Rola jezior w kształtowaniu jakości wód w systemie rzeczno-jeziornym rynny kórnicko-zaniemyskiej

Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu

Wydział Inżynierii Środowiska i Inżynierii Mechanicznej

Katedra Melioracji, Kształtowania Środowiska i Gospodarki Przestrzennej

mgr inż. Ewelina Janicka

AUTOREFERAT PRACY DOKTORSKIEJ

Rola jezior w kształtowaniu jakości wód w systemie rzeczno-jeziornym rynny kórnicko-zaniemyskiej

The role of lakes in shaping water quality in the river-lake system of the kórnicko-zaniemyska gully

Promotor:

prof. UPP dr hab. inż. Jolanta Kanclerz Promotor Pomocniczy:

dr inż. Katarzyna Wiatrowska

Recenzenci:

dr hab. inż. Agnieszka Policht-Latawiec, prof. UR Uniwersytet Rolniczy im. H. Kołłątaja w Krakowie dr hab. inż. Jolanta Dąbrowska, prof. uczelni Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu

Poznań, 2020 rok

2 Spis treści

1. Wstęp... 3

2. Cel, hipotezy badawcze i zakres pracy ... 5

3. Materiał i metody badań ... 7

3.1. Metodyka ... 7

3.2. Obszar badań ... 11

4. Wyniki badań ... 16

4.1. Jakość wód jezior ... 16

4.2. Analiza specjacyjna toni wodnej ... 18

4.3. Wpływ jezior na jakość rzeki Głuszynki ... 20

5. Wnioski ... 34

Spis literatury ... 36

3

1. Wstęp

Działalność człowieka, intensyfikacja zmian klimatycznych oraz nasilające się procesy przekształcające środowisko wywierają niekorzystny wpływ na jakość wód. W ostatnich latach jakość wód powierzchniowych ulegała znacznemu pogorszeniu, na skutek nadmiernego dopływu substancji mineralnych i organicznych (Dunalska i Wiśniewski 2016).

Dyrektywa 2000/60/WE Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 23 października 2000 r.

ustanawiająca ramy wspólnotowego działania w dziedzinie polityki wodnej (Dz.U. L 327 z 22.12.2000, s. 1) (w skrócie: RDW - Ramowa Dyrektywa Wodna) określiła, że państwa członkowskie Unii Europejskiej powinny dążyć do osiągnięcia co najmniej dobrego stanu wód, w wyniku wdrożenia niezbędnych działań. Zgodnie z ustawą z dnia 20 lipca 2017 r. Prawo wodne (Dz.U. z 2017 r. poz. 1556, z późn. zm.), uwzględniającą RDW, celem środowiskowym jest ochrona lub poprawa jakości wód powierzchniowych, w celu osiągnięcia co najmniej dobrego stanu ekologicznego i dobrego stanu chemicznego wód powierzchniowych.

Większość ekosystemów wodnych boryka się z problemem eutrofizacji. Jeziora ze względu na swe właściwości oraz położenie w krajobrazie narażone są na spływ zanieczyszczeń ze zlewni.

Za najpoważniejszy problem uważa się zanieczyszczenia obszarowe, szczególnie pochodzące z terenów rolniczych oraz wytworzone wskutek niewłaściwej gospodarki wodno-ściekowej (Kanownik 2005, Ławniczak i in. 2010a, Policht-Latawiec i in. 2013, Kowalik i in. 2014, Jaskuła i in. 2015). Stan fizykochemiczny wód powierzchniowych uwarunkowany jest pokryciem terenu zlewni, a jednym z najbardziej znaczących źródeł zanieczyszczeń są źródła antropogeniczne (Kanclerz i in. 2010, Miatkowski i Smarzyńska 2014).

Na terenach nizinnych jeziora często połączone są odcinkami rzek, które razem tworzą sieci rzeczno-jeziorne. Z uwagi na wymianę wody zachodzącą pomiędzy jeziorami, rzeki są narażone na transport substancji biogennych, co prowadzi do globalnego problemu jakim jest eutrofizacja wód powierzchniowych (Hillbricht-Ilkowska 1999, Bajkiewicz-Grabowska i Zdanowski 2006, Ławniczak i in. 2010b). Z kolei wymiana wody w jeziorach może pozytywnie wpływać na jakość rzeki w systemach rzeczno-jeziornych (Wiśniewski i in. 2007, Kanclerz 2011, Kuriata-Potasznik i Szymczyk 2016).

Jeziora charakteryzują się dużą zdolnością do przechwytywania materii migrującej ze zlewni, przez co traktuje się je jako zbiorniki kumulujące zanieczyszczenia, gdyż w sprzyjających warunkach, w wyniku procesu sedymentacji substancje przedostające się do wody pozostają w zbiorniku jako

4

zawiesina (Bajkiewicz-Grabowska 2002). Natomiast substancje znajdujące się w formie rozpuszczonej podlegają przemianom biochemicznym lub migrują wraz z przepływem rzeki (Jarosiewicz 2007, Ostroumov 2010). W związku z tym rzeka przepływająca przez jezioro może przyczyniać się do transportowania biogenów z jezior w postaci związków chemicznych i zawiesin, co może wpływać na jej jakość (Bajkiewicz-Grabowska i in. 2020). Rzeka przepływająca przez system rzeczno-jeziorny w wyniku kumulacji zanieczyszczeń z poprzednich odcinków i jezior ulega znacznie szybszemu procesowi zanieczyszczenia niż inne typy rzek (Sobczyńska-Wójcik i Rafałowska 2014).

Jakość systemów rzeczno-jeziornych uwarunkowana jest wieloma aspektami, a zmiany zachodzące w jednym elemencie sieci rzeczno-jeziornej mogą mieć wpływ na inne. Eksport obciążeń w rzece jest zmienny i zależy między innymi od przepływu wody w rzece, ilości dostarczanych zanieczyszczeń, morfometrii jezior, struktury użytkowania zlewni czy warunków meteorologicznych (Kuriata-Potasznik i in. 2020). Dotychczasowa literatura dotycząca systemów rzeczno-jeziornych nigdy w tak szeroki sposób nie ujęła wielu aspektów dotyczących wpływu jezior, na jakość rzeki w tym układzie hydrologicznym. Prowadzone badania dla sieci rzeczno-jeziornych dotyczyły głównie obserwacji wybranych pierwiastków, głównie fosforu.

Znaczenie zbiorników w systemie rzeczno-jeziornym jest ogromne, dlatego ten aspekt systemu hydrologicznego zasługuje na bardziej wnikliwą analizę, obejmującą wiele aspektów i wskaźników fizykochemicznych. W jeziorach na skutek spowolnienia przepływu rzeki panują specyficzne warunki, umożliwiające zjawiska wytrącania związków chemicznych, a tym samym zubożenia wód płynących w te substancje. Dostępna literatura tego tematu jest niestety niewystarczająca i problem ten wymaga głębszego przeanalizowania.

5

2. Cel, hipotezy badawcze i zakres pracy

Celem pracy była ocena wpływu jezior na jakość wód rzeki Głuszynki przepływającej przez jeziora rynny kórnicko-zaniemyskiej. W ocenie jakości wód powierzchniowych uwzględniono wskaźniki z grupy elementów fizykochemicznych. Dodatkowo podjęto się próby określenia, w jakich warunkach jeziora rynny kórnicko – zaniemyskiej będą emitorami bądź absorbentami substancji biogennych.

