Możliwości Biologicznej Rekultywacji

BADANIA WSTĘPNE

MOŻLIWOŚCI BIOLOGICZNEJ REKULTYWACJI

JEZIORA TURAWSKIEGO (DUŻEGO)

Mariusz Głowacki

Opole, 2018

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05

Niniejszą publikację dofinansowano ze środków Wojewódzkiego Funduszu Ochrony środowiska i Gospodarki Wodnej w Opolu

©Opolskie Centrum Edukacji Ekologicznej w Opolu © Skład i druk Sindruk Sp. z o.o.

Recenzenci: dr hab. Ewa Moliszewska dr hab. Elżbieta Jamroz

ISBN 83-909496-1-X

Nakład: 100 egz

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 SPIS TREŚCI

WPROWADZENIE ...... 5

LOKALIZACJA ZESPOŁU JEZIOR TURAWSKICH ...... 10

UWARUNKOWANIA PRZYRODNICZE ...... 11

BUDOWA GEOLOGICZNA ...... 11

RZEŹBA TERENU ...... 11

WARUNKI KLIMATYCZNE ...... 12

UWARUNKOWANIA HYDROLOGICZNE ...... 13

GLEBY ...... 15

OBSZARY CHRONIONE I PRZYRODNICZO CENNE ...... 15 Obszar Natura 2000 Zbiornik Turawski PLB160004 ...... 17 Obszar Chronionego Krajobrazu „Lasy Stobrawsko-Turawskie” ...... 17

UWARUNKOWANIA ANTROPOGENICZNE...... 18

UŻYTKOWANIE GRUNTÓW ...... 18

TURYSTYKA ...... 18

ROLNICTWO ...... 20

UWARUNKOWANIA KOMUNIKACYJNE...... 20

GOSPODARKA WODNO-ŚCIEKOWA ...... 21

KANALIZACJA SANITARNA - OCZYSZCZALNIE ...... 22

UWARUNKOWANIA GOSPODARCZE ...... 24

METODA BADAŃ ...... 26

CHARAKTERYSTYKA PREPARATU WYKORZYSTANEGO DO OGRANICZANIA ZAKWITÓW ...... 29

BADANIA BIOLOGICZNE...... 33

GLONY JEZIORA TURAWSKIEGO W ROKU 2007 (M.OSTROWSKA) ...... 34 Materiały i metody badań biologicznych ...... 34 Analiza wyników badań biologicznych ...... 36

GLONY PERYFITONOWE I PLANKTONOWE W JEZIORZE TURAWSKI (M.OSTROWSKA) ...... 44 Materiały i metody badań ...... 46 Analiza wyników ...... 48 Analiza wyników badań planktonu...... 50 Analiza wyników badań peryfitonu ...... 54 Wnioski z badań biologicznych wód Jeziora Turawskiego ...... 61

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05

BADANIA CHEMICZNE ...... 62

Temperatura wody ...... 65 Odczyn ...... 67 Przewodność elektrolityczna właściwa...... 68 Przezroczystości wody ...... 69 Barwa ...... 71 Zawartości tlenu rozpuszczonego ...... 72 Chemicznego zapotrzebowania na tlen (oznaczonego metodami dwuchromianową ChZT-Cr i nadmanganianową ChZT-Mn) ...... 74 Związki azotu ...... 77 Fosfor ...... 82 Osady denne ...... 85

PODSUMOWANIE...... 92

WNIOSKI ...... 93

PIŚMIENNICTWO ...... 93

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Wprowadzenie Woda występuje w przyrodzie w trzech stanach skupienia i znajduje się w ciągłym obiegu: ziemia - atmosfera. Pod wpływem energii słonecznej woda paruje z powierzchni oceanów, mórz. jezior, rzek i ziemi tworząc chmury. Stąd powraca na ziemię w postaci deszczu, śniegu, gradu, rosy lub szronu. Łącznic co roku około 500 tys. km3 wody paruje i powraca w postaci opadów na zimie. Większość wody paruje i opada w postaci tzw. małym obiegu tzn. ocean -powietrze. Tylko 100 tys. km3 opada nad lądami. Z tej ilości część wnika w głąb ziemi, część spływa w postaci rzek, a część odparowuje z powierzchni ziemi do atmosfery. Szacowane zasoby wodne świata obejmują ogromną objętość 1.4 mld km3 wody. Jednak aż 97,5% tych zasobów to woda słona zmagazynowana w oceanach. Drugim magazynem wody są lodowce i pokrywa śnieżna. Zawiera 24mln km3 wody (słodkiej), a więc ponad 50 razy mniej niż oceany. Trzecim pod względem znaczenia zbiornikiem jest zbiornik wód podziemnych zawierający 23min km3 wody, z czego ponad polowa to woda słona. Zaledwie 0,3% globalnych zasobów to woda zgromadzona w rzekach i jeziorach (Martinez-Santos , 2014). Na powierzchni Ziemi może pojawiać się również woda z dwu dotychczas nie do końca oszacowanych źródeł. Pierwszym z nich jest wnętrze ziemi. W magmie ziemskiej wg modeli stworzonych po 2010r. może znajdować się nawet 0,95 mld km3 wody. Stanowi ona upłynniającą domieszkę do magmy występującą w płaszczach Ziemi. Wraz z wydostawaniem się magmy na powierzchnię Ziemi część tej wody może zasilać zasoby wodne świata. Drugim źródłem wody może być kosmos. Występowanie wody w przestrzeni kosmicznej jest znacznie powszechniejsze niż sądzono jeszcze na początku tego wieku. Materia układu słonecznego to w znacznej kierze woda, która wraz meteorytami spadającymi na ziemi może wzbogacać dotychczas znane zasoby wodne (Lemonick, 2014) Bogatym zbiornikiem jest też sama atmosfera, gdzie całkowita objętość wody zmagazynowanej w każdej chwili sięga niemal 13 rys. km3. W glebie jest 16,5 tys. km3 wody, a we wszystkich rzekach świata 2,12 tys. km3. Całkowita ilość wody zmagazynowanej w rzekach w danej chwili stanowi zatem zaledwie 0,006 część procenta globalnych zasobów wody słodkiej, a więc 0,0002 procenta całej zmagazynowanej wody na globie ziemskim. Na sześć państw (Brazylia, Rosja, Kanada, USA, Chiny i Turcja) przypada aż 49% przepływu wszystkich rzek świata. Przepływ Amazonki - największej rzeki świata - stanowi 16% przepływu globalnego. Zasoby wodne Polski nie są wielkie. Średnia roczna suma opadów w Polsce wynosi 600 mm, co pomnożone przez powierzchnię 312 685 km2 daje objętość 187 km3 wody. Biorąc pod uwagę wysokość opadu i odpływu przypadającego na jednostkę powierzchni i na jednego mieszkańca, zasoby wodne naszego kraju plasują nas daleko wśród krajów Europy. Niewysoki opad i małe możliwości retencji kształtują niekorzystny układ stosunków wodnych. (Stachy, 1987)

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Zasoby wodne Polski obejmują zarówno zasoby własne kraju, których źródłem są opady na jego obszarze, jak i zasoby pochodzące z dopływu wód spoza granic Polski (ok. 13% zasobów

3 całkowitych). Całkowite zasoby wód płynących Polski wynoszą średnio 61,9 mld m /rok, z czego zasoby

3 2 własne wynoszą 54,3 mld m /rok, co odpowiada odpływowi jednostkowemu 5,0 l/s km , przy średniej

2 europejskiej 9,5 l/s km . Na obszarze kraju znajduje się 2856 jezior o powierzchni ponad 10 ha

3 (sumaryczna pojemność ok. 18,2 mld m ) oraz 99 zbiorników retencyjnych o pojemności całkowitej

3 3 ponad 2 mln m (sumaryczna pojemność ok. 3,2 mld m ). Objętość zmagazynowanych słodkich wód

3 podziemnych w obszarze kraju szacuje się na około 6 000 mld m . Niemal połowa (49,4%) średniego odpływu rzecznego z obszaru kraju pochodzi z drenażu wód podziemnych. Druga połowa to szybki spływ powierzchniowy powodujący zagrożenia powodziowe (KZGW, 2010). Dla zapobieżenia zbyt intensywnemu odpływowi wód od końca XIXw. na obecnym terytorium Polski budowane były zbiorniki retencyjne. Zestawienie dużych zbiorników retencyjnych zamieszczono w tabeli 1. Tabela 1. Podstawowe parametry techniczne największych zbiorników retencyjnych w Polsce.

Maks. Maksymalna Zbiorniki Rok Maks.pow. Usytuowanie poj. piętrzenie lub i stopnie wodne uruchom. [km2] [mln m3] spad[m] Solina San 1968 472,0 21,1 60,0 Włocławek Wisła 1970 370,0 75,0 14,5 Czorsztyn-Niedzica Dunajec 1997 231,9 12,3 54,5 Jeziorsko Warta 1986 202,8 42,3 11,5 Goczałkowice Mała Wisła 1956 165,6 32,0 13,0 Rożnów Dunajec 1941 160,7 16,0 31,5 Dobczyce Raba 1986 141,7 10,7 27,9 Otmuchów Nysa Kłodzka 1933 105,5 20,6 18,4 Nysa Nysa Kłodzka 1971 102,5 20,7 13,3 Turawa Mała Panew 1948 95,5 20,8 13,6 Tresna Soła 1967 94,6 9,6 23,8 Dzierżno Duże Kłodnica 1964 94,0 6,2 11,2 Dębe Narew 1963 90,0 33,0 7,0 Koronowo Brda 1960 80,6 15,6 22,0 Siemianówka Narew 1991 79,5 32,5 7,0 Sulejów Pilica 1973 78,9 23,8 11,3 Mietków Bystrzyca 1986 71,8 9,1 15,3

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Dziećkowice Skawa woda z Soły 1976 52,5 7,1 14,5 Pilchowice Bóbr 1912 50,0 2,4 46,7 Klimkówka Ropa 1994 43,5 3,1 33,3 Kuźnica Warężyńska Czarna Przemsza 2005 42,0 4,7 2,3 Słup Nysa Szalona 1978 38,4 4,9 19,1 Wióry Świślina 2005 35,0 4,1 23,4 Pławniowice Potok Toszecki 1976 29,1 2,4 3,3 Porąbka Soła 1936 27,2 3,3 21,2 Topola Nysa Kłodzka 2003 26,5 3,4 7,8 Chańcza Czarna Staszowska 1985 23,9 4,7 12,8 Rybnik Ruda 1972 22,0 4,7 11,0 Poraj Warta 1978 21,1 5,1 12,0 Przeczyce Czarna Przemsza 1963 20,7 4,7 12,5 Nielisz Wieprz 1997 19,5 8,3 9,6 Kozielno Nysa Kłodzka 2003 16,4 3,5 8,0 Żur Wola 1929 16,0 3,0 15,5 Żarnowiec Piaśnica 1983 15,9 0,9 16,0 Bukówka Bóbr 1987 15,5 2,0 22,4 Kozła Góra Brynica 1937 15,2 5,8 6,0 Leśna Kwisa 1907 15,0 1,4 35,8 Razem 3183 480,8

Źródło: http://www.naukowiec.org/tablice/geografia/najwieksze-sztuczne-zbiorniki-i- stopnie-wodne_799.html Jezioro Turawskie należy do największych w Polsce. Pod względem pojemności zajmuje 10 miejsce, a pod względem powierzchni jest 8. Wraz z Jeziorami Otmuchowskim i Nyskim tworzą system zaopatrywania w wodę do celów żeglugowych Odry w dół od Opola. Problemem we wszystkich trzech największych zbiornikach retencyjnych Opolszczyzny jest jakość wody. Nie ma ona istotnego znaczenia dla poprawienia żeglowności Odry, jednak ze względu na bardzo duże powierzchnie zajmowane przez te akweny i istotne znaczenie krajobrazowe oraz turystyczne jakość wody staje się istotna. Badania jakości wody w „Jeziorach” Turawskim, Nyskim i Otmuchowskim prowadzone są od czasu ich uruchomienia. Jednak za wiedzą o pogarszającej się jakości wody nie szły działania związane z jej ochroną. Dopiero przemiany społeczne końca XX w. sprawiły, że poprawa jakości wody w tych zbiornikach stała się przedmiotem troski władz lokalnych i regionalnych. Budowa oczyszczalni ścieków i ograniczenie ładunku zanieczyszczeń odprowadzanych do Małej Panwi i Nysy Kłodzkiej spowodowały, że największe zbiorniki Opolszczyzny przestały pracować jak naturalne oczyszczalnie ścieków, a zaczęły

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 tworzyć swoiste ekosystemy. W wodach silnie zmienionych, gdzie w osadach dennych zdeponowane zostały znaczne ilości zanieczyszczeń mineralnych i organicznych, zaczęły wytwarzać się warunki dla funkcjonowania coraz bogatszego życia. Zaprzestanie prowadzenia gospodarki rybackiej na Jeziorze Turawskim sprawiło, że pojawił się nadmiar biomasy zielonej nie odfiltrowywany przez ryby – stąd pojawiły się warunki do zasiedlenia wód tego akwenu przez glony – jako organizmy pierwotne – kolonizujące wody w ramach sukcesji wtórnej. Dla ochrony walorów turystycznych i krajobrazowych Jeziora Turawskiego konieczne jest podjęcie działań w celu ograniczenia zakwitów glonów w wodach tego zbiornika. Jednym ze sposobów jest wprowadzenie organizmów które skutecznie będą konkurowały w z glonami, nie powodując zakwitów i jednocześnie tworząc warunki do ustabilizowania warunków ekologicznych – w których glony nie będą organizmami dominującymi w toni wodnej. Dla bezpiecznego wprowadzenia organizmów przyspieszających postęp sukcesji naturalnej konieczne jest przyjęcie toku postępowania modyfikującego warunki naturalne i zabezpieczającego tworzący się ekosystem przed niekorzystnym oddziaływaniem wprowadzanych organizmów. Aby te kryteria zostały spełnione konieczne jest posługiwanie się organizmami wodnymi wyselekcjonowanymi z wód naturalnych i skompletowanymi w taki sposób aby skutecznie likwidować zakwity wody i jednocześnie intensywniej niż w warunkach naturalnych likwidować powody występujących zakwitów. Zakwity fitoplanktonu pojawiają się najczęściej późnym latem lub wczesną jesienią na powierzchni wody. Zakwit tworzą glony, które są organizmami, mogącymi przetrwać w trudnych warunkach w ekosystemie wodnym. Występują one w postaci zielono-niebieskiego kożucha, bądź piany na powierzchni wody, która ma nieprzyjemny zapach i smak. Jest to problem estetyczny i co najważniejsze zdrowotny dla ludzi i zwierząt wodnych oraz lądowych (Kawecka i Eloranta 1994, Frankiewicz 1997, Rogers i in. 2005). Z pojęciem "zakwit" mamy do czynienia, kiedy ich biomasa w zbiorniku wodnym przekracza wartość 3g/m3, natomiast stężenie chlorofilu a 20 mg/ m3 (Nebaeus 1984). Z kolei widoczność mierzona krążkiem Secchiego wynosi do 1 m głębokości wody (Brock 1985, Reynolds 1991,Kawecka i Eloranta 1994, Buck 2000). Aby doszło do masowego zakwitu glonów, w wodzie musza występować odpowiednie warunki w tym głównie duża ilość substancji pokarmowych i co najważniejsze, niezbędna jest obecność szybko namnażających sie gatunków, zdolnych dotworzenia kolonii. Najczęściej obserwowane są zakwity okrzemek – wiosna oraz sinic – latem(Tarczyńska i in. 1997). Czynnikami abiotycznymi sprzyjającymi zakwitom, są: 1. Bezwietrzna pogoda ograniczająca mieszanie wód (Tarczyńska i in. 1997, Kajak 1998). 2. Długi czas retencji wody, który jest czynnikiem decydującym o rozwoju fitoplanktonu w małych zbiornikach. Proces produkcji fitoplanktonu zachodzi w czasie, dlatego też uwarunkowany jest długością okresu retencji wody w zbiorniku. W małych zbiornikach gdzie czas retencji jest krótszy niż3- 5 dni, może nie wystąpić produkcja własnego zbiorowiska fitoplanktonu (Puchalski 1994). Przeważnie

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 20-dniowy czas retencji wody, uważany jest za krótki, natomiast 30, 60, 90 dni to długi czas retencji wody w zbiorniku, który może przyczynić się do powstania zakwitu (Simm 1990, Schulte-Wulwer-Leidig 1991, Wiśniewski1994, Mur i in. 1999). Badania wykazały, że w temperaturze wody 200C i przy odpowiednim naświetleniu, tempo wzrostu sinic wynosi 0,3-1,4 podwojenia dziennego, okrzemek 0,8- 1,9, a zielenic 1,3-2,3. Powolne tempo wzrostu sinic wynika z tego, że potrzebują one wyższych temperatur, a co za tym idzie długiego czasu retencji wody (Mur i in. 1999). 3. Dopływ związków fosforu i azotu do wód powoduje wzrost ich żyzności, czyli eutrofizację(Kajak 1998). Powinien występować niski stosunek azotu całkowitego do fosforu całkowitego (Kawecka i Eloranta 1994, Tarczyńska i in. 1997, Kabziński 2005). Udział w wodach powierzchniowych azotu i fosforu, jako pierwiastków chemicznych o właściwościach limitujących, jest kluczowe w zachowaniu równowagi ekosystemów wodnych. Niski stosunek N:P jest korzystny dla rozwoju i dominacji sinic. Jeśli występuje zależność N:P = 5 mamy do czynienia z dominacją sinic w wodzie, jeśli natomiast N:P = 20 występują w wodzie głównie zielenice (Czaplicka-Kotas i in. 2012). 4. Powinno występować optymalne stężenie soli metali takich jak Fe i Zn. Wzrost stężenia jonów Fe i Zn powoduje szybki przyrost biomasy i wzrost liczebności populacji sinic. Nie stwierdzono wyraźnego wpływu nietoksycznych stężeń soli takich metali jak: Al, Cd, Cr, Cu,Mn, Ni czy też Sn na rozwój „zakwitu” (Kawecka i Eloranta 1994, Tarczyńska i in. 1997,Tarczyńska i Zalewski 1995, Wagner i Zalewski 1995, 1997, Kajak 1998, Kabziński i in.2008). 5. Wartość pH wody powinna wynosić od 6 do 9 (sinice tolerują jednak także niższe wartości pH wody) (Kawecka i Eloranta 1994, Tarczyńska i in. 1997, Kabziński 2005). 6. Maksymalne tempo wzrostu osiągane przez sinice zachodzi w temperaturze powyżej 200C (Robarts i Zohary 1987). Ta optymalna temperatura jest wyższa dla sinic niż dla zielenic i okrzemek. Może to tłumaczyć fakt dlaczego większość wód kwitnie sinicami latem w wodach umiarkowanych ciepłych i chłodnych (Mur i in. 1999). 7. Niska zawartość tlenu (sinice są odporne na deficyt tlenu w wodzie), sprzyja „zakwitom”(Kawecka i Eloranta 1994, Tarczyńska i Zalewski 1995, Wagner i Zalewski 1995, 1997,Tarczyńska i in. 1997, Kajak 1998, Kabziński i in. 2008). 8. Wzrost wielu sinic jest hamowany przez wysoka intensywności światła. Przykładem jest Planktothrix (dawniej Oscillatoria) agardhii, którego wzrost jest hamowany przy ekspozycji na wydłużony okresy intensywności światła powyżej 180 μE/m-2s-1. Ekspozycja sinic na intensywność światła przy wartości

320 μE/m-2s-1 jest dla nich śmiertelna. Intensywność natężenia światła na powierzchni zbiornika wodnego, może osiągnąć wartości od 700 nawet do ponad 1000 μE/m-2s-1 (Mur i in. 1999). 9. Przedostawanie się ładunków biogenów, których głównym źródłem są dopływające do wód powierzchniowych zanieczyszczenia ze ścieków przemysłowych i komunalnych, intensyfikacja rolnictwa, wzrost erozji gleb oraz zanieczyszczenie powietrza i woda opadowa, przyczyniają się do

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 eutrofizacji wód (Lampert i Sommer 1996).Czynnikiem biotycznym charakteryzującym zbiorniki eutroficzne jest zooplankton. Zooplankton filtrujący taki jak np. Daphnia sp., jeśli osiągnie odpowiednie rozmiary jest wstanie w znaczny sposób ograniczyć rozwój fitoplanktonu (Wojtal i in. 2003). Jednak jeśli w wodzie występuje mała liczba dużych filtratorów nie są one w stanie regulować występowania fitoplanktonu i kształtować procesy troficzne w wodzie. Liczba filtratorów w wodzie jest ograniczana miedzy innymi przez zooplanktonożerne ryby okoniowate (okoń, jazgarz) oraz karpiowate (jaz, kiełb, karaś pospolity, karaś srebrzysty, lin, płoć, słonecznica, wzdręga) (Wojtal i in. 2003). Taka regulacja filtratorów nie stanowi problemu dla ryb, ze względu na niewielka głębokość zbiorników małej retencji oraz niska ilość lub brak roślinności stanowiącej schronienie. Duża biomasa drapieżnych gatunków zooplanktonu jest bezpośrednim skutkiem ograniczona liczebność ich filtrujących form, czego skutkiem jest pogorszenie jakości wody. Z kolei uwolniony fitoplankton spod presji filtracyjnego zooplanktonu ma doskonałe warunki do wzrostu sieciowego i namnażania się, czego skutkiem mogą być zakwity sinicowe (Frankiewicz 1998). W niniejszej pracy przedstawiono badania wstępne dotyczące

Lokalizacja Zespołu Jezior Turawskich Zespół jezior turawskich położony jest w centralno-wschodniej części województwa opolskiego ok. 15 km na północny wschód od Opola. Administracyjnie znajduje się na terenie Gminy Turawa (w powiecie Opolskim), jednak miejscowości Szczedrzyk, Jedlice czy Dylaki leżące na brzegach „Jeziora” w (w jego wschodniej części) nie należą do tej Gminy. Podlegają one administracyjnie Gminie Ozimek. Zespół Jeziora Turawskich składa się z „Jeziora” Dużego, Średniego, Małego i Srebrnego(lub inaczej Błękitnego, Osowiec, Zielonego). Geograficznie zbiorniki te usytuowane są w południowo - wschodniej części Niziny Śląskiej i dolinie rzeki Małej Panwi, płynącej na tym odcinku za wschodu na zachód. Główny zbiornik turawski –„Jezioro Duże" wypełnia swoimi rozlewiskami tarasy doliny rzeki. Jest on zbiornikiem sztucznym wybudowanym na Małej Panwi w odległości ok. 13 km powyżej jej ujścia do Odry. Powierzchnia całkowita zalewu w zależności od poziomu wody waha się w granicach 21-22

3 3 km, a pojemność od 83,0 mln do 116,0 mln m , długość ok. 7 km, a szerokość ok. 2,5 km, a największa głębokość 13 m.

Jeziora Średnie i Małe położone wśród okalających główny zbiornik lasów, to wypełniona wodą dawne wyrobiska z których czerpano materiał do budowy wałów ochronnych wokół Jeziora Turawskiego. Trzecim jest jezioro leśne położone w okolicy miejscowości Osowiec, o nazwie Srebrne (równie często przez okolicznych mieszkańców i mieszkańców Opola nazywane Osowiec) w odległości ok. 3km

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 na zachód od zbiornika głównego. Wraz z sąsiadującym - znacznie płytszym wyrobiskiem - nazywanym Kacze Doły tworzy kompleks akwenów powstałych również przy budowie zapory czołowej „Jeziora Turawskiego” (Dużego). Żaden z tych zbiorników – pomimo przypisywanej im nazwie – nie jest jeziorem.

Uwarunkowaniaprzyrodnicze

Budowa geologiczna Podstawę czaszy zbiornika oraz terenów przyległych tworzą warstwy plejstoceńskie (pochodzące z czwartorzędu od ok. 1 mln do ok. 10 tys.lat temu), na ogół przepuszczalne. Pokłady aluwialne są nikłe. Poniżej warstw przepuszczalnych gruntu, na większych głębokościach występują gliny plioceńskie i kajprowe. W tym materiale wyżłobiła sobie dolinę rzeka Mała Panew. Wzdłuż Małej Panwi występuje strefa piasków, na których rozwinęły się wydmy. Zalegają one głównie w części północno-zachodniej. Tworzą formy nieregularne lub wąskie długie wały o orientacji podłużnej z północnego wschodu na południowy zachód i kulminacjach sięgających 10 m.

