WATER EROSION OF SOILS IN SLOVAKIA - KEY PROBLEMS AND SOLUTIONS 1

WATER EROSION OF SOILS IN SLOVAKIA - KEY PROBLEMS AND SOLUTIONS

Jaroslav Antal, Larol Kalúz

Slovak University of Agriculture in Nitra

Introduction

Agriculture, as a most extended human activity, significantly affects not only the food-supply of population (in the past it was considered the most important function of agriculture), but it also widely influences the environmental protection and management as well as the rural social structure.

Soil, together with water and vegetation, creates the conditions required for the existence of life on the Earth. Therefore it is necessary to take care of a soil and to protect and use it not only in such a way that we preserve its present quality and acreage, but also that we improve potential for production as well as other irreplaceable functions of the soil.

To protect soil involves also eliminating its degradation. According to BIELEK

[1996] there are 7 principal forms of soil degradation. Erosion of soil is considered to be the most important form of physical soil degradation in Slovakia and water erosion the most significant problem of agricultural soils in the Slovak Republic.

According to the data presented in Table 1, the moderate up to the extreme potential erosion risk was assessed for 65% of agricultural soil fund of the Slovak Republic.

Material and methods

Problems of water erosion and the possible management of erosion control and soil conservation in the conditions of the Slovak Republic were solved:

a) according to analysis of universal soil erosion control principles,

b) according to serious analysis of established legislative documents associated with soil erosion control,

c) by analysis of relation between water erosion and existence of soil,

d) by comparison of current computing methods, which are necessary for the design of erosion control measures.

1 This project was supported by grant agency of Slovak Republic - VEGA 1/3458/06.

Table 1; Tabela 1 Potential water erosion risk for agricultural land

J. Antal, L. Kalúz 12

in the Slovak Republic [ILAVSKÁ 1998]

Potencjalne zagroŜenie erozją wodną powierzchni zasobów rolniczych w Republice Słowackiej [ILAVSKÁ 1998]

Characteristic of water erosion risk Charakterystyka zagroŜeń erozją wodną

Acreage; Obszar

ha %

None or low risk; Brak lub małe 1 065 420 45

Moderate risk; Średnie 473 520 20

High risk; Wysokie 426 170 18

Extreme risk; Bardzo wysokie 402 490 17

Results and discussion a) Soil erosion control principles

According to research and study of the processes, which are associated with water erosion of soil, we can declare that the general principles of erosion control, aimed at reducing its intensity include [ANTAL 2005]:

1. protection of the soil surface against the effect of kinetic energy of rain drops and the runoff;

2. increase the infiltration capacity of the soil to reduce the volume and velocity of the runoff;

3. improving the aggregate stability of the soil to decrease the soil erodibility;

4. increase surface roughness to reduce the velocity of the runoff;

5. increase the retention and accumulation capacity of the soil surface to reduce volume and velocity of the runoff;

6. control the runoff from sloping land to reduce the rill and gully formation and safely dispose of excess water.

b) Analysis of actual legislation and regulations

The most important legislative acts aimed at soil conservation in the Slovak Republic are:

- Act No. 220/2004-Soil Protection Law,

- Slovak Technical Standard No. 75 4501-Conservation of Agricultural Soils. Basic regulations.

After Slovak Technical Standard No.75 4501, the erosion-control measures are divided into the following types and subtypes:

1. anti-erosion land organisation, including mainly:

- distribution and location of woodland, grassland and cropland;

- shape, size and position of fields;

- grazing land management;

- communication network.

2. anti-erosion agricultural practices, including mainly:

- contour cultivation;

- mulching;

- crop rotation;

- tied ridging.

3. biological measures, including mainly:

- strip cropping;

- conservation grassing;

- conservation forestation.

4. technical (mechanical) measures, including mainly:

- terrain regulation;

- terracing;

- waterways.

Act No. 220/2004 contains following erosion control measures:

- seeding of special purpose agricultural and protective vegetation;

- contour cultivation;

- changing the crops with protective effect;

- intercrop for mulching combined with no-tillage farming practice;

- no-tillage farming practice;

- conservation crop rotations containing change of crops with protective effect;

- other measures, which will be defined by responsible office according to the degree of soil loss.

Another, relevant difference between Act No. 220/2004 and STS No. 75 4501 is in the definition of acceptable soil loss.

c) Water erosion and existence of soil

By the analysis of relation between water erosion intensity and its sustained existence is necessary to regard especially the following facts [ANTAL 2005]:

1. Water erosion is a natural process, which cannot by stopped by human measures or interventions. The only thing, which can be affected by conscious or unconscious human activity, is the increase or decrease of water erosion intensity;

2. Precipitation, as the most important factor, influencing the water erosion rate, has an accidental character. Therefore, by the assessment of rainfall characteristics, including the evaluation of erosive effect of the rain corresponding work (computing) methods have to be used, which are, for example, statistical methods and probability theory;

3. Soil, as another important factor, which influences the water erosion rate, is defined as natural (not artificial) formation. It has a long-term process of formation (soil formation process) and it is not only formed at specific place, but it can also disappear from this place, for example as the action of soil erosion process;

4. The existence of soil is threatened if:

i_EP > i_TP (1)

where:

i_EP water erosion intensity,

i_TP intensity of soil formation process;

5. The values of soil formation intensity, expressed as a time, which is required for generation of 1 cm of soil thickness, are in the range from 10 to 1000 years.

6. In the conditions of the Slovak Republic, that 1 cm of soil is formed in 200 years.

J. Antal, L. Kalúz 14

It results from equation (1) that the soil existence in our condition is threatened when water erosion intensity exceed the value iEP > 0.05 mm per year, let us say if the soil loss from 1 ha per year is greater than 0.5 m³, or 0.7 t (for ρd = 1.4 t⋅m^-3).

Table 2; Tabela 2 Values of acceptable and limit intensity of soil water sheet erosion

Wartości akceptowalnej i granicznej intensywności erozji wodnej

The depth of soil Głębokość gleby

(m)

Sp,accep

(t⋅ha^-1⋅year^-1; t⋅ha^-1⋅rok^-1)

Sp,lim

(t⋅ha^-1⋅year^-1; t⋅ha^-1⋅rok^-1)

< 0.30 1.0 4.0

0.30-0.60 4.0 10.0

0.60-0.9 10.0 30.0

> 0.9 10.0 40.0

- We recommend to compare this value with so-called limit values of soil loss according to Act No. 220/2004-Soil Protection Law (S_p,lim) or with so-called acceptable values of sheet erosion intensity according to STS 75 4501:

Conservation of Agricultural Soils. Basic regulations (S_p,accep), (Tab. 2).

d) Computing methods

Groundwork for design of erosion control measures is Universal Soil Loss Equation (USLE), which helps us to estimate, if it is necessary, to apply any erosion control measures on the specific field. Mean annual soil loss from a specific field can be computed as:

S_P = R⋅^K⋅^L⋅^S⋅^C⋅^{P (2)} In the Slovak Republic we also use so-called the acceptable length of slope-l_max that can be calculated, for example, by equation [ANTAL 2005]:

lmax = vk2⋅γ / 87⋅_⋅√I (3)

where:

R, K, L, S, C, P factors in the Universal Soil Loss Equation (USLE),

v_k critical velocity of runoff for the given soil (Tab. 3), (m⋅s^-1), γ Basin's roughness coefficient,

_ runoff coefficient,

i rainfall intensity for the design return period (Tab. 4), (m⋅s^-1), I hydraulic (slope) gradient (m⋅m^-1).

Table 3; Tabela 3 Estimate values of v_k (STS No. 75 4501)

Oszacowane wartości dla vk (STS No. 75 4501)

Soil texture type Gatunek gleby wg tekstury

vk (m⋅s^-1)

Sand; Piasek 0.305-0.397

Loamy sand; Piasek gliniasty 0.264-0.343

Sandy loam, loam; Glina piaszczysta, glina 0.248-0.322

Clay loam; Glina zwięzła 0.245-0.318

We can find a number of similarities between Equation (2) and Equations (3). In both types of equations are directly regarded rainfall characteristics (R, i), characteristics of soil (K, v_K, τK, γ, _) and slope gradient (S, I). Slope length (L, l_max), as well as vegetative cover and erosion control measures (C, P, γ, _) are also indirectly regarded in both types of equations.