Celem aplikacyjnym pracy była weryfikacja obecnego podejścia do planowania działań zmierzających do poprawy jakości wód powierzchniowych. Jednocześnie pozyskane wyniki mogłyby posłużyć w zwiększeniu efektywności podejmowanych zadań w zakresie rekultywacji jezior, poprzez uwypuklenie interakcji jakie zachodzą pomiędzy sposobem użytkowania zlewni, presją antropogeniczną jak i charakterystyką samego zbiornika.

W ramach niniejszej pracy sformułowano cztery hipotezy badawcze:

1. Jakość wód rzeki przepływającej przez jeziora będzie ulegała poprawie w przypadku substancji o wysokim współczynniku biologicznej akumulacji (np. P-PO4, N-NO3, K⁺), na skutek ich asymilacji przez producentów pierwotnych.

2. Odmienny wpływ jezior na jakość wód rzeki obserwować będziemy dla substancji o niskim współczynniku biologicznej asymilacji np. anionów chlorkowych lub azotanów (III) na skutek nałożenia na siebie ładunków substancji niesionych przez rzekę i dopływających ze zlewni.

3. Struktura użytkowania zlewni jezior będzie wpływać na jakość wód rzeki odpływających ze zbiorników wodnych. W przypadku jezior o dużym udziale gruntów ornych obserwować będziemy wzrost stężeń fosforu, azotu i potasu.

4. Jakość wód jezior wykazywać będzie sezonową zmienność w związku z aktywnością producentów pierwotnych i sezonowymi czynnikami antropogenicznymi (m.in. turystyka).

Zakres przestrzenny pracy obejmował zlewnię rzeki Głuszynki, o powierzchni 134,72 km², przepływającej przez osiem jezior tworząc system rzeczno-jeziorny w rynnie kórnicko-zaniemyskiej.

Natomiast zakres czasowy obejmował badania własne prowadzone od kwietnia 2016 roku do września 2018 roku. W pracy wykorzystano także materiały źródłowe od lat sześćdziesiątych XX wieku.

6 W pracy wykonano następujące zadania:

1. określono położenie oraz charakterystykę fizjograficzną zlewni rzeki Głuszynki, w tym charakterystykę:

- rzeźby terenu, - gleb,

- struktury użytkowania zlewni,

2. scharakteryzowano warunki hydrometeorologiczne w zlewni,

3. rozpoznano gospodarkę wodno-ściekową gmin znajdujących się w zlewni rzeki Głuszynki, 4. wykonano analizę specjacyjną pierwiastków biogennych z wykorzystaniem oprogramowania

Visual MINTEQ,

5. określono wypływ jezior na kształtowanie jakości wody rzeki Głuszynki, 6. przeprowadzono analizę statystyczną uzyskanych wyników.

7

3. Materiał i metody badań 3.1. Metodyka

Badania przeprowadzone w ramach niniejszej pracy podzielono na trzy grupy: prace kameralne, terenowe i laboratoryjne.

Prace kameralne

Granice zlewni rzeki Głuszynki oraz granice zlewni bezpośrednich jezior, przez które przepływa rzeka wyznaczono na podstawie Rastrowej Mapy Podziału Hydrograficznego Polski w skali 1:10 000 (Czarnecka 2005), mapy topograficznej w skali 1:10 000 oraz ortofotomapy cyfrowej.

Charakterystykę fizjograficzną zlewni wykonano na podstawie dostępnych materiałów kartograficznych i baz danych m. in.: mapy Numerycznego Modelu Terenu (NMT), mapy topograficznej w skali 1:10 000, Bazy Danych Obiektów Topograficznych BDOT10k.

Charakterystykę przepływów wody w rzece wykonano na podstawie własnych pomiarów terenowych i codziennych przepływów pozyskanych z IMGW w profilu Głuszyna (rzeka Kopel).

Zdolności retencyjne jezior względem analizowanych pierwiastków oceniono z wykorzystaniem modelu geochemicznego Visual MINTEQ ver. 3.1. Model ten zastosowano także do analizy specjacyjnej fosforu. Program Visual MINTEQ jest narzędziem przeznaczonym do obliczeń specjacji pierwiastków, rozpuszczalności minerałów oraz procesów sorpcji zachodzących w wodach powierzchniowych. Visual MINTEQ bazuje na stałych reakcji chemicznych (Bryan i in.

2002, Gustafsson 2005). Do modelu wprowadzono dane pomiarowe uzyskane z 18 ppk zlokalizowanych w analizowanych jeziorach.

Ocenę stanu ekologicznego jezior dla lat hydrologicznych 2016-2018 wykonano na podstawie wytycznych Rozporządzenia (Dz. U. 2019 poz. 2149). Ocenę wpływu jezior na jakość rzeki

Głuszynki określono na podstawie porównania wielkości stężeń wskaźników fizykochemicznych w punktach pomiarowo – kontrolnych (ppk) rzeki (G1-G7) znajdujących się powyżej i poniżej jezior.

Dodatkowo ujęto również wpływ jezior na jakość wód rzeki Głuszynki w ujęciu sezonowym.

Analizy statystyczne uzyskanych wyników badań przeprowadzono z wykorzystaniem oprogramowania Microsoft Office (Excel), Statistica wersja 13.3 oraz z programu R. W analizie korelacji poszczególnych badanych wskaźników przyjęto poziom istotności p<0,05 (test Pearsona).

8

Zastosowano również analizę składowych głównych (PCA) celu wyodrębnienia jezior o podobnych zlewniach pod względem ich struktury użytkowania. Podział zlewni jezior na dwie grupy pod względem użytkowania wykonano z zastosowaniem analizy skupień metodą Warda, z wykorzystaniem odległości euklidesowych. Jednocześnie analizę PCA wykorzystano do zobrazowania wpływu struktury użytkowania zlewni na jakość wód jezior.

W celu wykrycia statystycznie istotnego punktu zmiany jakości wody w rzece Głuszynce wykonano analizę statystyczną parametric statistical change point. Linia przegięcia określająca statystycznie istotny punkt zmiany wyznaczona została na podstawie średniej arytmetycznej (Chen i Gupta 2000, Haynes i in. 2014).

Opracowania map dla obszaru analizowanej zlewni wykonano z wykorzystaniem oprogramowania ArcGIS.

Metody terenowe

Badania terenowe rozpoczęto od wyznaczenia 7 profili wodowskazowych na rzece Głuszynce (powyżej i poniżej ośmiu jezior), w których prowadzono pomiary hydrometryczne przy użyciu młynka hydrometrycznego firmy Valeport. Natężenie przepływu wody w rzece w terminach poboru próbek wody obliczano metodą rachunkową (Harlachera) (Byczkowski 1996).

Dla potrzeb analiz wskaźników fizykochemicznych wyznaczono punkty pomiarowo-kontrolne (ppk) do poboru próbek wód powierzchniowych. Łącznie wyznaczono 25 punktów pomiarowo- kontrolnych (18 ppk w jeziorach, 7 ppk w rzece Głuszynce) (Ryc. 1). Punkty pomiarowo kontrolne oznaczono kodami alfanumerycznymi; na przykład JB1 – ppk zlokalizowany w jeziorze Bnińskim przy dopływie rzeki. Dane ze wszystkich ppk jezior wykorzystano do analizy specjacyjnej i analiz statystycznych w celu wyeliminowania lokalnego wpływu zmienności przestrzennej.

9

Ryc. 1. Punkty pomiarowo – kontrolne wzdłuż biegu rzeki Głuszynki

Próbki wody powierzchniowej pobierano z częstotliwością raz w miesiącu latach hydrologicznych 2016 – 2018 z wyjątkiem miesięcy zimowych. Próbki wód pobierano zgodnie z przyjętą metodyką badań, a następnie transportowano je do laboratorium w temp. 4^oC i analizowano w ciągu 48 h od poboru. W terenie wykonywano pomiary zawartości tlenu w wodzie i temperatury wody (CO – 105 ELMETRON), przewodności elektrolitycznej właściwej (CC-105 firmy ELMETRON, zgodnie z PN-EN 27888:1999) i pH (CP-105 firmy ELMETRON).