Rzeźba terenu Na północnym obrzeżu Jeziora Turawskiego tereny wznoszą się znacznie ponad poziom piętrzenia wody. Wysokość piaszczystych, silnie przeciętych brzegów sięga 2,5 m. Znajdują się tu liczne wały wydmowe. Powstały one prawie wyłącznie na piaskach plejstoceńskich i wykazują wszystkie kierunki nawiania, przy czym najlepiej wykształcone są wydmy o łagodnych zboczach, eksponowanych ku północnemu zachodowi i południu. Obecnie wydmy te są zalesione. Rozwój procesów wydmotwórczych został dzięki temu zahamowany, a istniejące formy wydm - utrwalone. Ciągłe zmiany zwierciadła wody w zbiorniku powodują, że wysokie piaszczyste brzegi ulegają dużym przekształceniom. Pod wpływam wzmożonej działalności fal, rozmywających brzegi na coraz to innym poziomie, ulegały one powolnemu obsuwaniu się, cofaniu. Z materiałów erozyjnego niszczenia brzegu fale powrotne unoszą cząstki drobniejsze, które są osadzane w różnych częściach zbiornika. Również w zimie, spiętrzone przez fale kry lodowe niszczą wysokie brzegi północnej części zbiornika. Jak duża jest działalność niszcząca kry lodowej w strefie brzegowej zbiornika może świadczyć zniszczenie przez nią w zimie 1961/1962r. wału betonowego, otaczającego obecnie nie funkcjonujący żeglarski ośrodek ZHP. W celu zahamowania tego procesu, a także w związku ze zwiększeniem poziomu piętrzenia wody w zbiorniku, w latach siedemdziesiątych i osiemdziesiątych ubiegłego wieku wzmocniono brzegi Jeziora, wykonując trwałe (kamienne) obmurowania na całej długości wałów północnego i

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 południowego brzegu. Tereny leżące na wschód, zachód i południe od zbiornika retencyjnego stanowią obszar niemal płaski, o nieznacznym pochyleniu w kierunku rzeki Mała Panew. W kilku miejscach rzędne terenu są niższe od poziomów piętrzenia w zbiorniku pomijając tereny położone przy zaporze czołowej jeziora. W związku z tym zbiornik został obwałowany od strony wschodniej i południowej – wały boczne. Płaskie brzegi południowe jeziora prawie na całej długości porośnięte są lasem iglastym (głównie sosna i świerk przebudowywane obecnie na lasy mieszane). Lasy dochodzą bezpośrednio do strefy kontaktowej z wodą również na znacznej długości północno-wschodniej linii brzegowej.

Fot. 1. Brzeg Jeziora Turawskiego z zadrzewieniami zalewanymi spiętrzoną wodą.

Warunki klimatyczne Okolice Turawy należą do najcieplej-szych regionów w Polsce. Średnia roczna temperatura powietrza wynosi + 8°C, a rozkład temperatur w poszczególnych porach roku jest wyjątkowo korzystny. Decydujący wpływ na korzystne warunki klimatyczne wywiera bliskość Sudetów, a także oddziaływanie klimatu oceanicznego. Na klimat regionu jezior turawskich nieznaczny wpływ ma również sam zbiornik wodny. Wielkość opadów omawianego regionu określają dane IMGW dla stacji Opole, Kobylno, Grodziec, Raszowa. Odległości tych stacji od zbiornika wynoszą: Opole - 14 km, Kobylno - 8 km, Grodziec - 10 km, Raszowa - 13 m. Przeciętne opady roczne dla tych stacji wynoszą koło 650 - 700 mm w latach normalnie wilgotnych i około 800 - 900 mm i więcej w latach bardzo mokrych. Największe sumy opadów występują w miesiącach letnich, od maja do sierpnia, przy czym wyraźnie ich spiętrzenie przypada na miesiąc lipiec. Dni ze śniegiem jest średnio 162.Początek opadu

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 śnieżnego przypada na 8.grudnia(najwcześniej 15 października).Ostatni opad śnieżny występuje przeciętnie 16 kwietnia (najpóźniej 13 maja). Temperatura średnia roczna utrzymuje się w badanym rejonie na poziomie +8,6°C, a amplituda roczna wynosi 20,1°C. Miesiącem najzimniejszym jest styczeń, ze średnio -1,5°C, zaś najcieplejszym lipiec + 18,6°C. Istotny dla rozwoju i programowania usług turystycznych jest rozkład temperatur dodatnich. Temperatura powyżej 10°C trwa przeciętnie 167 dni (od 26.IV do 10.X),a temperatura powyżej 15°C trwa przeciętnie 102dni (od 29.V. do 8.IX.). Wiatry dominują z kierunków zachodniego i południowego zachodu oraz z południa. Zachmurzenie obszaru jest znaczne i wynosi* zimą 72 % wiosną 62 % latam 58 jesienią 64%. Na specyficzny mikroklimat mają również wpływ rosnące wokół jezior lasy (przede wszystkim iglaste ok. 85 % całości drzewostanu).

Uwarunkowania hydrologiczne

Zlewnia rzeki Małej Panwi położona jest w regionie wodnym Środkowej Odry. Źródła Małej Panwi znajdują się w pobliżu miasta Koziegłowy, skąd płynie przez Zieloną, Kalety, gminę Tworóg, Lubliniec‐Kokotek, Krupski Młyn, Zawadzkie, Kolonowskie, Ozimek i Turawę.Do Odry uchodzi na granicy Opola i gminy Dobrzeń Wielki w pobliżu wsi Czarnowąsy.Największymi dopływami Małej Panwi są: Chrzastawa o długości ok. 52 km, Lublinica – ok. 28km, Stoła – ok. 27 km, Libawa – ok. 23 km, Leśnica – ok. 22 km, Bziniczka – ok. 20 km. W zlewni Małej Panwi jest 32 jednolite części wód powierzchniowych z czego 14 to naturalne części wód, 17 ‐ silnie zmienionych części wód oraz 1 sztuczna część wód. Zgodnie z oceną stanu przedstawioną w Planach gospodarowania wodami na obszarze dorzecza Odry tylko jedna JCWP – Dubielski Potok wykazuje stan dobry. Pozostałe JCWP wykazują stan zły czego 6 jest zagrożonych nieosiągnięciem celu środowiskowego do 2015 r. (w tym Jezioro Turawskie). JCWP zostały zagregowane do 6 scalonych części wód powierzchniowych o kodach: SO0401, SO0402, SO0403, SO0404, SO0405, SO0406. W zlewni Małej Panwi jest 32 jednolite części wód powierzchniowych z czego 14 to naturalne części wód, 17 ‐ silnie zmienionych części wód oraz 1 sztuczna część wód. Zgodnie z oceną stanu przedstawioną w Planach gospodarowania wodami na obszarze dorzecza Odry tylko jedna JCWP – Dubielski Potok wykazuje stan dobry. Pozostałe JCWP wykazują stan zły czego 6 jest zagrożonych nieosiągnięciem celu środowiskowego do 2015 r. (w tym Jezioro Turawskie). JCWP zostały zagregowane do 6 scalonych części wód powierzchniowych o kodach: SO0401, SO0402, SO0403, SO0404, SO0405, SO0406.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Rys. 1. Sieć rzeczna oraz funkcjonujące i projektowane zbiorniki wodne w województwie opolskim

Opracowanie: M.Gtowacki,,

Warunki hydrogeologiczne zlewni Małej Panwi W czwartorzędzie występuje jeden poziom wodonośny. Może on być w więzihydraulicznej z poziomami kredy lub triasu. W osadach kredy (w zachodniej części obszaru)występują dwa poziomy wodonośne, w marglach turonu oraz w piaskowcach cenomanu.W utworach triasu występują dwa poziomy wodonośne, w środkowym i dolnym triasie.Poziom dolny może być połączony z poziomem permskim lub karbońskim.Cechą charakterystyczną tej zlewni jest występowanie poziomu triasu na całymobszarze. Wody poziomu permu i karbonu występujące na głębokościach do czterystukilkudziesięciu metrów są wodami słodkimi.W obszarze zlewni Małej Panwi znajduje się 7 Głównych Zbiorników WódPodziemnych:  GZWP nr 327 – Zbiornik Lubliniec‐Myszków – zbiornik szczelinowo‐krasowy wydzielony w dolno‐ i środkowo‐triasowych utworach wodonośnych (wapieniach i dolomitach);

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05  GZWP nr 328 – Dolina kopalna Małej Panwi – zbiornik porowy wydzielony w utworach czwartorzędowych;  GZWP nr 330 – Zbiornik Gliwice – zbiornik szczelinowo‐krasowy wydzielony w dolno- i środkowo‐triasowych utworach wodonośnych;  GZWP nr 333 – Zbiornik Opole‐Zawadzkie – zbiornik szczelinowo‐krasowy wydzielony w obrębie utworów triasu środkowego (wapienia muszlowego);  GZWP nr 334 – Dolina kopalna Małej Panwi – zbiornik porowy wydzielony w utworach czwartorzędowych;  GZWP nr 335 – Zbiornik Krapkowice‐Strzelce Opolskie – zbiornik porowo‐szczelinowy wydzielony w obrębie utworów triasu dolnego (pstrego piaskowca);  GZWP nr 336 – Niecka opolska – zbiornik szczelinowy wydzielony w obrębie utworów kredy górnej; Tylko dwa zbiorniki czwartorzędowe: GZWP nr 328 i 334 znajdują się w całości w obszarze zlewni. Pozostałe GZWP występują w obszarze zlewni fragmentarycznie

Gleby

Proces glebotwórczy jest ściśle związany jest z budową geologiczną i morfologiczną terenu. Na terenie Jezior Turawskich zalegają gleby różniące się pochodzeniem geologicznym skały macierzystej. Są to gleby wytworzone z utworów piaskowych, gliniastych, pylastych i organicznych. Na tym podłożu wykształciły się następujące typy gleb: gleby płowe, bielicowe i pseudobielicowe, czarne ziemie, mady, gleby brunatne, gleby bagienne mułowo – torfowe. Gleby te cechują się niską wartością użytkową, w przewadze są to gleby niskiej jakości V klasy bonitacyjnej. Potencjał glebowy uznawany jest za relatywnie słaby, ponadto gleby te są w znacznym stopniu zakwaszone i wymagają stałego wapnowania. Wysoki poziom zakwaszenia obniża ich potencjalne możliwości produkcyjne, zwłaszcza powoduje zachwianie równowagi jonowej i składnikowej w roślinach.

Obszary chronione i przyrodniczo cenne Rzeki i jeziora na obszarze Gminy stanowią dogodne siedliska dla rozwoju zbiorowisk wodnych. Ich reprezentantami są przede wszystkim fitocenozy z klas Lemnetea i Potametea. Zbiorowiska wodne w zależności od warunków siedliskowych przedstawiają różne postacie organizacji – od dobrze wykształconych fitocenoz do agregacji jednogatunkowych, trudnych do identyfikacji. W zbiorowiskach

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 wodnych występują ponadto gatunki chronione i rzadkie, co znacznie podnosi ich wartość przyrodniczą. Do zbiorowisk rzadkich w skali kraju i regionu należą: zespół z dominacją salwinii pływającej Lemno – minoris – Salwinietum natantis, zespół z dominacją salwinii pływającej Ranunculetum fluitantis, zespół z dominacją rzęśli hakowatej Ranunculo – Calitrichetum hamulatae. Zbiorowiska pospolite reprezentują natomiast rzęsą drobna i spirodela wielkorzeniowa Spirodeletum polyrhizae, w którym dominuje gatunek charakterystyczny – rzęsa drobna Lemna minor, moczarki kanadyjskiej Elodeetum canadensis, zespół rdestnicy pływającej Potametum natantis oraz zespół wywłócznika kłosowego Myriophyletum spicati. Zbiorowiska szuwarowe i wielkoturzycowe na terenie Gminy występują m.in. w dolinie Brynicy w Trzęsinie, nad brzegami stawów hodowlanych i starorzecza w Kotorzu Małym, a także w podmokłych miejscach w sąsiedztwie rowów i strumieni. Zbiorowiska szuwarowe charakteryzują się stosunkowo niewielką różnorodnością składu gatunkowego roślin. Do zespołów szuwarowych występujących na opisywanym obszarze należą: zespół trzciny pospolitej Phragmitetum Australis, zespół pałki szerokolistnej Typhetum latifoliae, zespół manny mielec Glycerietum maximae, zespół szuwar tartanowych Acoretum calami, zespół trzciny pospolitej w formie lądowej Phragmitetum Australis fo.Terrestris, zespół wysokich turzyc ze związku Magnocarcion. Na terenie Gminy doliny rzeczne coraz częściej narażane są na wpływ szkodliwych czynników antropogenicznych. Wykształcają się tam najczęściej szuwary turzyc: zaostrzonej Carem gracilis, błotnej C.acutiformis, dziobkowatej C.rostrata, dwustronnej C.distischa oraz szuwar mozgi trzcinowatej Phalaris arundinacea. Ponadto występują tutaj: szuwar z trzcinnikiem lancetowatym Calamagrostis canescens, zespół kosaćca żółtego Iridetum pseudacori (zabagnione partie łąk i brzegi strumieni). Stosunkowo rzadko na terenie Gminy występują seminaturalne i antropogeniczne zbiorowiska żyznych łąk kośnych z klasy Molinio – Arrhenatheretea. Na wyższych terasach doliny Małej Panwi rzadko występują łąki świeże z rzędu Arrhenatheretalia. Użytkowane są one jako łąki kośne lub kośno – pastwiskowe. Są to zbiorowiska kadłubowe, niezwykle ubogie pod względem florystycznym. Na niższych terasach Małej Panwi występują natomiast sporadycznie łąki wilgotne z rzędu Molinietalia. Najcenniejszym zbiorowiskiem łąkowym spotykanym na terenie Gminy jest łąka ostrożeniowa Cirsietum rivularis, należąca do grupy łąk bagiennych, jedno- lub dwukośnych. Zbiorowiska te można spotkać na bardzo małych powierzchniach w okolicach Trzęsiny i Kotorza Wielkiego. Grupa łąk ekstensywnych reprezentowana jest przez zespół sitowia leśnego Scirpetum sylvatici. Na terenie Gminy rozwija się także bardzo zdewastowane zbiorowisko łąk trzęślicowych. Ze względu na to, że są to zbiorowiska zagrożone wyginięciem, ich utrzymanie w przyrodzie jest jednym z podstawowych zadań w krajach Unii Europejskiej. Ten typ łąk występuje w okolicach wsi Brynica. Występujące tam płaty zaliczane są do zespołu łąk sitowo – trzęślicowych Junco – Molinetum. W dolinie

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Brynicy i Małej Panwi zasadniczo pospolitymi są łąki z udziałem śmiałka darniowego i situ rozpierzchłego. Wykształcają się one na skutek złej gospodarki (głównie poprzez zbyt intensywny wypas na siedliskach zabagnionych). Do jednej z najczęściej występujących na obszarze Gminy grup należy zbiorowisko chwastów polnych uprawnych.

Obszar Natura 2000 Zbiornik Turawski PLB160004 Obszar stanowi duży zbiornik retencyjny na rzece Mała Panew, w większości otoczony przez lasy. Zachodni brzeg i część południowego są obwałowane. Brzegi północny i wschodni są porośnięte roślinnością wynurzoną, głównie manną mielec Glycearia maxima i pasem zarośli wierzbowych. Występują tu znaczne wahania poziomu wody. Przy niskim stanie wody we wschodniej części zbiornika odsłaniają się wielkie połacie piaszczystego i mulistego dna. Występują co najmniej 24 gatunki ptaków z Załącznika I Dyrektywy Ptasiej. Ważny teren dla migrujących ptaków wodno-błotnych; liczebność kaczkowatych Anatidae na przelotach oraz zimujących może osiągać 25000 osobników. W okresie wędrówek występuje co najmniej 1 % populacji szlaku wędrówkowego (C3) krzyżówki; stosunkowo duże koncentracje (C7) osiąga cyraneczka, biegus malutki, biegus zmienny, kszyk; ptaki wodno-błotne występują w koncentracjach powyżej 22000 osobników (C4).

Obszar Chronionego Krajobrazu „Lasy Stobrawsko-Turawskie” Obszary chronionego krajobrazu powołuje się w celu zachowania wyróżniających się krajobrazowo terenów o różnych typach środowiska. Po nowelizacji ustawy o ochronie przyrody głównym powodem ich powoływania są: - pełnienie funkcji korytarza ekologicznego, - stanowienie obszarów predestynowanych do rozwoju turystyki i wypoczynku. Obszar chronionego krajobrazu Lasy Stobrawsko - Turawskie ustanowiony został Rozporządzeniem Wojewody Opolskiego Nr P/14/2000 z dnia 17 maja 2000 r. (Dziennik Urzędowy Województwa Opolskiego z 2000 r., Nr 33, poz. 173), zastąpionym Rozporządzeniem Wojewody Opolskiego Nr 0151/P/16/2006 z dnia 8 maja 2006 r. (Dziennik Urzędowy Województwa Opolskiego z 2006 r., Nr 33, poz. 1133). Położony na terenie gmin: Chrząstowice, Domaszowice, Izbicko, Jemielnica, Kluczbork, Kolonowskie, Lasowice Wielkie, Lubsza, Łubniany, Namysłów, Ozimek, Pokój, Strzelce Opolskie, Świerczów, Tarnów Opolski, Turawa, Wołczyn, Zawadzkie i Zębowice, obejmuje obszar o powierzchni 118 367 ha, z którego wyłączone są tereny wybranych miejscowości. Główną cechą tego rozczłonkowanego, stanowiącego pozostałość po Puszczy Śląskiej obszaru, są dość dobrze zachowane, zróżnicowane gatunkowo i siedliskowo lasy. Występują tu siedliska boru mieszanego wilgotnego i świeżego, z dominacją drzewostanu sosnowego, natomiast w dolinach rzecznych, gdzie znajdują się ich najcenniejsze fragmenty, których unikatowość związana jest z

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 okresowymi zalewami, zalegają grądy, łęgi i olsy, a poza nimi buczyny, dąbrowy i liściaste lasy mieszane. Walory te podkreślają: niezliczona ilość bogatych w ekosystemy łąkowe cieków, obfitość terenów zabagnionych i podmokłych, starorzecza, źródła i stawy, a także polodowcowe moreny i wydmy. Na obszarze Lasów Stobrawsko-Turawskich stwierdzono występowanie wielu chronionych gatunków roślin i zwierząt.

Uwarunkowania antropogeniczne

Użytkowanie gruntów Powierzchnia gminy Turawa wynosi 17146 ha. Struktura użytkowania gruntów wskazuje na zdecydowaną przewagę lasów i gruntów leśnych, które zajmują blisko 52% powierzchni gminy. Dla porównania udział lasów i gruntów leśnych w powiecie opolskim wynosi 45%, a w województwie opolskim ok. 27%. Średnia lesistość Polski oscyluje wokół 29%. Bardzo duża powierzchni lasów i gruntów leśnych na terenie gminy Turawa wskazuje na jej turystyczny charakter i jest zbliżona do lesistości innej porównywanej gminy z województwa warmińsko-mazurskiego – Stawiguda, w której notowany jest jeszcze większy wskaźnik lesistości (55,5%). Pozostałe porównywane gminy z terenu powiatu opolskiego również posiadają wysoki udział lasów i gruntów leśnych: Chrząstowice – 42, Popielów – 47%. Jednocześnie gmina Turawa posiada niezwykle niski odsetek użytków rolnych. Łącznie stanowią one jedynie 27,5% powierzchni gminy. Jest to najniższa wartość ze wszystkich porównywanych jednostek samorządu terytorialnego (poza gminą Stawiguda w woj.. warmińsko-mazurskim), wyraźnie odstająca od pozostałych gmin. Pozostałe gminy powiatu opolskiego (Chrząstowice i Popielów) posiadają ok. 47-50% użytków rolnych, średnia dla powiatu opolskiego wynosi 43,5%, a dla woj. opolskiego 54%. Największy odsetek użytków rolnych znajduje się w gminie Reńska Wieś w powiecie kędzierzyńskim, które stanowią tam aż 80% powierzchni gminy ogółem. Niski udział użytków rolnych w strukturze użytkowania gruntów jeszcze raz podkreślają funkcje turystyczno-rekreacyjne gminy Turawa i świadczy o marginalnym znaczeniu rolnictwa. Odzwierciedla się to również w strukturze użytków rolnych, w której grunty orne to tylko 19,5% powierzchni gminy Turawa, łąki 7,6%, pastwiska 0,4%, a sady 0,03%. Średnia powiatu opolskiego wynosi blisko 34% gruntów ornych, a woj. opolskiego 54%. Rolnicza gmina Reńska Wieś posiada ich aż 71,5%, czyli 3,5 razy więcej niż gmina Turawa.

Turystyka Rejon Jeziora Turawskiego, obok rejonu Gór Opawskich, Jeziora Nyskiego i Otmuchowskiego, rejonu Góry Św. Anny i Rudnik, został uznany za obszar o największej atrakcyjności turystycznej na

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 obszarze województwa opolskiego. Najważniejszym atutem atrakcyjności turystycznej rejonu Turawy jest środowisko przyrodnicze, którego walory są niezaprzeczalne, przy czym większe walory przyrodnicze mają jeziora o charakterze naturalnym (Osowiec, Średnie i Małe). Jednym z głównych czynników, decydujących o przydatności przestrzeni rekreacyjnej jest także zagospodarowanie turystyczne terenu, w tym baza noclegowa (ośrodki wczasowe, hotele, motele, kempingi i pola namiotowe). Pod tym względem Turawa jest znacznie mniej atrakcyjna od innych terenów Opolszczyzny. Mało atrakcyjne jest zagospodarowanie terenów obrzeży jezior oraz niska ich estetyka. Istniejąca baza noclegowa i żywieniowa jest zadawalająca, ale nie posiada wystarczających standardów. Generalnie brak jest urządzeń rekreacyjno – sportowych, specjalistycznych urządzeń rozrywki i wypoczynku, a lokalnie nawet urządzeń sanitarnych. Niski jest poziom wyposażenia w miejsca do parkowania (szczególnie na brzegu północnym Jeziora Dużego i Osowiec) oraz w infrastrukturę techniczną. Generalnie Turawa zapewnia więc niski poziom obsługi ruchu turystyczno – wypoczynkowego i nie oferuje atrakcyjnych form spędzania czasu. Dlatego też przestaje być atrakcyjna dla osób przyjeżdżających tu na urlop (nawet w sezonie), a coraz bardziej staje się atrakcyjna dla mieszkańców Opola jako miejsce wypoczynku sobotnio – niedzielnego. Procesy te świadczą o tym, że słabnie jej atrakcyjność dla wypoczynku pobytowego, głównie ze względu na niski standard bazy noclegowej i żywieniowej oraz słabe wyposażenie terenu w urządzenia rekreacyjno – sportowe. Dodatkowym problemem jest czystość wody i osadów dennych, a w konsekwencji zakwity glonów, działające odstraszająco na turystów. Chłonność rekreacyjna określa możliwość przyjęcia określonej ilości osób bez wszczęcia procesów degradacyjnych w środowisku przyrodniczym (nie spowodują naruszenia odporności środowiska na użytkowanie gospodarcze). Z kolei pojemność rekreacyjna określa ilość osób, która może przebywać na obszarze i która nie spowoduje rozwoju stałych procesów degradacyjnych. Analizy sporządzone do planu zagospodarowania przestrzennego brzegu północnego i południowego Jeziora Turawskiego oraz Jeziora Osowiec określiły chłonność terenów rekreacyjno-wypoczynkowych dla: . Jeziora Dużego – - brzeg północny – 23-25 tys. osób przebywających jednocześnie - brzeg południowy – 15-17 tys. osób przebywających jednocześnie . Jeziora Srebrnego – 6-7 tys. osób przebywających jednocześnie Łącznie więc nad Jeziorami Turawskimi dopuszcza się przebywanie jednocześnie 45-50 tys. osób na 446 ha terenów rekreacyjno-wypoczynkowych (w tym 12,1 tys. osób wypoczywających w okresach świątecznych). Średni wskaźnik chłonności wyniósł więc około 100-110 osób na 1 hektar terenów rekreacyjno-wypoczynkowych.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Brzegi jezior w rejonie Turawy porasta bór mieszany świeży, bór mieszany wilgotny oraz bór świeży, dla których nieprzekraczalną chłonność rekreacyjną w miesiącach letnich określa się na 25 osób na 1 hektar, co przy użytkowanej na te cele powierzchni terenu daje ogólną chłonność terenu wielkości 11,15 tys. osób. Rolnictwo Największą liczbę gospodarstw na terenie gminy Turawa stanowią gospodarstwa o powierzchni od 0 do 1 ha (35,77%), czyli tzw. działki rolne. Wartość ta, mimo, że obiektywnie wysoka, (co trzecie gospodarstwo poniżej 1 ha wielkości), jest jedną z najniższych wśród porównywanych gmin. Gospodarstwa od 1 do 2 ha posiadają udział w ogólnej liczbie gospodarstw na poziomie 24,81%. Największy udział działek rolnych do 1 ha wśród porównywanych gmin jest na terenie gminy Reńska Wieś – blisko 54%. Najmniejszy udział małych gospodarstw w ogólnej ich liczbie notuje rolniczo- turystyczna gmina Wolbórz, gdzie działki rolne stanowią jedynie ok. 18% wszystkich gospodarstw. Gospodarstwa największe (od 10 do 50 ha oraz powyżej 50 ha), stwarzające perspektywy do towarowej i opłacalnej produkcji rolnej, tworzą na terenie gminy Turawa, w porównaniu do innych gmin, zdecydowanie mniejszy odsetek w ogólnej liczbie gospodarstw. Gospodarstwa rolne z przedziału powierzchniowego od 10 do 50 ha stanowią jedynie 7,88%, a gospodarstwa o powierzchni przekraczającej 50 ha tylko ok. 1%. Największy udział dużych gospodarstw, ponad 50 ha powierzchni notuje gmina Popielów. Jest ich tam 1,44%. Z kolei na terenie gminy Wolbórz co piąte gospodarstwo posiada powierzchnię większą niż 10 ha. Przeciętna ogólna powierzchnia gospodarstwa w Polsce wynosi 9 ha wobec 19,4 ha w UE. Mniejsze średnio gospodarstwa występują w Grecji (6,2 ha) i we Włoszech (6,7 ha), o zbliżonej powierzchni w Portugalii (9,4 ha). Uwarunkowania komunikacyjne Dostępność komunikacyjna gminy z zewnątrz, przede wszystkim z głównych rynków pracy oraz zbytu towarów i usług oraz łatwe przemieszczanie osób i towarów wewnątrz gminy, stanowią jeden z podstawowych warunków zrównoważonego rozwoju gospodarczego. Pod względem komunikacyjnym, głównym atutem gminy jest powiązanie dróg lokalnych z autostradą A4, oddaloną o około 30 km, poprzez sieć dróg powiatowych, wojewódzkich i krajowych.. Takie położenie ułatwia dojazd, jak również wyjazd z regionu w kierunku aglomeracji śląskiej, Wrocławia, Częstochowy, Warszawy, czy też Poznania. Przez gminę Turawa przebiegają dwie drogi krajowe oraz dwie drogi wojewódzkie, mające zasadnicze znaczenie dla powiązań komunikacyjnych jej obszaru z sąsiednimi województwami: łódzkim, dolnośląskim i śląskim (w tym szczególnie z terenem zurbanizowanym, przemysłowym