Table 4; Tabela 4 The design return period for project of the anti-erosion measures

Częstotliwość występowania spadu powierzchniowego dla zabezpieczeń przeciwerozyjnych

Type of land use Typ uŜytkowania terenu

Return period in years Częstotliwość występowa-

nia spadu w latach Field plant production far from settlement

Polowa uprawa roślin poza zabudową

5

Field plant production in contact with settlement Polowa uprawa roślin w sąsiedztwie zabudowy

10

Permanent meadow and pasture Trwale łąki i pastwiska

5

Special plant production on the slope less than 10%

Specjalna produkcja roślinna przy spadkach terenu mniejszych od 10%

5

Special plant production on the slope 10-45%

Specjalna produkcja roślinna przy spadkach terenu10-45%

10

Special plant production in contact with settlement Specjalna produkcja roślinna w sąsiedztwie zabudowy

20

Conclusions

Requirements for erosion control presented in actual legislative acts and directions are not uniform. In terms of soil conservation it is necessary to apply, at all possible events, the acceptable values of soil loss which are presented in STS No. 75 4501.

Currently used computing methods regards all-important erosive factors, therefore are they in principle equivalent.

References

Act No. 220/2004. Soil Protection Law.

ANTAL J. 1980. Soil conservation and reclamation. Bratislava. PRÍRODA: 101.

ANTAL J. 2005. Soil erosion control. Nitra: SPU V NITRE, ISBN 80-8069-572-5: 79.

BIELEK P. 1996. Soil conservation. Code of correct agricultural practice. Bratislava:

VÚPÚ: 54.

ILAVSKÁ B. 1998. The use of information system in erosion control, in: Sustainable soil fertility and soil erosion control. Nitra/Sielnica: VÚPÚ: 331-337.

J. Antal, L. Kalúz 16

Slovak Technical Standard No. 75 4501. Conservation of Agricultural Soils. Basic regulations.

Key words: water erosion, erosion control principles, intensity of soil formation, acceptable intensity of erosion, acceptable length of slope

Summary

In the Slovak Republic, the moderate up to the extreme potential erosion risk was assessed for 65% of agricultural soil fund. We analyzed the universal erosion control principles, established legislative documents associated with soil erosion control, relationship between water erosion intensity and existence of soil, as well as computing methods, used in erosion control. The results of these analyses show that if the actual legislative acts will be applied in practice, soon or later the soil layer on specific sites will by totally devastated. We have also found out that application of STS No. 75 4501 protects soil better than application of Act No. 220/2004.

EROZJA WODNA GLEB NA SŁOWACJI - PROBLEMY I ROZWIĄZANIA

Jaroslav Antal, Larol Kalúz Słowacka Akademia Rolnicza w Nitrze

Słowa kluczowe: erozja wodna, zasady kontroli erozji, intensywność tworzenia się gleby, dopuszczalna intensywność erozji, dopuszczalna długość stoku

Streszczenie

Potencjalne zagroŜenie erozją wodną w Słowacji oszacowano na 65% terenów rolnych. Analizowano ogólne zasady ograniczania erozji, obowiązujące dokumenty prawne związane z ochroną przed erozją, zaleŜności między intensywnością erozji i trwałością agregatów glebowych, a takŜe metody obliczeniowe stosowane w projektowaniu urządzeń przeciwerozyjnych. Wyniki tych analiz wykazały, Ŝe jeśli aktualne akty prawne będą stosowane w praktyce, wcześniej lub później warstwa gleby w określonych miejscach będzie całkowicie zdewastowana. Stwierdzono równieŜ, Ŝe norma STS Nr 754501 chroni glebę lepiej niŜ Akt nr 220/2004.

Jaroslav Antal

Slovak University of Agriculture in Nitra Tr. A. Hlinku 2

949 76 NITRA SLOVAK REPUBLIC

e-mail: jaroslav.antal@uniag.sk

EFEKTY REKULTYWACJI JEZIORA EŁCKIEGO METODĄ SZTUCZNEGO NAPOWIETRZANIA

I CHEMICZNEJ DEZAKTYWACJI FOSFORU

Agnieszka Bańkowska

Katedra InŜynierii Wodnej i Rekultywacji Środowiska, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie

Wstęp

Jezioro Ełckie leŜy w środkowej części Pojezierza Ełckiego, na terenie gminy miejskiej Ełk. Jego powierzchnia wynosi 382,4 ha, a głębokość maksymalna 55,8 m. Ze względu na wyraźne zróŜnicowanie charakterystyk morfometrycznych, w jeziorze wyróŜnia się trzy części: ploso północne, południowe i zachodnie, które traktuje się jako trzy odrębne zbiorniki.

Obserwowana od lat 70-tych antropogenna eutrofizacja Jeziora Ełckiego, w tym plosa północnego, objawiała się odtlenieniem hypo- i metalimnionu, powstaniem strefy siarkowodorowej i uruchomieniem wewnętrznego zasilania w fosfor. Parametry jakościowe zbiornika kwalifikowały jego wody do eutroficznych, niekiedy nawet do politroficznych, a zakwity wód uniemoŜliwiały rekreacyjne i gospodarcze uŜytkowanie akwenu. Rozpoczęta pod koniec lat 90-tych rekultywacja plosa północnego obejmuje napowietrzanie hypolimnionu i chemiczną dezaktywację fosforu, wspomagane zastosowaniem struktur BIO-HYDRO. Tematem niniejszej pracy są efekty napowietrzania hypolimnionu oraz strącania fosforu.

Charakterystyka obiektu badań

Północne ploso Jeziora Ełckiego ma powierzchnię 80,4 ha, średnią głębokość 9,7 m, a maksymalną 24 m. Jest ono zbiornikiem przepływowym o objętości 7 779 000 m³, które łączy się wąskim przesmykiem z południowym plosem jeziora. Ploso północne zasilane jest przez Potok Woszczelski, na którym istnieje zbiornik wykorzystywany jako łowisko gospodarstwa rybackiego. Z gospodarstwa rybackiego wody pohodowlane odprowadzane są bezpośrednio do plosa północnego.

Pomimo umiarkowanej odporności na degradację (II kategoria podatności), ploso północne Jeziora Ełckiego ulegało przyspieszonej degradacji w wyniku dopływu zanieczyszczeń z licznych źródeł punktowych i rozproszonych. Jako źródła zanieczyszczeń wymieniane były: zanieczyszczenia obszarowe ze zlewni bezpośredniej, zanieczyszczenia sanitarne z nieskanalizowanych osiedli mieszkaniowych zlo- kalizowanych nad brzegiem jeziora, zrzuty ścieków opadowych, zanieczyszczenia dopływające Potokiem Woszczelskim i pochodzące ze zbiorników gospodarstwa rybackiego [LOSSOW,GAWROŃSKA 1992; PROJEKT ... 1998; RÓśAŃSKI 2003]. Oszacowano, Ŝe z ogólnego ładunku fosforu dopływającego do plosa północnego i wynoszącego 3955 kg P⋅rok^-1, około 49% pochodzi z Potoku Woszczelskiego, 31% z zasilania wewnętrznego, a 14% dostarcza gospodarstwo rybackie [PROJEKT ... 1998].

A. Bańkowska 20

W związku z postępującą degradacją jeziora, objawiającą się odtlenieniem znacznej objętości zbiornika i uruchomieniem zasilania wewnętrznego, w roku 1999 w plosie północnym podjęto działania rekultywacyjne zmierzające do zahamowania procesu eutrofizacji oraz odwrócenia niekorzystnych tendencji. Działania te obejmują napowietrzanie wód hypolimnionu oraz chemiczną dezaktywację fosforu. Lokalizację tych zabiegów przedstawiono na rysunku 1.

Napowietrzanie wód hypolimnionu prowadzone jest bez destratyfikacji, tj.

z zachowaniem letnich i zimowych uwarstwień termicznych. Napowietrzaniu podlegają głęboczki plosa (24 i 23 m), w których zlokalizowane są aeratory [PROJEKT ... 1998].

Napowietrzanie rozpoczęto w sierpniu 1999 roku.

Chemiczną dezaktywację fosforu prowadzi się z zastosowaniem koagulantu Ŝelazowego w postaci ciekłego chlorku Ŝelaza (FeCl₃). Koagulant dozowany jest do strefy naddennej na głęboczkach. Ujścia instalacji dozowania chlorku Ŝelaza znajdują się w pobliŜu dysz aeratorów, co zapewnia lepszą dystrybucję preparatu w wodzie [PROJEKT ... 1998]. Dozowanie preparatu rozpoczęto w październiku 1999 roku.

