M. Kostecki Zmiany wybranych wskaźników jakości wody

ZMIANY WYBRANYCH WSKAŹNIKÓW JAKOŚCI WODY
ANTROPOGENICZNEGO ZBIORNIKA PŁAWNIOWICE W PIERWSZYCH
PIĘCIU LATACH REKULTYWACJI METODĄ USUWANIA WÓD
HYPOLIMNIONU
THE CHANGES OF SELECTED WATER QUALITY FACTORS ON THE
PŁAWNIOWICE ANTHROPOGENIC RESERVOIR DURING FIRST FIVE
YEARS OF RESTORATION BY HYPOLIMNETIC WITHDRAWAL
Maciej Kostecki
Instytut Podstaw Inżynierii Środowiska Polska Akademia Nauk,
ul. Marii Skłodowskiej-Curie 34, 41-819 Zabrze, email: [email protected]
ABSTRACT
In the december 2003 the reclamation process of Pławniowice reservoir (225 ha, 29 mln m3) by
hypolimnetic withdrawal (Olschewsky tube) was instaled. During five years, 2004 - 2008 of reclamation
process the positive effects was observed. The ecological state of Plawniowice reservoir are better. From
2004 to 2008 the decrease tendency of pH in the epilimnion was described. In this period, the average
visibility of Secchi disc during the summer stagnation, increased from about 1m to 3,2m.
The intra reservoir enrichment process (release phosphates from the bottom sediments) is decreased. In
the 2004 – 2008, year by year, the negative balance of phosphorus was present. We can say, that the
oligotrofication of this reservoir are in the progress.
Key words: lake, restoration, hypolimnetic withdrawal, nitrogen, phospohorus, budget
1. Wprowadzenie
W wyniku skierowania wód cieku do
wyrobiska, bądź w wyniku przegrodzenia
doliny rzeki zaporą, powstaje zbiornik wodny,
w którym, w porównaniu z zasilającym go
ciekiem, kształtują się radykalnie odmienne
warunki hydrologiczne (Kostecki 2003, Lossow
2000, Mientki 1995).
Zatrzymanie wody w zbiorniku sprzyja
intensyfikacji procesów przemiany materii, w
szczególności produkcji pierwotnej (Gawrońska
1994, Gawrońska, Lossow 2003, Kenzer 2001,
Kostecki 1977). W szczególności, w warunkach
doprowadzania do zbiornika nadmiernych
ładunków związków fosforu i azotu (Dunalska i
in. 2001, Lossow 1995, Psenner 1988, Seip i in.
1992). W bardzo krótkim czasie dochodzi do
osiągnięcia przez ekosystem limniczny stanu
wysokiej
trofii
ze
wszystkimi
jej
konsekwencjami. W sytuacji krańcowej
zbiornik
traci
zdolność
kumulowania
zanieczyszczeń w osadach dennych (Kostecki
2003, Kenzer 2001, Mientki 2000, Mientki i in.
2001, Mientki i in. 2003, Siuda 2001).
Pojawiają się ubytki a następnie całkowity brak
tlenu w przydennych warstwach wody
(Nurnberg i in. 1987, Kostecki 2001). W
wyniku redukcji siarczanów pojawia się
siarkowodór powodując obniżenie odczynu
wody odtlenionego hipolimnionu. Powstają
warunki dla procesów wymagających niskiego
odczynu, następuje uruchomienie procesu
wzbogacania wewnętrznego, w rezultacie z
osadów dennych uwalniane są duże ilości
nagromadzonych tam związków fosforu
(Kenzer 2001, Lossow i in. 2000, Mientki 1986,
Mientki 1993). Od tej chwili proces eutrofizacji
zaczyna przebiegać lawinowo, prowadząc do
masowych zakwitów roślinnych organizmów
planktonowych (Lossow i in. 2000, Mientki
1986) Opadający na dno detrytus ulega
rozkładowi w warunkach beztlenowych,
następuje stopniowa degradacja zbiornika. W tej
sytuacji rekultywacja zbiornika staje się
niezbędna (Kostecki 2003, Lossow 1995,
Lossow i in. 1979).
Województwo śląskie pozbawione jest
jezior pochodzenia naturalnego. Wszystkie
znajdujące się tutaj zbiorniki są pochodzenia
antropogenicznego. Stanowią one cenne, pod
względem przyrodniczym, krajobrazowym i
gospodarczym, elementy środowiska. Z tych
powodów wymagają ochrony i zabezpieczenia
przez degradacją i dewastacją (Jankowski i in.
2000, Kostecki 2003).
114
W niniejszym opracowaniu przedstawiono
wyniki pierwszych pięciu lat badań nad
zmianami zachodzącymi w wyniku procesu
rekultywacji, antropogenicznego zbiornika
wodnego Pławniowice.
2. Obiekt i metoda
Zbiornik Pławniowice (225 ha, 29 mln m3)),
wraz ze zbiornikami Dzierżono Małe (110 ha,
10 mln m3), Dzierżono Duże (650 ha, 95 mln
m3) i Kanałem Gliwickim, wchodzi w skład
Zachodniego Węzła Wodnego rzeki Kłodnicy
(łączna powierzchnia lustra wody około 1000
ha, 140 mln m3) (Kostecki 2003).
Badania prowadzone w latach 1976,
następnie 1993 oraz 1996 – 1998 wykazały, że
zbiornik
Pławniowice
wymagającym
natychmiastowej interwencji, w celu ratowania
jego zasobów wodnych przed postępującą
degradacją,
spowodowaną
eutrofizacją
(Kostecki 1977, Kostecki 1978, Kostecki 2001,
Kostecki 2003). Na podstawie wyników badań
opracowano
zasady
adaptacji
metody
kortowskiej w celu zastosowania jej na
zbiorniku Pławniowickim (Kostecki 2006,
Kostecki 2007).
