Index of /rozprawy2/10509

Pełen tekst

(1)AGH Akademia Górniczo Hutnicza Wydział Geodezji Górniczej i Inżynierii Środowiska Katedra Kształtowania i Ochrony Środowiska. Rozprawa doktorska mgr inż. Zbigniew Kowalewski. WERYFIKACJA MOŻLIWOŚCI ZASTOSOWANIA INTEGRALNEGO KRYTERIUM DO OCENY STANU TROFICZNEGO WÓD PŁYNĄCYCH. Promotor: dr hab. inż. Elena Neverova-Dziopak, prof. nadz. AGH w Krakowie. Kraków, 2012.

(2) Składam serdeczne podziękowania Promotorowi pracy Pani Profesor Elenie Neverovej-Dziopak za poświęcony czas oraz pomoc podczas realizacji pracy. 2.

(3) Spis treści 1. Wprowadzenie................................................................................................................. 5 1.1. Uzasadnienie wyboru tematu ......................................................................................... 9 1.2. Cel pracy....................................................................................................................... 10 1.3. Zakres pracy ................................................................................................................. 10 1.4. Tezy pracy .................................................................................................................... 10 2. Eutrofizacja jako priorytetowy problem ochrony wód ............................................. 12 2.1. Istota procesu eutrofizacji............................................................................................. 12 2.2. Źródła substancji eutrofizujących................................................................................. 15 2.3. Konsekwencje eutrofizacji ........................................................................................... 20 3. Sposoby oceny stanu troficznego ................................................................................. 27 3.1. Sposoby oceny stanu troficznego na podstawie granicznych wartości wskaźników troficzności ................................................................................................................... 28 3.2. Sposoby oceny stanu troficznego na podstawie indeksów eutrofizacji........................ 34 4. Typologia wód płynących ............................................................................................. 45 5. Problemy metodologiczne oceny stanu troficzności wód .......................................... 52 6. Uzasadnienie wyboru indeksu ITS .............................................................................. 56 6.1. Ograniczenia związane z zastosowaniem istniejących sposobów oceny stanu troficznego .................................................................................................................... 56 6.1.1. Graniczne wartości wskaźników troficzności...................................... 56 6.1.2. Indeksy eutrofizacji ............................................................................. 59 6.1.3. Wskaźniki biologiczne......................................................................... 60 6.2. Uzasadnienie wyboru indeksu ITS jako kryterium troficzności ................................... 60 7. Metodyka badań ........................................................................................................... 62 7.1. Charakterystyka bazy danych ....................................................................................... 62 7.2. Statystyczne opracowanie danych ................................................................................ 65 8. Opracowanie metodologii oceny tendencji do eutrofizacji ....................................... 68 9. Weryfikacja zastosowania indeksu ITS do oceny stanu troficzności rzek .............. 75. 3.

(4) 9.1. Ocena stanu troficznego w oparciu o indeks ITS ......................................................... 75 9.2. Weryfikacja oceny na podstawie wartości granicznych wskaźników troficzności ...... 76 9.2.1. 9.2.2. 9.2.3. 9.2.4.. Ocena na podstawie granicznych wartości azotu ogólnego................. 77 Ocena na podstawie granicznych wartości fosforu ogólnego .............. 80 Ocena na podstawie zawartości chlorofilu-a ....................................... 84 Ocena na podstawie zasady „one out – all out” ................................... 88. 9.3. Weryfikacja oceny na podstawie indeksów eutrofizacji .............................................. 91 9.4. Analiza porównywalności oceny w oparciu o ITS z oceną na podstawie rozporządzeń Ministra Środowiska..................................................................................................... 93 9.5. Podsumowanie wyników weryfikacji........................................................................... 95 10. Efektywność ekonomiczna stosowania integralnego kryterium troficzności ITS 99 11. Podsumowanie i wnioski końcowe .......................................................................... 103 Spis literatury................................................................................................................... 109 Spis ilustracji .................................................................................................................... 121 Spis tabel........................................................................................................................... 122 Spis załączników .............................................................................................................. 124 Załączniki ......................................................................................................................... 125. 4.

(5) 1.. Wprowadzenie Obecnie procesy rozwoju i transformacji ekosystemów wodnych przebiegają. znacznie szybciej niż wcześniej, ponieważ są uwarunkowane nie tyle czynnikami naturalnymi,. działającymi. w. skali. procesów. geologicznych,. ile. czynnikami. antropogenicznymi. Do globalnych procesów, których prędkości znacznie wzrosły w ostatnich dziesięcioleciach, można zaliczyć proces eutrofizacji antropogenicznej, obejmujący wielu akwenów wodnych na całym świecie i prowadzący do pogorszenia jakości wód. Zjawisko eutrofizacji jest często definiowane jako wzbogacenie wód w substancje biogenne, które wywołują masowy rozwój roślinności wodnej. Jednak jest to tylko zewnętrznym. objawem. bardzo. skomplikowanego. przyrodniczo-antropogenicznego. procesu, w którym dominującą rolę odgrywają czynniki przyrodnicze, a czynniki antropogeniczne są mocnym katalizatorem tego procesu. Eutrofizacja stanowi część składową naturalnego procesu, który niektórzy autorzy nazywają „starzeniem się wód”. Proces ten prowadzi do zwiększenia ich produktywności w wyniku wzbogacania się wód w substancji biogenne dostarczane ze źródeł naturalnych. Działalność antropogeniczna w znacznym stopniu przyspieszyła rozwój procesów eutrofizacji i doprowadziła do takich zmian, które w sposób naturalny pojawiłyby się za dziesiątki tysięcy lat. Sprzyjały temu budowa zbiorników zaporowych i elektrowni wodnych, odprowadzanie ścieków komunalnych i przemysłowych do odbiorników oraz spływy powierzchniowe z terenów zurbanizowanych, rozwój rolnictwa, hodowli zwierząt oraz żeglugi i rekreacji, a także inne rodzaje działalności gospodarczej. Badania naukowe pokazały, że zmiana stanu i jakości wód powierzchniowych jest uwarunkowana nie tylko dostarczaniem substancji biogennych ze źródeł zewnętrznych, ale również procesami, które przebiegają w ekosystemach wodnych oraz stanem ich równowagi ekologicznej. Z tego punktu widzenia antropogeniczne dostarczanie substancji biogennych stanowi określony etap procesu eutrofizacji, do którego dołączają się naturalne procesy biologiczne, prowadzące do intensywnej akumulacji substancji organicznej w wodach powierzchniowych i ich samozanieczyszczenia. Problem eutrofizacji od lat siedemdziesiątych ubiegłego stulecia nabiera skali globalnej ze względu na jej negatywne konsekwencje, których rezultatem może być całkowita utrata gospodarczych i biosferycznych funkcji ekosystemów wodnych.. 5.

(6) Na uwagę zasługuje fakt, że „zakwity wód”, stanowiące najbardziej spektakularny symptom eutrofizacji, powstają w wyniku oddziaływania antropogenicznego i mogą być traktowane jako reakcja przystosowania ekosystemu do zmieniających się warunków środowiskowych i nowy etap jego funkcjonowania. „Zakwity”, z jednej strony, jest to wskaźnik pogorszającego się stanu sanitarno-higienicznego wód, z drugiej strony – same stanowią źródło ich biologicznego zanieczyszczenia ze wszystkimi wynikającymi stąd konsekwencjami zdrowotnymi, ekologicznymi i ekonomicznymi. Dla ekosystemów wodnych zagrożenie eutrofizacją antropogeniczną jest nie mniej groźne, niż zanieczyszczenie substancjami toksycznymi. Kiedy zawartość w wodzie substancji biogennych, zwłaszcza związków azotu i fosforu, znacznie przewyższa poziom krytyczny, zwiększa się intensywność procesów życiowych organizmów wodnych. Wynikiem tego jest masowy rozwój roślinności wodnej, woda staje się mętna, pojawiają się nieprzyjemne zapach i smak. Wzrastająca zawartość substancji organicznej stymuluje rozwój bakterii saprofitowych (w tym niebezpiecznych chorobotwórczych), powstają sprzyjające. warunki. do. rozwoju. grzybów. i. wirusów,. co. pogarsza. sytuacje. epidemiologiczną. Przy nadmiarze substancji organicznych w wodzie powstają stabilne organiczno-mineralne związki metali ciężkich, a znaczna cześć rozpuszczonego w wodzie tlenu jest zużywana na utlenienie substancji organicznych. Z kolei deficyty tlenu negatywne wpływają na funkcjonowanie organizmów wodnych i sprzyjają zwiększeniu rozpuszczalności związków fosforu, które uwalniają się z osadów dennych i dodatkowo potęgują proces eutrofizacji. W taki sposób, od pewnego momentu proces eutrofizacji staje się nieodwracalny i prowadzi do degradacji wód. Nasilającą się intensywność procesów eutrofizacji oraz specyfika tych procesów w wodach różnego typu wymagają opracowania specjalnych sposobów i metod kontroli i ochrony ekosystemów wodnych. W celu wszechstronnego poznawania tego procesu i specyfiki jego przebiegu na całym świecie są prowadzone systematyczne obserwacje i badania rzek, jezior, zbiorników zaporowych i akwenów morskich. Przykładowo w Stanach Zjednoczonych, Kanadzie oraz krajach Europy przeprowadzono inwentaryzację wód pod względem ich statusu troficznego. Ustalono, że w kontekście zwiększenia bioproduktywności eutrofizację wód do pewnego poziomu można rozpatrywać jako pozytywny proces. W związku z tym bardzo ważna jest ocena optymalnego poziomu troficzności wód i dopuszczalnej zawartości w nich substancji biogennych.. 6.