Do roku 2003 napowietrzanie i chemiczną dezaktywację fosforu prowadzono w systemie ciągłym, całodobowym. Od roku 2003 zabiegi te uruchamiane są całodobowo na okres stagnacji letniej i zimowej jeśli na zbiorniku zalega pokrywa lodowa [informacja ustna uzyskana w Wydziale Mienia Komunalnego Urzędu Miasta Ełk].

Zasadniczym celem obydwu ww. metod rekultywacji jezior jest unieruchomienie fosforu w trudno rozpuszczalnych związkach i jego wyeliminowanie z obiegu w ekosystemie, a tym samym ograniczenie produktywności wód. Napowietrzanie pozwala na osiągnięcie tego efektu poprzez zwiększenie moŜliwości wiązania fosforu w osadzie, a dezaktywacja chemiczna poprzez wprowadzenie związków wytrącających fosfor do osadu. W ten sposób uzyskuje się efekt samowzmacniający się.

Zakładane efekty tak prowadzonej rekultywacji plosa północnego to: usunięcie siarkowodoru z naddennych wód plosa, poprawa warunków tlenowych w hypolimnionie plosa, wytworzenie utlenionej warstwy o miąŜszości ok. 1 cm na powierzchni osadów dennych i wynikająca z tego redukcja wydzielania fosforu z dna oraz rozwój fauny dennej, ograniczenie biomasy glonów w strefie powierzchniowej, wzrost przezroczystości wody (osiągnięcie wskaźnika widzialności krąŜka Secchciego co najmniej na poziomie 2 m), rozwój wyŜszej roślinności w strefie przybrzeŜnej wynikający z większej przezroczystości wody, stworzenie sprzyjających warunków dla rozrodu i rozwoju ryb oraz doprowadzenie wód plosa do II klasy czystości [PROJEKT ...

1998].

Materiał i metody

Przedstawiono i omówiono wyniki badań jakości wód Jeziora Ełckiego dla dwóch stanowisk badawczych, których lokalizację zaznaczono na rysunku 1. Stra- tyfikowane stanowisko 3 posiada głębokość 23 m, znajduje się w pobliŜu aeratora, podlega napowietrzaniu i chemicznej dezaktywacji fosforu. Stanowisko 4 nie wykształca stratyfikacji termicznej, posiada głębokość 6 m i zlokalizowane jest w pobliŜu odpływu z jeziora. Badania wykonano 4-krotnie w roku 2006, w okresie późnej wiosennej i niepełnej jesiennej miksji oraz stagnacji letniej. Lipcową sesję pomiarową wykonano wraz z zespołem Stacji Hydrobiologicznej Instytutu Ekologii PAN w Mikołajkach. W pracy wykorzystano takŜe wyniki badań przeprowadzonych w latach 1991-1992 przez Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Suwałkach oraz Katedrę Chemii i Technologii Wody i Ścieków Akademii Rolniczo-Technicznej w Olsztynie [LOSSOW, GAWROŃSKA 1992], a takŜe wyniki pomiarów monitoringowych Stacji

Hydrobiologicznej IE PAN w Mikołajkach z lat 1999-2005.

Wyniki i dyskusja Warunki tlenowe

Zmiany warunków tlenowych w okresie badań w 2006 roku dla stratyfiko- wanego, napowietrzanego stanowiska nr 3 przedstawiono na rysunku 1.

Rys. 1. Rozmieszczenie elementów rekultywacji Jeziora Ełckiego (na podstawie PROJEKT ...

[1998])

Fig. 1. Location of restoration procedures in the Ełckie Lake (based on PROJEKT ... [1998]) Warunki tlenowe w okresie pomiarowym w roku 2006 zmieniały się znacząco w związku z dimiktycznym charakterem jeziora. Maksymalne koncentracje tlenu rozpuszczonego wynosiły w okresie wiosennej miksji 15,9 mg O₂⋅dm^-3, podczas stagnacji letniej 14,00 mg O₂⋅dm^-3, a jesienią w okresie niepełnego jeszcze wymieszania 8,69 mg O₂⋅dm^-3. W okresach tych minimalne odnotowane koncentracje tlenu wyniosły odpowiednio 9,9, 2,00 i 0,95 mg O₂⋅dm^-3. Bezpośrednio nad dnem stanowiska koncentracja tlenu rozpuszczonego wynosiła wiosną 8,50 mg O₂⋅dm^-3, latem 2,05 mg O₂⋅dm^-3 i jesienią 0,95 mg O₂⋅dm^-3. W okresie stagnacji letniej najniŜsza obserwowana w hypolimnionie ilość tlenu wynosiła 2 mg O₂⋅dm^-3 (średnie stęŜenie tlenu w hypolimnionie - 2,78 mg O2⋅dm^-3).

tlen rozpuszczony; dissolved oxygen (mg O2⋅dm^-3)

A. Bańkowska 22

Rys. 2. Zmiany warunków tlenowych stanowiska 3 w 2006 roku Fig. 2. Changes of oxygen concentration at the site 3 in 2006

Warunki tlenowe w tej strefie zbiornika nie były zatem korzystne i odpowiadały hipoksji, sprzyjającej wzmoŜonemu zasilaniu wewnętrznemu. Ilość ta nie była wy- starczająca i jesienią, w nie objętej jeszcze miksją strefie dennej, zawiązał się deficyt tlenowy (0,95 mg O₂⋅dm^-3). Nie mniej naleŜy podkreślić, Ŝe w całym profilu stanowiska w okresie stagnacji letniej nie odnotowano deficytów tlenowych - w całej kolumnie wody obecny był tlen w koncentracji większej niŜ 1 mg O₂⋅dm^-3. Fakt ten jest niezmier- nie istotny, poniewaŜ brak stref anoksycznych podczas letniej stratyfikacji zaob- serwowano na tym stanowisku po raz pierwszy od momentu rozpoczęcia napo- wietrzania jeziora. Wskazuje to zatem na wyraźną poprawę warunków tlenowych w stosunku do lat poprzednich, którą potwierdza wskaźnik wysycenia hypolimnionu tlenem z kolejnych lat napowietrzania. W latach 1999-2002, w związku z całkowitym odtlenieniem hypolimnionu, wskaźnik ten wynosił 0 (odpowiadając, zgodnie z metodyką oceny jakości wód jeziorowych [KUDELSKA i in. 1992], wodom pozaklasowym), w latach 2003-2005 wahał się w zakresie 14-16,89% (III klasa jakości wód jeziorowych), a w roku 2006 przyjął wartość znacznie wyŜszą - 23,9% (II klasa jakości wód jeziorowych). Na wyraźną poprawę warunków tlenowych wskazuje takŜe kształt krzywej tlenowej, która przyjęła postać heterogrady dodatniej bez stref odtlenionych, typowej dla jezior mezotroficznych, podczas gdy w latach poprzednich miała postać klinogrady lub heterogrady ujemnej, charakterystyczną dla jezior o bardziej zaawansowanej trofii. Zmiany warunków tlenowych stanowiska

napowietrzanego w kolejnych latach rekultywacji przedstawiono na rysunku 3.

tlen rozpuszczony; dissolved oxygen (mg O2⋅dm^-3)

Rys. 3. Zmiany warunków tlenowych stanowiska 3 przed rekultywacją i w jej trakcie (na podstawie LOSSOW, GAWROŃSKA [1992] i danych IE PAN)

Fig. 3. Changes of oxygen concentration at the site 3, before and during the reclamation process (basen on LOSSOW, GAWROŃSKA [1992] and IE PAN data)

Warunki troficzne

Analizy zmian warunków troficznych zachodzących w wyniku chemicznego strącania fosforu oraz napowietrzania hypolimnionu dokonano na podstawie danych o koncentracjach fosforu oraz zaleŜnych od nich koncentracji chlorofilu „a” i przezroczystości wód.