W 2016 roku jednorazowo na terenach przyległych do jezior (na wysokości miejsc poboru próbek wody z jezior) pobrano uśrednione próbki glebowe z 18 punktów pomiarowych. Próbę uśrednioną pobrano z planu krzyża o długości ramienia 1 metra w dwóch powtórzeniach, z powierzchniowego poziomu (0-20 cm), w celu określenia zasobności gleb w fosfor przyswajalny.

10

Wyniki z tej analizy posłużyły do oceny realnego zagrożenia transportu fosforu z terenów przybrzeżnych.

Metody laboratoryjne

W próbkach wody powierzchniowej oznaczono następujące parametry fizykochemiczne i chemiczne:

• BZT5, biochemiczne pięciodobowe zapotrzebowanie na tlen wykonywano metodą jodometryczną dla próbek nierozcieńczonych zgodnie z normą PN-EN 1899-2:2002;

• zawartość siarczanów (VI) oznaczana została metodą wagową zgodnie z normą PN-ISO 9280:

2002;

• zawartość chlorków oznaczano metodą argentometryczną, zgodnie z normą PN-ISO 9297:1994;

• stężenie wodorowęglanów wykonywano metodą miareczkowania alkacymetrycznego, zgodnie z normą PN-EN ISO 9963-1:2001;

• zawartość azotu amonowego N-NH4 oznaczono metodą spektrofotometryczną na urządzeniu NOVA60 firmy MERCK, zgodnie z normą PN-ISO 7150-1:2002;

• zawartość azotu azotanowego (V) N-NO3 oznaczano metodą spektrofotometryczną, (spektrometr NOVA60 firmy MERCK) zgodnie z normą PN-C-04576-08:1982;

• stężenie azotu azotanowego (III) N-NO2 oznaczono metodą spektrofotometryczną na urządzeniu NOVA60 firmy MERCK, zgodnie z normą PN-EN 26777:1999;

• zawartość azotu ogólnego obliczono zgodnie z metodyką PB-23:2006, wydanie I z wykorzystaniem PN-C-04576/14:1973;

• stężenie ortofosforanów (V) oznaczono metodą spektrofotometryczną, przy pomocy spektrofotometru firmy JENWAY (7315 Spectrophotometer);

• zawartość fosforu ogólnego oznaczono po mineralizacji nadsiarczanem amonowym, zgodnie z normą PN-91 C-04537/09;

• zawartości kationów metali Na⁺, K⁺, Mg²⁺, Ca²⁺ oznaczono metodą atomowej spektrometrii absorpcyjnej na aparacie 240FS AA Agilent Technologies, zgodnie z normą PN-ISO 8288:2002.

W próbkach glebowych oznaczono skład granulometryczny metodą aerometryczną Cassagrande w modyfikacji Prószyńskiego zgodnie z normą PN-R-040032 z 1998. Uziarnienie

11

próbek glebowych sklasyfikowano wg wytycznych Polskiego Towarzystwa Gleboznawczego (2008).

Zawartość fosforu przyswajalnego oznaczono metodą Egnera (Mocek i in. 1997).

3.2. Obszar badań

Zlewnia rzeki Głuszynki znajduje się w dorzeczu Odry, w Regionie Wodnym Warty (Ryc. 2).

Głuszynka to rzeka IV rzędu o długości 24,4 km, jest lewobrzeżnym dopływem rzeki Kopli, do której wpływa na terenie miejscowości Kamionki w jej 8,25 kilometrze. Powierzchnia zlewni rzeki wynosi 134,72 km². W systemie unijnego kodowania jednostek hydrograficznych zlewnia rzeki Głuszynki otrzymała numer 185748 (Czarnecka 2010). Rzeka Głuszynka zaliczana jest do kategorii wód naturalnych (cieki) o typie 25 (ciek łączący jeziora) i znajduje się ona w obszarze Jednolitych Części Wód (JCW) oznaczonych kodem PLRW6000251857489 (https://www.kzgw.gov.pl/files/

raporty/Raport_2005_Odra.pdf, dostęp z dnia 10.02.2020).

Rzeka Głuszynka odwadnia tereny czterech gmin w granicach administracyjnych województwa wielkopolskiego, gminę: Kórnik (61%), Zaniemyśl (27%), Środę Wielkopolską (10%) i Śrem (2%).

Ryc. 2. Położenie hydrograficzne zlewni rzeki Głuszynki w Regionie Wodnym Warty (opracowanie własne na podstawie www.geoportal.kzgw.gov.pl, dostęp z dnia 10.02.2019)

W systemie rzeczno-jeziornym rynny kórnicko-zaniemyskiej występuje osiem polodowcowych jezior. Pierwsze z jezior (Raczyńskie) jest zbiornikiem odpływowym i stanowi źródło rzeki Głuszynki, a pozostałe siedem to jeziora przepływowe. Większość jezior w rynnie (7 jezior) sklasyfikowano do typu abiotycznego 3b, czyli jeziora o wysokiej zawartości wapnia, dużym wpływie

12

zlewni i niestratyfikowane. Tylko jezioro Jeziory Małe należy do typu abiotycznego 3a, czyli do grupy jezior o wysokiej zawartości wapnia, dużym wpływie zlewni, stratyfikowane (Tab. 1).

Tab. 1. Cechy morfometryczne i hydrograficzne jezior rynny kórnicko-zaniemyskiej

Rzeźba terenu zlewni rzeki Głuszynki jest wynikiem występowania rożnych form morfologicznych. Pod względem hipsometrycznym analizowany obszar jest względnie płaski, łagodnie pofalowany „rozcięty” rynną kórnicko-zaniemyską. W obrębie zlewni występuje trasa sandrowa (spłaszczenie w kierunku jezior), zaznaczająca drogę spływu wód lodowcowych z obszaru czołowo-morenowego (Krygowski 1953, Choiński 2001). Punkt położony najwyżej względem poziomu morza znajduje się na wysokości 88,78 m n.p.m. we wschodniej części zlewni rzeki Głuszynki (Ryc. 3). Z kolei najniżej położony teren o wysokości 61,97 m n.p.m., znajduje się w południowej części zlewni. Średnia wysokość zlewni wynosi 75,38 m n.p.m., średni spadek 2,31‰, natomiast deniwelacja terenu - 26,81 m.

Zlewnia rzeki Głuszynki o powierzchni 134,72 km² ma charakter rolniczy, a ponad 60% jej

powierzchni zajmuje roślinność trawiasta i uprawa rolna, stanowiąca ok. 80 km². Tereny leśne i zadrzewione zajmują ok. 24% powierzchni (30 km²), a tereny zabudowane ok. 6% (8,20 km²)

analizowanego terenu (Ryc. 4). Wody powierzchniowe znajdujące się na terenie zlewni stanowią zaledwie 5% powierzchni zlewni (6,85 km²) i są to przede wszystkim jeziora rynny kórnicko- zaniemyskiej o łącznej powierzchni 6,36 km² (92,83%).

W zlewni rzeki Głuszynki wydzielono osiem zlewni jezior rynny kórnicko-zaniemyskiej.