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Górnego Śląska) oraz węzłem autostradowym „Prądy” autostrady A4. Drogi te zapewniają także powiązania z ważnymi ośrodkami miejskimi województwa opolskiego. Są to: - droga krajowa nr 46 relacji Kłodzko – Nysa – Pakosławice – Jaczowice – Niemodlin – Karczów – Opole – Ozimek – Lubliniec – Blachownia – Częstochowa – Janów- Szczekociny, która na odcinku stanowiącym północną obwodnicę miasta Opola przebiega na długości około 2 kilometrów przez grunty wsi Zawada, - droga krajowa nr 45 relacji granica państwa – Chałupki – Krzyżanowice – Racibórz – Krapkowice – Opole – Kluczbork – Praszka – Wieluń – Złoczew, która na terenie gminy Turawa przebiega przez wieś Zawada – Węgry – Osowiec Śl. (obwodnica) – Bierdzany, - droga wojewódzka nr 463 relacji Bierdzany – Ozimek, która na terenie gminy przebiega przez wieś Bierdzany, Ligota Turawska i Kadłub Turawski, - droga wojewódzka nr 494 relacji Bierdzany – Olesno – Gliwice, której niewielki odcinek na terenie gminy Turawa przebiega przez tereny niezabudowane wsi Bierdzany. Gospodarka wodno-ściekowa Przeprowadzone w latach ubiegłych inwestycje doprowadziły do zaopatrzenia w wodę niemal całą gminę. Nie znaczy to, że w zakresie wodociągów gmina Turawa nie powinna realizować kolejnych inwestycji. Przede wszystkim należy modernizować istniejącą sieć, połączyć ją w jeden ogólnogminny system wodociągowy, zabezpieczający stałe dostawy wody mieszkańcom i turystom oraz zwiększać dostępność wody w okolicach Jezior Turawskich, gdzie w czasie sezonu letniego występuje jej duży pobór. Gmina Turawa dysponuje wodociągową siecią rozdzielczą o długości 116 km oraz kanalizacyjną – 20 km, które stanowią odpowiednio ok. 9% i 5,4% ogółu tych sieci w powiecie opolskim. Gęstość sieci wodociągowej i kanalizacyjnej wynosi odpowiednio 0,32 kmb/km2 i 0,17 kmb/km2;analogiczne wskaźniki dla województwa wynoszą: 0,68 kmb/km2 i 0,12 kmb/km2. Z tymi sieciami połączonych jest ogółem odpowiednio 2355 i 407 gospodarstw domowych, w tym budynków zbiorowego zamieszkania. Stanowi to odpowiednio 8% i 5,2% połączeń w powiecie. TURAWA – wodociąg na bazie ujęcia w Turawie - Marszałkach zaopatruje w wodę wsie: Turawa, Marszałki, Kotórz Mały, Kotórz Wielki, Osowiec, Węgry, Trzęsin. Ujęcie wody to dwie studnie (nr 4, 5), wiercone w obudowie typu „Wodrol” z laminatu, wykonane w latach 1991-1992 ujmujące wodę z warstw czwartorzędowych, zasobów. Wydajność eksploatacyjna przedmiotowych studni wynosi Q = 2

400,00 m3/d, pobór wód 480,00 m3/d, głębokości odpowiednio 21,00 m., 20,00 m. Woda zawiera nieco podwyższone ilości Fe, Mn, a także azotyny i azotany ze względu na nieuregulowaną gospodarkę ściekową i hodowlaną na tym terenie. Woda po uzdatnieniu podawana jest do sieci wodociągowej

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 pompami. Ujęcie posiada zbiornik wyrównawczy pojemności 350 m3 oraz osadnik popłuczyn. Popłuczyny po ich oczyszczeniu odprowadzane są do rowu. Decyzję na pobór wód podziemnych oraz pozwolenie wodnoprawne na eksploatację urządzeń do poboru wody dla wodociągu w Turawie wydał UW w Opolu WOŚ dnia 1998-02-09 nr OŚ.III- 6210/23/98/wj. Decyzja ważne jest do dnia 31-12-2010 r. Dla przedmiotowego ujęcia ustalone są również strefy ochronne. KADŁUB TURAWSKI – wodociąg zaopatruje w wodę wsie: Kadłub Turawski, Zakrzów Turawski, Rzędów, Ligota Turawska, Bierdzany. Ujęcie wody to studnia nr 1, wiercona w obudowie typu „Wodrol” Wrocław z laminatu, wykonana w roku 1994 ujmująca wodę z warstw czwartorzędowych, zasobów w kat.B. Wydajność eksploatacyjna studni wynosi 1 464,60 m3/d, pobór wód 43,00 m3/d, głębokość 54,00 m. Woda zawiera nieco podwyższone ilości Fe i poddawana jest odżelazianiu a następnie pompami podawana jest do sieci wodociągowej. Ujście posiada osadnik popłuczyn 2x¨2250 mm z kręgów żelbetowych

Hepnera o V = 9,0 m3. Popłuczyny po ich oczyszczeniu odprowadzane są do rowu R-C5 w km 2+108 w ilości 6,6 m3/d raz na tydzień. Decyzję na pobór wód oraz pozwolenie wodnoprawne na eksploatację urządzeń do poboru wody wydał UW w Opolu WOŚ dnia 1996-01-22 nr OŚ-III-6210/331/95/96. Na pobór wód podziemnych w ilości:

- Qmaxh = 45,60 m3/h

- Qmaxd = 911,00 m3/d

- Qśrd = 702,00 m3/d przy ustalonej wydajności eksploatacyjnej ujęcia Q = 61,00 m3/h oraz odprowadzenie popłuczyn do rowu R-C5 w km 2+108 w ilości 6,6 m3/d raz na tydzień. Przedmiotowa decyzja określa również strefy ochronne dla tych ujęć. Niniejsza decyzja ważna jest do dnia 31-12-2010 r. Ujęcie wody w Zawadzie eksploatowane przez Wodociągi i Kanalizacje WiK sp. z o.o. w Opolu zaopatruje w wodę miasto Opole. Z terenu gminy Turawa zaopatruje w wodę również wieś Zawada. Międzygminny Zakład Wodociągów i Kanalizacji PROWOD w Czarnowąsach, na czas awarii zasilania stacji wodociągowej przewiduje możliwość dostarczenia wody odbiorcom beczkowozami.

Kanalizacja sanitarna - oczyszczalnie Aktualnie na terenie gminy Turawa eksploatowany jest jeden system zbiorowego odprowadzania i unieszkodliwiania ścieków w Turawie. Jest to mechaniczno-biologiczna oczyszczalnia ścieków. W gminie długość sieci kanalizacyjnej wynosi 20 km, we wsi Turawa oraz w Trzęsinie i Osowcu,

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 a liczba mieszkańców podłączonych do sieci to ok. 1850. Niektóre wsie wyposażone są fragmentarycznie w sieć kanalizacji sanitarnej, głównie związanej z wielorodzinnym budownictwem mieszkaniowym. Stan techniczny sieci kanalizacyjnej jest dobry. Istniejąca oczyszczalnia ścieków wybudowana została w latach 1997-1999. Istniejąca oczyszczalnia ścieków to oczyszczalnia typu BIOGRADEX wybudowana w latach 1997- 1999. Surowe ścieki dostają się do komory krat i piaskownika poziomego gdzie są wstępnie podczyszczane. Następnie kierowane są do zbiornika retencyjnego w celu przetrzymania ścieków dopływających nierównomiernie (w przyszłości) z terenów rekreacyjnych położonych nad Jeziorami Turawskimi. W zbiorniku tym następuje wstępne napowietrzanie i mieszanie ścieków. Ze zbiornika poprzez pompownię pośrednią ścieki kierowane są do zespołów biologicznego oczyszczania typu BIOGRADEX składającego się z komory stresu beztlenowego, komory denitryfikacji komory usuwania węgla, komory nitryfikacji I oraz komory nitryfikacji II z modyfikacją osadu, osadnikiem wtórnym. Osad nadmierny poddawany jest zagęszczeniu i mechanicznemu odwodnieniu. Ponadto na terenie oczyszczalni znajduje się punkt zlewny oraz pompownia ścieków własnych i dowożonych. Odciek z oczyszczalni rowem odprowadzany jest do rzeki Mała Panew. Oczyszczalnia posiada aktualne pozwolenie wodnoprawne wydane przez UW w Opolu nr. OŚ- III-6210/130/96/ig z dnia 1996-10-21 na odprowadzenie do rzeki Mała Panew odcieku w ilości Qśrd =

1 430 m3/d.Szybkie uregulowanie gospodarki wodno-ściekowej na terenie gminy Turawa związane jest z koniecznością ochrony strefy zbiornika GZWP NR 333. Gospodarka ściekowa gminy, zarówno na terenach wiejskich, jak i na terenach rekreacyjno – wypoczynkowych, w przeważającej części opiera się na przejściowym gromadzeniu ścieków w bezodpływowych zbiornikach wybieralnych i wywożeniu ich do istniejącej oczyszczalni ścieków w Kotorzu Małym. Na degradację środowiska narażone są przede wszystkim tereny rekreacyjno – wypoczynkowe wsie Rzędów, Turawa z Marszałkami, obrzeża jezior Turawskich oraz tereny położone na przedpolu zbiornika, tj. Kotórz Wielki, Kotórz Mały, Osowiec, a także Zawada, która położona jest w strefie ochronnej ujęcia wody dla Opola. Dla ochrony Głównego Zbiornika Wód Podziemnych “Opole-Zawadzkie” utworzony został Międzygminny Związek Celowy “Trias Opolski” pomiędzy gminami z terenu województwa opolskiego (22 gminy) i gminami województwa śląskiego (3 gminy). Celem tego związku jest realizowanie zadań publicznych związanych z ochroną środowiska, w szczególności w zakresie gospodarki wodno-ściekowej i gospodarki odpadami. Realizacja określonego powyżej celu prowadzona będzie także przez ochronę wód rzek Odry, Jemielnicy i Małej Panwi.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Dysproporcja pomiędzy długością sieci wodociągowej i kanalizacyjnej na terenie gminy jest stosunkowo duża. Długość sieci kanalizacyjnej stanowi jedynie 17,2% długości sieci wodociągowej. Dzięki inwestycjom poczynionym w ostatnich latach na terenie gminy Turawa pokrycie infrastrukturą kanalizacyjną uległa radykalnej poprawie. Gmina pozyskała na ten cel środki ze Zintegrowanego Programu Rozwoju Regionalnego na lata 2004-2006. Inwestycje te, związane z kanalizacją dwóch dużych miejscowości (Kotórz Mały i Zawada) są w trakcie realizacji projekt przewiduje wybudowanie ponad 43 km sieci kanalizacyjnej. Pozostałe tereny gminy, w tym bardzo ważne kanalizowanie obrzeży Jezior Turawskich ma się odbyć poprzez projekt złożony przez Międzygminną Kanalizację „Mała Panew” Sp. z. o.o. do Funduszu Spójności. Słabo rozwinięta sieć kanalizacji sanitarnej obniża atrakcyjność gminy dla inwestorów i turystów oraz jest bezpośrednim źródłem zanieczyszczenia wód Jezior Turawskich. W związku z tym, władze samorządowe gminy podejmują działania, służące zmniejszeniu dysproporcji pomiędzy dobrze rozwiniętą siecią wodociągową, a siecią kanalizacyjną.

Uwarunkowania gospodarcze Przemysł na terenie gminy Turawa jest śladowym elementem gospodarki. W obecnej chwili działa tu Fabryka Wyrobów Metalowych w Osowcu. Ze względu na rozwój funkcji turystyczno- wypoczynkowej rozwój przemysłu na większą skalę nie jest pożądany. Wsiami posiadającymi najlepsze warunki do jego rozwoju są, położone z dala od jezior, Osowiec, Węgry, Bierdzany. Posiadają one dobre powiązania komunikacyjne i sprzyjające warunki przyrodnicze do rozwoju tej funkcji. Największa ilość placówek handlowych znajduje się we wsi Turawa, gdzie stanowią one 24,5% ich liczby w gminie. W elementarne usługi handlowe wyposażone są wszystkie wsie w gminie, a ich struktura przestrzenna jest prawidłowa. Dominują jednak sklepy małe. Idealne warunki pod budowę hipermarketu występują w zachodniej części gminy na terenach sąsiadujących z obwodnicą miasta Opola. Na terenie gminy istnieje 21 lokali gastronomicznych z 656 miejscami konsumpcyjnymi. Dominują bary, które stanowią 76% ogólnej liczby. Według danych Głównego Urzędu Statystycznego pod koniec grudnia 2005 roku działalność na terenie gminy Turawa prowadziło 655 jednostek gospodarczych. Była to największa wartość wśród porównywanych gmin. Na dalszych miejscach za Turawą najwięcej firm miało siedzibę w gminach Popielów (516), Stawiguda (496) oraz Wolbórz (483). Jednak różnica na korzyść gminy Turawa jest bardzo widoczna. Najmniejszą liczbę firm posiadała gmina Chrząstowice – prowadziło tu działalność 451 firm. W porównaniu z końcem 2001 r. liczba istniejących podmiotów gospodarczych w wybranych gminach ulegała zmianom. W poszczególnych latach obserwowano głównie wzrost liczby firm. Tylko w przypadku gminy Wolbórz notowane były okresowe spadki. Trend wzrostowy jest naturalnie bardzo

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 pożądany, zwłaszcza, jeżeli dotyczy małych firm, być może nie zatrudniających rzeszy osób, ale stanowiących podstawę gospodarki. Rekordzistą w tej kategorii została gmina Stawiguda, która w latach 2001-2005 zanotowała wzrost liczby jednostek gospodarczych aż o 27,8%. Tuż za nią uplasowała się gmina Turawa z bardzo wysoką wartością 25,9%. Te dwie gminy stanowią ścisłą czołówkę, jeżeli chodzi o dynamikę przyrostu firm w ostatnich latach. Następne gminy posiadają już wartości wyraźnie niższe. Wartość nieznacznie mniejszą od średniej dla powiatu opolskiego (16,5%) zanotowała gmina Chrząstowice – 16,2%. W gminie Reńska wieś dynamika przyrostu firm w analogicznym okresie jest na poziomie 14,9%. Na zupełnie drugim biegunie znajduje się gmina Wolbórz, w której wzrost liczby firm wyniósł jedynie 10,5%. Spośród porównywanych gmin z woj. opolskiego najniższy wskaźnik posiada gmina Popielów – 13,1%. Dla większego zobrazowania należy dodać, że średnia dla regionu opolskiego osiągnęła wartość 10,6%. Porównując wartość wskaźnika wzrostu liczby firm w gminie Turawa z innymi gminami okazuje się, że plasuje się ona na czele stawki. Świadczy to o wykorzystywaniu potencjałów dla rozwoju firm, takich jak dobre położenie komunikacyjne, bliskość miasta wojewódzkiego, atrakcyjne terenu turystyczne. Do głównych problemów lokalnej przedsiębiorczości należy jednak zaliczyć niedostatecznie rozwiniętą infrastrukturę komunalną (głównie kanalizację) oraz niewysoką chłonność lokalnego rynku zbytu. W okolicach Opola coraz wyraźniej obserwowana jest tendencja inwestowania w gminach bezpośrednio sąsiadujących z miastem, zapewniających infrastrukturę i dobre połączenie komunikacyjne. Wymiernym wskaźnikiem obrazującym rozwój gospodarczy poszczególnych samorządów gminnych jest wskaźnik ilości zarejestrowanych firm w przeliczeniu na 1000 mieszkańców danej jednostki. W tej klasyfikacji gmina Turawa plasuje się w górnej części stawki. W 2005 r. wskaźnik ten osiągnął dla tej gminy poziom 69 firm na 1000 swoich obywateli, podczas gdy średnia wartość dla powiatu opolskiego wynosiła 72 podmioty gospodarcze na 1000 mieszkańców, a dla województwa opolskiego 86. Z porównywanych gmin liderem jest gmina z warmińsko-mazurskiego – Stawiguda, gdzie w analogicznym okresie było aż 93 firmy na 1000 mieszkańców. Najgorzej wypada pod tym kątem gmina Reńska Wieś, gdzie jest 48 podmiotów na 1000 mieszkańców. Żadna z porównywanych gmin województwa opolskiego nie przekroczyła średniej wojewódzkiej (86 firm na 1000 mieszkańców), która w skali innych regionów polski nie jest imponująca.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Metoda badań Zbiornik Turawski – jako przepływowy – charakteryzuje się dużą dynamiką zwierciadła wody oraz objętości retencjonowanej wody. Wraz ze zmianami objętości wody zmienia się miąższość jej warstwy, a tym samym zdolność do absorpcji promieniowania słonecznego – nagrzewającego wodę. Aby przeprowadzić porównanie skuteczności działania preparatu na jakość wody i osady denne konieczne było wyeliminowanie wpływu zmian jakości wody wynikających zarówno ze zmian usłonecznienia, nagrzewania, ruchu, jaki i w konsekwencji tych procesów zmian chemicznych i biologicznych. Dla bezpieczeństwa środowiska i wyizolowania obszaru badań od czaszy zbiornika – najbardziej wskazanym rozwiązaniem byłoby założenie sztywnej ścianki szczelnej wokół obszaru badawczego. Jednak takie rozwiązanie wniosłoby na tyle duże zmiany w funkcjonowaniu wyizolowanego akwenu, w tym:  niemożność zmian ilości wody występującej w wydzielonym zbiorniku,  odmienne zacienie dna zbiornika wysokimi ścianami,  niekontrolowane wprowadzanie metali dyfundujących ze ściany,  odmienną termikę i uwarstwienie wody w zbiorniku badawczym w odniesieniu do wody w Jeziorze co dyskwalifikowało to rozwiązanie jako możliwe do zastosowania. Podejmując badania zdecydowano się – po analizie możliwych do wystąpienia konsekwencji biologicznych - na rozwiązanie budowy wydzielonego zbiornika z:  elementów neutralnych dla środowiska (tworzywa sztucznego - brezentu),  materiału bardzo trudno biodegradowalnego (co ograniczało możliwość wystąpienia związków refrakcyjnych),  ścianami zanurzonymi w dno Jeziora na kilka centymetrów (2-5cm),  elementami kotwiącymi zlokalizowanym na zewnątrz zbiornika,  trwałymi i elastycznymi łącznikami ścian,  rozwiązaniem korony z elementów pływających, trwale utrzymujących się na wodzie, na tej samej wysokości nad jej powierzchnię i możliwych do przepłynięcia łodzią wiosłową bez zniszczenia. W efekcie przygotowano projekt i wykonano zbiornik z czterech elementów – każda ściana stanowiła jeden element. Korona – górna cześć każdej ściany – była tak wykonana, aby możliwe było umieszczenie w niej trwałych, licznych pływaków, pozwalających na utrzymywanie ściany 10 cm nad powierzchnią lustra wody.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05

Fot. 2. Ściany zbiornika badawczego przed montażem.

Fot. 3. Ściana zbiornika gotowa do montażu.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05

Fot.4. Transport na miejsce montażu zbiornika.

Fot.5. Zbiornik po zmontowaniu przy pierwszej próbie silnego falowania wywołanego wiatrem.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Zakotwienie ścian - przy użyciu obciążenia na całej długości ściany – miało zapobiec przenikaniu preparatu do czaszy Jeziora w strefie przydennej. W celu unieruchomienia konstrukcji zbiornika względem dna, oprócz liniowego obciążenia dolnych części ścian, wykonano zewnętrzne elementy kotwiące montowane wielopunktowo w narożnikach zbiornika. Po wykonaniu zbiornika wprowadzono do jego wnętrza preparaty wpływające zarówno na jakość wody, jak i osady denne występujące w jego wnętrzu. Tabela 2. Dawki preparatów i terminy ich zastosowania (zgodnie z instrukcją dozowania opracowaną przez producenta) Terminy dozowania Eco Shoc (125 g/szt.) Eco Tablets (125 g/szt.)