W strefie powierzchniowej jezior największą wartość diagnostyczną mają koncentracje fosforu wiosną, kiedy to przy powierzchni zalegać mogą duŜe ilości biogenów, pochodzące z nasilonego spływu powierzchniowego oraz wyniesione podczas wiosennego mieszania z Ŝyznych stref głębinowych [KAJAK 1979; KAJAK 1998;

KUDELSKA i in. 1992]. Wiosną w strefie powierzchniowej stanowisk 3 i 4 odnotowano bardzo wysokie koncentracje fosforu ogólnego, sięgające 101 µg P⋅dm^-3 (stanowisko 3) i 226 µg P⋅dm^-3 (stanowisko 4); są to wartości wskazujące na politroficzny charakter tych stanowisk i stanowiące zapowiedź letnich zakwitów wód (zgodnie z kryterium Vollenweidera) [KAJAK 1979]. Latem koncentracje te wynosiły odpowiednio 59 i 122 µg P⋅dm^-3. Zgodnie z metodyką oceny jakości wód jeziorowych, na podstawie koncentracji

A. Bańkowska 24

fosforu w strefie powierzchniowej, wody stanowiska 3 zaliczyć moŜna do II, a stanowiska 4 - do III klasy jakości wód jeziorowych. Niepokojąco wysoką trofię wód w rejonie stanowiska 4 odnotowano takŜe w latach 1999-2001 [EJSMOND-KARABIN i in.

2001].

Znaczne koncentracje fosforu na tych stanowiskach znajdują odzwierciedlenie w silnej produktywności wód, objawiającej się wysoką koncentracją chlorofilu „a” oraz niską przezroczystością wody (określaną widzialnością krąŜka Secchiego). W okresie badań koncentracje chlorofilu „a” wzrastały w miarę postępu okresu wegetacyjnego; na stanowisku 3 zmieniały się w graniach 8,89-32,76 µg⋅dm^-3, na stanowisku 4 w granicach 0,36-40,96 µg⋅dm^-3, przyjmując maksymalne wartości jesienią. Górne granice tych przedziałów to wartości wysokie, pozwalające zaliczyć jezioro do typu eutroficznego wg klasyfikacji Vollenweidera przyjętej przez OECD [HILLBRICHT- ILKOWSKA, WIŚNIEWSKI 1994], a jednocześnie wyŜsze niŜ obserwowane w pierwszych latach rekultywacji. Przezroczystość wody na stanowiskach 3 i 4 nie przekraczała w okresie letnim 90 cm i odpowiadała wodom pozaklasowym. Od rozpoczęcia rekultywacji najwyŜszą przezroczystość wód stanowiska 3 odnotowano w roku 2003 i wynosiła ona 1,3 m.

Tabela 1; Table 1 Zmiany trofii wód północnego plosa w kolejnych latach rekultywacji

w odniesieniu do typologii troficznej Carlsona (na podstawie danych monitoringowych IE PAN)

Changes of trophic state of the Ełckie Lake during the restoration process (based on IE PAN data)

Rok Year

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006

TSI 56,2 58,5 56,4 57,0 57,8 59,8 61,2

Typ troficzny Trophic state

mezoeu- trofia

mezoeu- trofia

mezoeutrofia mezoeu- trofia

mezoeut- rofia

mezoeut- rofia

eutrofia

Jakość wód stanowiska 3, określona wskaźnikiem trofii Carlsona, opierającego się na koncentracjach fosforu całkowitego oraz chlorofilu „a” i przezroczystości wody latem w epilimnionie (TSI - ang. „trophic state index”) [CARLSON 1977], odpowiadała w roku 2006 eutrofii, co jest wynikiem najgorszym spośród obserwowanych od rozpoczęcia rekultywacji. Produktywność epilimnionu w latach poprzednich takŜe była wysoka i nie wykazywała wyraźnych zmian. Wartości wskaźników TSI dla epilimnionu stanowiska 3 w kolejnych latach rekultywacji przedstawiono w tabeli 1.

Dla oceny jakości stref głębinowych zbiornika wartość diagnostyczną mają wyniki pomiarów wykonanych w okresie stagnacji letniej. Wówczas, z uwagi na intensywną produkcję pierwotną w strefie powierzchniowej i sedymentację materii do hypolimnionu, w jeziorach głębokich większa część zasobów biogenów moŜe zalegać w hypolimnionie. Warstwa ta - jako odizolowana od strefy fotycznej - kumuluje fosfor.

Gromadzą się w niej takŜe zasoby fosforu pochodzące z zasilania wewnętrznego.

Koncentracje fosforu fosforanowego i fosforu ogólnego nad dnem stanowiska 3 w okresie badań stopniowo wzrastały, osiągając juŜ latem bardzo wysokie wartości 110 µg P-PO₄⋅dm^-3 i 186 µg P⋅dm^-3 (odpowiadające III klasie czystości i wodom pozaklasowym), a jesienią przyjęły wartości znacznie wyŜsze (286 µg P-PO₄⋅dm^-3 i 186 µg P⋅dm^-3). Jesienią fosforany stanowiły prawie 95% ogólnej ilości fosforu, co sugeruje, Ŝe prócz procesów sedymentacji z epilimnionu, przyczyną wysokich koncentracji fosforu w hypolimnionie było takŜe zasilanie wewnętrzne z osadu dennego, szczególnie jesienią, kiedy wystąpiły nad dnem warunki beztlenowe. Ponadto,

w sytuacji deficytów tlenowych, koagulant Ŝelazowy ponownie uwalnia fosfor, co stanowi prawdopodobnie jedną z przyczyn silnego wzrostu koncentracji fosforu nad dnem jeziora jesienią.

Wysokie koncentracje fosforu zalegające nad dnem w szczycie stagnacji letniej w roku 2006 zwracają uwagę szczególnie przy porównaniu tego wskaźnika jakości z danymi z lat poprzednich, przedstawionymi w na rysunku 4.

Rys. 4. Zmiany koncentracji fosforu ogólnego (TP) i fosforanowego (P-PO₄) na stanowisku 3 przed rekultywacją i w jej trakcie (na podstawie LOSSOW, GAWROŃSKA [1992] i danych IE PAN)

Fig. 4. Changes of total phosphorus (TP) and phosphate phosphorus (P-PO₄) concentration at the site 3, before and during the reclamation process (based on LOSSOW, GAWROŃSKA [1992] and IE PAN data)

Koncentracje fosforu ogólnego nad dnem jeziora zmniejszały się w miarę trwania zabiegów rekultywacyjnych - spadły z wysokich wartości rzędu 244 µg P⋅dm^-3 przed rozpoczęciem rekultywacji (III klasa czystości) do 52 µg P⋅dm^-3 po sześciu latach napowietrzania i strącania fosforu (I klasa czystości). W roku 2006 nastąpił jednak gwałtowny wzrost koncentracji fosforu nad dnem do 190 µg P⋅dm^-3. Koncentracje fosforu fosforanowego takŜe nie wykazują jednoznacznych tendencji zmian: w latach 2002-2003 gwałtownie wzrosły do wartości 129-138 µg P-PO₄⋅dm^-3 (wody poza- klasowe), znacznie przekraczających ilości notowane przed rozpoczęciem rekultywacji, w latach 2004-2005 zmniejszyły się do wartości II- i I-klasowych (kiedy to w hypolimnionie pojawił się tlen), a w roku 2006 ponownie wzrosły, osiągając wartości pozaklasowe. Jest to bardzo zastanawiające z uwagi na fakt, Ŝe w tym samym roku notowano jednocześnie zdecydowaną poprawę warunków tlenowych, po której naleŜało się spodziewać spadku zasobności hypolimnionu w fosfor oraz z uwagi na fakt, Ŝe od roku 2003 na tym stanowisku warunki chemicznego strącania (okres dozowania koagulantu i jego dawka) nie zmieniły się.

W ramach podsumowania wyników badań określono klasę czystości wód plosa północnego wg metodyki oceny jakości wód jeziorowych [KUDELSKA i in. 1992]. Jakość wód stanowiska 3 w roku 2006 odpowiadała II klasie czystości, co stanowiło znaczącą poprawę w stosunku do okresu przed rozpoczęciem rekultywacji, kiedy wody stanowiska odpowiadały „zaawansowanej” III klasie jakości [LOSSOW, GAWROŃSKA

1992]. Parametry, których wartości nie zostały sprowadzone do II klasy czystości to koncentracje fosforu ogólnego i fosforanowego latem nad dnem, przewodność elektrolityczna właściwa, przezroczystość wód. Potwierdza to wniosek o utrzymującej

A. Bańkowska 26

się nadal wysokiej Ŝyzności warstwy hypolimnetycznej oraz duŜej produktywności strefy powierzchniowej zbiornika.

Wnioski

Badania przeprowadzone w ramach monitoringu rekultywacji plosa północnego Jeziora Ełckiego nie pozwalają jednoznacznie ocenić efektów zastosowanych zabiegów rekultywacyjnych.