Analizy struktury użytkowania tych zlewni, PCA oraz analiza aglomeracji skupień (diagram drzewa) (Ryc. 4) pozwoliły na podzielenie analizowanych zlewni jezior na dwie grupy; pięć zlewni jezior to zlewnie o charakterze typowo rolniczym, a trzy zlewnie o leśno-rolniczym typie użytkowania. W grupie zlewni leśno-rolniczych (grupa A) znalazły się jeziora Łękno, Jeziory Małe oraz Skrzynki

Lp. Jezioro Typ abioty- czny

Powierzchnia jeziora [ha]

Objętość [tys. m³]

Głębokość [m] Współczynnik Schindlera

[m^-1]

Wymiana wody [%]

Charakter wymiany

wody maks. średnia

1 Raczyńskie 3b 84,4 2 342,9 5,8 2,8 5,6 116 odpływowe

2 Łękno 3b 26,1 581,0 5 2,2 30,4 651 przepływowe

3 Jeziory Małe 3a 44,3 2 600,9 16,3 5,9 8,2 152 przepływowe

4 Jeziory Wielkie 3b 60,3 1 817,0 5,4 3 20,7 305 przepływowe

5 Bnińskie 3b 225,5 9 525,6 8,5 4,2 6,6 58 przepływowe

6 Kórnickie 3b 81,9 2 164,7 6 2,6 41,6 541 przepływowe

7 Skrzynki Duże 3b 91,5 3 123,1 6,5 3,4 35,5 77 przepływowe

8 Skrzynki Małe 3b 17,4 676,3 8,0 3,9 174,0 130 przepływowe

13

Małe, w których lasy stanowiły powyżej 45% jej powierzchni (Ryc. 5). W drugiej grupie (B) znalazło się pięć jezior o największym udziale gruntów ornych wynoszącym ponad 65% powierzchni zlewni.

Przeprowadzona analiza PCA potwierdziła przeprowadzoną analizę aglomeracji (Ryc. 5), która wydzieliła dwie grupy zlewni jezior: leśno-rolnicze (grupa A) oraz rolnicze (grupa B) (Ryc. 5).

Ryc. 3. Numeryczny Model Terenu oraz pokrycie terenu zlewni rzeki Głuszynki

(a) opracowanie własne na podstawie mapy topograficznej w skali 1:10 000; b) opracowanie własne na podstawie BDOT10k)

Ryc. 4. Podział zlewni jezior pod względem użytkowania gruntów z zastosowaniem analizy aglomeracji

Oznaczenia jezior:

JR – jez. Raczyńskie JŁ – jez. Łękno JJM – jez. Jeziory Małe JJW – jez. Jeziory Wielkie JB – jez. Bnińskie JK – jez. Kórnickie JSD – jez. Skrzynki Duże JSM – jez. Skrzynki Małe

a) b)

Zlewnia rzeki Głuszynki

14

JR

JŁ JJM

JJW

JB

JK

JSD JSM

-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0

Czynn. 1 : 37,79%

-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0

Czynn. 2 : 22,09%

D W

RT_UR UT

WZ P

PTN

GN

RK TLZ

Z

Ryc. 5. Analiza składowych głównych jezior rynny kórnicko-zaniemyskiej w odniesieniu do struktury użytkowania tych jezior

(Oznaczenia dot. struktury użytkowania: D – teren pod drogami kołowymi, szynowymi i lotniczymi, W – woda powierzchniowa, RT_UR – roślinność trawiasta i uprawa rolna, UT – uprawa trwała, WZ – wyrobisko i zwałowisko, P – plac,

PNT – pozostały teren niezabudowany, GN – grunt nieużytkowany, RK – roślinność krzewiasta, TLZ – teren leśny i zadrzewiony, Z – zabudowa)

Przeprowadzona analiza składu granulometrycznego oraz zawartości fosforu przyswajalnego w próbkach glebowych pobranych z obszaru zlewni jezior wykazały, że 61% stanowią tereny o bardzo wysokiej i wysokiej zasobności w fosfor przyswajalny. Jednocześnie skład granulometryczny badanych próbek (piasek słabogliniasty drobnoziarnisty) wskazuje na duże niebezpieczeństwo transportu substancji biogennych do wód gruntowych i powierzchniowych. Z uwagi na nieduże zróżnicowanie rzeźby terenu w obrębie zlewni bezpośrednich jezior, obszar ten jest słabo narażony na erozję powierzchniową, gdzie dopływ fosforu nie powinien stanowić czynnika dominującego.

Charakterystykę warunków meteorologicznych wykonano na podstawie danych IMGW (opady atmosferyczne i temperatura powietrza) dla lat hydrologicznych 1994 – 2018 ze stacji meteorologicznej Kórnik. Średni opad nieskorygowany w tym wieloleciu wyniósł 580 mm.

Najwyższy opad zanotowano w roku hydrologicznym 1994 i wyniósł on 727 mm, a najniższy w 2003 roku 368 mm. W analizowanym wieloleciu według klasyfikacji Kaczorowskiej (1962) wystąpiły dwa lata hydrologiczne bardzo suche (2003 i 2015) o sumie opadów stanowiących odpowiednio 63,42 i 70,64% i trzy lata suche (1997, 2005 i 2014), w których suma opadu stanowiła od 79,60 % do 88,11%

sumy opadu z wielolecia. Jeden rok zaklasyfikowano jako bardzo wilgotny (1994) z sumą opadu stanowiącą 125,22% średniej wieloletniej i trzy lata jako wilgotne (2010, 2016 i 2017), w których

15

wielkości opadów stanowiły od 119,91 do 124,68% średniej sumy opadu z wielolecia. Natomiast pozostałe 16 lat sklasyfikowano jako lata przeciętne o rocznych sumach opadów zbliżonych do średniego z wielolecia.

W analizowanym wieloleciu 1994 – 2018 średnia roczna temperatura powietrza wyniosła 9,1ºC.

Najwyższą średnią roczną temperaturę wynoszącą 10,5ºC zanotowano w roku hydrologicznym 2007, a najniższą 6,5ºC w roku 1996. Spośród 25 analizowanych lat hydrologicznych 11 lat wg klasyfikacji Lorenc (2000) sklasyfikowano jako lata normalne, w których średnie temperatury roczne wynosiły od 8,87 do 9,68ºC. Pozostałe lata to: 8 ciepłych (w tym 4 lekko ciepłe i 1 bardzo ciepły) i 6 lat chłodnych (w tym 2 lekko chłodne i 1 anomalnie chłodny). Ostatnie trzy lata hydrologiczne 2016-2018, w których prowadzone były badania to dwa lata (2016 i 2017) wilgotne, w których sumy rocznych opadów stanowiły odpowiednio 123,9 i 124,7% średniego opadu z wielolecia i ostatni rok badań to rok przeciętny. Pod względem termicznym dwa lata 2016 i 2018 były ciepłe, a rok 2017 normalny.

Średni przepływ rzeki Głuszynki w profilu wodowskazowym G7 w latach 2016 - 2018 wyniósł (SSQ) 0,39 m³·s^-1, a przepływy ekstremalne wynosiły od NNQ = 0,047 m³·s^-1 (12.07.2016), do WWQ

= 2,18 m³·s^-1 (02.02.2018). Najniższy średni przepływ w tym profilu zanotowano w roku 2016 (NSQ=0,23 m³·s^-1), najwyższy WSQ = 0,55 m³·s^-1 w roku 2018. Średni roczny odpływ jednostkowy w latach 2016 - 2018 wyniósł 2,89 dm^3.s^{– 1.}km^–2, a współczynnik odpływu 0,13.