17.08.2015r. 10 10 24.08.2015r. 5 5 31.08.2015r. 5 5 07.09.2015r. 3 3

14.09.2015r. 2 2

Charakterystyka preparatu wykorzystanego do ograniczania zakwitów Do poprawy jakości wody oraz usuwania osadów dennych zastosowano 2 preparaty biologiczne:  ECO-TABS™ ECO GRANULAR SHOCK  ECO-TABS™ TABLETKA

ECO Tabs Granular Shock oraz ECO Tabs Tabletka składją się z węglanu sodu oraz adsorbenta wody utlenionej, detergentu oraz niepatogenicznych szczepów bakterii. Ze względu na zawartość wody utlenionej (silnego utleniacza) możliwe jest podrażnienie skóry i błon śluzowych przy kontakcie z preparatem. Z tego punktu widzenia jest to środek niebezpieczny dla zdrowia nie tylko człowieka, ale również i innych organizmów z którymi miałby mieć kontakt. Może w bezpośrednim sąsiedztwie, prowadzić do wyjałowienia środowiska. Jest to jednak działanie krótko terminowe i ograniczone co do zasięgu, ze względu na szybką propagację w środowisku. Dla przyspieszenia rozprzestrzeniania się w środowisku substancji zawartych w preparacie zastosowano detergenty – środki powierzchniowo czynne. Ze względu na zawartość utleniacza i środka przyspieszającego dyfuzję przez granicę faz preparat ten w bezpośrednim kontakcie może być bardzo niebezpieczny dla organów stale wilgotnych.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Takim organem u człowieka, posadowionym na powierzchni organizmu jest oko. Stąd przy stosowaniu tego preparatu należy zachować ostrożność i nie dopuścić do kontaktu z oczami. Dozując preparat w środowisku należy to robić poza obszarem występowania ryb oraz innych zwierząt, gdyż może to doprowadzić do ich poparzenia. Zwłaszcza ptactwo wodne jest narażone na bezpośredni kontakt z preparatem, nie tylko oczu ale również narządów oddechowych. Poparzenia narządów oddechowych mogą wystąpić u ryb – jeśli drobiny rozpuszczającego się preparatu dostaną się do skrzeli. Przy wprowadzenia preparatu należy zwrócić uwagę by zwierzęta w sąsiedztwie były płoszone – co zapobiegnie ich zbyt szybkiemu kontaktowi z preparatem. Ze względu na reaktywność wody utlenionej, szybko utlenia ona substancje organiczny występujące w bezpośrednim sąsiedztwie preparatu traci swoją zdolność do uszkadzania narządów. Występujące w preparacie szczepy bakterii są dla człowieka i środowiska potencjalnie niegroźne. Ich odporność na sąsiedztwo wody utlenionej wskazuje na silnie wykształconą ścianę komórkową znoszącą ekstremalne warunki środowiska. Tak ściana, oprócz zabezpieczenia komórki przed agresywnym środowiskiem ma również możliwość adsorbowania dużych ilość substancji potencjalnie toksycznych dla bakterii. Stąd prawdopodobnie bakterie te powinny sprawdzić się w środowisku o znacznym zanieczyszczeniu metalami ciężkimi. Co w przypadku Jeziora Dużego ma istotne znaczenie, gdyż miejscowo mogą tu występować toksyczne stężenia metali ciężkich. Biologiczne bezpieczeństwo preparatu zostało potwierdzone odpowiednimi badaniami zamieszczonymi w karcie charakterystyki preparatu. Dla człowieka baterie zawarte w preparacie są mało niebezpieczne gdyż są to przede wszystkim bakterie psychrofilne korzystające optymalnie ze środowiska chłodnego (człowiekowi zagrażają głównie bakterie mezofilne). Stosowanie preparatu może powodować punktowe odkwaszenie środowiska poprzez zastosowanie węglanu sodu. Substancja ta w środowisku wodnym, w obecności kwasów (organicznych i nieorganicznych) ulega reakcji wynikiem której może być uwolnienie do wody dwutlenku węgla oraz alkalizującego środowisko sodu. Nadmiar dwutlenku węgla w środowisku wodnym odprowadzany jest do powietrza, natomiast sód wiąże się z kwasami przekształcając je w sole. Jest to zjawisko występujące w wodzach naturalnych – zwłaszcza na terenach występowania węglanowych skał osadowych. Ze względu na zastosowane materiały do wykonania zbiornika badawczego, użycie preparatu nie skutkowało naruszeniem jego konstrukcji ani nie obniżało trwałości. W preparacie wykorzystano głównie następujące – opatentowane w Stanach Zjednoczonych szczepy bakterii:

 Bacillus macerans ATCC 202132  Bacillus amyloliquefaciens ATCC 202133

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05  Bacillus amyloliquefaciens ATCC 202134  Bacillus macerans ATCC 202135  Bacillus pumilus ATCC 202136  Bacillus subtilis ATCC 202137  Bacillus subtilis ATCC 202138  Bacillus subtilis ATCC 202139

Inne mikroorganizmy, które mogą występować w preparacie obejmują: Bacillus Megaterium* Badania biotechnologiczne Bacillus megaterium zapewniają mnóstwo różnych białek, które mogą być wykorzystane w ważnych pracach medycznych, naukowych i przemysłowych. Patologia – Uważany za niepatogenny * Referencje Vary, Patricia S. i in. „Bacillus megaterium - od prostej bakterii glebowej do gospodarza przemysłowej produkcji białek.” Mikrobiologiczna Biotechnologia Stosowana. (2007) 76:957-967 Bacillus Polymyxa* Paenibacillus polymyxa jest bakterią tworzącą endospory, która jest niepatogenna i występuje w środowiskach, takich jak korzenie roślin w ziemi i osady morskie. P. polymyxa ma również działanie antagonistyczne wobec gatunku Vibrio i wielu innych ludzkich i zwierzęcych mikroorganizmów chorobotwórczych. W związku z tym, jest stosowana do produkcji środków przeciwbakteryjnych. Polimyksyna B, jeden z antybiotyków wytwarzanych przez P. polymyxa, jest jednym ze związków występujących w powszechnie stosowanym kremie przeciwbakteryjnym do miejscowego zastosowania Neosporin®. Timmusk, S. N. Grantcharova, E. Gerhart i H. Wagner. 2005. Paenibacillus polymyxa atakuje korzenie roślin i wytwarza cienką powłokę biologiczną. Biologia środowiskowa i stosowana. 71 (11): 7292-7300. * Ravi, A.V., K.S. Musthafa, G. Jegathammbal, K. Kathiresan i S.K. Pandian. 2007. Przegląd i ocena probiotyków jako środek ochrony biologicznej przed chorobotwórczymi gatunkami Vibrio w akwakulturze morskiej. Opracowania w zakresie Mikrobiologii stosowanej. 45 (2): 219-223. Pseudomonas Fluorences* Jedna z gammaproteobacterii, powszechnie spotykanych w glebie. Organizmy te były intensywnie badane w celu określenia ich przydatności do bioremediacji i biokontroli patogenów. Organizmy te są bardzo interesujące z uwagi na ich zdolność do współdziałania z roślinami (O'Sullivan i O'Gara 1992.), ich wpływ na wydajność i ich zastosowanie jako biopestycydy. Pseudomonas Fluorescens są niepatogenne i wykazują brak czynników wirulencji wobec innych patogenów roślinnych * DOE Joint Genome Institute Pseudomonas fluorescens PfO-1 http://www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez Pseudomonas putida* Jest to pierwszy opatentowany na świecie organizm. Wykazuje on bardzo zróżnicowany metabolizm, w tym zdolność do degradacji rozpuszczalników organicznych, takich jak toluen. Zdolność ta została wykorzystana w bioremediacji, tj. wykorzystaniu mikroorganizmów do

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 biodegradacji oleju. Zastosowanie P. putida jest lepsze niż niektórych innych gatunków Pseudomonas zdolnych takiego rozkładu, ponieważ jest to bezpieczny gatunek bakterii. P. putida jest powszechna w glebie i sferze korzeniowej roślin i może być także wyizolowana z wody, roślin, źródeł zwierzęcych, środowisk szpitalnych i ludzkich próbek klinicznych. Biuro ds. Bezpieczeństwa laboratoryjnego Kanadyjskiej Agencji Zdrowia Publicznego zalicza P. putida do organizmów 1 grupy ryzyka. Jest rzadko zakaźna i uważana za niepatogenną u ludzi. Lactobacillus (acidophilus)* Bakterie kwasu mlekowego wytwarzają kwas mlekowy i są wykorzystywane w różnych produktach, w tym do produkcji jogurtu i utrzymania zdrowej mikroflory jelit. Bakterie Lactobacillus są powszechnie wiązane z przewodem pokarmowym człowieka. Są one również powszechnie wiązane z przewodem pokarmowym ludzi i zwierząt. Uważa się, rze jako naturalna mikroflora przewodu pokarmowego odgrywają one kilka korzystnych ról, w tym immunomodulację, ingerencje w patogeny jelitowe i utrzymanie zdrowej mikroflory jelit. Lactobacillus gasseri wydaje się być głównym gatunkiem pałeczek kwasu mlekowego, która jest obecna w przewodzie pokarmowym człowieka. * Aetna InteliHealth, Medycyna komplementarna i alternatywna: Lactobacillus acidophilus. * Altermann Eric, W. Michael Russell, M. Andrea Azcarate - Peril, Rodolphe Barrangou, B. Logan Buck, Olivia McAuliffe, Nicole Souther, Alleson Dobson, Tri Duong, Michael Callanan, Sonja Lick, Alice Hamrick, Raul Cano i Todd R. Klaenhammer. Pelna sekwencja genomu probiotycznych bakterii kwasu mlekowego Lactobacillus acidophilus NCFM. PNAS 15 marca 2005, tom 102 nr 11 3906-3912. * Kleerebezem Michiel i in. 2003. Pełna sekwencja genomu Lactobacillus plantarum WCFS1. PNAS, 100: 1990/95 . * Projekt dot. genomu Lactobacillus acidophilus Szczepy zastosowane w omawianych preparatach są nietoksykogenne i niepatogenne. Bakterie te są szeroko dostępne i bezpiecznie wykorzystywane w wielu dziedzinach, w tym przy produkcji żywności. Aktywne szczepy bakterii zostały wyizolowane ze środowiska i niezostały poddane jakiejkolwiek formie inżynierii genetycznej. Szczepy te są starannie dobrane pod względem ich naturalnych możliwości, jako czynniki bioremediacji dla naturalnych zbiorników wodnych, ścieków, wycieków ropy naftowej, szlamu, obornika i kompostu, oraz dla wielu innych zanieczyszczeń. Nasze szczepy bakteryjne w 100% pochodzą ze Stanów Zjednoczonych Ameryki, a praktyki wytwarzania (GMP) zastosowane do produkcji jałowych produktów fermentacji włączają odpowiednie normy dotyczące zapobiegania zanieczyszczeniu między hodowlami produkcyjnymi oraz kontroli jakości. Preparaty posiadają atest do stosowania w środowisku wydany przez Narodowy Instytut Zdrowia Publicznego – Państwowy Zakład Higieny 29 maja 2015r. i jest ważny do maja 2020r.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Badania biologiczne Badania biologiczne wód Jezior Turawskich prowadzone są kilku dziesięcioleci, jednak ich zakres ulegał wielokrotnie zmianom. Pierwsze badania prowadzono w Jeziorze Turawskim, dla stwierdzenia możliwości prowadzenia w nim hodowli (odłowu) ryb. Jakość wody w zbiorniku była na tyle dobra, że podjęto decyzję o utworzeniu gospodarstwa rybackiego. Ze względu na wielkość (rozległość) zbiornika praz prowadzoną na nim działalność jedynym sposobem odłowy ryb były sieci zastawne. Próby połowu sieciami ciągnionymi kończyły się ich zerwaniem o wystające z dna resztki drzew i krzewów.

Fot. 6. Dno Jeziora Turawskiego (Dużego) w końcu lipca 1984r. (Fot. M.Głowacki) W połowie lat siedemdziesiątych ubiegłego stulecia , rozpoczęto systematyczne badania biologicznej jakości wody z wykorzystanie ówczesnych norm i systemu saprobów. Miarodajność tych badań była jednak niewielka, gdyż system saprobów podlegał zmianom, a oznaczenia jakościowo ilościowe nie pozwalały na jednoznaczne określenie jakości wody, która często wykazywała w badaniach biologicznych znacznie wyższą jakość niż w badaniach chemicznych. Obecnie – ostatnie w 2014r. - badania jakości wód zbiornika Turawskiego prowadzono zgodnie z obecnie obowiązującymi wytycznymi w sprawie oceny stanu jakości wody. Uzyskane wyniki wskazują na zły stan ekologiczny tego zbiornika.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 GlonyJeziora Turawskiego w roku 2007 (M.Ostrowska1) Zbiornik retencyjny Turawa należy do grupy zbiorników nizinnych i charakteryzuje się dużą powierzchnią oraz niewielką głębokością (Ostrowska, Ledwoń 2000), (Trojanowska i inni 2007). Nadmierny rozwój glonów w jeziorach naturalnych i sztucznych jest wynikiem eutrofizacji wód. Zjawisko to powoduje szkodliwe następstwa ekologiczne, jak masowy rozwój roślinności wodnej i zbyt intensywną aktywność drobnoustrojów zużywających znaczne ilości tlenu. Skutkiem tego jest m.in.; obniżenie produkcji biologicznej i wyniszczenie wielu wrażliwych tlenolubnych gatunków zwierząt, ustępujących miejsca gatunkom o mniejszych wymaganiach. Graniczne stężenie azotu, powyżej którego może nastąpić intensywny rozwój glonów to 0,3 mg/Ndm-3 (Kajak 2001). To głównie sinice (Cyanobacteria) są odpowiedzialne za zakwity wód stojących, gdyż preferują jeziora i zbiorniki zaporowe. Organizmy te posiadają możliwości przystosowania się i dobrego rozwoju. Są trudne do zlikwidowania ze względu nawytwarzanie komórek przetrwalnikowych, mogących przeżywać w osadach dennych przez wiele miesięcy, a nawet lat. Odpowiednie warunki środowiska, jak obecność substancji pokarmowych, utrzymująca się przez dłuższy czas ciepła i słoneczna pogoda powodują ich uwolnienie, a to najczęściej prowadzi do natychmiastowych zakwitów. Zakwity mają zwykle postać zielono-niebieskiego kożucha, piany lub smug. Typowym czasem zakwitów glonów jest późne lato i na ogół zakwit sinic trwa od tygodnia do 14 dni. Po wyczerpaniu substancji odżywczych w wodach naturalnych nieznacznie zanieczyszczonych następuje samooczyszczenie się wód. W zbiorniku turawskim zakwit sinicowy utrzymuje się znacznie dłużej, co wskazuje na silne obciążenie Jeziora Turawskiego materią organiczną (Morawa-Skrzydeł 2007). Eutrofizacja jest zjawiskiem bardzo niepożądanym, dlatego zachodzi konieczność ochrony wód. Najważniejszym sposobem zmniejszenia zawartości związków biogennych jest ograniczenie ilości zanieczyszczeń odprowadzanych do wód. Celem badań było pokazanie procesu rozwoju glonów pod wpływem istniejących warunków fizykochemicznych wody jeziornej. Częstotliwość badań zależna była od nasilenia zjawisk (nasłonecznienie, temperatura powietrza i wody, wiatr) mogących mieć wpływ na zakwity, średnio: raz w tygodniu. Materiały i metody badań biologicznych Od czerwca do października 2007 roku miejscem badań fizyczno-chemicznych i hydrobiologicznych było duże Jezioro Turawskie. Analizie poddano fitoplankton oraz ustalono wskaźniki fizykochemiczne wody Jeziora Turawskiego. Materiał do badań pobierano od czerwca do października 2007 roku raz w tygodniu. Punkt poboru prób zlokalizowano po południowej stronie Jeziora Turawskiego wystawionej

1dr inż. Ostrowska Małgorzata, Uniwersytet Opolski, Zakład Kształtowania Środowiska, ul. Dmowskiego 7/9, 45- 365 Opole, tel. 77 401 67 18, e-mail: [email protected]

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 na bezpośrednią ekspozycję słońca (Fot. 7), (Rys. 2).

Fot. 7 Stanowisko badawcze pod koniec lipca 2007 roku (Fot. Iwona Ressel)

Rys. 2 Położenie Jeziora Turawskiego

Materiał biologiczny do badań mikroskopowych pobierano siatką planktonową o średnicy oczek 55 - 60 m (siatka nr 25), co tydzień o jednakowej porze. Przelewano przez siatkę planktonową 50 litrów wody, a następnie zgromadzony materiał biologiczny przelewano do probówek. W

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 laboratorium przygotowywano po 3 płynne preparaty mikroskopowe z próby. Na szkiełku przedmiotowym umieszczano 2 - 3 krople wody i pokrywano roztwór szkiełkiem nakrywkowym o wymiarach 24 x 24 mm. Tak przygotowane preparaty przeglądano w całości pod mikroskopem określając taksony, a w dalszej kolejności liczono poszczególne osobniki w każdym preparacie. Używano mikroskopu biologicznego oznaczając oraz licząc gatunki przy powiększeniu 400x. Dzięki preparatom płynnym można było oglądać pancerzyki okrzemek zarówno od strony pasa obwodowego jak również od strony okryw. Z prób sporządzano prażone (suche) preparaty w celu szczegółowego badania okrzemek. Postępowano zgodnie z metodami uwzględnionymi w opracowaniach(Kawecka, Eloranta 1994), (Rakowska 2001), (Rakowska 2003), (Starmach 1989). Gatunki glonów oznaczano posługując się kluczami następujących autorów: (Hindak 1978, Kadłubowska 1975, Siemińska 1964,Starmach 1989, Turoboyskii 1979). Do opracowania składu gatunkowego i ilościowego glonów zastosowano skalę szacunkową (Skalska 1975, Starmach 1989, Turoboyski 1979, Wasylik 1985). Liczono organizmy i podawano wyniki w skali pięciostopniowej przeglądając całe szkiełko przy powiększeniu 200x. Próbki wody do badań wskaźników fizykochemicznych pobierano bezpośrednio do 2 litrowego słoika ze szlifowanym korkiem. Wskaźniki fizykochemiczne oznaczano przy pomocy zestawu laboratoryjnego do badania wody MERCK i fotometru NOVA 60. Oznaczono następujące wskaźniki: temperaturę, odczyn, tlen rozpuszczony, ChZT, azot ogólny (N), jony amonowe (NH4), fosforany (PO4), azotyny (NO2) i azotany (NO3), żelazo oraz fosfor ogólny. Analiza wyników badań biologicznych W próbach biologicznych oznaczono 49 taksonów glonów (gatunki wraz z odmianami lub w randze rodzaju) należących do 6 grup systematycznych. Wśród wszystkich taksonów wyróżniono 26 gatunków wskaźnikowych. Saprokseny były liczniejsze – 19 gatunków, a saprofile miały 7 przedstawicieli (Tabela 3). Tabela 3. Lista glonów planktonowych w Jeziorze Turawskim Jednostka Jednostka systematyczna ekologiczna I CYANOPHYCEAE 1 Anabaena spiroides Klebahn saproksen 2 Aphanothece n. det. 3 Merismopedia punctata Meyen 4 Microcystis aeruginosa (Kützing) Kützing saproksen 5 Microcystis aeruginosa flos-aquae Kützing saproksen 6 Microcystis viridis (A.Braun) Lemmermann

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 7 Microcystis wesenbergii (Komárek) Komárek 8 Nostoc linkia (Roth) Born.et Flah. saproksen 9 Oscillatoria chalybea (Mertens) Gomont. saprofil 10 Oscillatoria n. det. 11 Oscillatoria agardhii Gomont saproksen 12 Oscillatoria redekei Goor saprofil 13 Phormidium n.det. II CHLOROPHYTA 1 Closterium acerosum (Schrank) Ehrenb. saprofil 2 Cosmarium formosulum Hoff 3 Elaktrothrix n. det. 4 Kirchneriella lunaris (Kirchner) K.Möbius 5 Pediastrum boryanum Menegh. saproksen 6 Pediastrum duplex Meyen. saprofil 7 Pediastrum simplex Meyen saproksen 8 Pediastrum tetras (Ehrenberg) Ralfs 9 Scenedesmus acuminatus (Laherh.) Chodat. saproksen 10 Scenedesmus quadricauda (Turp) Breb. saproksen 11 Schroederia n.det. 12 Sphaerocystis n.det. 13 Staurastrum cingulum (West & G.S.West) G.M.Smith 14 Staurastrum gracile Ralfs ex Ralfs III CHRYSOPHYCEAE 1 Synura uvella Ehrenberg saproksen IV CRYPTOPHYTA 1 Cryptomonas n.det. V EUGLENOPHYCEAE 1 Euglena n.det. 2 Phacus net. 3 Phacus longicauda (Ehrenberg) Dujardin 4 Strombomonas urceolata (A.Stokes) Deflandre 5 Trachelomonas n.det. VI BACILLARIOPHYCEAE

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 1 Asterionella formosa Hass. saproksen 2 Asterionella gracillima (Hantzsch) Heiberg 3 Caloneis silicula (Ehrenberg) Cleve 4 Cymbella ventricosa Kütz. saproksen 5 Cymbella radiosa Reichelt 6 Fragilaria capucina Desm. saproksen 7 Fragilaria crotonensis Kitt. saproksen 8 Gomphonema parvulum (Kütz) Grun. saproksen 9 Melosira varians C.Agardh saproksen 10 Melosira granulata (Ehrenberg) Ralfs saproksen 11 Navicula cryptocephala Kütz. saprofil 12 Navicula gracilis Ehr. saproksen 13 Navicula radiosa Kütz. saproksen 14 Navicula viridula Kütz. saprofil 15 Nitzschia acicularis W. Sm. saprofil

Wyróżniono najbardziej liczne w gatunki grupy systematyczne glonów planktonowych: Cyanophyta, Chlorophyta, Bacillariophyceae, Euglenophyceae. Oznaczono wśród nich przedstawicieli głównie z rodzajów Microcystis, Asterionella, Fragilara, Closterium, Cosmarium, Pediastrum. Najliczniej reprezentowane były gatunki z Bacillariophyceae - 15 taksonów, po nich były Chlorophyta - 14 taksonów. W grupie Cyanophyta oznaczono 13 taksonów. Pozostałe grupy były mniej liczne w gatunki i należały do nich Euglenophyceae, Cryptophyceae, Chrysophyceae (Rys. 2).

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 CHRYSOPHYCEAE 2% CRYPTOPHYCEAE EUGLENOPHYCEA 2% E 10% BACILLARIOPHYCE AE 31% CYANOPHYCEAE 26%

CHLOROPHYTA 29%

Rys. 3 Procentowy udział wyższych jednostek systematycznych glonów w roku 2007

Z Bacillariophyceae najczęściej występowały Asterionella formosa (Fot. 8), Fragilaria crotonensis, Melosira granulata. Wśród Chlorophyta były to głównie Pediastrum duplex i Pediastrum boryanum. W grupie Cyanophyta oznaczono dominację gatunków Microcystis aeruginosa, Microcystis aeruginosa flos-aquae, Microcystis viridis, Microcystis wesenbergii.

Fot.8Asterionella formosa (Wasylik 1985)

Gatunki Cyanophyta z rodzaju Microcystis w Jeziorze Turawskim występowały masowo w całym okresie badawczym. Zakwity poszczególnych gatunków pokrywały się lub miały w tych samych okresach zmienne nasilenie. Największe zakwity tworzyły 2 gatunki: Microcystis aeruginosa i Microcystis wesenbergii. Najsilniejsze zakwity Microcystis aeruginosa odnotowano w czerwcu, lipcu, wrześniu, październiku i z początkiem sierpnia. Potwierdzają to również badania wody przeprowadzone przez Wojewódzką Stację Sanitarno-Epidemiologiczną w Opolu. Zakwity sinic w

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 jeziorze wystąpiły w pierwszej połowie lipca, nastąpiło wtedy pogorszenie jakości wody w zakresie parametrów fizykochemicznych takich jak barwa, zapach gnilny wody, wysokie BZT5(Morawa-Skrzydeł 2007). Natomiast Microcystis wesenbergii najintensywniejsze zakwity tworzył w czerwcu, lipcu, wrześniu i częściowo w sierpniu. Microcystis aeruginosa flos-aquae najsilniej rozwijał się w drugiej połowie lipca, dwukrotnie w sierpniu oraz na przełomie września i października. Microcystis viridis tworzył zakwity pojedynczo w czerwcu, lipcu, sierpniu i wrześniu. Rodzaj Pediastrum jako najliczniejszy przedstawiciel Chlorophyta występował w Jeziorze Turawskim najczęściej w porównaniu z pozostałymi przedstawicielami tej grupy alg podczas badań. Zielenice jednak nie były dominantami i nie tworzyły zakwitów w jeziorze. Gatunek Asterionella formosa występował podczas całego okresu badawczego. Pojawiał się również masowo (lipiec, druga połowa sierpnia i początek września), tworząc gwiazdkowe lub łańcuszkowe kolonie. Występuje pospolicie w czystych lub słabo zanieczyszczonych zbiornikach wodnych na przestrzeni całego roku i jest dobrym wskaźnikiem troficzności wód stojących (Turoboyskii 1979). Opisany gatunek odpowiada głównie za okrzemkowy zakwit jeziora turawskiego (Ostrowska, Ledwoń 2000). Fragilaria crotonensis to gatunek fitoplanktonu zasiedlający, całorocznie, wody w jeziorach i stawach będąc charakterystycznym dla strefy β-mezosaprobowej (Turoboyskii 1979). Wraz z Asterionella formosa tworzył w Jeziorze Turawskim silne zakwity okrzemkowe, zwłaszcza w czerwcu oraz na początku lipca i września. W czerwcu analiza biologiczna pokazała występowanie w miejscu poboru prób 32 taksony glonów. Oznaczono 9 przedstawicieli z grupy Cyanophyta. W polu widzenia mikroskopu zliczono: Anabaena spiroides (Fot. 9)do 3 sztuk, wszystkie gatunki z rodzaju Microcystis sp. występowały masowo, przedstawiciele Oscillatoria sp. występowali w ilościach do 2 sztuk.

Fot. 9Anabaena spiroides (Wasylik 1985)

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Przedstawiciele grupy Chlorophyta byli obecni w liczbie 8 taksonów. W tym Closterium acerosum (Fot. 10), Cosmarium formosulum, Pediastrum boryanum, Pediastrum duplex, Schroederia sp.,, Staurastrum sp., występujące pojedynczo, sporadycznie 2 sztuki w polu widzenia mikroskopu.

Fot. 10Closterium acerosum(Wasylik 1985)

Przedstawiciele Bacillariophyceae byli reprezentowani przez 10 taksonów, w tym: Asterionella formosa i Fragilaria crotonensis występujące masowo, w ilościach przekraczających 20 sztuk w polu widzenia. Inne taksony, jak: Cymbella ventricosa, Melosira granulata, Navicula radiosa (Fot. 11)były obecne w ilości od 1 do 3 sztuk w polu widzenia.