Obserwuje się wyraźne, pozytywne zmiany warunków tlenowych, które nie znajdują odzwierciedlenia w zasobności ekosystemu w związki fosforu. Zasoby tlenu w hypolimnionie zbiornika są nie wystarczające dla utrzymania strefy tlenowej przez cały okres stratyfikacji letniej. Jesienią (w nieobjętej jeszcze mieszaniem strefie naddennej) zawiązuje się deficyt tlenowy, indukujący wzmoŜone zasilanie wewnętrzne oraz ponowne uwalnianie fosforu związanego wcześniej w procesie chemicznej dezaktywacji, o czym świadczą wysokie nadal koncentracje fosforanów nad dnem zbiornika. Ponadto, jak wynika z niektórych doświadczeń, podczas napowietrzania wód wpływ na uwalnianie fosforu z osadu moŜe mieć resuspensja osadu w trakcie zadawania do hypilimnionu powietrza pod ciśnieniem oraz wzmoŜona dyfuzja fosforu z osadu z uwagi na wzrost liczebności i aktywności bentosu w lepszych warunkach tlenowych [KAJAK 1985; MAEHL 2000].

Na utrzymującą się nadal wysoką trofię wód epilimnionu plosa północnego wpływ moŜe mieć takŜe dość silny gradient temperatury w metalimnionie (sięgający 3,8°C) ograniczający sedymentację materii do hypolimnionu. W takiej sytuacji wydaje się, Ŝe efektywność rekultywacji mogłaby podnieść okresowa destratyfikacja wody w zbiorniku i jednoczesne zadanie koagulantu do całej masy wody. Projekt techniczny rekultywacji jeziora zakładał napowietrzanie z destratyfikacją zimą [PROJEKT ... 1998], ostatecznie jednak zaniechano burzenia uwarstwienia termicznego. W obecnej sytuacji naleŜałoby rozwaŜyć sztuczną destratyfikację zbiornika zimą, tym bardziej, Ŝe była ona zalecana w projekcie rekultywacji, a urządzenia pracujące na jeziorze są do takiego zabiegu przystosowane.

Przede wszystkim naleŜy jednak podkreślić, Ŝe na brak stałych zmian jakości wód plosa północnego zasadniczy wpływ moŜe mieć fakt, Ŝe jezioro nadal jest odbiornikiem zanieczyszczeń z przynajmniej kilku źródeł. Są to m.in. wody pohodowlane z gospodarstwa rybackiego i wody Potoku Woszczelskiego. Ich oddziaływanie miało zostać zredukowane poprzez zainstalowanie w plosie, w rejonie dopływu tych wód, struktur BIO-HYDRO. Badania przeprowadzone w latach 1999-2001 i w roku 2006 nie wykazały pełnej efektywności tych struktur, potwierdziły natomiast wysoką trofię plosa w sąsiedztwie dopływu wód z gospodarstwa rybackiego [EJSMOND-KARABIN i in. 2001;

BAŃKOWSKA 2007]. Jezioro jest takŜe odbiornikiem ścieków deszczowych z kanalizacji burzowej miasta Ełk, której kolektory zlokalizowane są w sąsiedztwie stanowiska 4, co znajduje odzwierciedlenie w zdecydowanie gorszej jakości wód w tym rejonie. Dopływ zanieczyszczeń z zewnątrz, jak i wewnątrz ekosystemu, moŜe zatem kompensować pulę fosforu, która jest wytrącana do osadów dennych w procesie rekultywacji. Hipotezę o dopływie znacznych ilości nutrietów do plosa północnego potwierdza gwałtowne pogorszenie się wielu parametrów jakościowych jego wód w roku 2006 w stosunku do lat poprzednich (m.in. ogólny wzrost trofii epilimnionu i koncentracji fosforu w hy- polimnionie).

Dla uzyskania wyŜszej efektywności rekultywacji plosa północnego Jeziora Ełckiego i trwałości jej skutków konieczna jest przede wszystkim redukcja ładunków

fosforu docierających do jeziora ze źródeł zewnętrznych. Wskazane wydaje się takŜe zastosowanie okresowej destratyfikacji celem wytrącenia fosforu z całej toni wodnej, a nie tylko hypolimnionu i „złagodzenia” gradientu termicznego w metalimnionie. Z uwagi na występujące nadal deficyty tlenowe jesienią w strefie naddennej, godna rozwaŜenia wydaje się takŜe zmiana koagulantu na taki, który trwale wiąŜe fosfor takŜe w warunkach beztlenowych. W obecnej sytuacji, kiedy to nadal, przynajmniej okresowo, obserwuje się anoksję stref naddennych, stosowanie koagulantu uwalniającego fosfor w warunkach beztlenowych nie znajduje uzasadnienia.

W odniesieniu do zakładanych celów rekultywacji plosa północnego moŜna natomiast stwierdzić, Ŝe zastosowane zabiegi rekultywacyjne pozwoliły na zreali- zowane następujących celów: usunięcie siarkowodoru, poprawa warunków tlenowych w hypolimnionie i doprowadzenie wód plosa do II klasy czystości. Nie osiągnięto natomiast następujących rezultatów: ograniczenie uwalniania fosforanów z osadów dennych, poprawa przezroczystości wody (do SD = 2 m), obniŜenie biomasy glonów w strefie powierzchniowej.

Projekt rekultywacji zakładał takŜe, Ŝe spowoduje ona wytworzenie się utlenionej warstwy na powierzchni osadów dennych. Niniejsza praca nie obejmowała swoim zakresem badań dotyczących osadów dennych, jednak obserwowana w latach 2004-2005 znaczna redukcja koncentracji fosforanów nad dnem moŜe pośrednio wskazywać, Ŝe napowietrzanie poprawiło w tym okresie warunki tlenowe w osadzie, które jednak w kolejnym roku musiały ulec znacznemu pogorszeniu, co sugeruje nagły wzrost koncentracji fosforanów nad dnem. Natomiast ocena efektywności rekultywacji w odniesieniu do pozostałych celów, jakimi był rozwój fauny naddennnej oraz roślinności wyŜszej w strefie brzegowej zbiornika, wykracza poza zakres niniejszej pracy.

Literatura

BAŃKOWSKA A. 2007. Ocena skuteczności struktur BIO-HYDRO w rekultywacji Jeziora Ełckiego. Przegląd Nauk. InŜynieria i Kształtowanie Środowiska 4(38): 23-27.

CARLSON R.E. 1977. A trophic state index for lakes. Limnology and Oceanography 22:

361-369.

EJSMONT-KARABIN J., KALINOWSKA K., KARABIN A., KORNATOWSKA R., KUFEL I. 2001.

Ocena skutków ekologicznych rekultywacji plosa północnego Jeziora Ełckiego metodą ograniczenia dopływów fosforu z głębinowych osadów dennych i z Jeziora Sunowo.

Wyniki badań prowadzonych w latach 1999-2001. Stacja Hydrobiologiczna Instytutu Ekologii PAN w Mikołajkach: 7-13.

HILBRICHT-ILKOWSKA A., WIŚNIEWSKI R. 1994. ZróŜnicowanie troficzne jezior Suwals- kiego Parku Krajobrazowego i jego otuliny. Stan obecny, zmienność wieloletnia, miejsce w klasyfikacji troficznej jezior, w: Jeziora Suwalskie Parku Krajobrazowego.

Związki z krajobrazem, stan eutrofizacji, kierunki ochrony. Praca zbiorowa pod red. A.

Hillbricht-Ilkowskiej i R. Wiśniewskiego: 181-200.

KAJAK Z. 1979. Eutrofizacja Jezior. Wyd. Nauk. PWN Warszawa: 22-33.

KAJAK Z. 1985. Warunki i metody restauracji zbiorników wodnych. Mat. konf. nauk.

„Ochrona jezior ze szczególnym uwzględnieniem metod rekultywacji”. Grudziądz 1985: 14-17.

KAJAK Z. 1998. Hydrobiologia - Limnologia. Ekosystemy wód śródlądowych. Wyd.

Nauk. PWN Warszawa: 168-171; 176-178.

KUDELSKA D., CYDZIK D., SOSZKA H. 1992. Wytyczne monitoringu podstawowego jezior.

A. Bańkowska 28

Biblioteka Monitoringu Środowiska, PIOŚ Warszawa: 1-27.

LOSSOW K., GAWROŃSKA H. 1992. Koncepcja rekultywacji Jeziora Ełckiego. AR-T Olsztyn: 1-19.