(7) Ponieważ obecnie jedną z podstawowych przyczyn nasilenia się intensywności procesów eutrofizacji jest akumulacja substancji biogennych w środowisku wodnym, stąd zawartość tych substancji w wodach jest rozpatrywana jako podstawowy wskaźnik potencjalnej eutrofizacji. Natomiast charakter rozwoju organizmów fitoplanktonowych jest rezultatem zawartości substancji biogennych. W związku z tym podstawę ilościowej oceny poziomu troficzności najczęściej stanowią wskaźniki rozwoju fitoplanktonu jako priorytetowego czynnika kształtowania jakości wód. Z kolei rozwój i różnorodność gatunkowa. fitoplanktonu. uwarunkowane. są. całokształtem. hydrologicznych. i fizykochemicznych parametrów. Do dokonania oceny przebiegu procesów eutrofizacji zachodzi potrzeba gromadzenia statystycznych szeregów wiarygodnych wieloletnich danych monitoringu specyficznych wskaźników, które charakteryzują kierunek i prędkość naturalnych zmian ekosystemów wodnych z uwzględnieniem ich regionalnych właściwości. Przy tym należy pamiętać,. że. ekosystemy wodne. różnią. się. nie. tylko. pod. względem. cech. hydromorfologicznych i hydrodynamicznych, ale również pod względem ich zdolności przystosowania się do zmieniających się pod wpływem eutrofizacji warunków abiotycznych i biotycznych. W związku z tym istnieje konieczność typizacji ekosystemów wodnych w celu odróżnienia ich typologicznych właściwości od właściwości indywidualnych. W wyniku dużej dynamiczności procesów eutrofizacji i ich zależności od całokształtu czynników (hydrologicznych, hydrodynamicznych, hydrobiologicznych, morfologicznych oraz edaficznych i klimatycznych) proces oceny ich statusu troficznego w celu kontroli przebiegu tego procesu i zarządzania nim jest wyjątkowo skomplikowany. Bardzo poważnym problemem przy ocenie przebiegu eutrofizacji i prognozy jej konsekwencji jest to, że dzięki mechanizmom homeostazy negatywne zmiany w funkcjonowaniu ekosystemów wodnych pod wpływem czynników antropogenicznych na pierwszym etapie są trudno zauważalne i trudno je odróżnić od zmian naturalnych. Ocena. konsekwencji. eutrofizacji. antropogenicznej. oraz. ich. skali. może. być. przeprowadzona tylko na podstawie systematycznych obserwacji w ciągu wieloletniego okresu. Jak pokazała analiza stanu wiedzy z zakresu badanej problematyki, odpowiednia ocena statusu troficznego wód i skali zmian funkcjonowania ekosystemu wodnego oraz jakości użytkowych wód jest utrudniona ze względu na brak wieloletnich wyników. 7.

(8) obserwacji szeregu parametrów hydrobiologicznych. Oprócz tego niesatysfakcjonującą jest organizacja systemu monitoringu pod kątem eutrofizacji, brakuje jednolitej metodologii oceny poziomu troficzności wód oraz uniwersalnych i tanich wskaźników eutrofizacji. Na niekorzystne konsekwencje eutrofizacji są najbardziej narażone słodkowodne jeziora i zbiorniki, ale w ostatnich dziesięcioleciach na skutek intensywnej działalności gospodarczej zjawisko to co raz częściej występuje w wodach morskich oraz wodach płynących. Długość sieci rzecznej w Polsce jest dość znaczna i wynosi 74714 km, z tego 52% uregulowana. Cechą pozytywną regulacji rzek jest zaspokajanie potrzeb gospodarczych, natomiast taka drastyczna ingerencja w ich środowisko prowadzi do utraty naturalnych walorów rzeki, zmiany struktury biotopów i biocenozy rzecznej, a w konsekwencji zmniejsza jej zdolności samooczyszczające i prowadzi do zanieczyszczenia oraz postępującej eutrofizacji. W sieci hydrograficznej dowolnej zlewni dominują średnie i małe rzeki, które są bardzo uzależnione od sytuacji w obszarze zlewiska, a antropogeniczna działalność w tej strefie w dużym stopniu wpływa na stan ekosystemów rzecznych. Jeszcze nie tak dawno podstawowymi źródłami zanieczyszczenia rzek były ścieki komunalne i przemysłowe. W ostatnich latach ładunek zanieczyszczeń ze źródeł punktowych zmniejszył się na skutek budowy coraz większej liczby oczyszczalni, ale jednocześnie zwiększył się udział spływów obszarowych z terenów rolniczych i niekorzystny wpływ żeglugi i energetyki wodnej. Ocena stanu troficznego rzek jest znacznie bardziej skomplikowana, aniżeli wód stojących, ponieważ objawy tego procesu i jego przebieg różnią się w zależności od typu rzeki. Tradycyjnie eutrofizację wód przyjęto oceniać na podstawie granicznych wartości zespołu wskaźników, opracowanych przez różnych autorów przeważnie dla wód stojących lub estuariów, a także zgodnie z obowiązującymi rozporządzeniami w tym zakresie. Jednak, jak pokazuje praktyka, ze względu na dużą liczbę czynników determinujących rozwój procesów eutrofizacji, bardzo często tradycyjne podejście do oceny stanu troficzności rzek daje niewiarygodne lub sprzeczne wyniki i utrudnia ocenę rzeczywistej sytuacji. Zapobieganie intensyfikacji procesów eutrofizacji i ochrona przed jej negatywnymi konsekwencjami wymaga opracowania specjalnego systemu monitoringu oraz wskaźników i metod oceny stanu troficzności wód zgodnie z nowoczesnymi wymaganiami. Obecnie nie istnieje jednolita metodologia służąca do oceny stopnia eutrofizacji. Co więcej, różnorodne dyrektywy i dokumenty unijne nie precyzują procedury oceny statusu. 8.

(9) troficznego wód, a do oceny przebiegu tego zjawiska w różnych krajach są stosowane rozmaite wskaźniki o różnych wartościach granicznych. Ważna rola rzek w gospodarce kraju oraz ich funkcje przyrodnicze i środowiskowe zmuszają do poszukiwania skutecznych sposobów ich ochrony przed eutrofizacją i jej negatywnymi konsekwencjami. Przedsięwzięcia ochronne z kolei powinny opierać się na wiarygodnej informacji o stanie faktycznym wód, uzyskanej za pomocą prostych i tanich w zastosowaniu oraz łatwych do interpretacji wskaźników eutrofizacji, nadających się również do celów aplikacyjnych. Takie wskaźniki stanowią podstawę formułowania modeli matematycznych, sporządzania prognozy, oceny efektywności inwestycji ochronnych, oceny oddziaływania ścieków na wody odbiorników i ustalenia wymaganego stopnia redukcji zanieczyszczeń, zwłaszcza substancji biogennych, i innych celów.. 1.1. Uzasadnienie wyboru tematu Wnikliwa analiza stanu wiedzy w zakresie problematyki związanej z eutrofizacją wód, a zwłaszcza sposobów oceny ich stanu troficznego, pozwoliła wnioskować, że w chwili obecnej brak jest uniwersalnej metodologii oceny stanu troficzności wód powierzchniowych, natomiast istniejące metody posiadają różnorakie mankamenty, które zmniejszają wiarygodność wyników tej oceny, co komplikuje opracowanie odpowiednich technicznych i organizacyjno-prawnych przedsięwzięć ochronnych. Krytyczna analiza podejścia do oceny statusu troficznego wód różnej kategorii pozwoliła również stwierdzić, że brak jest odpowiedniej metody do oceny stanu troficznego wód płynących, ponieważ praktycznie wszystkie istniejące sposoby są opracowane dla jezior lub stref przybrzeżnych mórz. Powyższe rozważania zadecydowały o wyborze tematyki niniejszych badań, które zmierzają do opracowania sposobu oceniania stanu troficznego wód płynących. Sformułowanie metodyki oceny z kolei przyczyni się do znacznego uproszczenia monitoringu, zwiększenia wiarygodności oceny stanu wód i rozwiązania zadań aplikacyjnych w zakresie ich ochrony. Podjęty w niniejszej pracy kierunek badań nawiązuje do współczesnych tendencji światowych w zakresie nowych wymagań stawianych wskaźnikom środowiskowym, które odpowiadałyby celom i zadaniom ochrony oraz zintegrowanego zarządzania zasobami wodnymi zgodnie z zasadami rozwoju zrównoważonego.. 9.

(10) 1.2. Cel pracy Celem pracy jest wybór kryterium troficzności i opracowanie na jego podstawie takiego sposobu oceny stanu troficzności wód płynących, który pozwalałby na zwiększenie jej wiarygodności i dokładności, zmniejszenie kosztów monitoringu oraz stanowiłby przydatne narzędzie do rozwiązywania zadań inżynieryjnych w zakresie ochrony wód.. 1.3. Zakres pracy Praca zawiera szereg oddzielnych i merytorycznie uzasadnionych zagadnień, które pozwoliły na pełne zrealizowanie postawionego celu badawczego i ujęto je w formie ośmiu zadań cząstkowych. 1. Szczegółowa analiza istniejących metod i sposobów oceny stanu troficzności w celu doboru optymalnego kryterium, który odpowiada nowoczesnym wymaganiom stawianym wskaźnikom środowiskowym. 2. Wybór kryterium oceny stanu troficzności wód płynących. 3. Opracowanie algorytmu przygotowania danych wieloletniego monitoringu wód płynących do analizy statystycznej. 4. Analiza korelacyjna i regresyjna w celu ustalenia charakteru zależności pomiędzy rozpuszczonymi gazami: dwutlenkiem węgla a tlenem w wodach płynących różnego typu. 5. Opracowanie metodologii oceny tendencji do eutrofizacji wód płynących. 6. Ocena stanu troficzności cieków wykazujących tendencje do eutrofizacji. 7. Weryfikacja wyników oceny dokonanej w oparciu o wybrane integralne kryterium. 8. Obliczenie ekonomicznej efektywności monitoringu wód płynących na podstawie zaproponowanego kryterium.. 1.4. Tezy pracy Kierując się postawionymi celami badawczymi sformułowano tezy o znaczeniu zarówno poznawczym, jak i praktycznym. 1. Kryterium, które w sposób najbardziej adekwatny odzwierciedla stan troficzny dowolnych wód powierzchniowych jest stan bilansu produkcji i rozkładu materii organicznej, nazywanym bilansem biotycznym. 10.