2.1. Metoda rekultywacji i opis urządzenia
Metoda poprawy jakości stanu ekologicznego
jeziora
polegająca
na
usuwaniu wód
hypolimnionu została zastosowana po raz
pierwszy w Polsce, przez prof. P. Olszewskiego
na jeziorze Kortowskim, w Olsztynie
(Olszewski 1959). Prowadzono wieloletnie
badania nad procesem zmian, zachodzących w
jeziorze w czasie rekultywacji jeziora metodą
„kortowska” (Dunalska 2001, Dunalska 2002,
Dunalska i in. 2001, Mientki 1986, Mientki
1993, MIentki 1995). Metodę tą zastosowano
następnie na jeziorze Rudnickim Wielkim, koło
Grudziądza (Janc et all 1988, Mientki 1993.
Mientki 2000). Metoda ta stosowana jest także
na innych jeziorach świata (Livingstone i in.
1994, Nurnberg 1987, Nurnberg i in. 1987,
Psenner 1988).
Na terenie Polski południowej metodę
kortowską
zastosował
na
zbiorniku
Pławniowickim, Kostecki (Kostecki 2003,
Kostecki 2006, Kostecki 2007).
W roku 2003 rozpoczęto montaż
elementu upustowego w istniejącym jazie, oraz
układanie rurociągu (Rura Olszewskiego) na
dnie zbiornika. Urządzenie hydrotechniczne
składa się z tzw. „ustnika”, przyłączonego do
istniejącego jazu (przelewu powierzchniowego)
przez który dotychczas, powierzchniowo,
odprowadzano wodę ze zbiornika. Ustnik
wyposażono w komorę dekompresyjną,
łagodzącą
skutki
zmian
parcia
hydrostatycznego. Do komory dekompresyjnej
przymocowane zostały trzy rury o długości
350m i średnicy 500mm, każda. Rury zostały
ułożone na dnie, równolegle do siebie, ich
zakończenie znajduje się w najgłębszym
miejscu zbiornika (15m). Przy maksymalnym
spiętrzeniu możliwe jest wyprowadzenie ze
zbiornika około 10 mln m3 wody w ciągu roku.
W grudniu 2003 roku hydrotechniczne
urządzenie rekultywujące oddano do użytku.
2.2. Metodyka badań
Od roku 2004 prowadzone są systematyczne
badania, zmierzające do opisania przebiegu
procesu rekultywacji. Badania prowadzone są w
oparciu
o
metodę
bilansu
ładunków
zanieczyszczeń, w szczególności ładunków
azotu i fosforu. W odstępach 1-2 tygodniowych,
wykonywane
są
pomiary
wielkości
przepływów, w przekrojach na dopływie i
odpływie ze zbiornika. W tych samych
przekrojach pobierane są próbki wody do
oznaczeń hydrochemicznych. W niniejszym
opracowaniu przedstawiono wyniki pomiarów
następujących wskaźników jakości wody:
odczynu, przezroczystości wody, stężenie,
stężenie azotu amonowego i azotanowego, ortofosforanów, oraz bilans związków azotu
i fosforu.
3. Wyniki
3.1. Odczyn wody
Odczyn wody jest czułym wskaźnikiem
odzwierciedlającym intensywność procesów
przemiany
materii,
w
warstwie
powierzchniowej fotosyntezy, w warstwie
przydennej pozbawionej tlenu procesów
rozkładu (Leuven et all 1992). Wykonane
pomiary odczynu wody zbiornika Pławniowice
uwidoczniły różnice pomiędzy poszczególnymi
latami (rys. 1). Odczyn powierzchniowej
warstwy wody wzrastał z chwilą zakończenia
cyrkulacji wiosennej i wystąpienia stratyfikacji
termicznej. Jednocześnie, w poszczególnych
latach, można zauważyć różne czasy
występowania
maksymalnych
wartości
odczynu. Prawdopodobnie wynika to z
warunków
pogodowych,
a
zwłaszcza
nasłonecznienia, które, wraz z temperaturą, ma
decydujący wpływ na nasilenie procesów
fotosyntezy (Lossow i iIn. 1979, Mientki 1986).
Wzrostowi odczynu w epilimnionie
odpowiadał stopniowy spadek odczynu w
hypolimnionionie z chwilą ustania mieszania
wiosennego (Mientki i in. 2003).
115
11
2004
2005
2006
2008
2007
pH
10
9
8
8.0
4
27
.0
5
18
.0
6
16
.0
7
20
.0
8
24
.0
9
22
.1
0
20
.1
1
2.0
7
29
.0
8
26
.1
0
26
.0
2
9
16
.1
0
15
.0
1
20
.0
3
14
.0
5
8.
08
4.0
4.
04
12
.0
5
19
.0
6
17
.0
7
15
.0
1.
15
.0
4.
04
.0
6.
0
30 4
.0
6.
0
28 4
.0
7.
04
30
.0
8.
05
.1
0.
29
.1
0.
10
.1
2.
08
.0
2
05
.0
4.
31
.0
5.
28
.0
6.
02
.0
8.
04
.1
0
14
.1
1
31
.0
1
7
dni pomiarów
powierzchnia
nad dnem
Liniowy (powierzchnia)
Rys. 1. Odczyn powierzchniowej i przydennej warstwy wody zbiornik Pławniowice 2004 - 2008
W okresie pierwszych pięciu lat rekultywacji
zbiornika Pławniowice wystąpiła tendencja
malejąca odczynu wody w okresie stagnacji letniej.