MAEHL P. 2000. Poradnik rekultywacji jezior dla województwa Sonderjylland. Ramboll Danemark, Tonder: 14 ss.

PROJEKTtechniczny rekultywacji Jeziora Ełckiego Północnego 1998. EKO-TECHS.C., Warszawa: 4-11.

RÓśAŃSKI S. 2003. Raport o stanie środowiska województwa warmińsko-mazurskiego w roku 2002. Praca zbiorowa pod red. S. RóŜańskiego. Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Olsztynie, Olsztyn: 20-23; 70-73.

Słowa kluczowe: degradacja i rekultywacja jezior, napowietrzanie hypolimnionu, chemiczna dezaktywacja fosforu

Streszczenie

W pracy omówiono efekty rekultywacji Jeziora Ełckiego prowadzonej metodą napowietrzania hypolimnionu i chemicznej dezaktywacji fosforu. Oceny efektywności wymienionych zabiegów dokonano na podstawie wyników badań jakości wód jeziora przeprowadzonych w roku 2006 w okresie wiosennej i jesiennej miksji oraz stagnacji letniej. Wykorzystano takŜe wyniki pomiarów monitoringowych uzyskane w latach 1999-2005 przez Stację Hydrobiologiczną Instytutu Ekologii PAN w Mikołajkach.

Na podstawie wymienionych danych stwierdzono, Ŝe w Jeziorze Ełckim wskutek zastosowanych zabiegów rekultywacyjnych nastąpiła wyraźna poprawa warunków tlenowych. Nie obserwuje się natomiast wyraźnych zmian w produktywności zbiornika.

W związku z powyŜszym efektywność rekultywacji Jeziora Ełckiego oceniono jako częściową.

MoŜliwe przyczyny niepełnego powodzenia renaturyzacji to stały dopływ nutrietów do zbiornika oraz modyfikacje, jakie wprowadzono do technologii na- powietrzania.

THE EFFECTS OF EŁK LAKE RESTORATION PROCESS BY MEANS OF HYPOLIMNETIC AERATION AND PHOSPHORUS CHEMICAL INACTIVATION

Agnieszka Bańkowska

Department of Hydraulic Engineering and Environmental Recultivation, University of Life Sciences, Warszawa

Key words: lakes degradation and restoration, hypolimnetic aeration, phosphorus inactivation using iron

Summary

The paper presents the effects of the Ełk Lake reclamation process by the means of hypolimnetic aeration and phosphorus inactivation using iron. The evaluation of restoration effectiveness was based on researches of the lake water quality which were carried out on 2 locations during spring and autumn circulation and summer stagnation

in 2006. The data obtained in 1999-2005 by Hydrobiological Station in Mikołajki (Institute of Ecology, Polish Academy of Sciences) were also used.

The obtained data show that reclamation resulted in a significant improvement of oxygen conditions in the lake. At the same time reclamation procedures did not causeang distinct changes in the trophic status and the productivity of water. Thus, the efficiency of the reclamation was described as partial. The reason for the continuous high trophic status of Ełk Lake may be the external load of nutrients and some modifications which were introduced to the aeration technology.

Mgr inŜ. Agnieszka Bańkowska

Katedra InŜynierii Wodnej i Rekultywacji Środowiska Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego

ul. Nowoursynowska 159 02-776 WARSZAWA

e-mail: agnieszka_bankowska@sggw.pl

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 532: 31-39

ANALIZA SPŁYWU POWIERZCHNIOWEGO NA PODSTAWIE BADAŃ

NA MODELU GRUNTOWYM

Anna Baryła

Katedra Kształtowania Środowiska,

Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie

Wstęp

Proces powstawania spływu powierzchniowego zaleŜy od warunków, jakie występują na powierzchni danej gleby [MOLDENHAUER, KEMPER 1969; FARRES 1978;

ROMKERS,WANG 1987]. DuŜe gruzełki tworzą mikrodepresje, w których woda czasowo stagnuje po wypełnieniu przestworów kapilarnych i filtrujących wodę opadową w głąb profilu glebowego. Gromadzenie się wody, a następnie zawiesiny, trwa do momentu, w którym większość agregatów duŜych na powierzchni zostanie rozmyta lub rozbita, a mikroobniŜenia wypełnią się zawiesiną wody i gleby [MOORE,SINGER 1990]. Trwający lub teŜ kolejny opad powoduje, Ŝe warunki na powierzchni są róŜne od początkowych.

Większość mikrodepresji zostaje wypełniona, a powierzchnia gleby pokryta skorupą. Po przełamaniu barier woda rozpoczyna ruch w dół zbocza, przenosząc rozmyte cząstki gleby. Przenoszenie i spływ odbywa się najpierw ruchem laminarnym, który następnie przechodzi w drobne cieki płynące w dół zbocza, tworząc Ŝłobiny [ROMKENS, WANG

1986;MOLDEHAUER,KEMPER 1969]. Spływ powierzchniowy jest więc procesem złoŜonym, a czynniki od których zaleŜy są zmienne zarówno w czasie, jak i w przestrzeni [ZOBECK, ONSTAD 1987;HAIRSINE,ROSE 1992;RENARD i in. 1997]. Poznanie i właściwe określenie za- leŜności pomiędzy spływami powierzchniowymi, a czynnikami wpływającymi na ich wielkość, natęŜenie i częstotliwość występowania jest takŜe niezbędne m.in. dla oceny istniejących modeli spływu powierzchniowego. W warunkach naturalnych, ze względu na ich duŜe zróŜnicowanie, niezmiernie trudne jest np. zebranie precyzyjnych danych niezbędnych do weryfikacji modeli. Znacznie łatwiejsze jest określenie procesu kształtowania się spływu powierzchniowego w laboratorium przy załoŜonych róŜnych warunkach początkowych i brzegowych.

Celem badań była analiza czynników wpływających na wielkość spływu po- wierzchniowego takich jak: spadek terenu, czas trwania spływu powierzchnio-wego, opad, wilgotność gleby.

Materiał i metodyka badań

Badania wykonano na modelu gruntowym o wymiarach: długość 136 cm, wysokość 120 cm, szerokość 15 cm (rys. 1). Wnętrze modelu wypełnione zostało piaskiem gliniastym mocnym zagęszczanym warstwowo.

Rys. 1. Schemat laboratoryjnego stanowiska badawczego (wymiary w mm) Fig. 1. Schema of laboratory experiment (mm)

W celu umoŜliwienia obserwacji przepływu wody w glebie ścianę czołową modelu wykonano z przezroczystej płyty metapleksowej. W modelu zainstalowano 16 sond TDR do pomiaru wilgotności gleby. KaŜda z wykorzystanych sond pomiarowych zbudowana była z dwóch równoległych prętów ze stali nierdzewnej o długości 55 mm i średnicy 0,8 mm, wzajemnie odległych o 5 mm. Podłączono je do zestawu TDR oraz komputera. W trakcie eksperymentu prowadzono rejestrację zmian wilgotności gleby w przedziałach dziesięciominutowych. Opad symulowano za pomocą mikrozraszaczy o natęŜeniu wypływu zaleŜnym od ciśnienia wody, co umoŜliwiało modelowanie opadów o róŜnej intensywności. Woda ze spływów powierzchniowych przechwytywana była przez umieszczoną na końcu modelu rynienkę zakończoną odpływem do naczynia pomiarowego. Pomiary odpływu wody i wilgotności prowadzono w tych samych odstępach czasowych. Na modelu wykonano 12 doświadczeń przy trzech spadkach powierzchni terenu wynoszących 5, 10 i 15% oraz natęŜeniach opadu: 41 mm⋅godz.^-1, 46 mm⋅godz.^-1, 52 mm⋅godz.^-1 oraz 54 mm⋅godz.^-1. Czas trwania kaŜdego doświadczenia wynosił jedną godzinę. W tabeli 1 zestawiono właściwości fizyczne gleby. Coraz mniejsze wartości współczynnika filtracji w kolejnych warstwach mogą

ANALIZA SPŁYWU POWIERZCHNIOWEGO ... 33 wskazywać na większe zagęszczenie dolnych partii gruntu w modelu.

Tabela 1; Table 1 Właściwości fizyczne gleby w modelu

Physical properties of the soil used in the experiment

Głębokość; Depth (m)

Gęstość objętościowa Density (g⋅cm^-3)

Porowatość; Porosity (%)

Współczynnik filtracji Filtration coefficient

(cm⋅s^-1⋅10^-4)

0,0-0,15 1,68 34,1 15,23

0,15-0,45 1,62 35,6 7,84

0,45-0,80 1,58 36,8 4,24

Wyniki badań

Czas trwania spływu powierzchniowego

Przy doborze parametrów urządzeń przeciwerozyjnych (np. tarasów grzbie- towych) konieczna jest, oprócz wielkości spływu, takŜe znajomość czasu jego trwania.