Fot. 11Navicula radiosa(Wasylik 1985)

Wśród Euglenophyceae stwierdzono 3 przedstawicieli: Euglena sp., Phacus n. det. oraz Trachelomonas sp. Występowały w ilościach do 2 sztuk w polu widzenia mikroskopu. W lipcu i sierpniu zaobserwowano bardzo podobny skład gatunków fitoplanktonu do tego, który został odnotowany w

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 czerwcu. Ilość taksonów wymienionych i opisanych w czerwcu oraz liczebność ich populacji były zbliżone. We wrześniu i na początku października wśród wszystkich gatunków glonów przewarzali przedstawiciele Cyanophyta. Przez cały okres trwania pomiarów były obecne Cyanophyta:Anabaena spiroides, Microcystis aeruginosa, Microcystis wesenbergii, Microcystis aeruginosa flos-aquae,Microcystis viridis. Z grupy Bacillariophyceaecały czas obserwowano obecność Asterionella formosa, choć tylko na początku września ta okrzemka pojawiła się masowo. Okresowo występowali inni przedstawiciele Bacillariophyceae: Fragilaria crotonensis, Melosira varians, Melosira granulata, lecz bez masowego udziału. Występowanie tych gatunków okrzemek związane jest głównie z porami roku wiosna i jesień. Oznaczone gatunki z grupy Chlorophyta występowały w opisywanym okresie pojedynczo. Pojawiły się głównie, choć pojedynczo Pediastrum duplex, Closterium acerosum i Staurastrum cingulum. W całym okresie badawczym na podstawie częstości występowania wyodrębnić można grupę gatunków charakterystycznych dla fitoplanktonu Jeziora Turawskiego, strefy przybrzeżnej. Są to: sinice (Microcystis aeruginosa, Microcystis viridis), okrzemki (Asterionella formosa i Fragilaria crotonensis). Oznaczono także pojedyncze okazy Merismopedia punctata, Nostoc linkia, Phormidium mucicola z grupy Cyanophyta. Z grupyEuglenophyceae był toPhacus longicuada. Również pojedyncze osobniki z gatunków Caloneis silicula, Navicula gracilis, Navicula viridula reprezentowały grupę Bacillariophyceae.Zaobserwowano ponadto pojawienie się pojedynczych okazów z grupy Chlorophytajak gatunki:Pediastrum tetras, Scenedesmus quadricauda, Scenedesmus acuminatus. W próbach oznaczono również przedstawicieli zooplanktonu, głównie Cladocera. Stwierdzono także pojawienie się gatunków zooplanktonowych z grupy Rotifera uważanych za wskaźniki eutrofii: Keratella cochlearis, Anuraeopsis fissa, Brachionus calyciflorus. Otrzymane wyniki badań wskaźników fizykochemicznych charakteryzujących warunki tlenowe oraz warunki biogenne wody porównano i zinterpretowano z danymi w rozporządzeniu Ministra Środowiska z 2011 roku (Tabela 4), (Rozporządzenie 2011). Tabela 4.Zakresy wartości wskaźników fizykochemicznych wody Jeziora Turawskiego jednostka czerwiec lipiec sierpień wrzesień październik

temperatura o C 18 - 24 17 - 22 18,5 - 20,1 16,5 - 20 12 wody odczyn pH 6,5 - 9 6,5 - 9 9 7,75 - 8,7 8,75 tlen mg/dm3 7,1 - 7,9 7,1 - 7,9 7,0 - 7,9 7,7 - 9,2 10 rozpuszczony

3 BZT5 mg/dm 0,5 - 2,5 1,0 - 2,7 2,8 - 3,6 1,6 - 3,1 1,3 ChZT mg/dm3 - 8 - 34 37 - 148 37 - 58,2 54,4

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 0,053 - 0,065 - 0,124 - 3 NH4 mg/dm 0,0 - 0,1 0,0456 0,209 0,227 0,494 0,039 - 3 NO2 mg/dm 0,075 -0,8 0,013 - 0,1 0,02 - 0,036 0,038 0,052

3 NO3 mg/dm 1 0,2 - 1 0,16 - 1,18 0,86 - 1,64 0,78 N mg/dm3 - 0,6 - 1,7 0,5 - 1,2 1,0 - 2,92 2,57

3 PO4 mg/dm - 0,04 - 0,11 0,05 - 0,29 0,2 - 0,39 0,23 P mg/dm3 - 0,14 - 0,24 0,15 - 0,39 0,28 - 0,46 0,32 Fe mg/dm3 0 - 0,05 0,18 - 0,45 0,43 - 0,72 0,77 - 1,24 0,72

Ilość rozpuszczonego tlenu w wodzie oznaczono w granicach 7 – 10 mg/dm3 (wartość graniczna wskaźnika jakości wody właściwa dla I i II klasy). Zawartość azotu ogólnego w wodzie z wyjątkiem kilku prób wynosiła około 1 mg/dm3 (wartość graniczna wskaźnika jakości wody właściwa dla I i II klasy, z wyjątkiem 3 prób). Zawartość fosforu ogólnego kształtowała się od początkowego poziomu 0,14 do 0,46 mg/dm3 (wartość graniczna wskaźnika jakości wody przekraczała stężenie wymagane dla I i II klasy. Przez cały okres trwania pomiarów wartości odczynu oraz zawartość tlenu w wodzie nie zmieniały się w znacznym stopniu. Odczyn wody mieścił się w granicach 8 – 9. Można przyjąć średnią wartość równą dla pH = 8,3, a dla zawartości rozpuszczonego tlenu 7,8 mg/dm3. Temperatura wody utrzymywała się od czerwca do września na podobnym poziomie (19 - 24 oC). We wrześniu i w październiku spadła poniżej 17oC. Stężenie azotanów wahało się w przedziale 0,2 - 1,2 mg/dm3. Jednorazowo ich zawartość wzrosła pod koniec września do 1,6 mg/dm3, a stężenie azotu ogólnego do 2,8 mg/dm3. Stężenie jonów amonowych w większości prób wynosiła około 0,1 mg/dm3. Jedynie w drugiej połowie sierpnia oraz we wrześniu przekraczała tę wartość. Koncentracja azotynów mieściła się w przedziale 0,02 - 0,1 mg/dm3. Wartości ChZT mieściły się w granicy od 10 do 61 mg/dm3. Zaobserwowano od lipca wzrost ChZT z około 10 mg/dm3 do około 30 i więcej mg/dm3 do końca badań. Koncentracje żelaza rozpuszczonego w wodzie wzrastały z poziomu początkowego około 0,1 do ponad 0,3 mg/dm3. Żelazo rozpuszczone w wodzie wzrosło do poziomu około 1 mg/dm3 w miesiącach: sierpień i wrzesień. Fosforany miały stężenie od początkowego poziomu 0,04 do 0,39 mg/dm3. Fosfor ogólny i jony fosforanowe osiągnęły maksimum odpowiednio: 0,46 mg/dm3 oraz 0,39 mg/dm3 na początku września. Na początku października stężenia fosforu ogólnego i jonów fosforanowych zmalały do wartości 0,32 mg/dm3 oraz 0,23 mg/dm3. Z powodu zasadowego odczynu wody nie zaobserwowano wśród glonów przedstawicieli gatunków acydofilnych lub acydobiontów. Wszystkie z oznaczonych taksonów glonów to alkalifile -

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 organizmy mające optimum przy pH >7 oraz organizmy obojętne na odczyn pH (Kawecka, Eloranta 1994), (Siemińska 1964). Ze względu na spektrum temperatury wody, fitoplankton występujący w Jeziorze Turawskim można uznać za zespół organizmów mezoeurytermicznych (zimnowodnych do umiarkowanych) (Kawecka, Eloranta 1994). Przedstawiciele rodzaju Microcystis zasiedlają środowiska wodne o zasadowym odczynie (Turoboyskii 1979). W zbiorniku turawskim pH wynosiło 8 – 9. Zawartość tlenu rozpuszczonego w wodzie jeziora potwierdza wnioski Turoboyskiego (Turoboyskii 1979), iż gatunki rodzaju Microcystis występują masowo przy natlenieniu 6,0 - 9,0 mg/dm3. Podsumowując można stwierdzić co następuje. 1. Dynamika rozwoju fitoplanktonu Jeziora Turawskiego była charakterystyczna dla zbiornika zaporowego. Do jego cech należą: okrzemkowy zakwit wiosenno-letni oraz zakwit sinicowy w okresie od wiosny do jesieni, zwłaszcza w okresach ciepłych. 2. Z wyjątkiem fosforu ogólnego, wartości wskaźników charakteryzujące warunki tlenowe oraz warunki biogenne wody Jeziora Turawskiego pozwalały na zakwalifikowanie wody do I i II klasy jakości. 3. W zbiorniku rozwijały się masowo i tworzyły zakwity głównie formy biosestonu uznawane za wskaźniki podwyższonej trofii wody (Asterionella formosa, Microcystis aeruginosa, Microcystis aeruginosa flos-aquae).

GlonyperyfitonoweiplanktonowewJeziorze Turawski (M.Ostrowska2) Zanieczyszczenia w różnej ilości i o zmiennym natężeniu dostające się do wód powierzchniowych powodują zmiany parametrów fizykochemicznych i biologicznych w wodach. Zaburzenia te wywołują zjawiska przyczyniające się do modyfikowania zespołów organizmów i gatunków. Związki chemiczne są pobierane przez rośliny w strefie litoralu oraz przez te całkowicie zanurzone w wodzie. To powoduje rozwój tych roślin i zmniejszenie jednocześnie ilości zanieczyszczeń w środowisku wodnym. Wśród drobnych roślinnych organizmów zamieszkujących wody powierzchniowe należy wymienić glony. Najczęściej spotykanymi wśród nich gatunkami są przedstawiciele trzech grup glonów: Bacillariophyceae, Chlorophyta i Cyanophyta (Fot. 12 – 17).

2dr inż. Ostrowska Małgorzata, Uniwersytet Opolski, Zakład Kształtowania Środowiska, ul. Dmowskiego 7/9, 45- 365 Opole, tel. 77 401 67 18, e-mail: [email protected]

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Fot. 12 i 13Bacillariophyceae (Wasylik 1985)

Fot. 14 i 15Chlorophyta(Wasylik 1985)

Fot. 16 i 17 Cyanophyta(Wasylik 1985)

O występowaniu i rozwoju zbiorowisk glonów w ekosystemach wodnych decydują biogeny obecne często w nadmiernych stężeniach w allochtonicznej materii organicznej dopływającej do wód. Większa część powierzchni dna zbiornika Jeziora Turawa pokryta jest aluwialnymi mułami. Na znacznej części dna występują korzenie, pnie i pozostałości po zabudowaniach. Dno piaszczyste występuje przy północnym brzegu jak również w zatoce przy zaporze czołowej. Brzegi zbiornika zagospodarowane są w większości ośrodkami rekreacyjnymi. Ze względu na duże wahania wody zwarte zespoły roślinności wodnej występują jedynie w strefie cofki. Są to głównie kompleksy manny mielec oraz rdestu ziemnowodnego. Fragmenty roślinności szuwarowej w postaci luźnych skupień pałki wąskolistnej i trzciny pospolitej występują przy północnym brzegu zbiornika w silniej zamulonych miejscach (Fot. 18).

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05

Fot. 18 Północna część Jeziora Turawa ze skupiskami roślinności szuwarowej i objawami zakwitu drobnymi (jednokomórkowymi) glonami (Fot. M.Ostrowska)

W okresie wiosennym rozwijają się luźne zespoły rdestnic w przybrzeżnych partiach zbiornika, jednak wskutek spadku poziomu wody w okresie lata nie są one w stanie wytworzyć bardziej zwartych i trwałych skupień. Mała przeźroczystość wody związana z częstymi i silnymi zakwitami glonów, głównie sinic w okresie lata i jesieni uniemożliwia powstanie w głębszych partiach zbiornika zespołów roślinności podwodnej. W strefie przybrzeżnej zbiornika głównym komponentem zooplanktonu jest rodzaj Bosmina przy znacznie mniejszym udziale Copepoda.W zespołach zooplanktonowych jest brak dużych form Cladocera i Copepoda. Świadczy to o postępującej trofii zbiornika oraz silnej presji ryb na zooplankton. Naturalna biologiczna likwidacja zakwitów glonów jest utrudniona, ponieważ jedynymi skutecznie eliminującymi fitoplankton organizmami są duże filtrujące wioślarki. Duże partie piaszczysto-żwirowego dna, przemieszczanie miękkich osadów, wskutek silnych prądów wody związanych ze sposobem wykorzystania wody, uniemożliwia wytworzenie bogatych i złożonych zespołów bentosowych. Czynnikiem biotycznym uniemożliwiającym dodatkowo powstanie bogatego zespołu bentosowego jest dostępność dna w ciągu całego sezonu dla ryb bentofagicznych oraz silna presja takich ryb na zasoby pokarmowe dna. Wśród organizmów bentosowych dominują larwy Chironomidae, pijawki. Ponadto w niewielkich ilościach występują larwy ważek, chruścików, ślimaki i skąposzczety (Martyniak i inni 1995).

Materiały i metody badań W badaniach biologicznych wód Jeziora Turawskiego analizie poddano peryfiton i fitoplankton. Materiał do badań mikroskopowych pobierano w sierpniu, wrześniu i październiku 2015 roku. Punkt poboru prób zlokalizowany był po północnej stronie Jeziora Turawskiego na wlocie do naturalnie utworzonej zatoczki, w której głębokość wody wynosi ok. 1,5 m (Fot. 19). W tym miejscu

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 umieszczony został doświadczalny zbiornik (Fot. 20). Do zbiornika były dodane substancje mające minimalizować zjawisko eutrofizacji i zakwit glonów.

Fot. 19 Zbiornik badawczy w zatoce Jeziora Turawskiego – brzeg ze skupiskami roślinności szuwarowej (Fot. M.Ostrowska – przed rozpoczęciem badań)

Fot. 20 Zbiornik badawczy w zatoce Jeziora Turawskiego z obecną rdestnicą pływającą (Potamogeton natans L.) (Fot. M.Ostrowska – przed rozpoczęciem badań) Materiał biologiczny do badań pobierano siatką planktonową o średnicy oczek 55 - 60 m (siatka nr 25). Na końcu sierpnia zebrano wyłącznie próby planktonowe (oznaczone jako 1, 2, 3, 4, 5). Następnie we wrześniu i październiku dwie próby były zebrane na zewnątrz zbiornika badawczego – przed zbiornikiem, od strony połączenia wody jeziora z zatoką (próba 6) i po stronie przeciwnej za zbiornikiem, ograniczonej brzegiem zatoki (próba 7). Natomiast jedna próba zlewana była pobierana wewnątrz komory doświadczalnej (próba 5). Przez siatkę planktonową przelewano 10 litrów wody, a następnie zgromadzony w zbiorniku siatki materiał przenoszono do zakręcanych 100 ml plastikowych pojemników.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Peryfiton pobierano z około 5 cm2 powierzchni zbiornika doświadczalnego w 4 miejscach (próby oznaczone jako 1, 2, 3, 4). Były to dwie próby zebrane na przeciwległych ścianach od zewnątrz (1 i 4 próba) i dwie próby zebrane od wewnątrz (2 i 3 próba). Jedna ściana usytuowana była od strony połączenia wody jeziora z zatoką, a druga po stronie przeciwnej ograniczonej brzegiem zatoki. Próby zdrapywano ze ścian zbiornika i przenoszono do pojemnika. W celu poprawnej identyfikacji taksonów wykorzystano mikroskop optyczny. W laboratorium przygotowywano po 3 płynne preparaty mikroskopowe z próby. Na szkiełku przedmiotowym umieszczano 2 krople próby i pokrywano roztwór szkiełkiem nakrywkowym o wymiarach 24 x 24 mm. Tak przygotowane preparaty przeglądano w całości pod mikroskopem określając taksony i licząc poszczególne osobniki w każdym preparacie. Używano mikroskopu biologicznego oznaczając oraz licząc organizmy przy powiększeniu 400x. Postępowano zgodnie z metodami uwzględnionymi w opracowaniach(Kawecka, Eloranta 1994), (Rakowska 2001), (Rakowska 2003), (Starmach 1989). Gatunki glonów oznaczano posługując się kluczami następujących autorów: (Hindak 1978), (Kadłubowska 1975), (Siemińska 1964), (Starmach 1989), (Turoboyski 1979). Do opracowania składu gatunkowego i ilościowego glonów zastosowano skalę szacunkową (Skalska 1975), (Starmach 1989), (Turoboyski 1979), (Wasylik 1985).

Analiza wyników W próbach fitosestonu i peryfitonu oznaczono łącznie 33 taksony glonów (gatunki wraz z odmianami lub w randze rodzaju) należących do 3 grup systematycznych (Rys. 4).

CYANOPHYCEA E 6%

CHLOROPHYTA BACILLARIOPH 39% YCEAE 55%

Rys. 4 Procentowy udział wyższych jednostek systematycznych glonów w roku 2015

W trzech przypadkach znalezione glony udało się zaliczyć jedynie do rodzaju. W próbach planktonowych było 12 taksonów, natomiast w próbach peryfitonowych 32 taksony (Tab. 5).

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05

Tabela 5.Lista glonów w planktonie i peryfitonie w Jeziorze Turawskim w 2015 roku

Jednostka Jednostka taksonomiczna w planktonie w peryfitonie ekologiczna

I CYANOPHYCEAE 1 Microcystis aeruginosa (Kützing) Kützing saproksen + + 2 Microcystis aeruginosa flos-aquae Kützing saproksen + + II CHLOROPHYTA 1 Cladophora glomerata (L) Kütz. saproksen + 2 Closterium leibleinii Kütz. saproksen + 3 Cosmarium botrytis Menegeh. saproksen + + 4 Gonium n.det. + 5 Oedognium n.det. + 6 Pandorina n.det. + + 7 Pediastrum boryanum Menegh. saproksen + + 8 Pediastrum duplex Meyen. Breb. saprofil + 9 Scenedesmus acutus Meyen + 10 Scenedesmus dimorphus (Turpin) Kützing + 11 Scenedesmus quadricauda (Turp) Breb. saproksen + + 12 Staurastrum paradoxum Meyen ex Ralfs + + 13 Stigeoclonium tenue (C.Agardh) Kützing saproksen + III BACILLARIOPHYCEAE 1 Cocconeis placentula Ehr. saproksen + 2 Cymbella ventricosa Kütz. saproksen + 3 Fragilaria crotonensis Kitt. saproksen + + 4 Gomphonema constrictum Ehr. saproksen + 5 Gomphonema olivaceum (Lyngb.) Kütz. saproksen + 6 Gomphonema parvulum (Kütz) Grun. saproksen + 7 Melosira granulata (Ehrenberg) Ralfs saproksen + + 8 Melosira varians C.Agardh saproksen + + 9 Navicula cryptocephala Kütz. saprofil + 10 Navicula gracilis Ehr. saproksen + 11 Navicula radiosa Kütz. saproksen +

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 12 Navicula viridula Kütz. saprofil + 13 Nitzschia acicularis W. Sm. saprofil + 14 Nitzschia palea Kütz. W. Sm. saprofil + 15 Pinnularia viridis (Nitzsch.) Ehr. saproksen + 16 Pinnularia maior (Kütz) Cl. saproksen + 17 Suriella tenera W.Gregory saproksen + 18 Synedra ulna (Nitzsch.) Ehr. saproksen + +

Najliczniej reprezentowane były gatunki z Bacillariophyceae - 18 taksonów, a pośród nich najczęściej występowały Gomphonema constrictum, Gomphonema olivaceum, Fragilaria crotonensis, Melosira granulata. Następnie były Chlorophyta - 13 taksonów, a wśród nich głównie Cosmarium botrytis,Pediastrum boryanum, Scenedesmus quadricauda. Cosmarium botrytis to gatunek szeroko rozpowszechniony i odporny na zanieczyszczenia organiczne (Turoboyski 1979). W grupie Cyanophyta oznaczono 2 taksony, z dominacją Microcystis aeruginosa. Występowanie Cyanophyta, Chlorophyta, Bacillariophyceaew składzie gatunkowym jest uważane za cechę typową dla zbiorników retencyjnych (Puchalski 1996). Wśród wszystkich oznaczonych taksonów 12 było w planktonie, a 32 reprezentowały peryfiton. W biosestonie zaobserwowano 6 taksonów zielenic, 4 okrzemek i 2 sinic. W peryfitonie natomiast najwięcej było gatunków okrzemek (18), mniej zielenic – 12 taksonów i 2 gatunki sinic.

Analiza wyników badań planktonu Wśród oznaczonych gatunków w sierpniu było ich 11, we wrześniu i w październiku po 7 (Tabela 2, 3, 4). W Jeziorze Turawskim występował w planktonie przede wszystkim gatunek Cyanophyta, Microcystis aeruginosa (fot. 21).

Fot. 21.Microcystis aeruginosa

W całym okresie badawczym był obecny na bardzo wysokim poziomie – masowo. Najliczniej

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 pojawił się na przełomie koniec sierpnia w 4 i 5 próbie – kolonie pokrywały w około 80% każde pole widzenia. Natomiast w próbach 2 i 3 w tym samym czasie był obecny na poziomie 50 – 70%, w próbie 1 około 25% tego co w próbach 4 i 5 (Tab. 6). W próbach wrześniowych zdecydowanie najwięcej kolonii było w próbach 5 i 7. W próbie 5 w polu widzenia było średnio 1 – 3 kolonie (Tab. 7). W próbach październikowych (5, 6, 7) gatunek ten był widoczny na tym samym poziomie w bardzo dużej ilości w każdym polu widzenia. W zbiorniku turawskim pH wynosiło około 8. Przedstawiciele rodzaju Microcystis występują pospolicie i masowo w stawach i jeziorach eutroficznych oraz zasiedlają środowiska wodne o zasadowym odczynie. Zawartość tlenu rozpuszczonego w wodzie o wartościach 6,0 - 9,0 mg/dm3sprzyja masowemu rozwojowi rodzaju Microcystis (Turoboyski 1979). Podczas badań tlen rozpuszczony miał stężenia od 6 do 8 mg/dm3. Tabela 6. Spis glonów w planktonie w sierpniu 2015 roku Jednostka Jednostka taksonomiczna 1 2 3 4 5 ekologiczna I CYANOPHYCEAE 1 Microcystis aeruginosa (Kützing) Kützing saproksen + + + + + II CHLOROPHYTA 1 Cosmarium botrytis Menegeh. saproksen + + 2 Pediastrum boryanum Menegh. saproksen + + + + + 3 Pediastrum duplex Meyen. saprofil + + + 4 Scenedesmus quadricauda (Turp) Breb. saproksen + + + + + 5 Pandorina n.det. + + + + 6 Staurastrum pradoxum Meyen ex Ralfs + + + + III BACILLARIOPHYCEAE 1 Fragilaria crotonensis Kitt. saproksen + + + + + 2 Melosira varians C.Agardh saproksen + + + 3 Melosira granulata (Ehrenberg) Ralfs saproksen + + + + + 4 Synedra ulna (Nitzsch.) Ehr. saproksen +

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Tabela 7. Spis glonów w planktonie we wrześniu 2015 roku Jednostka Jednostka taksonomiczna 5 6 7 ekologiczna

I CYANOPHYCEAE 1 Microcystis aeruginosa (Kützing) Kützing saproksen + + + II CHLOROPHYTA 1 Pediastrum boryanum Menegh. saproksen + + + 2 Pediastrum duplex Meyen. saprofil + 3 Pandorina n.det. + III BACILLARIOPHYCEAE 1 Fragilaria crotonensis Kitt. saproksen + + 2 Melosira varians C.Agardh saproksen + 3 Melosira granulata (Ehrenberg) Ralfs saproksen + +

Tabela 8. Spis glonów w planktonie w październiku 2015 roku Jednostka Jednostka taksonomiczna 5 6 7 ekologiczna I CYANOPHYCEAE 1 Microcystis aeruginosa (Kützing) Kützing saproksen + + + 2 Microcystis aeruginosa flos-aquae Kützing saproksen + + + II CHLOROPHYTA 1 Pandorina n.det. + + 2 Pediastrum boryanum Menegh. saproksen + + III BACILLARIOPHYCEAE 1 Fragilaria crotonensis Kitt. saproksen + 2 Melosira granulata (Ehrenberg) Ralfs saproksen + + 3 Melosira varians C.Agardh saproksen + +

Ponadto w próbach oznaczono jako kolonie inne gatunki występujące w niewielkiej ilości – na szkiełku do 10 kolonii. We wszystkich 5 próbach z sierpnia były gatunki: Pediastrum boryanum i Scenedesmus quadricauda z grupy Chlorophyta oraz Fragilaria crotonensis i Melosira granulata z grupy Bacillariophyceae (Fot. 22 – 25).