Zapewne można ją określić jako zauważalną (rys
9,3
1). Tendencję do obniżania się odczynu w okresie
stagnacji letniej widać także na przykładzie
średnich wartości, w poszczególnych latach (rys.2).
9,21
9,2
y = -0,087x + 9,103
9,1
R2 = 0,4189
9
pH
8,9
8,83
8,8
8,75
8,74
2007
2008
8,68
8,7
8,6
8,5
8,4
8,3
2004
2005
2006
lata
Rys. 2. Odczyn powierzchniowej warstwy wody – zbiornik Pławniowice, 2004 – 2008 wartości średnie
3.2. Przezroczystość wody
Przezroczystość wody jest wypadkową jakości
i intensywności procesów przemiany materii, w
tym produkcji biomasy, i jest zależna od stopnia
zeutrofizowania ekosystemu wodnego (Kostecki
1977, Kostecki 2003, Seip i in. 1992).
W latach 1993 – 1998 , zanim
przystąpiono
do
rekultywacji
zbiornika,
przezroczystość wody, mierzona jako widzialność
krążka Secchiego, wynosiła w okresie stagnacji
letniej od 1,2 do 0,9 m.
Z chwilą rozpoczęcia rekultywacji obserwowano
wyraźne zmiany, zarówno wartości wskaźnika,
które zdecydowanie wzrosły, jak i w dynamice
zmian. Obecnie dynamika zmian widzialności
krążka Secchiego pozwala na wyróżnienie okresów
zakwitów planktonu. Już nie występuje jeden,
długotrwały zakwit, utrzymujący się od kwietnia do
października, lecz można wyróżnić trzy okresy
nasilenia oraz zdecydowanego osłabienia zakwitu
(rys. 3). Porównanie średnich wartości widzialności
krążka Secchiego w okresie stagnacji letniej, z lat
1993 – 1998, przed rozpoczęciem rekultywacji, z
okresem 2004 – 2009, pozwala stwierdzić istotne
różnice (rys 4).
116
1993
1996
1997
1998
2004
2005
2006
2007
2008
0
-1
-2
-3
-4
-5
-6
-7
-8
VI
VI
VII
VII
VIII
VIII
IX
IX
Rys. 3. Widzialność krążka Secchiego – zbiornik Pławniowice w czasie stagnacji letniej 1993 – 2008.
1993
1996
1997
-1,6
-1,5
1998
2004
2005
2006
2007
2008
0
-0,5
-1
-1,3
[m]
-1,5
-2
-2,5
-3
-2,8
-3,5
-4
-3,2
-3,4
-3,4
-3,9
-3,9
-4,5
Rys. 4. Widzialność krążka Secchiego w czasie stagnacji letniej zbiornik Pławniowice 1993 – 2008,
wartości średnie.
Już w pierwszym roku rekultywacji zbiornika
nastąpił zauważalny wzrost przezroczystości wody.
Tendencja ta utrzymywała się również w latach
następnych.
3.3. Redukcja azotu azotanowego
Zbiornik Pławniowice charakteryzuje się wyraźną
stratyfikacją termiczną i tlenową (Kostecki 1977,
Kostecki 2001, Kostecki 2007). W okresie stagnacji
letniej dochodzi do całkowitego wyczerpania tlenu
w hypolimnionie. W tych warunkach następuje
redukcja jonów azotanowych do azotu amonowego.
Spadkowi stężenia azotanów odpowiada wzrost
stężenia azotu amonowego (rys. 5).
Przedstawione zmiany stężeń azotu
azotanowego i amonowego w hipolimnionie
zbiornika Pławniowice cechuje cykliczność,
związana z okresami deficytów tlenowych.
Widoczne są okresy wzrostu i zmniejszania się
stężeń obu wskaźników. Jak można zauważyć są
one w stosunku do siebie przeciwstawne.
W tabeli 1 przedstawiono równania
kinetyki redukcji azotanów.
117
4,5
4
3,5
3
2,5
2
1,5
1
0,5
0
2004
2005
2006
2007
2008
12
.0
5.
14
.0
6.
09
.0
7.
04
.0
8.
07
.0
9.
15
.1
0.
08
.1
1
18
.0
1.
23
.0
2.
20
.0
4.
07
.0
6.
13
.0
7.
22
.0
8.
17
.1
0.
9.
01
27
.0
3
9.
05
13
.0
6
11
.0
7
31
.0
7
22
.0
8
3.
10
15
.0
1
20
.0
3
14
.0
5
2.
07
29
.0
8
26
.1
0
26
.0
2
8.
04
27
.0
5
18
.0
6
16
.0
7
20
.0
8
24
.0
9
22
.1
0
20
.1
1
[mg N/dm3]
Zmiany stężeń azotu amonowego i azotanowego w przydennej warstwie wody
zbiornik Pławniowice 2004 - 2008
dni pobrania próbek
N-NH4
N-NO3
Rys. 5. Zmiany stężeń azotu azotanowego i amonowego, w hipolimnionie zbiornika Pławniowice,
w latach 2004 – 2008
Tabela 1. Równania kinetyki redukcji azotu azotanowego w hypolimnionie zbiornika Pławniowice,
w latach 2004 – 2008.
rok
Równanie krzywej redukcji azotanów
R2
2004
2005
2006
2007
2008
y=-0,2409x+2,5082
y=-0,2135x+2,3564
y=-0,1588x+2,104
y = -0,1992x + 2,1698
y = -0,1446x + 2,6215
0,9607
0,7378
0,912
0,8978
0,8602
Współczynnik (ax) nachylenia krzywej redukcji azotanów w hypolimnionie
zbiornik Pławniowice w latach 2004 - 2005
0
2004
2005
2006
2007
2008
-0,05
wsp. (a)x
-0,1
-0,15
-0,1446
-0,1588
-0,2
-0,1992
-0,2135
-0,25
-0,2409
-0,3
kolejne lata
Rys. 6. Współczynniki nachylenia krzywej redukcji azotanów w hipolimnionie zbiornika Pławniowice,
w latach 2004 – 2008.