(11) 2. Stan bilansu biotycznego dowolnych wód powierzchniowych może być oceniony za pomocą wskaźnika odzwierciedlającego bilans rozpuszczonych w wodzie gazów: tlenu i dwutlenku węgla. 3. Sposób oceny troficzności oparty na powyższym wskaźniku może służyć do wiarygodnej oceny stanu troficznego wód płynących i znacznego zmniejszenia kosztów monitoringu wód.. Praca została wykonana w ramach realizacji międzyrządowego projektu naukowobadawczego na temat Opracowanie uniwersalnych kryteriów statusu troficzności wód powierzchniowych w celu zintegrowanej oceny, prognozowania i modelowania ich stanu ekologicznego,. włączonego. do. programu. wykonawczego. Ministerstwa. Nauki. i Szkolnictwa Wyższego w ramach polsko-rosyjskiej współpracy naukowo-technicznej na lata 2008-2010, pozycja 13, nr 7612.. Autor niniejszej pracy składa podziękowania Wojewódzkim Inspektoratom Ochrony Środowiska w Białymstoku, Bydgoszczy, Lublinie, Zielonej Górze, Łodzi, Krakowie, Warszawie, Rzeszowie, Gdańsku, Katowicach, Kielcach, Olsztynie, Poznaniu, Szczecinie oraz we Wrocławiu za udostępnienie danych pochodzących z monitoringu wód płynących.. 11.

(12) 2. Eutrofizacja jako priorytetowy problem ochrony wód 2.1. Istota procesu eutrofizacji Termin „eutrofizacja” pochodzi od greckiego słowa eutrophos (eu – dobrze, trophos – pokarm, pożywienie) i charakteryzuje zasobność wód powierzchniowych w substancje biogenne (odżywcze). Ne istnieje jedna, spójna definicja eutrofizacji. Przykładowo, w polskim ustawodawstwie określa się ją jako: „wzbogacanie wody biogenami, w szczególności związkami azotu lub fosforu, powodującymi przyspieszony wzrost glonów oraz wyższych form życia roślinnego, w wyniku którego następują niepożądane zakłócenia biologicznych stosunków w środowisku wodnym oraz pogorszenie jakości tych wód” [54]. Dyrektywa azotanowa Unii Europejskiej, podstawowy dokument dotyczący ochrony wód przed azotem pochodzącym ze źródeł rolniczych, definiuje eutrofizację jako „wzbogacenie wody związkami azotu, powodujące przyspieszony wzrost glonów i wyższych form życia roślinnego i, w wyniku tego, niepożądane zaburzenie równowagi organizmów obecnych w wodzie oraz niekorzystne zmiany jakości danej wody” [53]. Europejska Agencja Środowiska charakteryzuje eutrofizację jako proces zanieczyszczenia, który zachodzi, gdy jezioro lub rzeka zastaje wzbogacone substancjami odżywczymi konsekwencją czego jest nadmierny rozwój glonów i innych organizmów roślinnych [72]. Profesor Jan Dojlido pisze, że eutrofizacja to „proces zwiększania się w wodzie zawartości substancji pożywkowych, głównie azotu i fosforu, i związany z tym masowy rozwój roślin wodnych. Prowadzi to do wzrostu ilości materii organicznej powodującej zanieczyszczenie wody” [48]. Amerykański badacz Scott Nixon uważa, że eutrofizacja jest to „wzrost zawartości materii organicznej w ekosystemie wodnym” [169]. Wyróżnia się eutrofizację naturalną i antropogeniczną (cultural eutrophication). Mechanizm tych dwóch procesów jest jednakowy, różnicę stanowi jedynie prędkość zmian, zachodzących w ekosystemach wodnych. W wypadku eutrofizacji naturalnej są to tysiące i setki lat, natomiast przebieg eutrofizacji antropogenicznej liczy się w dekadach [171]. Najbardziej spektakularnym przejawem eutrofizacji są zakwity wód, wywołane wzmożonym rozwojem roślinności, co przedstawia rysunek 2.1.. 12.

(13) Rys. 2.1. Zakwit wody w stawie w miejscowości Szczawnica (fot. autora). Na produkcję roślinną w wodach powierzchniowych wpływa wiele czynników: światło,. temperatura,. zawartość. substancji. odżywczych,. a. także. właściwości. morfologiczne, hydrodynamiczne i hydrobiologiczne cieków i zbiorników wodnych. Pierwiastkami niezbędnymi do rozwoju roślinności wodnej są pierwiastki biogenne. Należą do nich: wodór, węgiel, azot, tlen, fosfor, siarka, sód, magnez, potas, wapń, żelazo, mangan, cynk i cyna [232]. Jednak do podstawowych czynników ograniczających procesy eutrofizacji należą związki azotu i fosforu, których nadmierna zawartość prowadzi do intensyfikacji tych procesów. Zgodnie z prawem minimum Liebiga na wzrost i rozwój organizmów roślinnych wpływa czynnik, którego zawartość w wodzie jest ograniczona, lub jest on dla nich niedostępny. W ekosystemach słodkowodnych takim czynnikiem jest fosfor, co wynika ze specyfiki jego obiegu biogeochemicznego. W cyklu fosforu nie ma fazy gazowej, jest to cykl sedymentacyjny, bez zasobów rezerwowych w atmosferze. Fosfor znajduje się głównie w skałach i osadach dennych, występuje w formie fosforanu PO43-, a większość jego związków jest nierozpuszczalna w wodzie. Po zużyciu przez organizmy większość fosforu zostaje zdeponowana w osadach dennych, a tylko minimalna jego ilość wraca do obiegu i jest wykorzystywana ponownie poprzez rybołówstwo i eksploatację guana. W odróżnieniu od azotu, obieg fosforu w biosferze nie jest bezustanny. Obieg fosforu jest przedstawiony na rysunku 2.2. Biogeochemiczny obieg azotu jest przykładem obiegu substancji gazowej z zasobami rezerwowymi w atmosferze. Azot atmosferyczny jest przekształcany przez bakterie nitryfikacyjne w amoniak, a następnie w jon amonowy 13.

(14) w procesach amonifikacji. Później w procesie nitryfikacji amoniak zostaje utleniony do azotanów i azotynów. Po wykorzystaniu przez organizmy część azotu jest deponowana w osadach, część w procesie denitryfikacji trafia z powrotem do atmosfery. Schemat obiegu azotu w biosferze przedstawia rysunek 2.3.. Rys. 2.2. Cykl biogeochemiczny fosforu (na podstawie [232]). Rys. 2.3. Cykl biogeochemiczny azotu (na podstawie [232]). 14.

(15) Podczas procesów fotosyntezy w środowisku wodnym azot i fosfor są pobierane przez organizmy autotroficzne w stosunku 16:1, dlatego głównym czynnikiem limitującym eutrofizację w wodach słodkich jest najczęściej fosfor, chociaż w ekosystemach wód morskich oraz w wodach zanieczyszczonych limitującą rolę może odgrywać również azot [48, 205, 232]. Przy odprowadzaniu nadmiernej ilości azotu i fosforu do wód powierzchniowych ze źródeł antropogenicznych procesy eutrofizacji zostają przyspieszone kilkakrotnie w wyniku dużej dostępności związków biogennych dla roślinności wodnej.. 2.2. Źródła substancji eutrofizujących Substancje biogenne, których nadmierna ilość sprzyja przyśpieszonemu rozwojowi eutrofizacji, mogą być dostarczane źródłami punktowymi, wraz ze spływami obszarowymi oraz przez depozyty z atmosfery [1, 81]. Źródłami dyfuzyjnymi dostarczania nutrietów są spływy z użytków rolnych i terenów leśnych, procesy spalania, opady atmosferyczne i leśnictwo. Głównymi źródłami punktowymi są ścieki miejskie i przemysłowe. Do drugorzędnych źródeł zalicza się akwakulturę oraz zanieczyszczenia pochodzące ze zbiorników bezodpływowych [73]. Źródła związków biogennych oraz sposoby ich przedostawania się do wód przedstawia rysunek 2.4. Głównymi źródłami dostarczania biogenów do wód w Europie są spływy z obszarów rolniczych oraz zrzut ścieków komunalnych.. Rys. 2.4. Źródła i sposoby przedostawania biogenów do wód (na podstawie [2]). 15.

(16) Rolniczymi źródłami azotu i fosforu są przede wszystkim stosowane na szeroką skalę nawozy sztuczne oraz w mniejszym stopniu obornik [73]. Od lat pięćdziesiątych do końca lat osiemdziesiątych XX wieku stosowanie nawozów mineralnych w państwach Unii Europejskiej stale wzrastało. Wprowadzenie zmian we wspólnej polityce rolnej, mających na celu ochronę wód przed zanieczyszczeniem azotanami pochodzenia rolniczego, spowodowało zmniejszenie stosowania nawozów sztucznych [53, 75]. Dynamika zmian stosowania nawozów w Europie w latach 1950–2005 wraz z prognozami do roku 2015 przedstawiono na rysunku 2.5.. Rys. 2.5. Zmiany ilości stosowanych nawozów w krajach UE [67]. Średnie zużycie nawozów mineralnych (NPK) w krajach Unii wynosi około 80 kg/ha/rok, zaś w Belgi, Holandii i Danii stosowanie nawozów przekracza 170 kg/ha/rok [67]. Według Głównego Urzędu Statystycznego w Polsce średnio stosuje się 120 kg/ha/rok nawozów sztucznych, z czego w przeliczeniu na czysty składnik niecałe 60% stanowi azot, 20% – fosfor i tyle samo – potas [89]. Duży ładunek azotu i fosforu przedostaje się do wód przez spływ powierzchniowy oraz wraz z wodami podziemnymi (azotany). Ładunek substancji eutrofizujących, przedostających się do wód, zależy od stopnia nawożenia oraz rodzaju gleby – szacunkowo jest to 30 kg/ha/rok dla azotu oraz 0,5 kg/ha/rok dla fosforu [73]. Niezabezpieczone odchody zwierząt z farm hodowlanych powodują przedostawanie się azotu do atmosfery. W ten sposób do atmosfery może przedostać się nawet 55% azotu zawartego w oborniku, który później wraz z opadami może trafić do wód [157]. W przypadku gospodarki leśnej głównymi źródłami azotu i fosforu są spływy powierzchniowe i podziemne [107]. W wyniku nawożenia w szkółkach leśnych do wód gruntowych może przedostawać się rocznie nawet 41 kg azotu i 56 kg fosforu z hektara [125]. W niektórych wypadkach, takich jak np. jezioro Mjøsa w Norwegii, głównym 16.