Woda gromadzi się przed tarasem po upływie pewnego okresu czasu od początku opadu. Znajomość czasu trwania jest potrzebna przy symulacji procesów zachodzących w glebie podczas opadów o duŜym natęŜeniu. Na rysunku 2 przedstawiono uzyskane na modelu gruntowym wyniki czasu trwania spływu powierzchniowego w zaleŜności od spadku terenu i natęŜenia opadu. MoŜna zauwaŜyć istotny wpływ spadków terenu na czas uruchamiania się spływów powierzchniowych.

Rys. 2. Wpływ spadku terenu i natęŜenia opadu na czas dobiegania spływu powierz- chniowego

Fig. 2. Influence of rainfall intensity and slope gradient on time of surface runoff

Przeprowadzono takŜe analizę statystyczną pozwalającą określić zmienne najlepiej ze sobą powiązane i wpływające w sposób istotny na czas powstawania spływu powierzchniowego. Do tego celu zastosowano metodę analizy regresji wie- lokrotnej krokowej, polegającej na wprowadzaniu zmiennych niezaleŜnych, aŜ do uzyskania najlepszego równania opisującego badaną zaleŜność [DRAPPER,SMITH 1973].

Wilgotność gleby

Objętość wody przepływającej po stoku w znaczącym stopniu zaleŜy od właś- ciwości wodnych gleby, a zwłaszcza infiltracji. W praktyce rolniczej znane jest zjawisko powstawania tzw. podeszwy płuŜnej, która powstaje wskutek zabiegów agrotechnicznych i stanowi warstwę prawie nieprzepuszczalną. Zjawisko to moŜe powodować zwiększenie objętości spływającej wody. Taka zmiana wielkości spływu moŜe np. spowodować zniszczenie bezodpływowych tarasów grzbietowych. Dlatego teŜ w trakcie eksperymentów na modelu gruntowym obserwowano, jaka część wody opadowej wsiąka w głąb gleby i czy front zwilŜenia, nawet przy krótkotrwałych spływach osiąga głębokość podeszwy płuŜnej, tj. około 20 cm od powierzchni terenu.

Badania prowadzone przez BRODOWSKIEGO i REJMANA [2004] wykazały, Ŝe wysoka podatność na zaskorupienie moŜe prowadzić do redukcji infiltracji, jeŜeli powierzchnia gleby poddana jest uderzeniom kropel opadu, które niszczą jej strukturę. Wynikające stąd obniŜenie zdolności infiltracyjnych gleby zwiększa prawdopodobieństwo wystąpienia spływu powierzchniowego i jego wielkość [HILLEL 1998].

Rys. 3. Zmiana uwilgotnienia gleby podczas eksperymentu przy spadku 5% a) - wilgotność początkowa, b) - wilgotność na początku pomiaru spływu c) - wilgotność końcowa Fig. 3. Change of soil moisture during the experiment with the slope of 5% a) initial soil

moistures, b) - beginning of surface runoff, c) - final moisture

Graficzny układ zmienności przestrzennej uwilgotnienia przy zróŜnicowanych spadkach podczas trwania doświadczenia, przedstawiono na rysunkach 3, 4, 5. Izolinie wilgotności uzyskano, wykorzystując metodę krigingu przy zastosowaniu programu Surfer [GOLDEN SOFTWARE 1994].

Przy spadku 5% moŜna stwierdzić, Ŝe wilgotność początkowa wynosiła od 24%, przy natęŜeniu 54 mm⋅godz.^-1 do 27% przy natęŜeniu 46 mm⋅godz.^-1. Proces spływu powierzchniowego rozpoczął się przy średniej wilgotności 28%. Po godzinie trwania doświadczenia przy natęŜeniu opadu wynoszącym 41 mm⋅godz.^-1 wilgotność wzrosła w stosunku do wilgotności początkowej o 6% i wynosiła 32%. Największy wzrost wilgotności obserwowano przy natęŜeniu opadu 54 mm⋅godz.^-1 który wyniósł 10%.

Na rysunku 4 przedstawiono zmienność uwilgotnienia przy spadku 10%.

Wilgotność początkowa wynosiła 24%. Spływ powierzchniowy przy natęŜeniach opadu 41, 46 i 52 mm⋅godz.^-1 uzyskano przy wilgotności 28%. Przy natęŜeniu 54 mm⋅godz.^-1, spływ rozpoczął się przy wilgotności 29%. Po godzinie trwania doświadczenia

ANALIZA SPŁYWU POWIERZCHNIOWEGO ... 35 wilgotność wzrosła w stosunku do wilgotności początkowej o 6%.

Rys. 4. Zmiana uwilgotnienia gleby podczas eksperymentu przy spadku 10% a) - wilgotność początkowa, b) - wilgotność na początku pomiaru spływu c) - wilgotność końcowa Fig. 4. Change of soil moisture during the experiment with the slope of 10% a) initial soil

moistures, b) - beginning of surface runoff, c) - final soil moistures

Zmienność uwilgotnienia przy spadku 15% przedstawiono na rysunku 5.

Początkowa wilgotność wynosiła 24%. W momencie powstania spływu powierz- chniowego wilgotność wzrosła do 27% przy natęŜeniu opadu 41 mm⋅godz.^-1, 28% przy 46 mm⋅godz.^-1 i 29% przy natęŜeniach 52 i 54 mm⋅godz.^-1. Największą zmianę uwilgotnienia w trakcie trwania eksperymentu zaobserwowano przy natęŜeniu opadu równym 54 mm⋅godz.^-1 (12 %).

Rys. 5. Zmiana uwilgotnienia gleby podczas eksperymentu przy spadku 15% a) - wilgotność początkowa, b) - wilgotność na początku pomiaru spływu c) - wilgotność końcowa Fig. 5. Change of soil moisture during the experiment with the slope of 15% a) initial soil

moistures, b) - beginning of surface runoff, c) - final soil moistures Wielkość spływu powierzchniowego

Przeprowadzone badania wyukazały istotny wpływ spadków terenu na dynamikę i wielkość spływów powierzchniowych (rys. 6), [CARSON,KIRBKY 1972]. Przy spadku 5%

wielkość spływów powierzchniowych była ponad pięciokrotnie mniejsza niŜ przy spadku 15%, przy tych samych natęŜeniach opadu.

spadek; slope gradient (%) Rys 6. Wpływ spadku terenu na wielkość spływu powierzchniowego Fig. 6. Relationship between slope gradient and surface runoff

Badania prowadzone przez SZAFRAŃSKIEGO i in. [1998] wykazały, Ŝe na obszarach o nachyleniu od 3 do 6% spływ powierzchniowy jest niewielki, a zatem zagroŜenie erozyjne jest nieznaczne. Silne zagroŜenie erozją wodną moŜe wystąpić jedynie na obszarach o nachyleniu powyŜej 10%. Jednak podczas gwałtownych letnich ulew burzowych zjawiska erozji liniowej mogą zachodzić nawet przy spadkach poniŜej 6%.

Przeprowadzona analiza warunków kształtowania się spływu powierzchniowego

ANALIZA SPŁYWU POWIERZCHNIOWEGO ... 37 potwierdziła wcześniejsze badania [HUANG i in. 1999, 2001] wskazujące na istnienie wysokiej zaleŜności pomiędzy wielkością spływu powierzchniowego a spadkiem terenu i wilgotnością początkową gleby. Przeprowadzone badania dowiodły, Ŝe w początkowej fazie opadu następuje zwiększenie wielkości spływu do momentu ustalenia się stanu równowagi pomiędzy intensywnością i energią opadu, a wielkością i energią spływu.

Prędkość ustabilizowania się spływu powierzchniowego głównie zaleŜy od intensywności opadu, który powoduje tworzenie się na powierzchni gleby cienkiej warstewki. Przez to wartość odpływu utrzymuje się na zbliŜonym poziomie mimo, Ŝe wierzchnia warstwa osiągnęła prawie pełny poziom nasycenia.

Wnioski

1. Czas dobiegania spływu powierzchniowego jest zaleŜny od intensywności opadu, spadku terenu i infiltracji. W przypadku duŜego natęŜenia opadu i duŜych spadków terenu czas spływu powierzchniowego jest bardzo krótki.