Wyznaczenie tych równań pozwoliło na
zaobserwowanie tendencji spadkowej szybkości
reakcji przechodzenia jonów azotanowych w postać
amonową. Graficznie przedstawiono to na rys. 6.
3.4. Reakcja amonifikacji
W warunkach beztlenowych, redukcja azotanów
prowadzi do powstania azotu amonowego. W
kolejnych
latach,
od
chwili
rozpoczęcia
rekultywacji zbiornika, obserwuje się tendencję
wzrostu
stężenia
azotu
amonowego
w
hipolimnionie (rys. 5). Obserwowano wzrost
maksymalnych stężeń tego wskaźnika (rys 7).
Wzrost maksymalnego stężenia azotu amonowego
mógłby sugerować nasilenie się procesu przemian
azotowych, w kierunku reakcji amonifikacji.
Poniżej (tab.2) przedstawiono równania kinetyki
reakcji amonifikacji.
118
Maksymalne stężenia azotu amonowego - zbiornik Pławniowice 2004 - 2008
4,5
4,2
3,96
4
3,5
3,35
3,32
I - 2004
II - 2005
3,8
lata
3
2,5
2
1,5
1
0,5
0
III-2006
IV-2007
V-2008
[ mg N-NH4/dm3]
Rys. 7. Maksymalne stężenia azotu amonowego w hipolimnionie zbiornika Pławniowice, w latach 2004 – 2008.
Tabela.2. Równania kinetyki amonifikacji hypolimnionie zbiornika Pławniowice, w latach 2004 – 2008.
rok
2004
2005
2006
2007
2008
R2
Równanie krzywej, reakcji amonifikacji
y = 0,024x + 0,0835
y = 0,0188x - 0,1469
y = 0,0219x + 0,145
y = 0,0289x - 0,2333
y = 0,024x + 0,0835
8528
0,92
8865
9252
8528
0,03
0,027
[dc N-NH4/d]
0,025
0,0223
0,02
0,0231
0,0177
0,0156
0,015
0,01
0,005
0
2004
2005
2006
2007
2008
lata
Rys. 8. Przyrost stężenia azotu amonowego w czasie, w jakim ten przyrost nastąpił – hypolimnion zbiornika
Pławniowice, w latach 2004 – 2008.
Biorąc pod uwagę czas, w jakim dochodziło,
w kolejnych latach, do osiągnięcia maksymalnej
wartości stężenia azotu amonowego stwierdzono,
że z każdym kolejnym rokiem rekultywacji
zwiększa się okres osiania maksimum, co oznacza,
że szybkość reakcji amonifikacji zmniejsza się
(rys 8).
Zauważono, że w ciągu pierwszych pięciu lat
rekultywacji zbiornika, wydłużał się czas, w którym
następował wzrost stężenia azotu amonowego,
jednocześnie zmniejszała się szybkość reakcji
(rys. 9).
119
0,031
2007 – 147 dni
wsp. nachylenia krzywej "a"
0,029
0,0289
0,027
2004 – 123 dni
0,025
0,024
0,023
2006 – 179 dni
0,0219
0,021
2005 – 181 dni
0,019
0,0188
0,0181
2008 - 205 dni
0,017
0,015
100
120
140
160
180
200
220
dni
Rys. 9. Zależność szybkości reakcji amonifikacji od czasu jej trwania
3.5. Proces wzbogacania wewnętrznego
fosfataz [8]. Proces ten przebiega od momentu,
kiedy zbiornik traci możliwość odkładania fosforu
w osadach dennych
Zmiany stężeń o-fosforanów w zbiorniku
Pławniowice, w latach 2004 – 2008 przedstawiono
na rysunku 10.
Procesem powodującym gwałtowny wzrost trofii
zbiornika jest uruchomienie procesu uwalniania ofosforanów z osadów dennych na drodze
enzymatycznej, za pośrednictwem nukleaz i
1,4
2004
1,2
2005
2006
2007
2008
0,8
0,6
0,4
0,2
5 .1
1
11
.1
2
17
.0
9
15
.1
0
8 .0
7
14
.08
4
15
.0
5
11
.06
5.
12
1 .0
6 .0
8
10
.1
0
8 .0
5
20
.06
5 .1
2
13
.0
3
14
.0
8
19
.0
9
3 .0
7
25
.07
08
.0
2
05
.04
.
31
.05
.
28
.06
.
02
.08
.
04
.1
0
14
.1
1
14
.0
3
19
.0
4
30
.05
0
15
.0
1.
15
.0
4.
04
.0
6.
30
.0
6.
28
.07
.
30
.08
.
05
.10
.
29
.1
0.
10
.1
2.
[mg P-PO4/dm3]
1
dni pomiarów
powierzchnia
odpływ
Rys.10. Stężenie o-fosforanów w powierzchniowej i przydennej warstwie wody zbiornika Pławniowice,
w latach 2004 – 2008.