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05

Fot. 22Pediastrum boryanum Fot. 23Scenedesmus quadricauda

Fot. 24Fragilaria crotonensis Fot. 25Melosira granulata

W próbach znaleziono także 3 lub 4 razy przedstawicieli gatunków z Chlorophyta (Pediastrum duplex, Pandorina n.det. i Staurastrum paradoxum), oraz gatunek z Bacillariophyceae (Melosira varians) (Fot. 26 i 27).

Fot. 26Pediastrum duplex Fot. 27Staurastrum paradoxum

We wszystkich próbach wrześniowych była obecna zielenicaPediastrum boryanum. W pojedynczych próbach września i października znaleziono zielenice: Pediastrum duplex i Pandorina n.det. Natomiast wśród okrzemek Fragilaria crotonensis, Melosira varians i Melosira granulata.Pediastrum duplex i Pediastrum boryanum zasiedlają głównie strefę β-mezosaprobową wód stojących i wolno płynących. Występują przy pH >7,0 oraz zawartości tlenu 6,0 - 9,0 mg/dm3(Turoboyski 1979). Zmierzone wartości tych wskaźników fizykochemicznych sprzyjały rozwojowi wymienionych gatunków.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Analiza wyników badań peryfitonu Wśród oznaczonych gatunków glonów peryfitonu we wrześniu było ich obecnych 25, a w październiku 27 (Tabela 9 i 10). Tabela 9. Spis glonów w peryfitonie we wrześniu 2015 roku

Jednostka taksonomiczna Jednostka 1 2 3 4 ekologiczna

I CYANOPHYCEAE 1 Microcystis aeruginosa (Kützing) Kützing saproksen + + + 2 Microcystis aeruginosa flos-aquae Kützing saproksen + II CHLOROPHYTA 1 Cosmarium botrytis Menegeh. saproksen + + + + 2 Pediastrum boryanum Menegh. saproksen + + + 3 Scenedesmus dimorphus (Turpin) Kützing + 4 Scenedesmus quadricauda (Turp) Breb. saproksen + + + 5 Pandorina n.det. + + 6 Oedognium n.det. + + + + 7 Staurastrum paradoxum Meyen ex Ralfs + + III BACILLARIOPHYCEAE Cocconeis placentula Ehr. saproksen + + +

1 Cymbella ventricosa Kütz. saproksen + 2 Fragilaria crotonensis Kitt. saproksen + + + + 3 Gomphonema constrictum Ehr. saproksen + + + + 4 Gomphonema olivaceum (Lyngb.) Kütz. saproksen + + + + 5 Gomphonema parvulum (Kütz) Grun. saproksen + 6 Melosira varians C.Agardh saproksen + + + 7 Melosira granulata (Ehrenberg) Ralfs saproksen + + + 8 Navicula cryptocephala Kütz. saprofil + + + 9 Navicula gracilis Ehr. saproksen + 10 Navicula viridula Kütz. saprofil + 11 Nitzschia acicularis W. Sm. saprofil + + 12 Nitzschia palea Kütz. W. Sm. saprofil + + + 13 Pinnularia viridis (Nitzsch.) Ehr. saproksen + + + 14 Pinnularia maior (Kütz) Cl. saproksen + 15 Suriella tenera W.Gregory saproksen + 16 Synedra ulna (Nitzsch.) Ehr. saproksen + +

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Tabela 10. Spis glonów w peryfitonie w październiku 2015 roku Jednostka Jednostka taksonomiczna 1 2 3 4 ekologiczna

I CYANOPHYCEAE 1 Microcystis aeruginosa (Kützing) Kützing saproksen + + + + 2 Microcystis aeruginosa flos-aquae Kützing saproksen II CHLOROPHYTA 1 Cladophora glomerata (L) Kütz. saproksen + 2 Closterium leibleinii Kütz. saproksen + 3 Cosmarium botrytis Menegeh. saproksen + + + + 4 Gonium n.det. + 5 Oedognium n.det. + + + + 6 Pandorina n.det. + 7 Pediastrum boryanum Menegh. saproksen + + + 8 Scenedesmus acutus Meyen + + 9 Scenedesmus quadricauda (Turp) Breb. saproksen + + 10 Stigeoclonium tenue (C.Agardh) Kützing + + + III BACILLARIOPHYCEAE 1 Cocconeis placentula Ehr. saproksen + + + + 2 Cymbella ventricosa Kütz. saproksen + + + + 3 Fragilaria crotonensis Kitt. saproksen + + + + 4 Gomphonema constrictum Ehr. saproksen + + + + 5 Gomphonema olivaceum (Lyngb.) Kütz. saproksen + + + + 6 Melosira granulata (Ehrenberg) Ralfs saproksen + + 7 Melosira varians C.Agardh saproksen + + + + 8 Navicula cryptocephala Kütz. saprofil + + + 9 Navicula radiosa Kütz. saproksen + + + + 10 Navicula viridula Kütz. saprofol + + 11 Nitzschia acicularis W. Sm. saprofil + + 12 Nitzschia palea Kütz. W. Sm. saprofil + + + + 13 Pinnularia viridis (Nitzsch.) Ehr. saproksen + 14 Pinnularia maior (Kütz) Cl. saproksen + + + 15 Synedra ulna (Nitzsch.) Ehr. saproksen + + + +

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Gomphonema constrictum(Fot. 28) togatunek reprezentujący grupę Bacillariophyceae i podczas badań w Jeziorze Turawskim jako jedyny tworzył bardzo silne zakwity okrzemkowe. Jest to gatunek pospolity, bytujący w poroślach w eutroficznych zbiornikach wód stojących i wolno płynących.

3 Optymalne warunki do rozwoju, to tlen rozpuszczony o wartościach 9 i więcej mg/dm , a BZT5 od 0,5 do 4 mg/dm3(Turoboyski 1979).

Fot. 28Gomphonema constrictum

Okrzemka Fragilaria crotonensis (Fot. 28) zasiedla całorocznie wody w jeziorach i stawach (Turoboyski 1979), a podczas badań w Jeziorze Turawskim gatunek ten był masowo reprezentowany. Fragilaria crotonensis uważany jest za gatunek halofilny. Liczny rozwój występuje przy pH 7,0 - 8,0 oraz zawartości tlenu większej od 9 mg/dm3(Turoboyski 1979). Gatunek Gomphonema olivaceum(Fot. 29) występował we wszystkich próbach peryfitonowych w znacznej ilości we wrześniu i październiku towarzysząc innemu bardzo licznemu gatunkowi Gomphonema constrictum.Okrzemka ta występuje pospolicie w wodach płynących i stojących przez cały rok, można ją też znaleźć w wodach lekko słonych. Tlen rozpuszczony o stężeniach

3 9 i więcej oraz BZT5 przyjmujące wartości od 2 do 4 mg/dm warunkują rozwój populacji tego glonu (Turoboyski 1979).

Fot. 29 Gomphonema olivaceum

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Melosira varians(Fot. 30) z grupy Bacillariophyceaepreferuje wody słabo zanieczyszczone, choć znajdowana jest w zbiornikach eutroficznych. Pospolita i obecna przez cały rok w wodach stojących i płynących. Stwierdzano jej odporność na żelazo w ilościach ok. 1,5 mg/dm3 (Turoboyski 1979). W badaniach wrześniowych była obecna w niektórych polach widzenia w postaci kolonii – nitek. W październiku we wszystkich próbach i w każdym polu widzenia było 1 – 3 nici.

Fot. 30 Melosira varians

Nitszchia palea (Fot. 31) we wrześniu była w trzech próbach: w 2 i 3 znaleziono pojedyncze komórki, a w próbie 4 wystąpiła masowo w każdym polu widzenia. W październiku była we wszystkich próbach – najwięcej (ponad 10 komórek w polu widzenia) zliczono w próbie 4. W próbach 1 - 3 komórek było do 5 w polu widzenia. To gatunek pospolity, obecny cały rok w wodach płynących i stojących. Jest wskaźnikiem wód eutroficznych i dodatkowo wyjątkowo odporny na zanieczyszczenia ze ścieków bytowo – gospodarczych i z przemysłu rolno – spożywczego. Mało czuły na zmiany pH i obecność kilku miligramów siarkowodoru. Tlen do prawidłowego rozwoju mieści się w granicach 2 – 4 mg/dm3 oraz

3 3 3 1,5 – 9,5 mg/dm , BZT5 do 5 i powyżej mg/dm , a nawet 22 mg/dm (Turoboyski 1979).

Fot. 31 Nitzschia palea

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Cocconeis placentula (Fot. 32) we wrześniu reprezentowany był w 2, 3 i 4 próbie przez pojedyncze komórki w kilku polach widzenia. Natomiast w październiku był we wszystkich próbach. W próbie 1 i 2 komórek w każdym polu widzenia zaobserwowano 8 – 10, a w próbach 3 i 4 od 1 do 3. Pospolicie występuje w wodach stojących i płynących, w poroślach roślin oraz na kamieniach i zanurzonych przedmiotach. Tlen rozpuszczony w stężeniach 8 i więcej mg/dm3 wpływa na optymalny

3 rozwój, a BZT5 gdy przyjmuje wartości od 2 do 4 mg/dm (Turoboyski 1979).

Fot. 32Cocconeis placentula

Navicula cryptocephala (Fot. 33) jest pospolita i obecna w wodach płynących oraz stojących w każdej porze roku. Jest odporna na małe zawartości tlenu, na fenole i np. ścieki z fabryk papieru. W pewnym stopniu toleruje obecność siarkowodoru oraz wahania pH. Okrzemka ta jest charakterystyczna dla wód eutroficznych (Turoboyski 1979). Rozwija się przy niższych stężeniach tlenu

3 3 rozpuszczonego: 3 – 6 mg/dm i przy BZT5 w granicach 4 -10 mg/dm . W próbach 1, 2 i 3 z września była widoczna pojedynczo w polach widzenia. W październiku gatunek ten był w 1, 2 i 4 próbie od 1 do 3 komórek.

Fot. 33Navicula cryptocephala

Cymbella ventricosa (Fot. 34) była we wszystkich próbach październikowych w ilości 1 - 3 komórki w polu widzenia na szkiełku. Gatunek bytuje w poroślach i w bentosie podczas całego roku. Jest bardzo pospolity w wodach słabo zanieczyszczonych zarówno stojących jak i płynących, przy

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 3 3 wartościach tlenu rozpuszczonego 7 i więcej mg/dm , a BZT5, gdy wynosi 2 – 7 mg/dm (Turoboyski 1979).

Fot. 34Cymbella ventricosa

Melosira granulata jest pospolity w ciągu całego roku w wodach słabo zanieczyszczonych i może rozwijać się też w środowisku wodnym ze znaczną zawartością żelaza, ok. 1,4 mgFe/dm3 (Siemińska 1964), (Turoboyski 1979). We wrześniu i październiku wystąpiła pojedynczo: od 3 do 8 nitek na szkiełku w sumie w pięciu próbach. Optymalny jej rozwój przebiega przy stężeniu tlenu

3 3 rozpuszczonego od 8 i więcej mg/dm i przy BZT5 o wartościach od 3 do 4 mg/dm (Turoboyski 1979). Synedra ulnato okrzemka kosmopolityczna, określana jako gatunek wapniolubny i odporny na żelazo w wodzie (4 – 5 mg/dm3). Jest gatunkiem epifitycznym i bentosowym, w planktonie pojawia

3 się wtórnie. Tlen rozpuszczony to 7 i więcej mg/dm , dla dobrego rozwoju, a BZT5 gdy wynosi 3 – 6 mg/dm3 (Turoboyski 1979). Wystąpiła w 3 i 4 próbie wrześniowej pojedynczo: około 10 komórek na szkiełku. Natomiast w próbach październikowych była we wszystkich próbach w ilości od 6 do 20 komórek na szkiełku. Gatunek Cosmarium botrytis (Fot. 35),przedstawiciel Chlorophyta występował w Jeziorze Turawskim podczas badań najczęściej i najliczniej w porównaniu z pozostałymi przedstawicielami tej grupy alg. Zielenice w peryfitonie nie były jednak dominantami i nie tworzyły zakwitów w jeziorze.

Fot. 35Cosmarium botrytis

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Dodatkowo oznaczono pojedyncze okazy Bacillariophyceae: Gomphonema parvulum, Navicula gracilis, Navicula radiosa, Navicula viridula, Nitszchia acicularis, Pinnularia viridis, Pinnularia maior i Suriella tenera, Chlorophyta: Cladophora glomerata, Pediastrum boryanum, Scenedesmus acutus, Scenedesmus dimorphus, Scenedesmus quadricauda, Staurastrum paradoxum, Stigeoclunium tenue. W grupie Chlorophyta w każdej próbie były obecne nitkowane glony z rodzaju Oedogonium sp. - od kilku do kilkunastu nitek na szkiełku. Istniejące współzależności ekologiczne między biocenozami glonów a czynnikami środowiska są podstawą do posługiwania się w ocenie jakości wody i opisywania zjawisk w niej zachodzących systemem organizmów wskaźnikowych. Organizmy wyróżniają się dużą zmiennością ekologiczną w zakresie powiązań z chemicznymi i fizycznymi wynikami badań wody i dlatego często określa się strefy zanieczyszczenia na podstawie dominacji oraz masowości występowania wybranych taksonów. Na tej podstawie stosuje się podział organizmów wskaźnikowych na saprobionty, saprofile, saprokseny i saprofoby (Kawecka, Eloranta 1994), (Turoboyski 1979). Większość oznaczonych w Jeziorze Turawskim gatunków glonów należała do wskaźników (Tabela 1). Wśród 25 gatunków wskaźnikowych najliczniejsze były saprokseny (21 gatunków) - gatunki glonów unikające wód zanieczyszczonych. Organizmy saprokseniczne występują licznie w strefie β- mezosaprobowej wód, w pozostałych strefach saprobowych są nieliczne lub przypadkowe (Turoboyski 1979). Bacillariophyceae wśród wskaźników stanowiły 68%. Było wśród nich 13 saproksenów i 4 saprofile. Kilka gatunków okrzemek jest uznawanych za indykatory dobrego natlenienia wody. Są to zwłaszcza gatunki z rodzaju Cymbella i Fragilaria (Hindak 1978), (Kawecka, Eloranta 1994), (Schoeman 1973), (Siemińska 1964), (Turoboyski 1979). W próbach były obecne, zwłaszcza w październiku, gatunki wskazujące na dobre natlenienie wody w akwenie: Cymbella ventricosa, Navicula radiosa. Wśród gatunków glonów występujących głównie w wodach zanieczyszczonych oznaczono przedstawicieli okrzemek: Nitzschia acicularis (Fot. 36)i Nitzschia palea (Fot. 14). Gatunek Nitzschia acicularis wystąpił w czterech próbach i nie miał znacząco dużych rozmiarów populacji. Nitzschia palea w większości prób był obecny masowo.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Fot. 36Nitzschia acicularis

W próbach stwierdzono również obecność przedstawicieli zooplanktonu. Były to gatunki pierwotniaków (Protozoa), zwłaszcza z grupy orzęsków wolno pływające oraz osiadłe na stylikach z grupy Vorticella (w próbie 3 z września). W próbach październikowych były orzęski oraz larwy owadów z grupy ochotek (Chironomidae).

Wnioski z badań biologicznych wód Jeziora Turawskiego 1. Dynamika rozwoju fitoplanktonu i peryfitonu Jeziora Turawskiego była charakterystyczna dla zbiornika zaporowego. Do jego cech należą: okrzemkowy zakwit letni oraz zakwit sinicowy w okresie lata i jesieni, zwłaszcza w okresach ciepłych. 2. W zbiorniku rozwijały się masowo i tworzyły zakwity głównie formy biosestonu uznawane za wskaźniki podwyższonej trofii wody (Microcystis aeruginosa, Asterionella Formosa)iperyfitonu (poroślowy Gomphonema constrictum). 3. Gatunki okrzemek Melosira varians, Melosira granulata i Synedra ulna tolerują w wodzie wyższe stężenia żelaza. Ich obecność w większości prób – choć nie masowa, może świadczyć o podwyższonych wartościach żelaza w wodzie jeziora. 4. Nie stwierdzono większych różnic w składzie dominujących gatunków podczas badań w roku 2007 i 2015. 5. Parametry fizykochemiczne wody mimo pewnych różnic w wartościach w latach badań charakteryzowały zbiornik ze wglądu na jakość wody na zbliżonym poziomie. 6. Masowe zakwity Microcystis aeruginosa odnotowano podczas badań w roku 2007 i 2015 w miesiącach wrzesień i październik. 7. Nie stwierdzono różnicy w składzie gatunkowym glonów wewnątrz i na zewnątrz zbiornika doświadczalnego. 8. W celu pełniejszego obrazu wpływu wskaźników fizykochemicznych na glony proponuje się

poszerzyć badania wody o określenie żelaza w wodzie i BZT5.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Badania chemiczne

W zbiorniku retencyjnym Jezioro Turawskie niemal corocznie występuje zakwit wody. Dotychczas przeprowadzone badania wskazują na powiązanie występowania zakwitu z wtórnym zanieczyszczeniem wód biogenami pochodzącymi z osadów dennych. Przeprowadzenie procesu szybkiego uwolnienia części biogenów (azot, potas) i trwałego (pofermentacyjnego lub pomineralizacyjnego) związania fosforu powinno ograniczyć występowanie tego zjawiska nie tylko w okresie przemian biologicznych ale również w dłuższej perspektywie czasowej. Pozwoli to na:  przywrócenie funkcji turystycznej temu zbiornikowi,  ograniczenie negatywnego wpływu sinic na stabilność ekologiczną wód tego obszaru (na części którego ustanowiono obszar Natura 2000),  zniesienie lub znaczne ograniczenie negatywnego oddziaływania sinic na zdrowie ludzi korzystających z wody tego zbiornika,  ograniczenie negatywnego oddziaływania zwiększonej korozji biologicznej na budowle i urządzenia zapory czołowej. Przeprowadzone badania miały na celu sprawdzenie In situ możliwości zastosowania preparatu biologicznego do przemian w osadach dennych. Badania mają charakter wstępny dla wdrożenia poprawy jakości wody w zbiorniku. Dotychczas proponowane rozwiązania biologiczne zmierzały do ograniczenia trofii na zasadzie chemicznej immobilizacji fosforu. Testowany preparat został przetestowany na małych zbiornikach wodnych silnie zeutrofizowanych wykazując pozytywne oddziaływanie zarówno na zdeponowany osad – znaczną jego redukcję – jak i na jakość wody – znacznie ograniczając w niej poziomy biogenów. Mechanizmy działania tego preparatu nie są do końca rozpoznane – jak wskazuje dostępna literatura – jednak efekty dotychczas uzyskane pozwalają sądzić o jego wysokiej skuteczności. Dotychczas nie były prowadzone badania w zbiornikach o skali Jeziora Turawskiego i na osadach o składzie zbliżonym do występującego w Jeziorze Turawskim. Dlatego przyjęto, że w proponowanych badaniach analizy zostaną wykonane w wydzielonej części zbiornika, w której zdeponowane są duże ilości osadów organicznych. Badania prowadzono w zakresie 4 poborów prób, których dokonano w dniach: 24.08.; 31.08.; 28.09. i 13.10.2015r. W próbach z każdego poboru wykonano oznaczenia:  Temperatury wody,  Odczynu,  Przewodności elektrolitycznej właściwej,

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05  Barwy,  Przeźroczystości wody,  Zawartości tlenu rozpuszczonego,  Chemicznego zapotrzebowania na tlen oznaczonego metodą dwuchromianową ChZT- Cr,  Chemicznego zapotrzebowania na tlen oznaczonego metodą nadmanganianową ChZT- Mn,  Zawartości azotanów (azotanów V),  Zawartości azotynów (azotanów III),  Zawartości azotu amonowego,  Zawartości azotu ogólnego Kjeldahla,  Zawartości fosforuogólnego,  Zawartości ortofosforanów,  Występowania glonów,  Miąższości osadów dennych,  Zawartości w osadach dennych wybranych metali (Zn, Cu, Cd). Odpowiednie wyznaczenie punktów poboru prób oraz prawidłowe pobranie prób stanowi o wartości uzyskanego wyniku, w znacznym stopniu determinuje uzyskany błąd analityczny oraz wartość logiczną interpretacji. Punkty poboru prób powinny być wyznaczone w oparciu o następujące kryteria: 1. miarodajność, 2. łatwość dostępu, 3. trwałość punktu poboru, Pod pojęciem miarodajności pobranej próby należy rozumieć jej reprezentatywność dla jak największej objętości wody w badanym obiekcie (Głowacki 2004). Dla uzyskania poprawności analitycznej pobieranych wód zwielokrotniono pobierane próby. Wewnątrz stosunkowo niewielkiego (1,5a) zbiornika wyznaczono 4 punkty poboru prób. Tak duża częstotliwość pobierania prób zmierzała do wyeliminowania lub wyznaczenia efektów pływowych i brzegowych powstających przy nierównomiernym zasilaniu zbiornika. Ponadto starano się uniknąć niejednorodności jakości pobieranej wody wynikającej z przypadkowej odległości od dozowanych materiałów biologicznych. Ze względu na niewielką głębokość (miąższość warstwy wody z której pobierano próby) i pełne wymieszanie wody zarówno w zbiorniku badawczym jak i Jeziorze nie było konieczności pobierania prób z różnych głębokości dla uzyskania jendorodności próby.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Pobierano 4 próby do badań chemicznych wewnątrz zbiornika i 2 na zewnątrz w odległości 15 m w kierunku wejścia do zatoki i 15 m w kierunku końca zatoki. Pobór prób „za”zbiornikiem, a tym samym lokalizację punktu poboru prób przedstawia fotografia 37.

Fot. 37. Pobieranie prób wód do analiz – dwie osoby na łodzi. Podczas pobierania prób wykonywany był pomiar:  przeźroczystości (metodą Secchiego),  temperatury,  odczynu,  przewodności elektrolitycznej właściwej wody. Jednocześnie w każdym punkcie pobierano próby:  wód do badań biologicznych zakwitu,  prób biologicznych do badań peryfitonu,  wody nieutrwalonej,  wody utrwalonej chloroformem,  wody utrwalonej kwasem siarkowym,  wody utrwalonej o oznaczenia tlenu metodą Winklera (związany został tlen rozpuszczonych),  osadów dennych. Próby biologiczne pobierane były zgodnie z wcześniej opisana metodyką. Wody do analizy pobierano przy użyciu czerpaka – próba powierzchniowa. Wody pobrane do analizy pomimo szczelnego zamknięcia odznaczają się możliwością zmiany składu fizyczno-chemicznego w czasie pomiędzy poborem a wykonaniem analizy. Zmiany te wywołane są zarówno występującymi w wodzie substancjami chemicznymi jak i prowadzonymi w niej przez

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 mikroorganizmy przemianami biochemicznymi. Jeżeli pomiędzy pobraniem wody a jej analizą upływa kilka godzin, lub kilka dni, wówczas powinno się taką próbę utrwalić tzn. zabezpieczyć ją przed zmianą składu. Dla oznaczenia zawartości w wodzie metali próby utrwala się poprzez zmianę odczynu wody. Silne zakwaszenie próby sprawia, że zawarte w wodzie metale pozostają w formie rozpuszczonej (większość metali, w tym ciężkie, w środowisku alkalicznym tworzą związki trudnorozpuszczalne). Sposobem utrwalenia próby zalecanym przez polskie normy jest dodanie do każdego litra 1 cm3 stężonego kwasu siarkowego. Kwasem siarkowym utrwala się również próby pobrane w celu oznaczenia zawartości węgla organicznego (utlenialności, ChZT[r). Procedura utrwalenia form węgla organicznego jest identyczna z procedurą proponowaną przez polskie normy dla oznaczeń metali. Bardzo specyficznym sposobem utrwalenie charakteryzuje się oznaczenie zawartości tlenu rozpuszczonego w wodzie. Dla uchwycenia rzeczywistej zawartości tego gazu w wodzie konieczne jest natychmiast po pobraniu próby jej utrwalenie poprzez dodanie 2 cm' siarczanu manganawego oraz 2 cm"' alkalicznego r-ru jodku potasowego'* do każdej butelki o pojemności ok. 250 cm'. Odmiennie utrwalane są próby w których oznaczane będą związki azotu i fosforu. Takie próby utrwala się poprzez dodanie do nich na każdy litr próby 2 cm' chloroformu. Po pobraniu i utrwaleniu prób konieczne było ich trwałe i czytelne oznakowanie. Oznakowanie takie powinno zawierało: charakterystykę punktu poboru próby, datę i godzinę pobrania, sposób utrwalenia. Wszystkie te dane konieczne są do poprawnego przeprowadzenia postępowania analitycznego oraz interpretacji uzyskanych wyników. Najczęstszym sposobem oznakowania prób jest nadanie im numeru. Zastosowany sposób opisu przedstawiono poniższej.  symbol punktu ,  data poboru próby,  godzina poboru ,  sposób utrwalenia, Przyjęte symbole prób były spisane i przechowywane ze szczególną starannością, gdyż utrata tych danych uniemożliwiłaby interpretację uzyskanych wyników.