(17) źródłem azotu i fosforu jest właśnie przemysł drzewny [144]. ]. Jednak w porównaniu ze spływami powierzchniowymi z użytków u ytków rolnych i terenów zurbanizowanych, zurbanizowanych spływy z terenów leśnych nych charakteryzują charakteryzuj się znacznie mniejszą zawartością zawarto związków biogennych. Akwakultura stanowi najszybciej rozwijający rozwijaj się dział produkcji żywności [174]. Od początku lat sześćdziesią dziesiątych odnotowuje się wzrost tej produkcji średnio o 8% w skali roku. Tylko w roku 2007 światowa produkcja wynosiła 52 5 mln ton [17 174], w krajach UE – 1,8 mln ton [71], a w Polsce – 54 tys. ton [81]. Zanieczyszczenia substancjami biogennymi zależą od typu hodowli i pochodzą pochodz z odchodów organizmów wodnych, resztek pokarmu z hodowlii łososiowatych i tuńczyków tu oraz nawożenia wód w hodowli hodowl karpiowatych, sumokształtnych, roślin lin i krewetek [122, 248]. Przykładowo straty substancji eutrofizujących podczas karmienia organizmów hodowlanych mogą mogą sięgać si nawet 20% [190]. Ścisła cisła kontrola ilości ci stosowanego nawozu i pokarmu pozwala na bezpośrednie bezpo zmniejszenie ładunków nutrientów utrientów przedostających przedostaj się do wód. Procesy spalania paliw kopalnych mogą mog również stanowić znaczące źródło dostarczania związków zków azotu do wód powierzchniowych. W krajach Unii Europejskiej największa emisja azotu do atmosfery jest spowodowana transportem drogowym – 39%, oraz produkcją i dystrybucją energii – 20%. Udział różnych źródeł ródeł w emisji tlenków azotu do atmosfery przedstawia rysunek 2.6.. Rys. 2.6. Źródła emisji związków zwi azotu NOX do atmosfery (stan na rok 2008) [68]. 17.

(18) W Polsce największy udział w emisji tlenków azotu NOx ma transport drogowy, na drugim miejscu jest energetyka [86]. W UE, Stanach Zjednoczonych i Japonii emisja związków azotu do atmosfery charakteryzuje się tendencją malejącą [110]. Natomiast w Chinach, Rosji i Indiach emisja NOx wciąż wzrasta [110]. Najbardziej znaczącym źródłem związków azotu i fosforu są ścieki. Wpływ ścieków przemysłowych na rozwój procesów eutrofizacji zależy przede wszystkim od rodzaju produkcji i procesu technologicznego. Źródłem azotu i fosforu są ścieki przemysłowe pochodzące głównie z przemysłu spożywczego [154, 155], papierniczego i chemicznego, w tym z zakładów produkcji nawozów sztucznych [158]. Skład ścieków pochodzących z wybranych gałęzi przemysłu spożywczego, przedstawia tabela 2.1. Tabela 2.1. Parametry zanieczyszczeń ścieków przemysłu spożywczego [137] Przemysł. BZT, g O2/m3. Ziemniaczany 400–2500 Cukrowniczy Mięsny i drobiarski Mleczarski Owocowowarzywny Rybny Tłuszczowy. ChZT, g O2/m3 700–4000. Ekstrakt eterowy, g/m3 Brak danych Brak danych. Zawiesina ogólna, g/m3. Fosfor ogólny, g/m3. Azot ogólny, g/m3. pH. 200–1800. 10–60. 20–250. 5–8. 100 –6500. 10–70. 10–200. 6–9. 600–1300. 2500. 200–1800. 1000–3500. 300–1000. 400 –1500. 10–20. 50–200. 6–9. 10–2500. 1000–5000. 45–110. 800–1000. 5–20. 55–160. 6–9. 200–1500. 400–2800. 10–1400. 50–800. <1. <5. 6–9. >7000. >10000. 100–700. <3500. 5–50. 5–9. >5300. >8700. >6300. >2400. <100. 500 Brak danych. 9–11. Ścieki bogate w biogeny są generowane przez młyny papiernicze głównie w procesie produkcji pulpy. Zawartość związków azotu i fosforu w ściekach, wyrażona w kilogramach na tonę powietrzno-suchą (kg/ADt), jest zależna od stosowanej pulpy oraz od rodzaju produkowanego papieru: w wypadku bibułki jest to 0,009–0,021 kg Pog/ADt oraz 0,11–0,34 kg Nog/ADt, papieru do druku i pisania – 0,003–0,07 kg Pog/ADt i 0,08– 0,17 kg Nog/ADt, papieru pochodzącego z makulatury – 0,001–0,04 kg Pog/ADt i 0,03–0,23 kg Nog/ADt [154]. W krajach o rozwiniętym przemyśle papierniczym często jest on główną przyczyną eutrofizacji [63, 119]. Jednym z najbardziej niebezpiecznych źródeł dostarczaania substancji biogennych do wód są ścieki komunalne, zarówno oczyszczone jak i nieoczyszczone [73, 132]. W krajach Unii Europejskiej ścieki komunalne stanowią około 70% wszystkich antropogenicznych źródeł azotu i fosforu [73]. Średnia zawartość ogólnego azotu i fosforu 18.

(19) w ściekach surowych stanowi odpowiednio 80 mg/l i 17 mg/l [12], natomiast w ściekach oczyszczonych około 5–30 gN/m3 oraz 1–6 gP/m3 w zależności od sposobu oczyszczania [178]. W Ameryce Północnej oczyszczane jest 90% ścieków komunalnych, w Europie – 66%, w Azji – 35%, w krajach Ameryki Łacińskiej – 14%, natomiast w Afryce mniej niż 1% ścieków trafia do oczyszczalni [243]. W Polsce w 1995 roku z oczyszczali ścieków korzystało 48% ludności, w 2008 roku ta liczba zwiększyła się do 63% [90]. Maleje w związku z tym całkowita ilość ścieków odprowadzanych do odbiorników: w roku 2000 odprowadzanych było 9160 hm3 ścieków przemysłowych i komunalnych, natomiast w 2009 – 8971 hm3. Spadła także ilość ścieków nieoczyszczonych z 301 hm3 w 2000 roku do 135 hm3 w 2009 roku [91]. Niezmiernie ważna dla zapobiegania eutrofizacji jest zawartość w ściekach komunalnych detergentów, posiadających związki fosforu [135, 216]. W krajach UE zużywane jest 1,8 mln ton detergentów rocznie. W 90–95% są to proszki do prania i środki myjące – w przeliczeniu na czysty fosfor stanowi to 110 000 ton [134]. Podstawowym składnikiem detergentów zawierającym fosfor jest trójpolifosforan sodu (STPP) – środek zmiękczający wodę. Pod koniec lat czterdziestych XX wieku odkryto, iż dodanie go do detergentów w stosunku 1:1 polepsza ich właściwości myjące [131]. STPP nie jest szkodliwy dla organizmów żywych, służy również jako dodatek do żywności i pasz oraz jest stosowany przy wyrobie ceramiki [106]. Głównymi producentami STPP są Chiny i Indie, produkcja europejska wynosi około 10% produkcji światowej [133]. Średnia zawartość fosforu w proszkach do prania waha się w granicach 5–30% wagi produktu. Ze względu na wpływ detergentów na eutrofizację wiele państw postanowiło zredukować w nich zawartość STPP. W Kanadzie, Szwajcarii i Japonii obowiązuje całkowity zakaz stosowania detergentów zawierających fosfor. W 27 stanach USA również obowiązuje taki zakaz, a w kolejnych 16 maksymalna zawartość STPP nie może przekraczać 0,5% wagi produktu [101]. W UE zawartość fosforu w detergentach jest normowana przez krajowe ustawy lub umowy pomiędzy rządem a zakładami przemysłowymi. Procentowy udział detergentów wolnych od fosforu przedstawia rysunek 2.7.. 19.

(20) Rys. 2.7. Procentowy udział w rynku detergentów bez fosforu [42]. W krajach UE, w których nie istnieje ustawodawstwo ustalające zawartość STPP (Grecja, Hiszpania, Portugalia oraz Polska), detergenty generują 25% całkowitego fosforu w ściekach [133]. Od 1 stycznia 2013 roku Komisja Europejska planuje wprowadzenie maksymalnie dopuszczalnej zawartości fosforu w detergentach w wysokości 0,5% wagi produktu. Reguła ta obowiązuje już w Szwecji [160]. Jednakże sam zakaz stosowania STPP w detergentach może okazać się niewystarczający dla zapobiegania rozwojowi procesów eutrofizacji, konieczne są bowiem zmiany w metodach oczyszczania ścieków [101, 131]. Problematyczne jest również stosowanie zamienników STPP w detergentach: niektóre stosowane wcześniej substytuty okazały się zbyt kosztowne (cytrynian sodu) lub szkodliwe (kwas nitrylotrioctowy). Obecnie, jako środek zmiękczający, stosowane są zeolity-a [131]. Wycofanie detergentów zawierających fosfor spowodowało wzrost ich zużycia o około 15% [216].. 2.3. Konsekwencje eutrofizacji Związki biogenne, które przedostają się do wód powierzchniowych z różnych źródeł, powodują nadmierny rozwój roślinności wodnej. Rozrost glonów blokuje dostęp światła roślinom bytującym w głębszych warstwach wody, co prowadzi do zmian struktury gatunkowej roślinności wodnej i dominacji niektórych gatunków glonów. Kiedy glony zaczynają obumierać, woda wzbogaca się w produkty ich rozkładu, wydzielają się toksyny oraz zmniejsza się zawartość tlenu w wodzie. W wyniku tego procesu następuje groźna dla hydrobiontów anoksja. Eutrofizacja prowadzi do zmniejszenia bioróżnorodności oraz. 20.