Przeprowadzone na modelu gruntowym badania potwierdziły istotną rolę spadków terenu na przebieg i wielkość spływów powierzchniowych. Przy spadku 5% wielkość spływów była prawie pięciokrotnie mniejsza niŜ przy spadkach 15%.

2. Wielkość spływów powierzchniowych charakteryzowana za pomocą współ- czynnika spływu wynosiła od 0,02 do 0,05 przy spadku terenu 5% oraz od 0,13 do 0,21 przy spadku terenu równym 15%.

3. Przy spadkach terenu 10 i 15% spływ powierzchniowy inicjowany był bez- pośrednio po rozpoczęciu symulowanego opadu deszczu - bez względu na wilgotność początkową.

Literatura

BRODOWSKI R., REJMAN J. 2004. Określenie wpływu wilgotności i stanu powierzchni gleby wytworzonej z piasku gliniastego na spływ powierzchniowy i zmyw gleby. Acta Agrophysica 4(3): 619-624.

CARSON M.A., KIRBKY M.J. 1972. Hillslope form and process. University Press, Cam- bridge: 35-50.

DRAPPER N.R., SMITH H. 1973. Analiza regresji stosowana. PWN Warszawa: 125-130.

FARRES P.J. 1978. The role of time and aggregate size in the crusting and destruction of the surface clods During process. Earth Surf. Processes 3: 243-254.

HAIRSINE P.B., ROSE C.W. 1992. Modeling water erosion due to overland flow using physical principles. I. Sheet Flow. Water Resour. Res. 28(1): 237-243.

HILLEL D. 1998. Environmental Soil Physics. Academic Press: 120-150.

HUANG C., GASCUEL-ODOUX C., CROS-CAYOT S. 2001. Hillslope topographic and hydro- logic effects on overland flow and erosion. Catena 46: 177-188.

HUANG C., WELLS L.K., NORTON L.D. 1999. Sediment transport capacity and erosion processes: model concepts and reality. Earth Surf. Processes Landforms 24: 503-516.

MOLDENHAUER W.C., KEMPER W.D. 1969. Interdependence of water drop energy and clod size on infiltration and clod stability. Soil Sci. Soc. Am. Proc. 33: 297-301.

MOORE D.C., SINGER M.J. 1990. Crust formation effects on erosion processes. Soil Sci.

Soc. Am. J. 54: 1117-1123.

RENARD K.G., FOSTER G.R., WEESIES G.A., MCCOOL D.K., YODER D.C. 1997. Predicting soil erosion by water: a guide to conservation planning with the revised universal soil loss equation (RUSLE). USDA-ARS Agric. Handb., U.S. Gov. Print. Office, Washington DC, 703: 85-110.

ROMKENS M.J.M., WANG J.Y. 1986. The effect of tillage on surface roughness. Trans.

ASAE 29: 429-433.

ROMKENS M.J.M., WANG J.Y. 1987. Soil roughness changes from rainfall. Trans. ASAE 30: 101-107.

SZAFRAŃSKI C., FIEDLER M., STASIK R. 1998. Rola zabiegów melioracyjnych w ochronie przeciwerozyjnej gleb terenów bogato urzeźbionych. Bibliot. Fragm. Agron. 4B/98:

35-40.

ZOBECK T.M., ONSTAD C.A. 1987. Tillage and rainfall effects on random roughness a review. Soil Tillage Res. 9: 1-20.

Słowa kluczowe: spływ powierzchniowy, spadek terenu, wilgotność gleby, opad Streszczenie

Spływ powierzchniowy jest procesem złoŜonym, a czynniki od których zaleŜy są zmienne zarówno w czasie, jak i przestrzeni. Badania laboratoryjne wykonano na modelu gruntowym o wymiarach: długość 136 cm, wysokość 120 cm, szerokość 15 cm.

Eksperyment wykonano dla spadków 5%, 10% i 15%. Wnętrze modelu wypełnione zostało piaskiem gliniastym mocnym zagęszczanym warstwowo. Badania dowiodły, Ŝe w początkowej fazie opadu następuje zwiększenie wielkości spływu do momentu ustalenia się stanu równowagi pomiędzy intensywnością i energią opadu, a wielkością i energią spływu. Przeprowadzone badania wykazały, Ŝe wilgotność początkowa jest głównym czynnikiem wpływającym na proces kształtowania się spływu powierzchniowego.

ANALYSIS OF THE SURFACE RUNOFF ON THE BASIS OF THE INVESTIGATIONS ON THE SOIL MODEL

Anna Baryła

Department of Environmental Improvement, University of Life Sciences, Warszawa Key words: surface runoff, slope gradient, soil moisture, rainfall

Summary

Runoff is a primary driving variable in the water - induced erosion process. The overland flow process is strongly affected by the slopes because of the effective rainfall rate at the surface. In the laboratory physical model diameters were 120 cm long, 15 cm wide and 120 cm deep. The experiment the measurements of water erosion was done for different slopes: 5%, 10%, and 15%. The rainfall was artificially simulated as well as its intensity for experimental separate sets. Based on the performed research it can be concluded that the initial soil moisture content is a main factor and had an effect on the runoff shaping process.

ANALIZA SPŁYWU POWIERZCHNIOWEGO ... 39

Dr inŜ. Anna Baryła

Katedra Kształtowania Środowiska Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego ul. Nowoursynowska 166

02-787 WARSZAWA

e-mail: anna_baryla@sggw.waw.pl

PROBLEMY OCENY EFEKTYWNOŚCI EKONOMICZNEJ ODBUDOWY I MODERNIZACJI URZĄDZEŃ

MELIORACJI PODSTAWOWYCH KOŚCIAŃSKIEGO KANAŁU OBRY

Jerzy Bykowski, Paweł Kozaczyk, Karol Mrozik, Czesław Przybyła, Iwona Sielska

Katedra Melioracji, Kształtowania Środowiska i Geodezji, Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu

Wstęp

Trwałe uŜytki zielone, obok roli gospodarczej, spełniają istotną funkcję ochronną w środowisku przyrodniczym, ograniczając procesy erozyjne i denudację chemiczną składników nawozowych do wód powierzchniowych [KOPEĆ 1996]. Na jakość florystyczną oraz wysokość plonów uŜytków zielonych wpływa w decydującym stopniu stan uwilgotnienia gleb. Czasowa i przestrzenna zmienność czynników atmosferycznych w Polsce prowadzi jednak na przemian do występowania okresowego nadmiaru wody, jak i okresów suszy [RYSZKOWSKI i in. 2003]. W tych warunkach, optymalizację uwilgotnienia gleb moŜna prowadzić poprzez właściwą eksploatację sprawnie funkcjonujących urządzeń melioracyjnych [ŁABĘDZKI 1997; PRZYBYŁA, SZAFRAŃSKI 2004; JURCZUK 2005; LIPIŃSKI 2006; KACA 2007; NYC 2007]. Niestety, znaczne zaniedbania w konserwacji istniejącej, liczącej często wiele lat infrastruktury wodno- melioracyjnej, spowodowały przyspieszoną ich dekapitalizację. Głównym sposobem przywrócenia sprawności ich funkcjonowania moŜe być odbudowa oraz modernizacja urządzeń [MARCILONEK i in. 1995]. W ocenie efektywności ekonomicznej takich inwestycji napotyka się jednak na szereg problemów, które przeanalizowano na przykładzie robót przeprowadzonych w zlewni Kościańskiego Kanału Obry.

Odbudowa i modernizacja Kościańskiego Kanału Obry

1 Praca wykonana w ramach projektu badawczego 2 P06S 009 27 finansowanego przez Ministerstwo Nauki i Informatyzacji.

Kompleks uŜytków zielonych połoŜony w obrębie Nizin Obrzańskich jest jednym z większych w Wielkopolsce. Intensywna rolnicza eksploatacja tego obszaru jest moŜliwa dzięki systemowi melioracyjnemu, którego początki funkcjonowania sięgają pierwszej połowy XIX wieku. Głównym elementem składowym tego systemu jest objęty badaniami Kościański Kanał Obry (KKO), który w tzw. Węźle Bonikowskim rozwidla się na Kanał Południowy i Kanał Mosiński.

Długoletnia eksploatacja urządzeń melioracyjnych oraz zmiany wymagań w produkcji rolniczej spowodowały konieczność przeprowadzenia ich odbudowy oraz