Temperatura wody Termin „zanieczyszczenie termiczne" odnosi się do wody, która jest cieplejsza niż wynikałoby to z uwarunkowań naturalnych. Zakłady przemysłowe i elektrownie cieplne mogą powodować zanieczyszczenie termiczne, wypuszczając do rzeki wodę, która była używana do chłodzenia urządzeń, wytwarzających duże ilości ciepła.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Człowiek może również wpływać na temperaturę rzeki, np. ścinając drzewa ocieniające rzekę. Bezpośrednie światło słoneczne jest głównym czynnikiem ogrzewającym wody. Pośrednią przyczyną zmiany temperatury wody może być również erozja gleb wzdłuż brzegu rzeki. Erozja gleby powoduje ich pylenie, co zwiększa ilość zawiesin ciał stałych w wodzie. Duża ilość zawiesin zwiększa mętność wody, przez to silniej pochłania ona promieniowanie słoneczne, co podnosi jej temperaturę. Wraz ze wzrostem temperatury rośnie szybkość fotosyntezy i przyspieszeniu ulega rozwój roślin. Może to prowadzić do zakwitu z wszystkimi jego konsekwencjami - także dla zwierząt. Organizmy wodne przystosowały się do życia w wodzie w określonych przedziałach temperatury. Bardzo wysokie lub bardzo niskie temperatury wody mogą spowodować przekroczenie granic tolerancji niektórych organizmów wodnych. Niektóre ryby, takie jak pstrąg, wymagają niższych temperatur wody niż np. karp. Temperatura wody ma również wpływ na wrażliwość organizmu wodnego na związki toksyczne, pasożyty i choroby. W wyższych temperaturach ryby stają się bardziej podatne na choroby, gdyż niedostateczna ilość rozpuszczonego tlenu powoduje, pogorszenie warunków bytowania i osłabienie zdrowia, a wzrost temperatury może być powodem dodatkowego stresu. Badania temperatury analizowanych wód przeprowadzono przy użyciu termometru elektronicznego na podstawie którego dokonywana była kompensacja temperatury przy oznaczeniu przewodności elektrolitycznej właściwej. Każdorazowo przed wyjazdem i po przyjeździe z poboru prób wskazania termometru były walidowane wobec laboratoryjnego termometru rtęciowego. W analizowanych wodach temperatura była konsekwencją oddziaływania słońca. Innych źródeł energii podnoszących temperaturę wody nie zarejestrowano. Pomimo wydzielenia części wód przez zbiornika badawczy nie zmieniono ich warunków termicznych. Tabela 11. Zestawienie zarejestrowanych temperatur wody

Przed aplikacją Po aplikacji Lokalizacja Jednostka Min. Max. Śr. Min. Max. Śr. W zbiorniku oC 17,1 21,7 -- 8,3 15,8 -- Poza zb. oC 17,0 21,7 -- 9,0 15,7 --

Zarejestrowane temperatury wody były niemal identyczne wewnątrz i na zewnątrz zbiornika, co jest zjawiskiem korzystnym, Wskazuje bowiem iż zabudowa zbiornika nie ingerowała istotnie w funkcjonowanie termiki wody. Tylko przy ostatnim poborze prób stwierdzono lekkie zróżnicowanie temperatury. Wiatr przywiał do zatoki cieplą wodę, a woda wewnątrz zbiornika – ze względu na izolację nie zdążyła się przy powierzchni rów nieszybko nagrzać. W pozostałych okresach badań woda wykazywała taką samą temperaturę – z dokładnością błędu pomiarowego (+/- 0,2oC).

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Odczyn Odczyn roztworu może się zmieniać w przedziale od 0 do 14. Czysta woda (zdcmincrali-zowana) zawiera jednakową ilość jonów H~ i OH i jest roztworem obojętnym (pH 7). Jeżeli badana próbka zawiera więcej jonów H' niż jonów OH" uważa się ją za kwaśną i ma ona wówczas wartość pH mniejszą od 7. Jeżeli próbka zawiera więcej jonów OH" niż jonów H* uważa sieją za zasadową i odpowiada jej wartość pH większa niż 7. Należy pamiętać, że zmiana pH o jedną jednostkę oznacza 10-krotną zmianę stężenia jonów wodorowych w próbce. Zmiany wartości pH w wodzie są istotne dla wielu organizmów. Większość organizmów przy- stosowała się do życia w wodzie o danej wartości pH i może zginąć, nawet jeśli pH wody zmieni się nieznacznie. Przy skrajnie wysokich lub niskich wartościach pH (>9,6 lub <4,5) woda staje się nie- przydatna dla większości organizmów. Takie gatunki jak pstrąg potokowy i larwy jętek są bardzo wrażliwe na zmiany pH i mogą wyginąć jeśli pH wody spadnie poniżej pH<6.5. W kwaśnych wodach wzrasta mobilność metali, w tym tzw. ciężkich. Metale ciężkie (np. miedź) jak też lekkie (np. glin) osadzają się na skrzelach ryb, przenikają do płynów ustrojowych i stanowią zagrożenie dla ich życia. Badania odczynu analizowanych wód przeprowadzono z wykorzystaniem terenowego pH- metru z automatyczną kompensacją temperatury. Kompensacja temperatury pozwoliła na uzyskanie wskazań znormalizowanych – czyli przeliczonych na odczyn w temperaturze 20oC. Tabela 12. Zestawienie zarejestrowanych odczynów wody

Przed aplikacją Po aplikacji Lokalizacja Jednostka Min. Max. Med. Min. Max. Med. W zbiorniku pH 8,89 9,72 9,18 8,53 9,20 8,91 Poza zb. pH 8,90 9,73 9,32 9,15 9,21 9,18

Przed aplikacją preparatu odczyn wody w wewnątrz zbiornika i w czaszy Jeziora był zbliżony wskazując na jednorodność wody. Aplikacja preparatów nie powinna płynąć na odczyn wody, gdyż ilość wprowadzonego preparaty do ilość zaszczepionej wody nie pozwalała na zaistnienie zmiany. Jeśli preparat miałby wpłynąć na jakość wody to głównie na jej alkalizację (tak wynika z opisanej powyżej specyfiki preparatu). Oznaczone pod koniec badań odczyny wody były minimalnie lub znacząco niższe (o 0,6 pH). Wskazuje to na istotna zmianę odczynu w zbiorniku badawczym wynikającą z aplikacji preparatu. Zmiana wywołana jest jednak nie składem preparatu, a reakcją biologiczną wytworzonego n owego środowiska. Reakcją ta spowodowała wzrost stabilności odczynu wody – jego zbliżenie do wartości 7pH – a nie zakwaszeniem. Najprawdopodobniej, przyczynił się do tego wzrost zawartości ortofosforanów w wodzie wewnątrz zbiornika. Ortofosforany mają zdolność wytwarzania silnych

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 buforów chemicznych – czyli takich układów, w których obecność substancji silnie alkalizujących lub zakwaszających środowisko w sposób istotny nie zmienia jego odczynu. Takie przypuszczenie potwierdza zmiana zawartości ortofosforanów przeanalizowana w dalszej części publikacji. Pomimo zmiany odczynu wody pozostały alkaliczne co dla rozwoju roślin jest zjawiskiem korzystnym.

Przewodność elektrolityczna właściwa Roztwór wodny zawierający jony nazywa się elektrolitem. Jeżeli do elektrolitu wprowadzi się dwie elektrody i przyłoży do nich napięcie, to przez warstwę cieczy znajdującą się między elektrodami przepływa prąd elektryczny. Zdolność roztworu wodnego do przewodzenia prądu elektrycznego, pod wpływem przyłożonego napięcia na elektrody, nazywa się przewodnością elektrolityczną. Przewodność jest odwrotnością oporności. Świeża destylowana woda ma PEW = 0,5-2,0 µS/cm. Po przechowywaniu jej w ciągu kilkunastu dni przewodność właściwa wzrasta do 2-4 µS/cm, wskutek pochłaniania dwutlenku węgla i amoniaku z powietrza. Przewodność właściwa wód naturalnych waha się przeciętnie w granicach od 50 do 1000 µS/cm. Duży wpływ na wartość przewodności wód powierzchniowych mają ścieki, przeważnie przemysłowe, których przewodność sięga 10.000 µS/cm, a niektórych nawet więcej. Pomiar przewodności wody daje informację o zawartości w wodzie związków mineralnych. Związki organiczne występujące w wodzie dysocjują nieznacznie lub w ogóle nie dysocjują. Przewodność wody wynikająca z obecności zanieczyszczeń organicznych jest zwykle niewielka Dojlido 1999). Metodą pomiaru przewodności elektrolitycznej właściwej jest wyznaczenie przy użyciu konduktometru natężenia prądu przepływającego między elektrodami, przy stałym napięciu równych 1V pomiędzy elektrodami o powierzchni 1 cm2 i oddalonymi od siebie o 1 cm. Nowoczesne aparaty do pomiaru przewodności wyposażone są w sondy temperaturowe i w zależności od zmierzonej temperatury korygują wartość przewodności elektrolitycznej przeliczając ją na warunki normalne. Przewodność analizowanych wód wyznaczono konduktometrem terenowym produkcji firmy Elmetron. Konduktometr posiada wbudowany system kompensacji temperatury pozwalający na uzyskiwanie wyników w temperaturach wyższych i niższych niż 20oC z przeliczeniem na wskazania w tej temperaturze (zalecanej do pomiaru w metodyce Polskich Norm). PEW analizowanych wód była stosunkowo niska przez cały okres badań i charakteryzowała wody o stosunkowo niskiej mineralizacji. Jest to

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Tabela 13. Zestawienie zarejestrowanych wartości przewodności elektrolitycznej właściwej wody

Przed aplikacją Po aplikacji Lokalizacja Jednostka Min. Max. Śr. Min. Max. Śr. W zbiorniku µS/cm 261 315 306 318 339 329 Poza zb. µS/cm 262 325 303 283 329 312

Pomimo wprowadzenia wraz z preparatem substancji mineralnych przewodność wody nie wzrosła w sposób istotny. Takiego zjawiska się spodziewano planując badania, gdyż ilość substancji mineralnych była znikoma w porównaniu do ilości mineralnych zawartych naturalnie w wodach zbiornika badawczego. Pod koniec badań zarejestrowano najwyższe wartości PEW wewnątrz zbiornika przy jednocześnie najniższych wartościach PEW w czaszy Jeziora. Wzrost średnich wartości PEW w czasie badań wynikał ze zmiennego stanu wody. Pod koniec badań głębokość wody była o ok. 50 cm mniejsza niż na ich początku, a zmniejszająca się ilość wody w Jeziorze powoduje, że stężenia zanieczyszczeń występujące w wodzie rosną – co może objawiać się również wzrostem PEW. W wartościach bezwzględnych przyrost PEW wewnątrz i na zewnątrz zbiornika badawczego jest niewielki jednak wyraźnie rejestrowalny. Biorąc pod uwagę, bardzo krótki czas inkubacji preparatu i niekorzystne warunki dla rozwoju bakterii – wzrost stężenia zanieczyszczeń i spadek temperatury – uzyskane rezultaty należy uznać za istotne i przyjąć, że preparat istotnie zmodyfikował PEW analizowanych wód.

Przezroczystości wody Przeźroczystość wody jest wskaźnikiem jej zanieczyszczenia. Nie zawsze jednak wody silnie zanieczyszczone mają małą przezroczystość. Wskaźnik ten jest sumarycznym przedstawieniem zagęszczenia organizmów żywych (mikroorganizmów) występujących w wodzie oraz występowania w niej zawiesin mineralnych. Przeźroczystość wód płynących – zwłaszcza w szybko płynących rzekach podgórskich i nizinnych – jest kształtowana głównie przez niesioną materię mineralną wyerodowaną ze zlewni. Są to głównie cząstki iłowe i pyłowe gleby unoszone przez płynącą po niej wodę. Wniesione do cieku przemieszczają się nim, aż do miejsc gdzie spowolnienie ruchu wody wywołuje sedymentację (opadnięcie) tych cząstek na dno. Takie zjawisko odkładania się materii niesionej przez cieki ma miejsce w górnych rejonach zbiorników wodnych, przy śluzach, jazach i innych elementach zabudowy cieków spowalniających ruch wody. Jezioro Turawskie jest więc naturalnym osadnikiem dla zanieczyszczeń unoszonych w postaci zawieszonej rzekami dopływającymi do tego zbiornika, w tym głównie niesionych przez Małą Panew – głównej rzeki zasilającej Jezioro.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Miejsce w którym usytuowany został zbiornik badawczy wybrano tak, aby ograniczenia przeźroczystości wody miały charakter głównie biologiczny, tzn. pochodziły od rozwijających się w spokojnej toni wodnej organizmów (glonów), a nie od niesionego materiału erozyjnego. Dlatego z dużym prawdopodobieństwem można przyjąć, ze im wyższą przeźroczystość rejestrowano podczas badań, tym mniejsza liczba organizmów występowała w toni wodnej. Na liczbę zawieszonych w toni wodnej organizmów ma wpływ bardzo wiele czynników. Do podstawowych należą te, które warunkują rozwój życia w wodzie:  temperatura wody,  dostępność światła,  dostępność substancji pokarmowych,  występowanie patogenów i konsumentów fitoplanktonu,  występowanie substancji toksycznych,  prędkość przepływu wody  inne. Oznaczenie zatem przeźroczystości jest bardzo dużym przybliżeniem biomasy występującej w wodzie zbiornika wodnego. Czynnikiem wpływającym na błąd pomiaru przeźroczystość może być wysoka brawa wody wywołana czynnikami naturalnymi lub antropogenicznymi. Badania przeźroczystości wody przeprowadzono z użyciem krążka Secchiego wyznaczając z dokładnością 1 cm jego widoczność pod powierzchnią wody. Na błąd pomiaru istotny wpływ ma intensywność promieniowania słonecznego. Odbijające się od powierzchni lustra wody promienie słoneczne mogą wywoływać błąd pomiaru – „zmniejszając” przeźroczystość wody. Analizowane wody charakteryzowały się zmienną przeźroczystością, jej rozkład przedstawiono w tabeli 14. Tabela 14. Zestawienie wyników badań przeźroczystości wody

Przed aplikacją Po aplikacji Lokalizacja Jednostka Min. Max. Śr. Min. Max. Śr. W zbiorniku cm 38 42 40,5 71 >105 -- Poza zb. cm 32 42 37 50 >105 --

Przeźroczystość analizowanych wód na początku badań była podobna. Zarejestrowane różnice w przeźroczystości średniej wystąpiły już w pierwszym tygodniu po zastosowaniu preparatu. Po trzech tygodniach przeźroczystość wody w zbiorniku badawczym była niemal o połowę większa niż w czaszy Jeziora. Ostanie pomiar nie wykazał różnicy w jakości wody gdyż przeźroczystość wzrosła zarówno w zbiorniku badawczym jak i w wodach Jeziora. Dodatkowo głębokość wody podczas ostatniego pomiaru

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 była zbyt mała (intensywnie spuszczana była woda ze zbiornika) by można było przeprowadzić pomiar różnicujący. Zarówno w czaszy Jeziora jak i w zbiorniku badawczym krążek widoczny był po jego dotarciu do dna – stąd wartość powyżej 105cm w obydwu przypadkach. Dla oceny oddziaływania preparatu na przeźroczystość wody należy się oprzeć tylko na trzech kolejnych wynikach, a one wskazują, że przeźroczystość rosła wraz z okresem od aplikacji preparatu co wskazuje na jego skuteczne oddziaływanie. Nie uzyskano jednak efektu przeźroczystej wody, a jedynie poprawę, znaczącą poprawę jej przejrzystości. Czynnikiem który zaważył na dużej redukcji biomasy zawieszonej w wodzie była temperatura, która podczas ostatniego pomiaru spadła poniżej 10oC wywołując zatrzymanie wegetacji roślin i ich obniżone stężenie w wodzie.

Barwa Barwa wody jest – podobnie do PEW i przeźroczystości – niespecyficznym wskaźnikiem jakości wody. Sumuje w sobie wiele oddziaływań naturalnych i antropogenicznych, jednak w szczególnych sytuacjach może wskazywać na źródło i rodzaj zanieczyszczeń ją wywołujących. Przy tym jest oznaczeniem prostym i tanim w wykonaniu, stąd jego częste wykorzystywanie przy oznaczaniu jakości wody. Powodem dla którego bezbarwną wodę zaczęto oceniać pod względem barwy jest zjawisko powstawania barwy pod wpływem zanieczyszczeń rozpuszczonych lub rozproszonych w wodzie. Pierwotnie, barwa wody miała służyć do oceny ilości substancji organicznych wypłukiwanych z gleb przez które woda infiltrowała (przesiąkała). Gleby zawierające w swoim składzie dużą ilość materii organicznej pozwalały na wypłukanie z niej substancji częściowo rozłożonych roślin i zwierząt. Procesem odpowiedzialnym za pojawianie się w infiltrującej przez gleby wodzie żółtego zabarwienia był (i nadal jest) proces humifikacji. Wizualna ocena barwy wody, pozwalała na oszacowanie ilości materii organiczne w niej zawartej. Ponadto pozwalała na ocenę zawartości frakcji tej materii i dużej biologicznej czynności. Dlatego, pomimo swej niespecyficzności barwa wody – a właściwie barwa zanieczyszczeń zawartych w wodzie – jest do teraz jednym ze wskaźników jej jakości (zwłaszcza wody przeznaczonej do spożycia). Wody zanieczyszczone antropogenicznie mogą mieć barwę specyficzną – odmienną od naturalnej, żółto-brązowej. Ścieki przemysłowe mogą wywoływać w wodzie i na jej powierzchni zróżnicowane zjawiska optyczne, odbierane przez obserwatorów jako barwę. Ale nie tylko ludzie mogą prowadzić do powstania specyficznej barwy wody. Również złoża surowców mineralnych mogą być identyfikowane przez kolor wody wypływającej z obszarów ich zalegania. Zwłaszcza metale ciężkie w postaci węglanów, wodorowęglanów, chlorków, siarczanów, czy siarczków rozpuszczalnych w wodzie mogą wywoływać zmianę barwy wody.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Podstawową wartością dla której oznacza się barwę wody jest zawartość w niej substancji humusowych – w zbiornikach wodnych jest to przejaw intensywności rozkładu zdeponowanej w osadach dennych materii organicznej i intensywności jej uwalniania do toni wodnej (stąd wprowadzenie tego wskaźnika do prowadzonych badań). Barwa wody została oznaczona poprzez spektrofotometryczne oznaczenie absobancji próby wody przy długości fali 400nm. Metoda spektrofotometryczna jest zobiektywizowanym pomiarem pozwalającym precyzyjniej niż poprzez pomiar wizualny wyznaczyć zmiany intensywności zabarwienia wody. Dynamikę zmian barwy wody wyznaczono empirycznie, a jej statystyczne opracowanie zestawiono w tabeli 15. Tabela 15. Zestawienie wyników badań barwy wody

Przed aplikacją Po aplikacji Lokalizacja Jednostka Min. Max. Śr. Min. Max. Śr. W zbiorniku mg Pt/dm3 29,5 38 34 4,4 14,1 9,3 Poza zb. mg Pt/dm3 36 36 36 5,9 14,3 9,9

Podczas badań spektrofotometrycznych przy długości fali 400nm oznaczana jest wyłącznie naturalna barwa wody. Zarejestrowane zmiany w rozkładzie czasowym są znaczne jednak ich dynamika jest niemal identyczna wewnątrz i na zewnątrz zbiornika badawczego. Wskazuje to na brak oddziaływania preparatu na intensywność rozkładu materii organicznej z uwolnieniem substancji humusowych. Jeśli preparat oddziałuje na materię organiczną (a na to zdają się wskazywać zmiany miąższości osadów dennych), to wywołuje jej proces mineralizacji z intensywnym utlenianiem materii organicznej. Wówczas pominięte są fazy kolejnego wytwarzania substancji humusowych różnych frakcji – co objawia się zmiana barwy wody. Przeprowadzone badania nie pozwalają jednak na jednoznaczne wskazanie procesów odpowiedzialnych za rozkład materii organicznej po wprowadzeniu preparatów biologicznych.

Zawartości tlenu rozpuszczonego Tlen rozpuszczony w wodzie pochodzi głównie z powietrza. Źródłem tlenu może być także fotosynteza roślin wodnych. Zawartość tlenu rozpuszczonego jest jednym z najważniejszych wskaźników jakości wody. Tlen występuje prawie zawsze w wodach powierzchniowych (w czystych zawartość tlenu zwykle odpowiada 100% nasyceniu). W wodach powierzchniowych zanieczyszczonych substancjami organicznymi tlen rozpuszczony jest zużywany na procesy biochemicznego rozkładu tych substancji i jego zawartość może być niższa od 100%.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Im większe jest zanieczyszczenie wody, tym zawartość tlenu jest niższa. Ponieważ tlen jest niezbędny dla życia ryb i innych organizmów wodnych, przy znacznym obniżeniu jego zawartości (poniżej 30-40% nasycenia) występują zaburzenia w biocenozie - deficyt tlenowy. Przy całkowitym braku tlenu wody stają się cuchnące. Nie ustaje w nich życie (jak to czasami podawane jest w publikatorach) a jedynie zmienia się ono z tlenowego na tzw. beztlenowe – generujące nieprzyjazne substancje dla organizmów tlenowych (aerobowych). W wodach powierzchniowych stojących (jeziorach), zwłaszcza głębokich, zawartość rozpuszczonego tlenu jest uzależniona od stopnia czystości wody, ale także zależy od naturalnego uwar- stwienia. W okresie stagnacji letniej w głębokich wodach stojących występują trzy warstwy: Epilimnion - warstwa nadskokowa zwykle o głębokości 2-3 m, znajduje się w stałej cyrkulacji i kontakcie z atmosferą. Zawartość tlenu w tej warstwie uwarunkowana jest czystością wody. Metalimnion (termoklina) - warstwa skokowa, zwykle o grubości około 1 m, znajduje się pod warstwą nadskokową. W warstwie tej znajduje się niewiele rozpuszczonego tlenu, nawet w wodach czystych. Hypolimnion - warstwa podskokowa, znajdująca się pod metalimnionem i sięgająca do dna jeziora, jest nieruchoma i zwykle pozbawiona tlenu lub zawiera nieznaczne jego ilości. W okresie wiosennym i jesiennym następuje w jeziorze cyrkulacja na skutek zmian temperatury. Woda w całym zbiorniku ulega wymieszaniu, zawartość tlenu wyrównuje się, a średnia zawartość tlenu w wodzie spada poniżej zawartości tlenu w epilimnionie. W wodach płytkich zawartość tlenu w wodzie może ulegać dużym wahaniom dobowym, szczególnie w przypadku występowania fotosyntezy. W czasie dnia, przy silnym nasłonecznieniu i rozwoju roślinnych organizmów wodnych, może zachodzić fotosynteza z wydzielaniem się wolnego tlenu. Występuje wtedy przesycenie wody tlenem, stopień nasycenia może znacznie przekraczać 100%. W czasie nocy fotosynteza nie zachodzi i przy intensywnym oddychaniu organizmów wodnych (w tym również roślinnych) następuje gwałtowny spadek zawartości tlenu. W zależności od zawartości tlenu zmieniają się właściwości korozyjne wody. Znaczenie zawartości tlenu z tego względu zależy od obecności agresywnego dwutlenku węgla. Jeżeli woda zawiera agresywny CO2, obecny w wodzie tlen sprzyja korozji. W przypadku nieobecności agresywnego dwutlenku zawartość tlenu nie ma znaczenia dla korozji rur. Zawartość tlenu rozpuszczonego w wodzie, w odróżnieniu od większości wskaźników jakości wody im wyższa, tym dla jakości wody – z punktu widzenia człowieka – lepiej (mimo, że woda jest bardziej zanieczyszczona tym gazem). Do oznaczenia zawartości rozpuszczonego tlenu w wodzie zastosowano metodę miareczkową Winklera modyfikacji azydkowej (przy podwyższonym stężeniu azotanów i azotynów.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Zawartość tlenu w analizowanych wodach, pomimo występującej dużej ilości biomasy była zadowalająca (statystycznie przetworzone wyniki zestawiono w tabeli 16 Tabela 16. Zestawienie zawartości tlenu rozpuszczonego w wodzie

Przed aplikacją Po aplikacji Lokalizacja Jednostka Min. Max. Śr. Min. Max. Śr.