(21) spadku liczebności roślin ślin i zwierząt, czyli do zachwiania równowagi ekologicznej [102, [ 147]. Postępujący cy proces eutrofizacji e anropogenicznej oraz spowodowane nim zmiany przedstawia rysunek 2.8.. Rys. 2.8. Przebieg procesu eutrofizacji [164]. Negatywne skutki procesu eutrofizacji należą nale do. głównych problemów. środowiskowych [176]. ]. W Unii Europejskiej 33% z pośród ród wszystkich monitorowanych wód wykazuje charakter eutroficzny lub hipertroficzny [69]. [ ]. Według raportów Europejskiej Agencji Środowiska (EEA) ( i komisji OSPAR,, oprócz regionu wód arktycznych, w pozostałych regionach takich jak Bałtyk, Morze Północne, basen Morza Śródziemnego, ródziemnego, Morze Celtyckie, Zatoka Biskajska i Wybrzeżee Półwyspu Iberyjskiego eutrofizacja stanowi priorytetowy problem [1, [ 176]. ]. W Polsce w 62% badanych rzek oraz w 63% badanych jezior występuje wyst zjawisko eutrofizacji [86]. ].. W USA monitoring. obejmuje 37% wszystkich rzek i jezior, z czego 20% badanych wód ma charakter eutroficzny [225]. Eutrofizacja stanowi również równie poważny ny problem w Chinach, gdzie 44% spośród ponad 24 tysięcy ęcy jezior wykazuje charakter eutroficzny, a 22% – hipereutroficzny [121]. W Indiach większość kszość rzek i jezior jest eutroficznych. W RPA 40% wszystkich zbiorników, stanowiących cych źródła ź wody pitnej, zostało zeutrofizowanych [114]. Nadmiar biogenów oraz brak tlenu, tlenu wywołany dekompozycją materii erii organicznej, organicznej są głównymi przyczynami złego stanu wód. Stan troficzny rzek w krajach europejskich przedstawia rysunek 2.9.. 21.

(22) Rys. 2.9. Stan troficzny rzek w UE [136]. Skutki eutrofizacji można podzielić na zdrowotne, ekologiczne i ekonomicznospołeczne, przy czym ostatnie są zawsze następstwem skutków zdrowotnych i ekologicznych [45]. Najbardziej. niebezpiecznym. skutkiem. nadmiaru. nutrientów. jest. spadek. bioróżnorodności organizmów wodnych – poszczególne gatunki stają się dominujące, przez co wypierają ze środowiska inne, bardziej wrażliwe na zmiany warunków życiowych. Nadmiar azotu i fosforu powoduje rozwój meduz [110] i ślimaków [123], niektórych roślin nawodnych (pleustonu) np. hiacynta wodnego (Eichhornia crassipes) [182, 189, 192] oraz zmiany pośród bioróżnorodności makrofitów [218] i roślin lądowych [131]. W środowisku eutroficznym dominującą rolę zaczynają pełnić niektóre gatunki glonów [241]. Eutrofizacja powoduje zmiany w populacjach ryb: spadek liczebności ryb łososiowatych, a wzrost gatunków karpiowatych [82]. W przybrzeżnych wodach Bałtyku na skutek rozrostu glonów spada ilość ryb drapieżnych [65]. W jeziorze Wiktorii zanieczyszczenia nutrientami wywołały nadmierny rozwój zaintrodukowanego okonia nilowego (Lates niloticus), który z kolei spowodował drastyczny spadek bioróżnorodności ryb pielęgnicowatych (Cichlidae) [197]. Zakwity mórz, estuariów, rzek i jezior stały się powszechne i mają miejsce w wielu krajach [13, 35, 135, 152, 173]. Liczbę przypadków zakwitów na zachodnim Atlantyku w latach 1970–1996 prezentuje rysunek 2.10.. 22.

(23) Rys. 2.10. Liczba przypadków zakwitu glonów na Atlantyku [220]. Powierzchnia wody, pokryta koloniami glonów, jest bardzo dobrym środowiskiem do rozwoju patogennych mikroorganizmów, które mogą stać się przyczyną takich chorób jak: cholera, biegunka krwotoczna, wirusowe zapalenie przewodu pokarmowego, dyzenteria oraz rozwoju populacji komarów, przenoszących różne choroby [4, 34, 36, 64, 121, 217, 239]. Duża zawartość biogenów w wodach prowadzi również do rozwoju mięczaków, a co za tym idzie – rozwoju pasożytniczych przywr (Trematoda) [121]. Pośród glonów rozwijają się także chorobotwórcze grzyby niszczące rafę koralową [21]. Przykładowo w 2002 roku w Zatoce Florydzkiej 70% populacji rafy koralowej i gąbek zostało zniszczone przez grzyby [98]. Podobne negatywne skutki oddziaływania glonów i grzybów na rafę koralową miały miejsce na wyspach Fidżi i całym południowym Pacyfiku [215]. Najbardziej brzemienne w skutkach są toksyczne zakwity glonów (ang. HAB – harmful algal blooms). Niektóre glony, należące do bruzdnic (Dinoflagellata) i okrzemków (Bacillariophyceae), produkują silnie toksyczne substancje, które akumulują się w organizmach ryb, skorupiaków i mięczaków, powodując zatrucia ludzi i zwierząt. Amnezyjne zatrucie mięczakami (ang. ASP – amnesic shellfish poisoning) wywołuje kwas domoikowy, produkowany przez glony zaliczane do okrzemków. Początkowe objawy to – biegunka, wymioty, nudności, następnie brak orientacji, amnezja a nawet śpiączka. Zatruciu ulegają ssaki morskie i ptaki [37, 95]. Zatrucia takie najczęściej występują u wybrzeży Kanady [239]. Tam też miały miejsce 4 śmiertelne zatrucia ludzi. Obecnie. 23.

(24) stwierdzono istnienie 58 gatunków bruzdnic produkujących toksyny i wywołujących zatrucia [24]. Do najbardziej niebezpiecznych zatruć należą paralityczne zatrucia mięczakami wywołane przez saksytoksyny (ang. PSP – paralytic shellfish poisoning) oraz zatrucia venerupiną [44] (ang. VSP – venerupin shellfish poisoning). Saksytoksyna jest tysiąckrotnie bardziej trująca niż cyjanek sodu [188]. Objawy zatrucia to: drętwienie języka, brak czucia, porażenie mięśni oddechowych i układu motorycznego, porażenie układu sercowo-naczyniowego, drżenie rąk i palców u nóg, bełkotliwa mowa, ślinienie się i kłopoty z oddychaniem [238]. Znane są śmiertelne przypadki zatruć ptaków i ssaków [37]. Śmiertelne zatrucia wśród ludzi zanotowano w Chile, Gwatemali, Filipinach, Wenezueli i łącznie obejmują kilkadziesiąt przypadków [60, 153, 213, 238, 239, 244]. Zatrucia VSP mają podobne objawy jak PSP i prowadzą do uszkodzenia wątroby [238]. W 1942 roku w Japonii po spożyciu ostryg z jeziora Hamana zatruciu uległy 324 osoby, z czego 114 zmarły [14]. Zakwity glonów Prorocentrum, które produkują venerupinę wystąpiły także w Polsce w Zatoce Gdańskiej w 1997 roku[240]. Podobne objawy (biegunki, wymioty, dreszcze, nudności) wywołuje biegunkowe zatrucie mięczakami (ang. DSP – diarrhetic shellfish poisoning), spowodowane kwasem okodaikowym. i. jego. pochodnymi. produkowanymi. przez. glony. planktonowe. (Dinoflagellates) oraz zatrucia wywołane kwasem azaspirowym zawartym w małżach (ang. AZP – azaspiracid poisoning). DSP stanowi poważny problem w Hiszpanii, Portugali, Irlandii i Australii [149, 227]. Zatrucia AZP zostały zauważone po raz pierwszy w Maroku i Zachodniej Europie w latach siedemdziesiątych. Zatrucie to występuje rzadko i głównie w krajach europejskich [219]. Neurotoksyczne zatrucie mięczakami (ang. NSP – neurotoxic shellfish poisoning) jest wywołane przez brewetoksyny. Objawami zatrucia są: podwójne widzenie, trudności w przełykaniu, dreszcze, mdłości, biegunka, odrętwienie, suchość w ustach, uporczywy kaszel przy wdychaniu mgiełki morskiej zawierającej brewetoksynę [60]. Pierwszy przypadek zatrucia ryb zanotowano w roku 1844 na Florydzie [14].. NSP występuje. głównie w umiarkowanie ciepłych wodach, przede wszystkim w Zatoce Meksykańskiej [24, 233]. Wśród ludzi objawy zatrucia znikają po kilku dniach, brak jest przypadków śmiertelnych [233]. Nieco odmienny charakter ma zatrucie produkowaną przez niektóre bruzdnice ciguatoksyną (ang. CFP – ciguatera fish poisoning). Intoksykacja następuje nie przez. 24.