120
Dla przedstawionego okresu badań obliczono
szybkość reakcji uwalniania fosforanów z osadów
dennych. Równania kinetyki reakcji przedstawiono
w tabeli 3.
Porównano
szybkości
reakcji
uwalniania
fosforanów, w okresie poprzedzającym rozpoczęcie
rekultywacji z okresem pierwszych pięciu lat
rekultywacji zbiornika (rys.11).
Jak widać, w okresie poprzedzającym
zainstalowanie „rury Olszewskiego” na zbiorniku
.
Pławniowice, proces uwalniania fosforanów
z osadów dennych przebiegał z coraz większą
szybkością. Z chwilą rozpoczęcia rekultywacji
szybkość procesu zaczyna się zmniejszać.
Zmniejszenie szybkości następuje bardzo
powoli, jednak tendencję tą należy ocenić bardzo
pozytywnie. Oczywiście w kolejnych latach
przewiduje się weryfikowanie tego zjawiska
Tabela 3. Równania kinetyki reakcji uwalniania fosforanów
– hypolimnion zbiornika Pławniowice – lata 2004 - 2008
rok
Równanie krzywej
R2
2004
y=0,007x+0,08
0,9247
2005
y=0,0049x+0,1392
0,9493
2006
y=0,0081x+0,02575
0,8149
2007
y=0,0057x+0,1443
0,8527
2008
y=0.038+0,3325
0,8121
0,0112
0,012
0,01
y = -0,0006x + 0,0076
y= 0,0039x - 0,0008
0,0081
[a]x
0,008
0,007
0,0064
0,0057
0,006
0,004
0,0049
0,0038
0,0034
0,002
0
1-1993
2-1997
3-1998
4-2004
5-2005
6-2006
7-2007
8-2008
lata badań
Rys. 11. Współczynnik "a" nachylenia krzywej procesu wzbogacania wewnętrznego przed (1993-1998),
oraz po (2004-2008) rozpoczęciu rekultywacji zbiornika Pławniowice.
3.6. Bilans azotu i fosforu w warunkach
rekultywacji
Bilans ładunków substancji biogennych jest
najlepszą metodą wykazania zarówno zagrożenia
zbiornika eutrofizacją jak i skuteczności
podejmowanych
zabiegów
rekultywacyjnych
(Dunalska 2002, Kostecki 1978, Kostecki 2003,
Livingstone i in. 1994, Mientki 1993).
Celem
uruchomionego
procesu
rekultywacji zbiornika Pławniowice jest jego
oligotrofizacja. W praktyce powinno to oznaczać
usuwanie, wraz z woda hypolimnionu, ładunków
azotu i fosforu. Niezbędne jest zatem osiągnięcie
ujemnego bilansu fosforu, czyli usuwanie ładunków
tego pierwiastka większych od doprowadzanych do
zbiornika.
W celu określenia wielkości ładunków
zanieczyszczeń wykonywano pomiary wielkości
przepływów na dopływie i odpływie ze zbiornika.
Wielkości średniorocznych wartości przepływów
na dopływie i odpływie ze zbiornika, w latach 2004
– 2008 wykazują tendencję spadkową (rys. 12).
Z punktu widzenia procesu rekultywacji
jest to zjawisko niekorzystne, wskazuje bowiem na
zmniejszanie się stopnia wymiany wody w
zbiorniku. Dalsze obserwacje wykażą, czy jest to
tendencja trwała, czy okresowa.
121
0,7
0,5390,556
0,6
Q[m3/s]
0,5
0,4490,454
0,4220,440
0,4280,418
0,4
0,3200,340
0,3
0,2
0,1
0,0
2004r.
2005r.
2006r.
2007r
2008r.
kolejne lata
Dopływ
Odpływ
Liniowy (Dopływ)
Liniowy (Odpływ)
Rys 12. Średnioroczne wartości przepływów na dopływie i odpływie ze zbiornika Pławniowice,
w latach 2004 – 2008
O-fosforany są formą fosforu inicjującą i
decydującą o intensywności procesu eutrofizacji
(Gawrońska 1994, Gawrońska i in. 2003, Kentzer
2001 Lossow 2000, Siuda 2001). Dlatego
osiągnięcie ujemnego bilansu tej formy fosforu
decyduje
o
powodzeniu
zabiegów
rekultywacyjnych (Dunalska 2001, Dunalska 2002,
10
Kostecki 2003, Mientki 1993). W przypadku
rekultywowanego zbiornika Pławniowice, w ciągu
pierwszych pięciu lat rekultywacji, co rok ze
zbiornika wyprowadzany jest ładunek fosforu
większy od wprowadzanego (rys. 15)/
9
8
8
7
5
6
4
2
4
2
4
4
3
2
2
2
0
-2
19 19 różn. 19 19 różn.
97-D 97-O -2 98-D 98-O
-2
20 20 różn. 20
20 różn. 20 20 różn. 20 20 różn.
04-D 04-O
05-D 05-O
06-D 06-O -2 07-D 07-O
-2
-4
-6
-8
-6
-6
Rys. 15. Wpływ rekultywacji zbiornika Pławniowickiego na bilans o-fosforanów.
Na rysunkach 13 i 14 przedstawiono bilanse azotu i fosforu w latach 2004 – 2008.