Średnie przepływy w odcinkach rzeki pomiędzy jeziorami rynny kórnicko-zaniemyskiej (SSQ) w wieloleciu 2016 – 2018 wynosiły od 0,076 m³·s^-1 (pomiędzy jeziorami Skrzynki Duże a Skrzynki Małe) do 0,372 m³·s^-1 (pomiędzy jeziorami Kórnickim i Skrzynki Duże). Przepływy wody między jeziorami omawianej sieci rzeczno-jeziornej były zróżnicowane. Najwyższy przepływ (WWQ) wynoszący 0,732 m³·s^-1 zanotowano pomiędzy jeziorami Kórnickim i Skrzynki Duże (G5), a najniższy (NNQ = 0,024 m³·s^-1) pomiędzy jeziorami Skrzynki Duże a Skrzynki Małe (G6) (Ryc. 6).

Ryc. 6. Przebieg przepływów średnich, maksymalnych i minimalnych rzeki Głuszynki w latach hydrologicznych 2016 – 2018

(opracowanie własne na podstawie badań własnych oraz danych IMGW)

16

4. Wyniki badań 4.1. Jakość wód jezior

W ramach niniejszej pracy oceniono stan ekologiczny jezior rynny kórnicko-zaniemyskiej w latach hydrologicznych 2016-2018. Stan ekologiczny jezior oceniony został na podstawie elementów fizykochemicznych, określonych w Rozporządzeniu (Dz. U. 2019 poz. 2149). Analiza ta przeprowadzona została dla średnich zawartości 4 wskaźników jakości wody (Tab. 2).

Zaobserwowano, że średnie zawartości tlenu rozpuszczonego w wodzie nie przekraczały wartości granicznych dla II klasy jakości wód. Natomiast w przypadku przewodności elektrolitycznej właściwej w 20˚C, w przypadku jeziora Skrzynki Duże w roku 2016 i 2017 zaobserwowano, że średnie zawartości tego wskaźnika przekraczały wartości graniczne dla II klasy jakości wód powierzchniowych. W roku 2018 wartości tego parametru były znacznie niższe. Natomiast analizując średnie zawartości azotu ogólnego w okresie badawczym zaobserwowano, że jakość jezior pogarsza się z uwagi na średnie zawartości tego wskaźnika. W przypadku średniej zawartości fosforu ogólnego

w wodach jezior rynny kórnicko-zaniemyskiej we wszystkich punktach pomiarowo - kontrolnych w latach 2016-2018 obserwowano przekroczenie wartości granicznych dla II klasy jakości wód.

Reasumując z uwagi na niespełnienie wymogów II klasy jakości wód powierzchniowych (szczególnie zawartość fosforu ogólnego), stan ekologiczny wód jezior rynny kórnicko-zaniemyskiej w latach 2016-2018 określono jako stan ekologiczny poniżej dobrego.

Jakość wód jezior zależy od wielu czynników, istotnym elementem wpływającym na stan ekologiczny wód jest sposób użytkowania zlewni bezpośrednich jezior. Analiza składowych głównych (PCA) dotycząca zarówno struktury użytkowania zlewni każdego jeziora oraz średnich wartości wskaźników fizykochemicznych oznaczonych w latach hydrologicznych 2016-2018 wykazała, że struktura użytkowania poszczególnych jezior wpływa odmiennie na analizowane wskaźniki fizykochemiczne (Ryc. 7). Analiza PCA pozwoliła na wyjaśnienie 70,08% zmienności analizowanych wskaźników. Czynnik pierwszy przenosi 51,66% informacji i jest zawarty głównie we wskaźnikach opisujących zasolenie (EC, SO42-, Cl^-, Ca²⁺, Mg²⁺, Na⁺), które są ze sobą dodatnio skorelowane, a także niektórych wskaźnikach biogennych (N-NO3, N-NO2, N-ogólny). Natomiast druga zmienna pozwoliła wyjaśnić 18,42% zmienności danych, które zawarte były we wskaźnikach tlenowych i zawartości fosforu ogólnego. Zaobserwowano, że z pierwszym czynnikiem najbardziej związane były tereny rolnicze, UT (uprawa trwała - m.in. sady) oraz RT_UR (roślinność trawiasta

17

i uprawa rolna – grunty rolne). Natomiast z drugim czynnikiem najbardziej wiązane są tereny leśne (TLZ). Zrzut form użytkowania na projekcje wskaźników jakości wód jezior wskazał, że tereny użytkowane rolniczo (grunty rolne jak i sady) wpływały na zwiększenie zawartości potasu, azotu ogólnego i form azotanowych oraz wartości BZT5. Wskazując, że substancje te trafiają do jezior w dużej mierze w wyniku migracji tych substancji z obszarów intensywnie użytkowanych rolniczo.

Tereny leśne odpowiedzialne były za obniżenie wartości pH wód jeziornych, co wynika z większego dopływu substancji o charakterze kwaśnym m.in. kwasów fulwowych i huminowych. Tereny te wykazywały ujemną korelację ze wskaźnikami tlenowymi. Mniejsze wartości BZT5 wynikać mogą zarówno z mniejszego spływu powierzchniowego a więc i mniejszego transportu substancji organicznych oraz mniej intensywnego procesu zakwitu wód wynikającego z mniejszego dopływu substancji biogennych. Także zawartość fosforu ogólnego związana była przede wszystkim z użytkowaniem leśnym.

Tab. 2. Zestawienie średnich zawartości elementów fizykochemicznych i ocena jezior rynny kórnicko- zaniemyskiej w latach 2016-2018

Lp.

Rok hydrologiczny

2016-2018

2016 2017 2018

JR JŁ JJM JJW JB JK JSD JSM JR JŁ JJM JJW JB JK JSD JSM JR JŁ JJM JJW JB JK JSD JSM

O2 [mg·dm-3] 9,5 8,4 9,1 7,9 8,6 10,9 8,5 7,0 11,9 10,4 10,2 9,3 11,4 12,2 9,5 8,2 11,3 8,6 8,7 9,0 9,7 9,2 9,3 8,7 9,7

EC [µS·cm-1] 556,2 582,6 597,0 608,0 636,6 861,2 803,4 786,6 511,3 566,1 572,7 611,1 650,0 761,3 815,9 762,8 441,6 471,6 493,8 501,4 480,8 536,4 583,0 631,8 625,8

N [mg·dm-3] 1,48 1,19 1,43 1,40 1,56 1,79 2,02 1,75 1,33 1,80 2,28 1,91 2,60 3,82 3,65 2,80 2,16 2,14 3,68 2,82 2,64 4,31 4,47 4,67 2,50

P [mg·dm-3] 0,248 0,374 0,268 0,353 0,242 0,269 0,245 0,341 0,417 0,582 0,273 0,287 0,309 0,243 0,319 0,393 0,248 0,374 0,268 0,353 0,242 0,269 0,245 0,341 0,321

Jakość wody

Niespełnienie wymogów klasy II (stan ekologiczny poniżej dobrego)

Klasa II (stan dobry) Niespełnienie wymogów klasy II (stan poniżej dobrego)

18

O2BZT5

Na *D N-NH4

*W

*RT_UR

*UT

*WZ

*P

*PTN

*GN

*RK

*TLZ

*Z

-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0

Czynn. 1 : 51,66%

-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0

Czynn. 2 : 18,42%

EC SO4 Cl

Ca Mg

K pH

H-CO3 N-NO3

N-NO2 N

P-PO4

P

Ryc. 7. Analiza składowych głównych wskaźników fizykochemicznych wód w odniesieniu do struktury użytkowania zlewni jezior rynny kórnicko-zaniemyskiej

4.2. Analiza specjacyjna toni wodnej

W celu lepszego poznania procesów zachodzących w toni wodnej jezior rynny kórnicko- zaniemyskiej przeprowadzono analizę specjacyjną, która pozwoliła zaobserwować, że w całym okresie badawczym, we wszystkich punktach pomiarowych fosforany występowały głównie w postaci HPO42-, H2PO4-, CaHPO4(aq), CaPO4- i MgHPO4(aq), z dominacją formy HPO42-. Przeważający udział formy HPO42- związany był przede wszystkim z wysokim odczynem wody, który wahał się w zakresie pH od 6,73 do 9,96 (Ryc. 8).