(25) zjedzenie mięczaków, lecz ryb. CFP zaobserwowano jedynie w regionach tropikalnych [24]. Objawami zatrucia są: biegunka, wymioty, gorączka, zawroty głowy. Dotychczas odnotowano kilka śmiertelnych wypadków zatrucia ludzi [238]. Na działanie wymienionych toksyn nie istnieje antidotum, nie można się ich pozbyć podczas gotowania [188]. Toksyczne zakwity glonów powodują masową śmierć ryb [76, 208]. Znane są także przyypadki zatrucia gadów [162], ptaków i ssaków [108]. Śmierć ryb, skorupiaków i mięczaków spowodowana eutrofizacją przynosi corocznie wielomilionowe straty w rybactwie, akwakulturze i połowach rekreacyjnych [14, 120, 135, 136, 188, 213]. Nie opracowano jeszcze skutecznych metod ochrony przed eutrofizacją w hodowli ryb [170]. Konsekwencje zakwitów glonów są rozległe i oprócz zmian w ekosystemach i zagrożenia dla zdrowia, powodują ogromne straty w turystyce i gospodarce rybackiej. Pokryte glonami plaże, niebezpieczeństwo zatrucia toksynami, grube warstwy osadu w jeziorach są przyczyną strat w przemyśle turystycznym [70, 99, 193]. Zmniejszenie ruchu turystycznego oraz utrata wartości estetycznych w pobliżu zeutrofizowanych cieków i zbiorników wodnych, skutkuje spadkiem wartości nieruchomości oraz problemami z ich sprzedażą [183]. Eutrofizacja prowadzi do znacznego pogorszenia właściwości użytkowych wody, zwłaszcza pod względem wskaźników organoleptycznych, takich jak: zapach, smak, barwa, mętność, itd. Stanowi to istotny problem podczas uzdatniania wody [33, 180, 187, 201]. Dodatkowym problemem są toksyny, które niezmiernie trudno unieszkodliwić [100, 235]. Woda ze źródeł zeutrofizowanych musi być poddawana specjalnym procesom uzdatniania, niekiedy takie źródła muszą być czasowo wyłączane z eksploatacji [166]. Rozrost. roślinności. nawodnej. stanowi. problem. w. użytkowaniu. instalacji. hydrotechnicznych oraz w żegludze[189, 192]. Całokształt skutków ekologicznych, ekonomicznych i społecznych eutrofizacji przedstawia tabela 2.11. Podsumowując, należy stwierdzić, że eutrofizacja antropogeniczna stanowi obecnie największe zagrożenie dla wód powierzchniowych i zajmuje pierwsze miejsce na liście globalnych problemów związanych z ochroną wód.. 25.

(26) Tabela 2.2. Schemat potencjalnych skutków eutrofizacji (na podstawie [45]) Eutrofizacja. Skutki ekologiczne. Skutki społeczno-ekonomiczne Śmierć i zatrucia wśród ludzi. Brak tlenu i światła Nadmiar nutrientów. Spadek bioróżnorodnośći. Rozrost makrofitów. Zwiększona śmiertelność ryb. Zakwity glonów. i bezkręgowców wodnych. Zakwity toksyczne. Przypadki śmierci gadów, ptaków i ssaków. Problem z wodą pitną Problemy z uzdatnianiem wody (techniczne i ekonomiczne) Spadek wartości terenów Utrata walorów estetycznych Straty ekonomiczne w rybactwie, akwakulturze i turystyce. 26.

(27) 3. Sposoby oceny stanu troficznego Obecnie nie ma jednej opinii w sprawie doboru parametrów służących do określenia stanu troficznego, brak również uniwersalnej klasyfikacji stanów troficzności wód [146]. Zróżnicowanie wód ze względu na produkcję biologiczną, jako pierwszy zauważył niemiecki biolog Carl Weber w 1907 roku. Niemiecki hydrobiolog August Thienemann na początku XX wieku zaproponował podział jezior na typy bałtycki i alpejski, posługując się kryterium różnicy w zawartości tlenu w hypolimnionie [191]. W 1917 roku Einar Naumann wyróżnił dwa typy troficzne jezior: oligotroficzne, charakteryzujące się niską zawartością substancji odżywczych rozpuszczonych w wodzie i dobrym natlenieniem oraz eutroficzne z dużą koncentracją substancji odżywczych [177]. Klasyfikacja ta nadal obowiązuje przy określaniu stanu troficznego wód. Oprócz tego wyróżnia się stan przejściowy pomiędzy oligotrofią i eutrofią – mezotrofię. Niektórzy badacze wymieniają dodatkowe stany, takie jak: hipertrofia czy politrofia. Najszerzej rozpowszechniły się w praktyce następujące wskaźniki eutrofizacji, dokładnie opisane w licznych źródłach literatury fachowej – widzialność krążka Secchiego, stężenie fosforu, stężenie azotu, koncentracja chlorofilu, poziom produkcji glonów, biomasa glonów, zoobentos, warunki tlenowe itd. [15, 77, 127, 139, 202]. Wartości graniczne wskaźników dla poszczególnych stanów troficznych są niezwykle trudne do ustalania. W dużym stopniu zależy to od rodzaju jeziora czy cieku, ich właściwości oraz usytuowania i warunków klimatycznych. Niejednokrotnie mają znaczenie subiektywne preferencje autorów, co uniemożliwia opracowanie jednolitych i jednoznacznych systemów oceny [5]. Alternatywą dla tradycyjnie stosowanych wskaźników eutrofizacji są tak zwane wskaźniki zagregowane - indeksy stanu troficznego. Opierają się one na obliczeniu liczbowych wartości indeksu na podstawie ustalonych przez ich autorów zależności korelacyjnych pomiędzy podstawowymi czynnikami eutrofizacji, przeważnie takimi jak: chlorofil-a, formy azotu i fosforu. Dla każdego poziomu troficzności są opracowane wartości indeksów, co umożliwia przeprowadzenie oceny. Celem zastosowania takich indeksów jest bardziej wiarygodna ocena stanu troficznego (co w wypadku oceny na podstawie zespołu wskaźników nie zawsze jest możliwe) oraz możliwość szybkiego i łatwego monitoringu wód, zgodnego z wymaganiami legislacyjnymi [28, 85].. 27.

(28) W rozdziałach 3.1 i 3.2 przedstawiono analizę istniejących sposobów oceny stanu troficznego wód na podstawie wartości granicznych tradycyjnych wskaźników i liczbowych indeksów opracowanych przez różnych autorów dla różnych warunków klimatycznych i geologicznych.. 3.1. Sposoby oceny stanu troficznego na podstawie granicznych wartości wskaźników troficzności Najbardziej znanym systemem oceny stanu trofii wód jest system wskaźników opracowywany i modyfikowany od końca lat sześćdziesiątych XX stulecia przez szwajcarskiego naukowca Richarda Vollenweidera. Pierwotnie był on oparty na wartościach granicznych fosforu ogólnego i azotu nieorganicznego opracowanych dla następujących. stanów. troficznych:. ultraoligotrofii,. oligomezotrofii,. mezoeutrofii,. eutropolitrofii i politrofii (tab. 3.1). Tabela 3.1. Graniczne wartości wskaźników eutrofizacji według Vollenweidera [215] Status troficzny Ultraoligotrofia Oligomezotrofia Mezoeutrofia Eupolitrofia Politrofia. Fosfor ogólny, µg/dm3 <5 5 – 10 10 – 30 30 – 100 > 100. Azot nieorganiczny, µg/dm3 < 200 200 – 400 300 – 650 500 – 1500 > 1500. W kolejnych latach wartości graniczne dla poszczególnych typów trofii ulegały zmianom, powstały liczne modyfikacje ocen oparte na różnych wartościach granicznych fosforu ogólnego i chlorofilu-a. Wartości wskaźników ustalone przez Vollenweidera i Kerekesa posłuży do opracowania systemu wskaźników OECD [129, 204, 223]. System OECD został opracowany w 1982 roku na zlecenie Organizacji Współpracy Gospodarczej i Rozwoju (ang. OECD – Organisation for Economic Co-operation and Development). W 1970 roku zespół naukowców pod kierownictwem R. Vollenweidera zaczął opracowywać system służący do określania stanu trofii w jeziorach. Badania realizowano w ramach czterech projektów: Alpine (jeziora Francji, Niemiec, Szwajcarii, Austrii i Włoch), Nordic (jeziora Skandynawii), Shallow Lakes (jeziora Niemiec, Holandii, Belgii, Wielkiej Brytanii, Hiszpanii, Japonii oraz Australii) oraz projektu obejmującego jeziora USA i Kanady. Dane zebrane na przestrzeni 6 lat z ponad 200 jezior na całym świecie pozwoliły na ustalenie wartości granicznych fosforu 28.

(29) ogólnego, chlorofilu-a i widzialności krążka Secchiego opracowanych dla ultraoligotroifii, oligotrofii, mezotrofii, eutrofii i hipereutrofii (tab. 3.2) [123, 124, 143, 206]. Tabela 3.2. Graniczne wartości wskaźników eutrofizacji według systemu OECD [206] Status troficzny Ultraoligotrofia Oligotrofia Mezotrofia Eutrofia Hipereutrofia. Fosfor ogólny, µg/dm3 ≤4 < 10 10 – 35 35 – 100 > 100. Chlorofil-a, µg/dm3 ≤1 < 2,5 2,5 – 8 8 – 25 > 25. Widzialność krążka Secchiego, m ≥ 12 >6 6–3 3 – 1,5 < 1,5. System oceny oraz wartości graniczne zaproponowane przez OECD były modyfikowane przez wielu autorów celem lepszego dopasowania do lokalnych warunków z uwzględnieniem regionalnych właściwości ekosystemów wodnych [237, 249]. Na podstawie badań prowadzonych z inicjatywy OECD w USA A. Jones oraz F. Lee zaproponowali wskaźnik, oparty na tych samych założeniach metodologicznych, co system OECD, jednak o innych wartościach granicznych, dostosowanych do jezior amerykańskich [123]. W roku 1990 światowe organizacje: UNESCO, WHO oraz UNEP zaproponowały zespół wskaźników bazujący na systemie OECD, uwzględniający dodatkowo procentową zawartość tlenu rozpuszczonego oraz, jako wskaźnik biologiczny, dominujący gatunek ryb [31, 96]. Wartości graniczne opracowane przez amerykańskiego badacza Roberta Carlsona dla fosforu ogólnego, chlorofilu-a oraz widzialności krążka Secchiego posłużyły do stworzenia zintegrowanego indeksu TSI. Dodatkowo, oprócz wartości granicznych wskaźników dla hipereutrofii, ustalił on ich graniczne wartości dla stanów pośrednich: oligomezotrofii i mezoeutrofii. Wartości graniczne wskaźników eutrofizacji opracowane przez R. Carlsona dla różnych poziomów troficznych przedstawia tabela 3.3. Tabela 3.3. Graniczne wartości wskaźników eutrofizacji według Carlsona [105] Status troficzny Oligotrofia Oligomezotrofia Mezotrofia Mezoeutrofia Eutrofia Hipereutrofia. Fosfor ogólny, µg/dm3 <6 6 – 12 12 – 24 24 – 48 48 – 96 96 – 192. Widzialność krążka Secchiego, m >8 8-4 4-2 2–1 0,5 – 1 0,25 – 0,5. Chlorofil-a, µg/dm3 < 0,95 0,5 – 2,6 2,6 – 7,3 7,3 – 20 20 – 56 56 – 155. 29.