122
250
198
200
191
150
129
Mg N/rok
119
125
115
102
94
100
60
5957
62
69
65
50
50
17
2
10
3
71 1,5 133
76
60
44
51
82 6
56
42
11
1,52
59
50
22
14,5
12
1
40
39
27,5
1
9 6,5310
1410,5
12
2
28 28
21 15
4
2
-0,5
72
62
55,5
33
14,5
12,5
2
59
42
41
40
22,5
13 8
1
19 13
9
1
0
52
47
31
6110
40
19
912 13
0
0
1997-D 1997-O
R
1998-D 1998-O
R
2004-D 2004-O -1
R
-20,5
2005-D 2005-O-7,5R
2006-D 2006-O -5 R
2007-D 2007-O -6 R-1 2008-D 2008-O -1-2
R -6
-19
-50
lata badań
N-NH4
N-NO2
Norg.
N-NO3
N-ogólny
Rys. 13. Bilans ładunków azotu, dopływających i odpływających – zbiornik Pławniowice 1997 - 2008
123
15
13,2
13
13
10,775
10,5
10
8,1 8,6
5,42
M g P /ro k
5
0
6,1
3,3 3,5
1,98
2
0,14 0,6
5,6
5
4,1
3,4 3,5
1,3 1,5
0,460,7 0,14
1997- 1997- R
D
O -1,52
7,6 8
2
0,12
1,4
0,02
1998- 1998R-0,6
D
O -2
2,5
1,5
5,1
3
1,7
2004- 2004D
O
1,1
0,2
R
4,3
1,9
1,4
3,2
1,8
1,1
2005- 2005- -0,4
R
D
O
3,1
2,2
-6,1
-6,1
3,3
2,7
2,9
1,82,2
-5,4
lata badań
Porg.
3,9
2,4
1,7
1,61
1,2 1,025
4,764
4,77
1,472
3,739
2,54
-0,2
2006- 2006- -0,5
R
2007- 2007- -0,2
R
2008- 2008- -0,138
R
-0,83
-1,1
D
O -1,7
D
O -2,1
D
O
-2,5
-10
P-polif.
8,235
5,6
5,2
-5
P-PO 4
8
6,9
6,9
Pogólny
Rys. 14. Bilans ładunków fosforu, dopływających i odpływających – zbiornik Pławniowice 1997 - 2008
124
Biorąc pod uwagę cały okres pięciu lat rekultywacji
zbiornika obliczono, że w przypadku azotu,
dalszym ciągu pierwiastek ten w swojej ogólnej
ilości jest kumulowany w zbiorniku (tab. 4)
Tabela 5. Bilans związków fosforu dla okresu
2004-2008.
Wskaźnik
Mg P
Dopływ Odpływ Różnica
Tabela 4. Bilans związków azotowych dla okresu
2004-2008.
Polif.
9
9
0
Porg
19
17
2
Dopływ
Odpływ
Różnica
P-PO4
13
32
-19
N-NH4
55
107
-52
Pog.
41
58
-17
N-NO2
10
6
4
Norg.
118
57
61
N-NO3
176
62
114
N-ogólny
358
232
126
Wskaźnik Mg N
Jednocześnie
ładunek
azotu
amonowego
wyprowadzany ze zbiornika jest prawie dwukrotnie
większy od doprowadzanego. Natomiast ładunek
azotu azotanowego wprowadzany ze zbiornika jest
prawie trzykrotnie mniejszy od doprowadzanego.
Mniejszy jest także dwukrotnie ładunek azotu
organicznego. Sumaryczny ładunek fosforu
wyprowadzonego ze zbiornika był większy od
doprowadzonego, o 17 Mg P. (tab. 5).
Należy podkreślić, że w przypadku o-fosforanów,
w okresie 2004 – 2008 wyprowadzony ładunek
fosforu był prawie trzykrotnie większy od
doprowadzonego.
3.7. Temperatura hipolimnionu
Czynnikami decydującymi o intensywności procesu
wzbogacania wewnętrznego są; stężenie tlenu i
temperatura. Dane literaturowe wskazują na
zjawisko
podnoszenia
się
temperatury
hypolimnionu, jako skutek procesu usuwania mas
wodnych (Mientki 1986, Mientki 1995, Mientki
2000). Poniżej (rys 15) przedstawiono średnie
temperatury przydennej warstwie wody w latach
1997 – 2998, poprzedzających rozpoczęcie
rekultywacji zbiornika, oraz w latach 2004 – 2008.
12
10,3
10
8,9
8,5
8,2
Temp. [0C]
8
7,8
7,6
7,2
6,0
5,8
6
4
2
0
1976r
1993r
1996r
1997r
2004r
2005r
2006r
2007r
2008r
Lata
Rys 15. Średnie temperatury przydennej warstwy wody – zbiornik Pławniowice 1997-2008
Uzyskane wyniki pomiarów nie wskazują
jednoznacznie na to, aby usuwanie wód
hypolimnionu powodowało wzrost temperatury, w
szczególności przydennej warstwy wody.
W ciągu pięciu lat rekultywacji nie
wzrastała także temperatura wyżej położonych
warstw
metalimnionu,
obliczono
średnie
temperatury wody na głębokości 6 – 9m, w latach
2003 – 2008 (rys. 16).
Wyznaczone krzywe trendu nie wskazują
na to, aby w ciągu pierwszych pięciu lat
rekultywacji występowała tendencja wzrostu
temperatur od 6 do 9 metra głębokości.
125
18
16
16,43
16,44
14,53
14,09
13,62
14
Temp. [oC]
16,24
15,43
11,62
12
9,567
10
13,36
11,76
10,14
11,46
10,13
10,48
13,38
11,09
9,12
7,944
6,98
8
6m
7m
8m
9m
6
4
2
0
2004
2005
2006
2007
2008
lata
.
Rys. 16. Średnie temperatury metalimnionu – zbiornik Pławniowice 2004 – 2008r.
