofii (HDI) wybranych jezior Polski

i Skandynawii

Ponadto na terenie Wigierskiego Parku Narodowego, obok jezior dystroficznych i dwóch jezior humoeutroficznych, znajdują się 23 jeziora harmonijne. Wśród nich sześć jezior reprezentuje typ mezotroficzny: Białe Wigierskie, Białe Pierciańskie, Samle Małe, Samle Duże, Gałęziste i Muliczne. Pozostałe jeziora reprezentują zbiorniki eutroficzne, lecz ich zasobność w substancje biogenne nie jest zbyt wysoka. Natomiast jezioro Wigry w północnej części po ploso Szyja ma charakter eutroficzny, a od tego plosa zachowuje dalej poziom mezotroficzny.

Abstract

Dystrophy level in the suchars of Wigry National Park

The new limnological index – Hydrochemical Dystrophy Index (HDI) was used for determination of dystrophy level in polyhumic („suchar” type) lakes in Wigry National Park, NE Poland. HDI is calcu­lated from pH, EC, DIC, and DOC in surface water. When HDI values are higher than 50 dystrophic conditions occur. Only two lakes in WNP: Klonek lake, and Suchar Rzepiskowy Lake, earlier described as „suchar”, do not present typical dystrophic hydrochemical conditions, and resamble harmonic lakes. The most dystrophic conditions exist in lakes: Suchar IV, Suchar III and Suchar Zachodni.

Literatura

Bertilsson S., Tranvik L. J., 2000: Photochemical transformation of dissolved organic matter in lakes. Limnol. Oceanogr. 45:753–762.

Carlson R. E., 1977: A trophic state index for lakes. Limnol. Oceanogr., 22:361–369.

Czeczuga B., Czerpak R., 1969: Studies on dynes found in Chlorobium limicola Nads (Chlorobacteria­ceae) from the Wądołek Lake. Hydrobiologia, 31:561–571.

Górniak A., 1996: Substancje humusowe i ich rola w funkcjonowaniu ekosystemów słodkowodnych. Dis­sertationes Univ.Varsoviensis, 448, Białystok., 151 ss.

Górniak A., 2001: Dissolved organic carbon in lake waters of Eastern Poland. Limnological Rev., 1:117–124.

Hessen D. O., 1998: Food webs and carbon cucling in humic lakes. W: Hessen D. O., Tranvik L. J. (red.): Aquatic humic substances-ecology and biogeochemistry. Berlin, Springer, s. 285–315.

Hutorowicz A., 1998: Bacteriochlorophylls in the water of some lakes and their significance in spectro­photometric measurement of chlorophyll a concentration. Acta Hydrobiol., 40:265–275.

Keskitalo J., Eloranta P. (red.), 1999: Limology of humic waters. Leiden, Backhuys.

Kraska M., Szyper H., Romanowicz W., 1994: Charakterystyka trofii wód 37 jezior lobeliowych Borów Tucholskich i Pojezierza Bytowskigo. Idee Ekologiczne, t. 6. Seria Szkice, 4:135–147.

Korycka A., 1991: Charakterystyka składu chemicznego wody w jeziorach północnej Polski. Rocz. Nauk Rol. Seria H, 102.

Kudelska D., Cydzik D., Soszka H., 1994: Wytyczne monitoringu podstawowego jezior. Bibl. Monit. Środowiska, PIOŚ, Warszawa, 42 ss.

Munster U.,1994: Studies on phosphatase activities in humic lakes. Env. Int., 20:49–59.

Nutsch E. A., 1980: Comparition of different methods for chlorophyll and phaeopigment determination. Arch. Hydrobiol. Beih. Ergebn. Limnol., 14:14–36.

Perdue E. M., 1998: Chemical composition, structure and metal binding properties. W: Hessen D. O., Tranvik L. J. (red.): Aquatic humic substances – ecology and biogeochemistry. Berlin, Springer, s. 41–61.

Senesi N., Schnitzer M., 1978: Free radicals in humic substances. W: Krumbein W. E. (red.): Enviorn­mental biogeochemistry and geomicrobiology. Michigan, Ann Arbor, s. 467–481.

Stangenberg M., 1936: Szkic limnologiczny na tle stosunków hydrochemicznych Pojezierza Suwalskiego. „Su­char” i „jeziorko” jako stadium przejściowe zanikania jezior. Prace Inst. Bad. Lasów Państw. Seria A, s. 19, 55.

Wetzel R. G., 2001: Limnology. Lake and river ecosystems. San Diego, Academic Press.

Zdanowski B., (red.) 1992: Jeziora Wigierskiego Parku Narodowego. Stan eutrofizacji i kierunki ochrony. Zesz. Nauk. Kom. Nauk. PAN „Człowiek i Środowisko”, 2, 249 ss.

Zdanowski B., 1999: Eutrofizacja jezior Wigierskiego Parku Narodowego. Zagrożenie i ocena. W: Zda­nowski B., Kamiński M., Martyniak A., (red.): Funkcjonowanie i ochrona ekosystemów wodnych na obsza­rach chronionych. Olsztyn, Wyd. IRŚ, s. 261–302.

Zieliński P., Górniak A, 1999: Oznaczanie rozpuszczonych związków węgla organicznego w wodach. Aparatura Naukowo-Badawcza, 3, 37–45.