(30) Wartości te początkowo były opracowane dla jezior amerykańskich, a ich modyfikacja posłużyła do stworzenia systemu oceny trofii wód w Stanach Zjednoczonych tzw. nutrient criteria [105]. Zgodnie z założeniami systemu, cały obszar Stanów Zjednoczonych jest podzielony na 14 ekoregionów. Dla każdego z nich wyznaczono regionalne wartości graniczne wskaźników dla poszczególnych poziomów troficznych. Parametrami oceny stanu trofii jezior i zbiorników wodnych są: azot ogólny, fosfor ogólny, chlorofil-a oraz widzialność krążka Secchiego. W rzekach i strumieniach, zamiast krążka Secchiego, wyznaczanym parametrem jest mętność [105, 222]. System wskaźników, zaproponowany przez B. Mossa, dedykowany dla jezior w Norfolk w Wielkiej Brytanii i opiera się na tradycyjnych wskaźnikach: zawartości chlorofilu-a i fosforu ogólnego. Dodatkowo w wypadku hipereutrofii możliwy jest jej podział na wysoką i niską. Graniczne wartości wskaźników przedstawia tabela 3.4. Tabela 3.4. Graniczne wartości wskaźników eutrofizacji według Mossa [5] Status troficzny Ultraoligotrofia Oligotrofie Mezotrofia Eutrofia Hipereutrofia. Chlorofil-a, µg/dm3 2,5 2,0 6,0 19,0 >24,0. Fosfor ogólny, µg/dm3 0,7 8 25 80 >100. E.B. Welch i T. Lindell opracowali w latach siedemdziesiątych XX wieku wartości graniczne dla szwedzkiego jeziora Vänern (tab. 3.5). Ich system oceny uwzględnia widzialność krążka Secchiego, fosfor ogólny, chlorofil-a oraz dodatkowo ładunek fosforu i deficyt tlenowy ODR (ang. oxygen deficit rate) i zakłada podział na trzy stany troficzne: oligotrofie, mezotrofię i eutrofię. Ocena za pomocą tego systemu jest dokonywana nadal w Szwecji [41] oraz kanadyjskich Wielkich Jeziorach [32]. Tabela 3.5. Graniczne wartości wskaźników eutrofizacji według Welcha i Lindella [234] Status troficzny Oligotrofia* Mezotrofia* Eutrofia*. Fosfor ogólny, µg/dm3 ≤ 10 (15) 10 (15) – 20 (30) ≥ 20 (30). Chlorofil-a, µg/dm3 ≤ 2 (4) 2 (4) – 6(10) ≥ 6 (10). Widzialność krążka Secchiego, m ≥ 5 (3) 5 (3) – 2 (1,5) ≤ 2 (1,5). * wartości w nawiasach oznaczają alternatywne granice stanów troficznych. Na potrzeby modelu PLM (ang. Permissible Loading Model – model dopuszczalnych ładunków) amerykanie P.J. Dillon i F.H. Rigler opracowali swój system 30.

(31) wskaźników. Wartości graniczne dla trzech podstawowych poziomów trofii określane są dla fosforu ogólnego, chlorofilu-a i widzialności krążka Secchiego (tab. 3.6). Ocena oparta na modelu PLM jest stosowana przy obliczaniu dopuszczalnych ładunków substancji biogennych wprowadzanych do jezior [23, 186, 211]. Tabela 3.6. Graniczne wartości wskaźników eutrofizacji według Dillona i Riglera [46] Status troficzny Oligotrofia Mezotrofia Eutrofia. Fosfor ogólny, µg/dm3 < 9,9 9,9 – 18,5 > 18,5. Chlorofil-a, µg/dm3 <2 2–5 >5. Widzialność krążka Secchiego, m >5 5–2 <2. System wskaźników opracowany przez B. Vanta na potrzeby oceny stanu jezior w Nowej Zelandii zakłada cztery poziomy troficzne: oligotrofię, mezotrofię, eutrofię i hipertrofię. Wartości graniczne wyznaczano dla chlorofilu-a, ogólnego azotu i fosforu oraz widzialności krążka Secchiego (tab. 3.7). Jako wadę tego systemu można wymienić niedostateczne dostosowanie do specyfiki jezior Nowej Zelandii. System jest również za mało szczegółowy, aby dokładnie określić trofię tych jezior. Tabela 3.7. Graniczne wartości wskaźników eutrofizacji według Vanta [25] Status troficzny Oligotrofia Mezotrofia Eutrofia Hipertrofia. Chlorofil-a, µg/dm3 <2 2–5 5 – 30 > 30. Widzialność krążka Secchiego, m > 10 5 – 10 1,5 – 5,0 < 1,5. Fosfor ogólny, µg/dm3 < 10 10 – 20 20 – 50 > 50. Azot ogólny, µg/dm3 < 200 200 – 300 300 – 500 > 500. Modyfikacją wskaźników Vanta, Carlsona oraz Chapry i Dobsona jest system wskaźników zaproponowany przez N. Burnsa. Został on opracowany, jako podstawa do obliczania indeksu TLI dla oceny trofii jezior Nowej Zelandii. Zakłada on trzy dodatkowe podklasy troficzności: ultramikrotrofię, mikrotrofię oraz supertrofię. Wartości graniczne tych wskaźników przedstawia tabela 3.8. Tabela 3.8. Graniczne wartości wskaźników eutrofizacji według Burnsa [25] Status troficzny Ultramikrotrofia Mikrotrofia Oligotrofia Mezotrofia Eutrofia Supertrofia Hipertrofia. Chlorofil-a, µg/dm3 0,13 – 0,33 0,33 – 0,82 0,82 – 2,0 2,0 – 5,0 5,0 – 12 12 – 31 > 31. Widzialność krążka Secchiego, m 33 – 25 25 – 15 15 – 7,0 7,0 – 2,8 2,8 – 1,1 1,1 – 0,4 < 0,4. Fosfor ogólny, µg/dm3 0,84 – 1,8 1,8 – 4,1 4,1 – 9,0 9,0 – 20 20 – 43 43 – 96 > 96. Azot ogólny, µg/dm3 16 – 34 34 – 73 73 – 157 157 – 337 337 – 725 725 – 1558 > 1558. 31.

(32) Kolejnym nowozelandzkim wskaźnikiem o wartościach granicznych, zbliżonych do wskaźników autorstwa Burnsa i Vanta jest system oceny opracowany dla regionu Waikato. Stosuje się w nim ocenę na podstawie tradycyjnych parametrów, jednak z uwzględnieniem supereutrofii, jako stanu pośredniego pomiędzy eutrofią i hipertrofią (tab. 3.9). Tabela 3.9. Graniczne wartości wskaźników eutrofizacji dla regionu Waikato [231] Status troficzny Oligotrofia Mezotrofia Eutrofia Supertrofia Hipertrofia. Chlorofil-a, µg/dm3 <2,0 2,0 – 5,0 5,0 – 15 15 – 30 >30. Widzialność krążka Secchiego, m >7,0 3,0 – 7,0 1,0 – 3,0 0,5 – 1,0 <0,5. Fosfor ogólny, µg/dm3 <10 10 – 20 20 – 50 50 – 100 >100. Azot ogólny, µg/dm3 <200 200 – 300 300 – 500 500 – 1500 >1500. Na początku lat osiemdziesiątych XX wieku C. Forsberg i S. O. Ryding opracowali system wskaźników na podstawie badań przeprowadzonych na 30 jeziorach w Szwecji. System zakłada podział na oligotrofię, mezotrofię, eutrotrofię, i hipereutrofię, a warunki graniczne opracowane są dla azotu i fosforu ogólnego i chlorofilu-a (tab. 3.10). System ten jest stosowany w programie monitoringu eutrofizacji w USA [26, 80]. Tabela 3.10. Graniczne wartości wskaźników eutrofizacji według Forsberga i Rydinga [26] Status troficzny Oligotrofia Mezotrofia Eutrofia Hipereutrofia. Chlorofil-a, µg/dm3 < 4,0 4,0 – 10 10 – 25 > 25. Fosfor ogólny, µg/dm3 <15 15 – 25 25 – 100 > 100. Azot ogólny, µg/dm3 < 400 400 – 600 600 – 1500 >1500. System oceny trofii jezior z uwzględnieniem podziału na stany: oligotroficzny, mezotroficzny, eutroficzny i hipertroficzny, został opracowany przez G. Nurnberg dla jezior z uwzględnieniem granicznych wartości ogólnego azotu, ogólnego fosforu, chlorofilu-a oraz przezroczystości wody (tab. 3.11). Tabela 3.11. Graniczne wartości wskaźników eutrofizacji według Nurnberg [203] Status troficzny Oligotrofia Mezotrofia Eutrofia Hipereutrofia. Chlorofil-a, µg/dm3 <3,5 3,5 – 9,0 9,0 – 25 >25. Widzialność krążka Secchiego, m >4 2–4 1–2 <1. Fosfor ogólny, µg/dm3 <10 10 – 30 30 – 100 >100. Azot ogólny, µg/dm3 <350 350 – 650 650 – 1200 >1200. 32.