4. Podsumowanie
Rekultywacje
zbiorników
rozpoczyna
się
zazwyczaj w sytuacji, kiedy degradacja zbiornika
osiąga apogeum, z tego względu nie należy
spodziewać się ani szybkich efektów, ani bardzo
wyraźnych zmian hydrochemicznych wskaźników
jakości wody. Proces oligotrofizacji zbiornika
wymaga długiego czasu, dlatego zmiany
zachodzące w ekosystemie limnicznym, zwłaszcza
w pierwszych latach rekultywacji, są trudno
zauważalne.
Pięcioletni
okres
badań
nad
„zachowywaniem się” zbiornika Pławniowice, w
warunkach
jego
rekultywacji,
umożliwił
zaobserwowanie zmian zachodzących w długim
horyzoncie czasowym, co bez zachowania ciągłości
badań byłoby niemożliwe.
Do zjawisk negatywnych należy zaliczyć:
występujący w dalszym ciągu deficyt tlenu w
hypolimnionie, tendencję spadkową wielkości
przepływów Potoku Toszeckiego utrzymujące się
wysokie zewnętrzne obciążenie powierzchniowe
zbiornika azotem i fosforem, zrzuty ścieków
bytowo-gospodarczych do Potoku Toszeckiego.
Do zjawisk pozytywnych należy zaliczyć:
stopniową poprawę warunków tlenowych;
dolna granica występowania tlenu w wodzie
obniżyła się z 4 metra w roku 1997 i 1998, do
9 metra w roku 2008,
- tendencję do obniżania się odczynu wody w
czasie stagnacji letniej,
wzrost przezroczystości wody, zauważalny,
mimo wahań wartości wskaźnika,
zmniejszenie szybkości reakcji uwalniania ofosforanów z osadów dennych,
zmniejszenie szybkości reakcji amonifikacji
biologicznej w hypolimnionie zbiornika,
- systematyczne osiąganie ujemnego bilansu
fosforu, co powoduje stopniowe zubożenie
ekosystemu w fosfor.
Zatrzymanie a następnie cofanie procesu
degradacji ekosystemów limnicznych jest bardzo
trudne i wymaga skoordynowanych działań w
zlewni oraz na zbiorniku. Proces poprawy stanu
ekologicznego przebiega powoli i wymaga wielu
lat. Obserwowane na zbiorniku Pławniowice,
pozytywne zjawiska dają podstawę do stwierdzenia,
że dający się zauważyć proces oligotrofizacji
zbiornika Pławniowice przebiega pomyślnie.
LITERATURA
DUNALSKA J. ,2001; Effect of limited hypolimnetic
wirhdrawal on the content of nitrogen and
phosphorus in the waters of Kortowskie Lake,
Natural Sxciences, 9, 333–346.
DUNALSKA J. ,2002; Influence of Limited Water
Flow in a Pipeline on the Nutrients Budget in a Lake
Restored by Hypolimnetic Withdrawal Method,
Polish Journal of Environmental Studies, vol.11, 6,
631–637.
DUNALSKA J., 2001; G. WIśNIEWSKI, MIENTKI
C: Water balance as a factor determining the Lake
Kortowskie restoration, Limnological Review 1, 65–
72.
GAWROŃSKA H., 1994; Wymiana fosforu i azotu
między osadami a wodą w jeziorze sztucznie
napowietrzanym, Acta Acad. Agricult. Tech. Olst.
Protectio Aquarum et Piscatoria, 19, Suppl.A, 3–50.
126
GAWRONSKA H., K. LOSSOW, 2003; Possibilities
of saprotrophic lake recultivation exemplified by
Lake Długie in Olsztyn, Polish J. Environm. Stud.
12(3), 301–307.
KOSTECKI M., 2007; Rekultywacja zbiornika
Pławniowice metoda kortowską, VI Konferencja
Naukowo-Techniczna “Ochrona I rekultywacja
jezior”, Toruń, 99-115.
JANC Z., NOWAK B., ZIMNA J., Rekultywacja
jeziora Rudnickiego Wielkiego w Grudziądzu metodą
usuwania wód hipolimnionu, II Krajowa Konferencja
Nauk-Techn. Ochrona jezior ze szczególnym
uwzględnieniem metod rekultywacji, Grudziądz, 1 –
26.
LEUVEN S.E.W., VAN DER VELDE G.,
KERSTEN H.L.M.; 1992; Interrelation between pH
and other physico-chemical factors of Dutch soft
water. Arch. Hydrobiol.126,1,27-51.
JANKOWSKI A. T., RZĘTAŁA M., 2000;
Wyżyna Śląska i jej obrzeża – stan i
antropogeniczne
zmiany
jakości
wód
powierzchniowych. [w:] Stan i antropogeniczne
zmiany jakości wód w Polsce. Uniwersytet Łódzki
– Komisja Hydrologiczna Polskiego Towarzystwa
Geograficznego, pod red. Janusza Burcharda. Wyd.
Uniwersytetu Łódzkiego – Łódź 2000, pp. 143-155.
KENZERr A.,2001; Fosfor i jego biologicznie
dostępne frakcje w osadach jezior różnej trofii,
Uniwersytet Mikołaja Kopernika w Toruniu,
Rozprawy habilitacyjne, 1–111.
KOSTECKI M., 1977; Chemizm wody oraz
podstawowe wskaźniki określające intensywność
krążenia materii w zbiorniku zaporowy w
Pławniowicach. Arch. Ochr. Środow. 3-4, 163-182.
KOSTECKI M.,1978; Dynamika przemian oraz
wstępny bilans podstawowych form azotu i fosforu w
zbiorniku zaporowym w Pławniowicach. Arch.