Ryc. 8. Formy specjacyjne ortofosforanów (V) w wodach powierzchniowych jeziora Łękno, w ppk JŁ1

19

W latach hydrologicznych 2016 - 2018, w wodach jezior rynny kórnicko-zaniemyskiej panowały głównie warunki sprzyjające strącaniu ortofosforanów do postaci hydroksyapatytów, Ca3(PO4)2(beta), Ca3(PO4)2(am2) oraz Ca3(PO4)2(am1), Ca3(PO4)33H2O(s) i CaHPO4(s) (Ryc. 9).

W pracy nie obserwowano cyklicznych okresów strącania i uwalniania fosforu z osadów dennych.

Przez większość okresu badawczego jeziora spełniały rolę „pułapki” dla fosforu. W analizowanym okresie obserwowano uwalnianie fosforu z osadów dennych jedynie dla poszczególnych ppk w jeziorach w następujących miesiącach, np. JR1 kwiecień 2016, JR3 kwiecień i maj 2017; JJM2 czerwiec 2017, JK2 wszystkie terminy poboru. Do uwalniania fosforanów z osadów dennych dochodziło w okresach niskich zawartości ortofosforanów (V) w wodzie, co prowadziło do rozpuszczenia hydroksyapatytów i innych minerałów tego pierwiastka. Niska zawartość fosforanów w wodach mogła być spowodowana intensywnie zachodzącym procesem fotosyntezy oraz pobieraniem biogenów przez producentów pierwotnych.

Specyficzne warunki wytrącania fosforu panowały w jeziorze Kórnickim. W ppk JK1 obserwowano przez cały okres badawczy zjawisko strącania fosforu w różnych postaciach (głównie hydroksyapatytu), nawet form Ca3(PO4)2(am1), Ca3(PO4)33H2O(s) i CaHPO4(s) (Ryc. 9). Natomiast w ppk JK2 nie dochodziło do zjawiska strącania, niskie stężenia ortofosforanów (V) prowadziło do uwalniania tego pierwiastka z osadów dennych. Zachowanie tego jeziora pokazuje, że pomimo iż jezioro w górnej części stanowiło pułapkę dla biogenów, w wyniku zmiany warunków fizykochemicznych wody, w części jeziora zlokalizowanej przy odpływie dochodziło do ponownego, wewnętrznego procesu, wzbogacenia wód. W konsekwencji nie obserwowano wpływu jeziora na poprawę jakości wód rzeki przepływającej przez zbiornik. Jeziora rynny kórnicko-zaniemyskiej pełniły również rolę pułapki dla innych substancji taki jak jony wapnia, magnezu i anionów węglanowych. W okresie badawczym dochodziło do procesu wytrącania się takich minerałów jak:

argonit, kalcyt, dolomit (krystaliczny i niekrystaliczny), vaterytu, magnezytu, hunititu i CaCO3H2O(s). Przeprowadzona analiza specjacyjna, z wyszczególnieniem strącanych minerałów, sugeruje, że jeziora powinny przyczyniać się do polepszenia jakości wód rzeki Głuszynki, przepływającej przez nie.

20

Ryc. 9. Sumaryczny wykres strącania form ortofosforanów (V) w wodach jezior: a) jezioro Raczyńskie b) jezioro Kórnickie

4.3. Wpływ jezior na jakość rzeki Głuszynki

Głównym celem niniejszej pracy było określenie wpływu jezior rynny kórnicko-zaniemyskiej na jakość wód rzeki Głuszynki, która przepływa przez te jeziora. Wpływ ten oceniono poprzez porównanie wartości poszczególnych wskaźników fizykochemicznych w ppk powyżej i poniżej każdego jeziora. Analizowano 7 ppk na rzece Głuszynce i tym samym objęto rozważaniami tylko siedem jezior.

W hipotezach założono między innymi, że jeziora będą przyczyniały się do polepszenia jakości wód rzeki na skutek asymilacji i akumulacji substancji zanieczyszczających. Przeprowadzono również analizę statystyczną parametric statistical change point, w celu wykrycia statystycznie istotnego punktu zmiany dla wskaźników fizykochemicznych zmierzonych w ppk w rzece Głuszynce.

W celu lepszego zobrazowania zmian zachodzących w rzece, na wykresach skrzynkowych kolorami opisano procentowe wartości wzrostu bądź obniżenia wartości badanego wskaźnika (obniżenie - kolor zielony, wzrost - kolorem czerwonym). Analizę przeprowadzono dla wybranych elementów fizykochemicznych przyporządkowanych wg Rozporządzenia MGMiŻŚ (2019) do 4 grup (z rozszerzeniem o inne parametry, nieujęte w Rozporządzeniu).

b)

21 Wskaźniki charakteryzujące warunki tlenowe

Zawartość tlenu rozpuszczonego w wodach rzeki we wszystkich trzech analizowanych latach klasyfikowała wodę do I klasy jakości. Przy czym średnie roczne zawartości O2 w poszczególnych ppk różniły się między sobą. Wpływ na to miało wiele czynników m. in. wielkość przepływu, nasłonecznienie tafli jeziora i inne warunki wpływające na proces fotosyntezy. W ppk G2 notowano niższą zawartość tlenu o ok. -9% w porównaniu z wartością w ppk G1 (Ryc. 10). Pomiędzy tymi punktami znajdują się dwa jeziora o łącznej powierzchni 70,4 ha połączone przepustem drogowym.

Wzrost zawartości tlenu o +3,34% wystąpił w ppk G3, znajdującym się poniżej jeziora Jeziory Wielkie, z którego wypływ regulowany jest zastawką. Największą zmianę zawartości tlenu rozpuszczonego w wodzie wynoszącą +12,62% zaobserwowano w ppk G4, który znajduje się poniżej jeziora Bnińskiego. W dalszych ppk G5 i G6 doszło do obniżenia zawartości tlenu odpowiednio o -3,35% i -7,86%. Z kolei w ostatnim ppk G7 zaobserwowano wzrost zawartości tlenu w wodzie. Nie zaobserwowano statystycznie istotnej tendencji zmian zawartości tlenu rozpuszczonego wraz z biegiem rzeki.

Drugim parametrem opisującym warunki tlenowe jest wartość BZT5, którawykazywała się delikatną tendencją malejącą wraz z przepływem rzeki przez kolejne jeziora rynny (Ryc. 10).

Pomiędzy punktem G1 a G7 nastąpiło obniżenie wartości BZT5 o 10,9%. W przypadku ppk G2 i G6 obserwowano poprawę tego wskaźnika w porównaniu do poprzedniego ppk, zaś w ppk G4 i G7 dochodziło do jego pogorszenia. Co mogło być spowodowane spływem zanieczyszczeń ze zlewni jezior z grupy B (zlewnie rolnicze).