(33) Na zlecenie Departamentu Środowiska amerykańskiego stanu New Hampshire opracowano system wskaźników troficzności oparty na zawartości fosforu ogólnego, chlorofilu-a, widzialność krążka Secchiego, tlenu rozpuszczonego oraz występowania roślinności wodnej. System zakłada trzy stany: oligotrofie, mezotrofię i eutrofię (tab. 3.12) i jest stosowany od roku 1975, stanowiąc część amerykańskiego programu oceny stanu środowiska [167]. Tabela 3.12. Graniczne wartości wskaźników eutrofizacji dla stanu New Hampshire [167] Status troficzny Oligotrofia Mezotrofia Eutrofia. Fosfor ogólny, µg/dm3 ≤ 10 10 – 20 ≥ 20. Chlorofil-a, µg/dm3 ≤4 4 – 15 ≥ 15. Widzialność krążka Secchiego, m ≥ 13 6 – 13 ≤6. W związku z koniecznością oceny stanu troficzności kanadyjskich Wielkich Jezior S.C. Chapra i H.F.H. Dobson opracowali wartości graniczne fosforu ogólnego, chlorofilu-a, widzialności krążka Secchiego. System ten zakłada trzy podstawowe stany trofii: oligotrofię, mezotrofię i eutrofię (tab. 3.13). Tabela 3.13. Graniczne wartości wskaźników eutrofizacji według Chapry i Dobsona [32] Status troficzny Oligotrofia Mezotrofia Eutrofia. Fosfor ogólny, µg/dm3 < 11 11 – 21,7 > 21,7. Chlorofil-a, µg/dm3 < 2,9 2,9 – 5,6 > 5,6. Widzialność krążka Secchiego, m >5 5–3 <3. W ramach państwowego monitoringu w Kanadzie do oceny stanu trofii stosowany jest również system wskaźników opartych na wartościach fosforu ogólnego, chlorofilu-a i przezroczystości wody z uwzględnieniem. pośrednich poziomów troficznych:. ultraoligotrofii, mezoeutrofii oraz hipereutrofii (tab. 3.14). System ten jest opracowany z uwzględnieniem założeń systemu OECD. Tabela 3.14. Graniczne wartości wskaźników eutrofizacji stosowane w systemie państwowego monitoringu w Kanadzie [83] Status troficzny Ultraoligotrofia Oligotrofia Mezotrofia Mezoeutrofia Eutrofia Hipereutrofia. Fosfor ogólny, µg/dm3 <4 4 – 10 10 – 20 20 – 35 35 – 100 > 100. Chlorofil-a, µg/dm3 <1 < 2,5 2,5 – 8 Nie ustalona 8 – 25 > 25. Widzialność krążka Secchiego, m > 12 >6 6–3 Nie ustalona 3 – 1,5 < 1,5. 33.

(34) Istnieje również sposób oceny trofii oparty na ocenie poziomu produkcji pierwotnej wyrażonej w gramach węgla na metr kwadratowy na rok, opracowany przez limnologów W. Rohdego [191] oraz S. C. Nixona [1]. Analiza istniejących sposobów oceny na podstawie granicznych wartości poszczególnych wskaźników pozwoliła stwierdzić, że większość z nich jest opracowana do oceny stanu trofii wód stojących. Wyraźnie zauważalny jest brak wskaźników dla wód płynących, na co zwrócił uwagę amerykański badacz Walter Dodds. Na podstawie wyników badań ponad 200 cieków w USA i Nowej Zelandii opracował on system oceny oparty na wartościach granicznych, wyznaczonych dla azotu i fosforu ogólnego oraz chlorofilu-a które ustalono dla dwóch granicznych stanów troficzności: oligomezotrofii i mezoeutrofii, które charakteryzują się (tab. 3.15). Tabela 3.15. Graniczne wartości wskaźników eutrofizacji według Doddsa [47] Status troficzny Oligomezotrofia Mezoeutrofia. Fosfor ogólny, µg/dm3 25 75. Azot ogólny, µg/dm3 700 1500. Chlorofil-a, µg/dm3 10 30. 3.2. Sposoby oceny stanu troficznego na podstawie indeksów eutrofizacji Większość indeksów, służących do oceny statusu troficznego, opiera się na założeniu. o. statystycznej. zależności. pomiędzy. substancjami. odżywczymi. a wyprodukowaną przy ich udziale biomasą roślinną. Jako pierwszy taką zależność zauważył Karl Brandt na początku XX wieku [202]. Nowoczesne podejście do oceny stanu trofii wypracował prof. Vollenweider, badając zależności korelacyjne pomiędzy różnymi formami azotu i fosforu oraz chlorofilem-a, który odzwierciedla ilość wyprodukowanej biomasy roślinnej [204]. Te parametry stanowią podstawę przy konstruowaniu nowoczesnych zagregowanych wskaźników stanu troficznego. Indeksy mogą się składać również z innych parametrów: fizyko-chemicznych oraz biologicznych. Indeks TSI (ang. Trophic State Indeks) został opracowany przez amerykańskiego badacza Roberta Carlsona pod koniec lat siedemdziesiątych XX wieku. Konstrukcja indeksu opiera się na zależności pomiędzy przezroczystością wody a biomasą glonów. Indeks przyjmuje wartości od 0 do 100 (w niektórych przypadkach do 110). Gdy masa glonów ulega podwojeniu, przezroczystość wody dwukrotnie maleje, a wartość indeksu TSI podnosi się o 10 [224]. Carlson uważał, że poziom troficzności, wyrażony w sposób liczbowy, daje większą dokładność, niż tradycyjna ocena o charakterze opisowym. Jako 34.

(35) dodatkowe parametry do obliczenia indeksu TSI Carlson zaproponował fosfor ogólny i chlorofil-a, a jego wartości liczbowe zostały ustalone na podstawie analizy korelacyjnej i regresyjnej. Indeks TSI oblicza się za pomocą wzorów (3.1), (3.2) i (3.3) [26]:. TSI(SD) = 60 - 14.41 ln SD. (3.1). TSI(Chl) = 9.81 ln Chl + 30,6. (3.2). TSI(TP) = 14.42 ln TP + 4,15. (3.3). gdzie: SD – widzialność krążka Secchiego [m] Chl – zawartość chlorofilu-a [µg/dm3] TP – zawartość fosforu ogólnego [µg/dm3]. Wartości indeksu TSI oraz odpowiadające im wartości poszczególnych parametrów przedstawia tabela 3.16. Tabela 3.16. Wartości graniczne poszczególnych składników indeksu TSI [28] Wartość indeksu TSI 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100. Widzialność krążka Secchiego, m 64 32 16 8 4 2 1 0,5 0,25 0,12 0,062. Fosfor ogólny, µg/dm3 0,75 1,5 3 6 12 24 48 96 192 384 768. Chlorofil-a, µg/dm3 0,04 0,12 0,34 0,94 2,6 6,4 20 56 154 427 1183. Pierwotnie indeks TSI był stosowany w amerykańskich stanach Minnesocie i Waszyngtonie. Obecnie stanowi on element programu monitoringu jezior w USA [161]. Jest on także stosowany na świecie jak i w Polsce w celach naukowych [18, 63, 92, 118, 229]. Indeks TSI obliczony na podstawie koncentracji chlorofilu-a, posłużył do oceny stanu troficzności portugalskiej rzeki Tejo [6]. Zaletą indeksu TSI, jest możliwość łatwej i szybkiej oceny stanu jeziora lub zbiornika wodnego przez porównywanie wartości poszczególnych elementów indeksu. Metodę tę przedstawia tabela 3.17.. 35.

(36) Tabela 3.17. Ocena rozwoju procesu eutrofizacji zbiornika poprzez relację wskaźników [29] Relacje pomiędzy zmiennymi TSI TSI(Chl) = TSI(TP) = TSI(SD) TSI(Chl) > TSI(SD) TSI(TP) = TSI(SD) > TSI(CHL) TSI(SD) = TSI(CHL) > TSI(TP) TSI(TP) >TSI(CHL) = TSI(SD). Warunki Glony powodują osłabienie przenikalności światła TN/TP ~ 33:1 Dominacja dużych cząstek np. kłaczków Aphanizomenon Cząstki niebędące glonami lub barwa powodują osłabienie przenikalności światła Fosfor ogranicza biomasę glonów TN/TP >33:1 Glony powodują osłabienie przenikalności światła; azot, zooplankton lub toksyny ograniczają biomasę glonów. Pod koniec lat dziewięćdziesiątych XX wieku R. Vollenweider opracował indeks TRIX. Opiera się on na założeniu, że stan troficzny jest uwarunkowany zawartością składników biogennych, dostępnych dla roślinności wodnej. Indeks TRIX składa się z czterech elementów: zawartości fosforu ogólnego i azotu ogólnego lub nieorganicznego, chlorofilu-a, będącego odzwierciedleniem biomasy fitoplanktonu oraz odchylenia nasycenia wody tlenem od stuprocentowego nasycenia, będącego charakterystyką intensywności przebiegu procesów produkcji. Wartość indeksu TRIX jest obliczana na podstawie równania (3.4) [85].. TRIX = (Log10[Chl * aD%O * minN * TP] + k) / m. (3.4). 3. gdzie: Chl – zawartość chlorofilu-a [µg/dm ] aD%O – odchylenie nasycenia wody tlenem od stuprocentowego nasycenia minN – azot nieorganiczny [µg/dm3] TP – fosfor ogólny [µg/dm3] k, m – współczynniki skalujące. Parametry k i m są współczynnikami skalującymi i zostały wprowadzone, aby wartość indeksu TRIX mieściła się pomiędzy 0 a 10 [85, 230]. Wartości, jakie przyjmuje TRIX w różnych warunkach troficznych, są przedstawione w tabeli 3.18. Tabela 3.18. Skala i stan troficzny według indeksu TRIX [163] Skala TRIX 2 2–4 4–5 5–6 6–8. Produktywność wód Bardzo mała Mała Średnia Wysoka Bardzo wysoka. Status troficzny Oltraoligotrofia Oligotrofia Mezotrofia Mezoeutrofia Eutrofia. 36.