Ochrony. Środow. 1.23-32.
KOSTECKI M., 2001; Stosunki termiczno-tlenowe
zbiornika zaporowego w Pławniowicach (woj.
śląskie) po 23 latach eksploatacji. Archiwum
Ochrony Środowiska, 2, 97-124.
KOSTECKI M., KOZŁOWSKI J., A. DOMURAD
A.,
ZYCH
B.,
2001;
Charakterystyka
hydrochemiczna Potoku Toszeckiego w aspekcie
oddziaływania
na
zbiornika
zaporowy
Pławniowice. Archiwum Ochrony Środowiska 2,
125-140.
KOSTECKI M.: Alokacja i przemiany wybranych
zanieczyszczeń w zbiornikach zaporowych
hydrowęzła rzeki Kłodnicy i Kanale Gliwickim,
Prace i Studia IPIŚ-PAN w Zabrzu, nr 57, 1–124,
2003.
KOSTECKI M., 2006; Hypolimnetic withdrawal as
a
restoration
technique
of
Pławniowice
anthropogenic
reservoir,
The
International
Conference on prof. dr hab. Marek Kraska;s 70year jubilee and the 15-th anniversary of the
Department of Water Protection Feculty of
Biology; Adam Mickiewicz Uniwersity, “The
Functioning of Water Ecosystems and their
Protection.
LIVINGSTONE D. M., SCHANZ F., 1994; The
effect of deep-water siphoning on small, shallow
lake: A long-term case study, Arch. Hydrobiol. 132
(1), 15–44.
LOSSOW K., 1995; Możliwości i uwarunkowania
rekultywacji jezior w Polsce. [Possibilities and
conditions for lakes reclamation in Poland] – XVI
Sympozium: „Problemy ochrony, zagospodarowania
i rekultywacji antropogenicznych zbiorników
wodnych”, Zabrze, 115–122.
LOSSOW K., GAWROŃSKA H., 2000; Ochrona
zbiorników wodnych, Przegląd Komunalny, 9, 92–
106.
LOSSOW K, DROZD H., MIENTKI C., 1979;
Termika i układy tlenowe w Jeziorze Długim, w
Olsztynie. Zesz. Nauk. ART Olsztyn, 9, 3 – 15.
MIENTKI C.., 1986; Wpływ usuwania wód
hypolimnionu na układy termiczne I tlenowe oraz
zawartość związków azotu i fosforu w wodzie
Jeziora Kortowskiego [The effect of removing
hypolimnion waters on thermal and oxygen
conditions, and contet of nitrogen and phosphorus
in water of Lake kortowskie, Acta Acad. Agricult.
Tech. Olst. Suppl. A 14, 1–53.
MIENTKI C., 1993; Bilans związków fosforu I
azotu w rekultywowanym metoda usuwania wód
hypolimnionu Jeziorze Rudnickim Wielkim w
Grudziądzu (Balance of phosphorus and nitrogen
copmpounds in Rudnickie Wielkie Lake in
Grudziądz restored by hypolimnetic withdrawal).
Proc. of the Conference: “Ochrona jezior ze
szczególnym uwzględnieniem metod rekultywacji”.
Toruń, 29–46.
MIENTKI C., 1995; Czy usuwanie hypolimnionu
jest skuteczną metodą rekultywacji jezior [Is
hypolimnetic withdrawal an effective method of
lakes restoration?] – XVI Symposium “Problemy
ochrony,
zagospodarowania I
rekultywacji
antropogenicznych zbiorników wodnych”, Zabrze,
123–132.
MIENTKI C., 2000; Korzystne efekty prowadzonej
metodą
kortowską
rekultywacji
Jeziora
Rudnickiego Wielkiego w Grudziądzu, IV Krajowa
Konferencja Nauk-Techn.: Ochrona jezior ze
szczególnym uwzględnieniem metod rekultywacji,
Przysiek, 123 – 130.
127
MIENTKI CZ., DUNALSKA J., 2001; Phosphorus
balance at various water flows in a lake restored by
hypolimnetic
withdrawal,
Ecohydrologyhydrobiology, 4, 417–422.
MIENTKI CZ., WIŚNIEWSKI G., 2003;
Characteristic of limnological seasons in restored
Lake Kortowskie in years 1952–2002, Limnological
Review, 3, 159–164.
NURNBERG G. K., 1987; Hypolimnetic
withdrawal as a lake restoration technique,
American Society of Civil Engineers, J.
Environmental Engineering Division, 114, 1006–
1017.
NURNBERG G. K., HARTLEY R., DAVIS E..
1987; Hypolimnetic withdrawal in two North
American lakes with anoxic phopshorus release
from the sediment, Water Res. 21, 923–928.
OLSZEWSKI P., 1959; Usuwanie hypolimnionu
jezior. Wyniki pierwszego roku aksperymentu na
Jeziorze Kortowskim [The removal of the lake
hypolimnion. Result of the first year of an
experiment on the Kortowskie Lake]. Zesz. Nauk.
WSR Olsztyn 9, 331-339.
PSENNER R., 1988; Long-term changes in the
chemical composition of a meromictic lake after
hypolimnion withdrawal, Verh. Internat. Verein.
Limnol. 23, 516–533.
SEIP K. L., SAS H., VERMIJ S, 1992; Changes in
Secchi disk depth with eutrophication, Arch.
Hydrobiol. 124, 2, 149-165.
SIUDA W., 2001; Enzymatyczna regeneracja
ortofosforanu w wodach jezior, Post. Mikrobiol. 40,
2, 187 – 217.