Ryc. 10. Zawartość a) tlenu rozpuszczonego i b) BZT5 w wodach rzeki Głuszynki w latach hydrologicznych 2016-2018

G1 G2 G3 G4 G5 G6 G7

PPK rzeka Głuszynka 2

4 6 8 10 12 14 16 18 20

Tlen rozpuszczony [mg O2·dm-3 ]

Mediana 25%-75%

Zakres nieodstających Średnia

G1 G2 G3 G4 G5 G6 G7

PPK rzeka Głuszynka 0

2 4 6 8 10 12

BZT5 [mg O2·dm-3]

Mediana 25%-75%

Zakres nieodstających Średnia

-8,7% +3,3% +12,6% -3,4% -7,9% +4,9% -1,5%

+0,6% +18,9% -4,3% -13,8% +14,2%

a) b)

22 Wskaźniki charakteryzujące zasolenie

Konduktywność wody rzeki Głuszynki wykazywała tendencję rosnącą wraz z biegiem rzeki do ppk G5 (Ryc. 11). Największe obniżenie wartości EC zaobserwowano poniżej jeziora Skrzynki Duże (G6). Analiza specjacyjna dla tego jeziora wykazała istnienie dogodnych warunków dla intensywnych procesów strącania (fosforanów wapnia i soli węglanowych), co przyczyniło się do zmniejszenia

zawartości substancji mineralnych. Wody rzeki ponownie były wzbogacane w substancje obecne w osadach dennych przy wypływie z jeziora. Wartość EC ponownie nieco wzrastała pomiędzy ppk

G6 i G7. Największy wzrost tego parametru (o 17,10%) zaobserwowano w ppk G4, który zlokalizowany był poniżej jeziora Bnińskiego (jezioro grupy B, o powierzchni 225,5 ha i udziale

gruntów ornych w zlewni sięgającym blisko 70%). Porównując ze sobą wartości EC w ppk G1 i G7 zanotowano wzrost tego wskaźnika aż o 39,7%. Przeprowadzona analiza parametric

statistical change point, umożliwiła wyróżnienie punktu statystycznie istotnej zmiany analizowanego parametru. Według tej analizy ppk podzielone zostały na dwie grupy. Istotny statystycznie wzrost tej wartości zanotowano poniżej ppk G3 (Ryc. 12). Wzrost zasolenia w wodzie o 17,10% w punkcie G4 uwarunkowany był spływem zanieczyszczeń ze zlewni (typ B) oraz dopływem zanieczyszczeń dostarczanych do jeziora Jeziory Wielkie, pochodzących z miejscowej oczyszczalni ścieków.

Podobną tendencję obserwowano w przypadku chlorków, których średnia zawartość w wodach rzeki Głuszynki wzrastała z wyjątkiem ppk G7 (-0,95%), a największą różnicę w średniej zawartości zaobserwowano w ppk G4, gdzie zawartość chlorków wzrosła blisko o 23% (Ryc. 11). Również analiza parametric statistical change point jako punkt zmiany zawartości chlorków w wodach rzeki wskazała na ppk G4 (poniżej jeziora Bnińskiego) (Ryc. 12). Chlor jest pierwiastkiem, o dużym potencjale migracji w środowisku wodnym, nie jest on absorbowany przez koloidy oraz jest słabo pobierany przez rośliny. Z uwagi na to zawartość chlorków w wodzie ma tendencję do wzrostu wraz z biegiem rzeki. Porównując ze sobą zawartość chlorków w wodach rzeki w ppk G1 i G7 odnotowano 63,7% wzrost. Zaobserwowano też, że największy udział we wzroście tego wskaźnika przypadał na ppk zlokalizowane poniżej zlewni rolniczych (grupa B).

23

Ryc. 11. Wartości a) przewodności elektrolitycznej właściwej oraz b) chlorków w wodach rzeki Głuszynki w latach hydrologicznych 2016 -2018

Ryc. 12. Średnie wartości a) przewodności elektrolitycznej właściwej oraz b) chlorków w wodach rzeki Głuszynki w latach hydrologicznych 2016 – 2018 z zaznaczonym punktem przegięcia

Także w przypadku siarczanów (VI) obserwowano wzrost zawartości tego jonu wraz z biegiem rzeki. Porównując średnie wartości tego wskaźnika w ppk G1 i G7 obserwowano 32% wzrost.

W przypadku dwóch ppk dochodziło do obniżenia wartości średnich zawartości siarczanów (VI), w ppk G3 o 0,06% oraz ppk G7 o 2,79% (Ryc. 13). Analiza parametric statistical change point wskazała na dwa punkty statystycznie istotnych zmian średnich zawartości siarczanów (VI).

W grupach pomiędzy ppk G1-G3, G4-G5 i G6-G7 dochodziło do wzrostu średnich wartości tego parametru (Ryc. 14). Wzrost stężenia jonów siarczanowych (VI) mógł być związany z dostawą zanieczyszczeń pochodzenia antropogenicznego. Z uwagi na największy wzrost tego wskaźnika od ppk G3 do ppk G6 można przypuszczać, że zanieczyszczenia te pochodziły z jezior, których zlewnie zaliczono do grupy B. Również w przypadku jonów wapnia obserwowano, że jego zawartości wzrastały wraz z biegiem rzeki (Ryc. 13). Pomiędzy ppk G1 a G7 w analizowanych latach zauważono 50% wzrost zawartości jonów wapnia. Jon tego pierwiastka ma tendencję do migracji w środowisku

G1 G2 G3 G4 G5 G6 G7

PPK rzeka Głuszynka 300

400 500 600 700 800 900 1000 1100

Przewodność elektrolityczna własciwa w 20°C [µS·cm-1]

Mediana 25%-75%

Zakres nieodstających Średnia

G1 G2 G3 G4 G5 G6 G7

PPK rzeka Głuszynka 20

40 60 80 100 120 140 160 180

Chlorki [mg Cl dm-3]

Mediana 25%-75%

Zakres nieodstających Średnia

+9,6% +2,2% +17,1% +7,3% -0,2% +1,4% +14,6% +5,0% +23,0% +13,3% +2,7% -1,0%

a) b)

a) b)

24

wodnym, stąd tak łatwo migruje z terenów przyległych do jeziora. Ta sytuacja determinowana była głównie w ppk powyżej jezior z grupy B (zlewnie rolnicze). Analiza parametric statistical change point nie wykazała istnienia punktów przegięcia, uwypuklając brak statystycznie istotnych zmian w zawartości jonów wapnia w poszczególnych ppk.

G1 G2 G3 G4 G5 G6 G7

ppk rzeka Głuszynka 80

100 120 140 160 180

Siarczany(VI) [mg SO42- ·dm-3]

Mediana 25%-75%

Zakres nieodstających Średnia

G1 G2 G3 G4 G5 G6 G7

ppk rzeka Głuszynka 0

20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 240 260

Wapń [mg Ca2+·dm-3]

Mediana 25%-75%

Zakres nieodstających Średnia

Ryc. 13. Zawartość a) siarczanów (VI) oraz b) jonów wapniowych w wodach rzeki Głuszynki w latach hydrologicznych 2016 -2018 (wartości ekstremalnie odstające zostały usunięte z analizy)

Ryc. 14. Średnie zawartości siarczanów (VI) w wodach rzeki Głuszynki w latach hydrologicznych 2016 – 2018 z zaznaczonym punktami przegięcia

Zawartość jonu magnezowego wykazywała się także tendencją wzrastającą wraz z biegiem rzeki, różnice w wartościach tego wskaźnika pomiędzy ppk G1 a G7 wynosiła 40% (Ryc. 15).

Pierwiastek ten podobnie jak wapń charakteryzuje się dużą mobilnością w środowisku wodnym i łatwo przemieszcza się pomiędzy komponentami krajobrazu (Perelman 1971). Największy wzrost

zawartości magnezu obserwowano w ppk G2, poniżej jeziora Jeziory Małe, w którym okresowo obserwowano rozpuszczanie magnezytu z osadów dennych do toni wodnej. Podobnie jak w przypadku wapnia, nie zaobserwowano istnienia punktu przegięcia, brak statystycznie istotnych zmian w zawartości tego jonów w 7 poszczególnych ppk (analiza parametric statistical change point).

+13,7% -0,1% +12,6% +1,2% +6,8% -2,8% +12,3% +25,3% +20,8% +23,7% -5,6% +2,8%

a) b)

25

Zasolenie wody uzależnione jest także od zawartości jonów sodu. Pierwiastek ten wykazuje się dużą zdolnością do migracji w środowisku wodnym, ponadto niewielka absorbcja tego jonu przez producentów pierwotnych przyczynia się do znacznego wzbogacenia w ten pierwiastek wód powierzchniowych. Dla tego pierwiastka obserwowano wzrost jego zawartości wraz z kolejnym ppk na rzece. Różnica pomiędzy zawartością sodu w ppk G1 i G7 wynosiła 46,4% (Ryc. 15).

G1 G2 G3 G4 G5 G6 G7

ppk rzeka Głuszynka 10

20 30 40 50

Magnez [mg Mg2+·dm-3]

Mediana 25%-75%

Zakres nieodstających Średnia

G1 G2 G3 G4 G5 G6 G7

ppk rzeka Głuszynka 10

20 30 40 50 60 70

Sód [mg Na+·dm-3]

Mediana 25%-75%

Zakres nieodstających Średnia

G1 G2 G3 G4 G5 G6 G7

ppk rzeka Głuszynka 4

6 8 10 12 14 16 18 20

Potas [mg K+ ·dm-3]

Mediana 25%-75%

Zakres nieodstających Średnia

Ryc. 15. Zawartość a) magnezu b) sodu c) potasu w wodach rzeki Głuszynki w latach hydrologicznych 2016 -2018 (wartości ekstremalne zostały usunięte)

Największy wzrost zawartości sodu zaobserwowano w ppk G5, położonym poniżej jeziora Kórnickiego (grupa B). Ostatnim wskaźnikiem wykorzystywanym do charakterystyki zasolenia wód był potas, którego zawartość w wodach rzeki Głuszynki była zróżnicowana. Wzrost zawartości potasu

obserwowano na poziomie od 1,36% do 25,66% (Ryc. 15). Najwyższy wzrost potasu występował w ppk G2, który zlokalizowany jest poniżej jezior Łękno i Jeziory Małe. Ostatecznie zawartość potasu

pomiędzy ppk G1 a G7 wzrosła o 19%.

+14,9% +6,5% +12,6% +7,7% -0,3% +0,2%

+25,7% -0,7% +13,1% +1,4% -7,6% +4,9%

+22,0% -6,3% +15,4% +23,1% +2,4% -3,1%

a) b)

c)

26 Wskaźniki charakteryzujące zakwaszenie

Wraz z biegiem rzeki zaobserwowano, że odczyn wody ulega obniżeniu (Ryc. 16), a największe zmiany następowały w punkcie G5 (jezioro Kórnickie), z uwagi na zachodzące procesy intensywnego strącania soli fosforanowych (JK1) oraz soli węglanowych (JK2). Usunięcie z toni wodnej jonów magnezu i wapnia doprowadziło do lekkiego zakwaszenia wód. Różnice pomiędzy ppk G1 a G7 wynosiły zaledwie 0,3 pH, co stanowiło -2,3%. Analiza parametric statistical change point potwierdziła, że w punkcie G5 występował punkt statystycznie istotnej zmiany średnich wartości odczynu (Ryc. 17).

Z kolei zawartość wodorowęglanów nie wykazywała większych zmian wraz z biegiem rzeki.

W ppk G2 w porównaniu do ppk G1 obserwowano obniżenie zawartości wodorowęglanów o ok. 15%, na co wpływ mógł mieć charakter zlewni jezior znajdujących się pomiędzy wspomnianymi ppk, które zaliczone zostały do grupy A (leśno-rolniczych) (Ryc. 16). Niewielkie różnice w zawartości HCO3-

dalszych ppk wynikały z rolniczego charakteru zlewni. W analizie parametric statistical change point

wyodrębniono dwa punkty statystycznie istotnych zmian w stężeniu wodorowęglanów za ppk G3 i G5 (Ryc. 17). Na całej długości rzeki dochodziło do niewielkiego wzrostu zawartości tego jonu.

G1 G2 G3 G4 G5 G6 G7

ppk rzeka Głuszynka 6,5

7,0 7,5 8,0 8,5 9,0 9,5 10,0 10,5

Odczyn [pH]

Mediana 25%-75%

Zakres nieodstających Średnia

G1 G2 G3 G4 G5 G6 G7

ppk rzeka Głuszynka 0

20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 240 260 280

Wodorowęglany [mg H-CO3·dm-3]

Mediana 25%-75%

Zakres nieodstających Średnia

Ryc. 16. Zmienność a) odczynu pH b) zawartości wodorowęglanów w wodach rzeki Głuszynki w latach hydrologicznych 2016 -2018

+1,3% -0,5% +0,3% -2,8% +1,0% -0,4% -14,3% +13,8% +2,0% +2,1% +2,5% -0,9%

a) b)

27

Ryc. 17. Średni odczyn (a) oraz średnie zawartości wodorowęglanów (b) w wodach rzeki Głuszynki w latach hydrologicznych 2016 – 2018 ze wskazaniem punktów przegięcia

Wskaźniki charakteryzujące warunki biogenne

Warunki biogenne w rzece w pracy scharakteryzowano na podstawie zawartości azotu i fosforu ogólnego oraz ich form mineralnych.

Zarówno w przypadku nieorganicznych form azotu jak i azotu ogólnego zaobserwowano tendencję wzrostu zawartości tych wskaźników wraz z biegiem rzeki. Przy czym największy wzrost

notowano w przypadku azotu azotanowego (V). Zawartości azotu amonowego pomiędzy ppk G1 a G7 wzrosły o 30%, azotu azotanowego (V) o 55,6%, azotu azotanowego (III) jak i azotu ogólnego

o 86% (Ryc. 18). Zawartości azotu azotanowego (III i V) oraz azotu ogólnego znacząco wzrastają od ppk G4, poniżej jeziora Bnińskiego (Ryc. 18). Jest to jezioro o dużej powierzchni zlewni, typowo rolniczej, stąd prawdopodobnie największy dopływ ładunków mobilnych form azotu. Podobny wzrost średnich wartości omawianych form azotu zaobserwowano w ppk G5, poniżej jeziora Kórnickiego, które również charakteryzuje się dużą powierzchnią zlewni o dużym udziale użytków rolnych ale także znajdującej się pod znaczną presją antropogeniczną (zabudowa, ruch turystyczny).

Analiza parametric statistical change point przeprowadzona dla średnich zawartości form azotu oraz azotu ogólnego dla wszystkich ppk wykazała istotne punkty zmian jedynie dla azotu azotanowego (V), azotu azotanowego (III) oraz azotu ogólnego (Ryc. 19). Punkty zmiany o których powyżej mowa przypisane zostały na podstawie statystycznie istotnych zmian wartości tych parametrów. Dla azotu ogólnego i azotanów (V) statystycznie istotna zmiana średnich wartości następowała poniżej ppk G4, w punktach pomiarowo-kontrolnych zlokalizowanych poniżej G4 wartości tych wskaźników były wyższe. Natomiast dla azotanów (III) punktem statystycznie istotnej zmiany średnich wartości był ppk G3 (Ryc. 19). W obu przypadkach związane było to z użytkowaniem zlewni (grupa B – rolnicze).

a) b)