3 W zbiorniku mgO2/dm 3,7 5,2 4,6 4,4 5,4 4,7

3 Poza zb. mgO2/dm 3,3 5,8 4,3 4,3 4,3 4,3

Za wartość wskazującą na występowanie deficytu tlenowego w wodzie uznaje się jego

3 zawartość na poziomie 3 mgO2/dm . Tak niskiej zwartości nie zarejestrowano ani razu. Zarówno wewnątrz zbiornika badawczego jak i na zewnątrz zawartość tlenu w wodzie była wyższa. Zarejestrowane zawartości tlenu rozpuszczonego były dalekie od 100% nasycenia, co wskazuje na znaczne obciążenie wody materią organiczna podlegającą destrukcji w procesie mineralizacji. Jednak na ilość tlenu rozpuszczonego w wodzie istotnie wpływała również temperatura. Im wyższa temperatura, tym zawartość w wodzie możliwego do rozpuszczenia tlenu maleje (jak większości gazów). Stąd nieznaczny wzrost zawartości tlenu w zbiorniku badawczym po zastosowaniu preparatów nie należy interpretować jako korzystne działanie wprowadzonych substancji a jedynie jako nie pogorszenie istniejącego stanu zaopatrzenia w tlen. Wyniki te dają jednak nadzieję na pozytywne oddziaływanie preparatu, gdyż pomimo zmian w biomasie – rejestrowanych poprzez przeźroczystość – nie powstał deficyt tlenowy (choć organizmów fotosyntezujących było mniej).

Chemicznego zapotrzebowania na tlen (oznaczonego metodami dwuchromianową ChZT-Cr i nadmanganianową ChZT-Mn) Chemiczne zapotrzebowanie tlenu jest to pojęcie umowne. W zależności od stopnia zanieczyszczenia każda woda zawierająca substancje ulegające utlenianiu pod wpływem silnych utleniaczy, jak nadmanganiany, chromiany, jodany i inne wykazuje chemiczne zapotrzebowanie na tlen. Ilość tlenu równoważną ilości zużytego utleniacza określa się jako chemiczne zapotrzebowanie tlenu. W zależności od zastosowanego środka utleniającego rozróżnia się zapotrzebowanie tlenu nadmanganianowe ChZT-Mn i dwuchromianowe ChZT-Cr. Dla rozróżnienia tych pojęć, zapotrzebowanie tlenu nadmanganianowe przyjęto nazywać „utlenialnością", lub „indeksem nadmanganianowym". Wyniki otrzymywane przy zastosowaniu różnych metod są przeważnie różne co do wartości dla tej samej próbki. Jednak zastosowanie różnych utleniaczy ma swoje podstawy naukowe – pozwala oznaczyć zawartość różnych frakcji materii organicznej w wodzie oraz jej podatność na odtlenienie. Im wyższa utlenialność, tym potencjalnie woda poddana intensywnemu rozwojowi organizmów wodnych

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 szybciej podlegać będzie odtlenieniu w fazie nocnej – przy tej samej wartości ChZT oznaczonego metodą dwuchromianową. Stopień utleniania materii organicznej podczas prowadzenia oznaczenia ChZT zależy od szeregu parametrów: właściwości utleniacza, jego stężenia, temperatury, czasu działania, pil roztworu i innych. Najwyższy stopień utleniania (ilość utlenionej i oznaczonej jako ChZT substancji organicznej) osiąga się przy zastosowaniu dwuchromianu, najniższy –nadmanganianu Aby otrzymać wyniki powtarzalne, warunki oznaczania dla danej metody muszą być ściśle sprecyzowane. Oznaczanie ChZT pozwala do pewnego stopnia na pośrednie określenie zawartości związków organicznych w próbce. Niekiedy zachodzi pewna korelacja między wartościami ChZT, BZT5 i ogólnym węglem organicznym. W naturalnych wodach stojących ChZT można utożsamiać z zawartością węgla organicznego (oczywiście po zastosowaniu odpowiedniego przeliczenia). Natomiast w odniesieniu do wód poddanych antropopresji, proste przeniesienie ChZT=OWO bywa zawodne. W ściekach przemysłowych mogą być odprowadzane do wody nieorganiczne substancje o charakterze redukującym. Zużycie utleniacza wówczas będzie wyższe niż w przypadku wód naturalnych (za materię organiczną weźmiemy zdolną do utleniania się materię nieorganiczną). Analizowane wody, pomimo poddania ich antropopresji, wykazują dużą naturalność, stąd aproksymowanie ChZT dwuchromianowego jako wskaźnika organicznego zanieczyszczenia wody jest w pełni uzasadnione. Badania chemicznego zapotrzebowania na tlen wykonano zgodnie z Polskimi Normami zarówno przy oznaczaniu utlenialności jak i ChZT – Cr. Tabela 17. Zestawienie wartości chemicznego zapotrzebowania na tlen oznaczonego metodą nadmanganianową w analizowanych wodach

Przed aplikacją Po aplikacji Lokalizacja Jednostka Min. Max. Śr. Min. Max. Śr.

3 W zbiorniku mgO2/dm 5,2 11,2 8,9 8,8 9,4 9,1

3 Poza zb. mgO2/dm 7,2 15,0 10,0 9,9 10,5 10,2

Wyznaczona w trakcie badań utlenialność wód była niezbyt wysoka, jednak jak na wody zbiornika znacznie podwyższona. W wodach płynących uzyskane wartości pozwoliłby uznać wody jako 2 klasy czystości – stan chemiczny dobry. Jednak wody jeziorne powinny wykazywać niższe parametry w zakresie zanieczyszczenia organicznego. Silne zróżnicowanie uzyskanych wyników w poszczególnych seriach nie przełożyło się na wskazanie tendencji związanej z uwarunkowaniami przestrzennymi. Nie zarejestrowano tu efektu ograniczonego dostępu światła, czy specyficznego rozkładu związanego z

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 kierunkami świata. Natomiast można stwierdzić, że niejednorodność analizowanych wód pod względem zawartości substancji łatwo utleniających się była duża i pomiędzy poszczególnymi próbami z wnętrza zbiornika mogła dochodzić do kilkudziesięciu procent. Oznacza to, że organizmy żywe występowały w koloniach tworząc mikroobszary o specyficznym zagęszczeniu. Każdorazowe mieszanie wody przy użyciu czerpaka przed pobraniem próby nie wywoływało znaczącego ujednorodnienia próby.

Tabela 18. Zestawienie wartości chemicznego zapotrzebowania na tlen oznaczonego metodą dwuchromianową w analizowanych wodach

Przed aplikacją Po aplikacji Lokalizacja Jednostka Min. Max. Śr. Min. Max. Śr.

3 W zbiorniku mgO2/dm 23 52 33 22 160 56

3 Poza zb. mgO2/dm 15 37 25 30 57 40

Jeszcze większe wniż w przypadku utlenialności stwierdzono zróżnicowanie chemicznego zapotrzebowania na tlen oznaczonego metodą dwuchromianową. O ile wewnątrz zbiornika badawczego utlenialność wody w zależności od punktu poboru różniła się o kilkadziesiąt procent, to przy ostatnim poborze prób w odniesieniu do ChZT-Cr różnice dochodziły do kilkuset procent. Wskazuje to na występowanie materii organicznej w postaci skupisk organizmów żywych. Pomimo iż przeźroczystość wody była największa podczas ostatniego poboru, to zróżnicowanie ChZT-Cr największe. Świadczy to o - nie zauważalnych nieuzbrojonym okiem – tworzeniu przez mikroorganizmy wodne, trwałych kolonii o bardzo luźnej strukturze. Był to prawdopodobnie efekt działania zastosowanych preparatów. Z punktu widzenia właściwości estetycznych korzystny, jednak w odniesieniu do jakości wody już tak korzystnie się nie przedstawiał. Analizując chemiczne zapotrzebowanie na tlen zauważalne jest oddziaływanie zastosowanych preparatów biologicznych. Czy oddziaływanie to jest korzystne w dłuższej perspektywie czasowej – trudno na podstawie tych badań wyrokować. Konieczne jest dalsze prowadzenia analiz i pozyskanie informacji rozwiązujących tą dziwną, zarejestrowano podczas badań zależność. Bardziej zbite kolonie organizmów powinny wpływać niekorzystnie na przeźroczystość wody – a zarejestrowano zależność wręcz odwrotną, niespotykaną w piśmiennictwie. Dlatego przed rozpoczęciem badań na skalę techniczną, konieczne jest wcześniejsze wyjaśnienia przyczyn i skutków zarejestrowanego zjawiska.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Związki azotu Azot jest pierwiastkiem powszechnie występującym w powietrzu. Pomimo powszechności występowania i dużego znaczenia w tworzeniu podstaw życia na ziemi jego obieg w środowisku jest skomplikowany, a sposoby jego występowania w środowisku wodnym są bardzo zróżnicowane. Do podstawowych wskaźników opisujących występowanie azotu w wodach należą:  Azot azotanowy (azotanowy V)  Azot azotynowy (azotanowy III)  Azot amonowy  Azot organiczny  Azot ogólny  Azot ogólny Kjeldahla  Cyjanki  Rodanki  Nitrozo aminy  Inne. Oprócz wyżej wymienionych form azotu, pierwiastek ten może występować w szerokiej gamie związków organicznych o zróżnicowanym znaczeniu biologicznym. Najpowszechniej występująca forma azotu – azot w powietrzu atmosferycznym – jest bardzo niereaktywna i bardzo słabo biodostępna. Tylko nieliczne bakterie i grzyby są w stanie pobierać azot bezpośrednio z powietrza, a pozyskiwanie go okupione jest dużym zużyciem energii. Dużo częściej wykorzystywane przez rośliny i zwierzęta jest azot w postaci związków organicznych. Formy mineralne (ale nie azot cząsteczkowy) są łatwo biodostępne, lecz spośród tych form nie wszystkie wykazują jednakową przyswajalność. Najszybciej migrującą w środowisku formą azotu jest azot azotanowy. Azotany – pochodne kwasu azotowego V – tworzą z metalami sole łatwo rozpuszczalne. Stąd zdolność do przemieszczania się w środowisku tej formy jest bardzo dużą. Pomimo łatwości w przemieszczaniu, azotany nie stanowią dobrej pożywki ani dla roślin ani dla zwierząt. Dużo chętniej przez rośliny pobierane są jony amonowe niż azotany. Jednak azot amonowy znacznie gorzej przemieszcza się w środowisku, gdyż podlega reakcjom zarówno z frakcją organiczną jak i nieorganiczną przez co jest im mobilizowany trawle lub przejściowo. Łatwość w przyswajaniu azotu amonowego przez rośliny nie jest skojarzona z jego dobrą przyswajalnością przez zwierzęta – wręcz przeciwnie.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Nawet proporcjonalnie niewielkie stężenia azotu amonowego w wodach mogą prowadzić do zatruć zwierząt w środowisku wodnym – znaczna część lądowych zwierząt również bardzo źle toleruje tą formę azotu. Na ile może być to forma toksyczna pokazuje fakt iż roztwór amoniaku wykorzystywany jest jako sole trzeźwiące – niewielkie stężenia pobudzają organizm zwierzęcy do ucieczki. Podczas przemian azotu amonowego do azotanowego powstaje nietrwała forma azotu azotynowego. W środowisku wodnym poziom azotynów (azotanów III) jest wskaźnikiem nie tyle występowania azotu nieorganicznego – to reprezentują formy amonowa i azotanowa – a intensywności przemian form nieorganicznych (intensywności procesów nitryfikacji (biegnących w warunkach tlenowych podczas mineralizacji) lub denitryfikacji (biegnącej w warunkach beztlenowych z częściowym uwolnieniem azotu cząsteczkowego). Pomimo że nietrwała, forma azotynowa dla większości organizmów jest forma toksyczną. Kilkadziesiąt razy niższe niż azotanów czy azotu amonowego stężenie azotynów wywołuje objawy zatrucia. Stąd jest to wskaźnik którego wysokie wartości są szczególnie niewskazane. Spośród form azotu występujących naturalnie w wodach ważną rolę pełni azot organiczny. Jest to forma niespecyficzna, opisująca wszystkie formy azotu połączonego z materią organiczną (biologiczną lub powiązaną z życiem w środowisku wodnym). Azot w tej formie jest bardzo dobrze przyswajalny przez zwierzęta i jest to w zasadzie główne źródło azotu dostarczane konsumentom wszystkich szczebli przez producentów (rośliny). Systemy trawienne zwierząt potrafią odzyskiwać z materiału roślinnego azot organiczny i wbudowywać go w swoje organy. Z azotu organicznego uwalniany azot przyjmuje w pierwszej kolejności formę amonową (w procesie amonifikacji – bardzo niebezpiecznym dla środowiska wodnego), a następnie przez bakterie jest utleniany do form tlenowych (azotynów i azotanów). Ze względu na powszechność występowania azotu jego obieg w środowisku i formy występowania były przedmiotem wielu badań. Ze względów nawozowych wyróżniono formę łączącą zbiorczo azot organiczny (potencjalnie przekształcany w amoniak) i azot amonowy (nieorganiczny) i nazwano ją azotem ogólnym Kjaldahla. Jest to forma często wykorzystywana przy ocenie wartości nawozowej nawozów naturalnych czy organicznych i znacząco dominuje ona nad innymi formami w nawozach. Nazwa azot ogólny Kjeldahla jest myląca, gdyż w środowisku wodnym wyróżnia się również azot ogólny. Wbrew powszechnemu pojmowaniu słowa ogólny pod pojęciem azotu ogólnego nie identyfikujemy wszystkich form azotu występującego w wodzie. Pod tym pojęcie kryje się jedynie suma azotu azotanowego,

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 azotynowego, amonowego i organicznego. Inne formy azotu – w tym cząsteczkowy, występujący w wodzie – nie jest identyfikowany (podobnie jak cyjanki, rodanki czy nitrozo aminy) pod tym pojęciem. Dlatego może się zdarzyć w wodach poddanych antropopresji, że więcej będzie np. rodanków niż azotu ogólnego – będzie to wynik poprawny. Ogólnie dla wód powierzchniowych można przyjąć, że występowanie azotu będzie miało miejsce w następujących proporcjach (w mgN/dm3):  Azotyny – w tysięcznych lub setnych częściach,  Azot amonowy - w dziesiątych częściach lub pojedynczych miligramach,  Azot azotanowy - w pojedynczych miligramach do kilkunastu miligramów,  Azot organiczny – od dziesiątych części do kilkunastu miligramów. Występowanie azotu w wodach jest naturalnym zjawiskiem i nawet bardzo głęboko zalegające wody (kilkaset metrów pod powierzchnią ziemi) naturalnie mogą zawierać azot (zwłaszcza jeśli mają kontakt z utworami pochodzenia organicznego – wapienie, dolomity, margle itp.). Wysokie stężenia związków azotu są natomiast charakterystyczne dla wód poddanych antropopresji rolniczej, gdyż w tej działalności człowieka celowo wprowadzane są do środowiska związki azotu w różnych postaciach. Również wody narażone na kontakt ze ściekami – zwłaszcza z przemysłu przetwórstwa rolno-spożywczego czy mięsnego – mogą zawierać nawet kilkaset czy kilka tysięcy mg związków azotu w 1 dm3 wody. Ze względu na swoja biologiczną aktywność występowanie związków azotu w wodach podlega silnym wahaniom – zwłaszcza w wodach powierzchniowych z wykształconymi eutroficznymi ekosystemami. Takim środowiskiem jest woda w Jeziorze Turawskim. Stąd badania tej grupy związków stanowiły istotny element oceny jakości wody i przemian w niej zachodzących. Oznaczenie zawartości azotu amonowego przeprowadzono metodą bezpośredniej nessleryzacji z wykorzystanie spektrofotometru jako detektora stężeń. Azot azotynowy oznaczany był selektywną metodą z wykorzystanie kwasu sulfanilowego i 1-naftyloaminy, co zapewniło odpowiedni poziom detekcji bardzo niskich stężeń tej formy azotu. Azotany były oznaczane w bardzo restrykcyjnym środowisku kwasu siarkowego (siarkowego VI) z identyfikacją kolorymetryczną stężenia nitrosalicylanu.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Oznaczenie azotu ogólnego Kjeldahla przeprowadzono metodą miareczkową po wstępnej mineralizacji związków organicznych i uwolnieniu wszelkich występujących wodzie form amonowych azotu. Wszystkie zastosowane metodyki oznaczeń były zgodne z Polskimi Normami – działu Woda i ścieki. Tabela 19. Zestawienie zawartości azotanów w analizowanych wodach

Przed aplikacją Po aplikacji Lokalizacja Jednostka Min. Max. Śr. Min. Max. Śr. W zbiorniku mgN/dm3 0,16 0,63 0,38 0,98 1,16 1,04 Poza zb. mgN/dm3 0,24 0,63 0,43 0,136 0,175 0,154 Wyznaczone podczas badań zawartości azotanów w wodach Jeziora Turawskiego kształtowały się na poziomie niskim. Zlewnia Małej Panwi powyżej Jeziora jest uprzemysłowiona, jednak w strukturze użytkowania gruntów bardzo duży odsetek stanowią pola uprawne. Stąd niskie stężenia azotanów SA optymistycznym wskaźnikiem, wskazującym na niewielką presję na jakość wody. Należy jednak mieć na względzie, że analizowana woda pochodzi z dużego, płytkiego zbiornika wodnego w którym zawartość azotu jest redukowana przez roślinność występującą na brzegach i mikroorganizmy wodne. Należy zatem spodziewać się znacznych ilości azotu w zdeponowanych na dnie osadach, co przy ich usuwaniu może stanowić istotny problem. Wzrost zawartości azotanów w zbiorniku badawczym pod koniec okresu badań wskazuje na odmienne warunki funkcjonowania wywołane zastosowanymi preparatami. Takie zjawisko należy uznać za korzystne, gdyż umożliwia intensywne odprowadzanie azotu z wodami odprowadzanymi z Jeziora. Pomimo niższych temperatur wody i powietrza pod koniec badań ilość azotanów była znacznie wyższa niż w czaszy Jeziora. Źródłem dodatkowych ładunków azotu odprowadzanych do toni wodnej były najprawdopodobniej osady denne, w których zachodzące reakcje uwalniały zdeponowany w materii organicznej azot. Bardzo korzystnym zjawiskiem jest uwalnianie azotu w formie utlenionej, bardzo mobilnej i mniej przyswajalnej niż azot amonowy. Pozwala to mieć nadzieję na skuteczne wyprowadzenie azotu z czaszy Jeziora bez wtórnego wiązania przez organizmy żywe. Tabela 20. Zestawienie zawartości azotynów w analizowanych wodach

Przed aplikacją Po aplikacji Lokalizacja Jednostka Min. Max. Śr. Min. Max. Śr. W zbiorniku mgN/dm3 0,004 0.013 0,007 0,003 0,004 0,004 Poza zb. mgN/dm3 0,003 0,005 0,004 0,003 0,005 0,003 Intensywność przemian związków azotu w okresie badań była dość stabilna z wyraźną tendencją do intensyfikacji podczas wyższych temperatur wody. Jest to tendencja powszechnie

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 występująca w wodach. Wskazuje również na bardzo ograniczony wpływ, luba nawet jego brak, zastosowanych preparatów na intensywność przemian azotowych w wodzie. Jest to zjawisko korzystne, gdyż w toni wodnej (po zastosowaniu preparatów) nie jest wytwarzana nadmierna ilość azotu w formie toksycznej – co mogłoby być szkodliwe dla organizmów żyjących w wodzie i korzystających z wody ludzi. Pomimo zauważalnego braku wzrostu intensywności przemian azotowych zarówno ilość azotu azotanowego jak i amonowego uległa wzrostowi. Tabela 21. Zestawienie zawartości azotu amonowego w analizowanych wodach

Przed aplikacją Po aplikacji Lokalizacja Jednostka Min. Max. Śr. Min. Max. Śr. W zbiorniku mgN/dm3 0,42 0,59 0,53 0,27 0,36 0,32 Poza zb. mgN/dm3 0,25 0,54 0,38 0,27 0,33 0,29

Zawartość azotu amonowego w okresie badań kształtowała się na poziomie przeciętnym – podobnie jak w naturalnych wodach powierzchniowych. Zastosowanie preparatów biologicznych w sposób istotny nie wpłynęło zmianę naturalnych procesów uwalniających tę formę azotu do wody. Niewielkie obniżenie zawartości azotu amonowego pod koniec badań należy przypisać Niskiem temperaturze wody i związanej z tym niskiej intensywności przemian azotowych. Zarówno procesy amonifikacji, nitryfikacji jak i denitryfikacji kształtujące poziom azotu nieorganicznego w wodach wymagają temperatur powyżej 10oC – a pod koniec badań temperatura wody spadła poniżej tej wartości. Taki rozkład stężeń azotu amonowego potwierdza informacje zawarte w materiałach z badań toksykologicznych przeprowadzonych przez producenta preparatów. Stwierdzono w nich, że zastosowanie preparatu jest nietoksyczne dla ryb i organizmów wodnych – dotyczy to zarówno bezpośredniej toksyczności jak i konsekwencji środowiskowych. Stwierdzony podczas badań rozkład stężeń nieorganicznych form azotu jest zatem korzystny, gdyż uwalnia azot, podnosi jego stężenie w wodach i nie tworzy przy tym zagrożenia dla jakości wody. Tabela 22. Zestawienie zawartości azotu ogólnego Kjeldahla w analizowanych wodach

Przed aplikacją Po aplikacji Lokalizacja Jednostka Min. Max. Śr. Min. Max. Śr. W zbiorniku mgN/dm3 1,01 7,67 4,26 0,90 1,40 1,08 Poza zb. mgN/dm3 1,18 7,01 3,40 1,01 1,51 1,21

Zawartość azotu organicznego – charakteryzowana przez tę formą azotu – była charakterystyczna dla warunków prowadzenia badań. W okresie podwyższonych temperatur, intensywnego zakwitu wody ilości azotu organicznego były wysokie. Wraz z obniżeniem aktywności biologicznej ilość azotu organicznego znacznie zmalała. Korzystnym zjawiskiem - współwystępującym

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 z tymi przemianami – jest obniżenie zawartości azotu organicznego przy jednoczesnym niewielkim wzroście tylko azotu azotanowego. Wskazuje to na warunki aerobowe zachodzących przemian i niewielką tendencję do gromadzenia tej formy azotu w osad dennych. O ile pod względem zawartości form mineralnych azotu wody Jeziora (zarówno po zastosowaniu preparatu jak i bez jego stosowania) wykazywały stabilność, to pod względem zawartości azotu organicznego wykazują dużą dynamikę. Biorąc pod uwagę iż w analizowanym okresie intensywnie zmieniały się warunku zakwitu wody, stwierdzone zawartości azotu organicznego w pełni potwierdzają występowanie tego zjawiska – znacznie lepiej niż zawartość węgla organicznego charakteryzowana przez ChZT. Podsumowując obraz przemian azotowych zaprezentowany powyżej, należy stwierdzić, że zastosowanie preparatów biologicznych – wbrew oczekiwaniom – nie wpłynęło drastycznie na zawartość azotu. Pomimo ingerencji biologicznej w jakość wody, nie doprowadzono do wytworzeni warunków niebezpiecznych dla obecnie występujących przezmian – wynikających z sukcesji biologicznej przebiegającej w zdegradowanych wodach Jeziora – co należy uznać za zjawisko korzystne. Zjawisk niekorzystnych w zakresie przemian azotowych, a związanych z zastosowaniem preparatów, na obecnym etapie badań nie odnotowano. Natomiast wzrost stężenia azotanów po zastosowaniu preparatów i w okresie obniżonych temperatur należy przyjąć jako zjawisko istotnie korzystne dla bezpiecznego usuwania nadmiaru azotu z czaszy Jeziora.

Fosfor Fosfor jest jednym z najbardziej niezbędnych pierwiastków w życiu roślin i zwierząt. Bierze on udział w fotosyntezie jak i w procesie oddychania organizmów roślinnych i zwierzęcych. Cała gospodarka energetyczna organizmów odbywa się przy udziale reszt fosforanowych, między którymi tworzą się wysokoenergetyczne wiązania chemiczne (ADP,ATP). Fosfor występuje także w kwasach nukleinowych. W glebach i wodach występuje w postaci ortofosforanów, najczęściej trudno rozpuszczalnych. W środowisku kwaśnym tworzą się nierozpuszczalne ortofosforany żelaza, manganu i glinu. W środowisku zasadowym tworzą się nierozpuszczalne fosforany wapnia. To silne wiązanie się fosforanów z wyszczególnionymi metalami jest przyczyną słabego wymywania ich z gleb i niskich stężeń w wodach (Głowacki 2004) Rozwój glonów to nic innego jak produkcja substancji organicznej. Fosfor w ilości 1 kg może wywołać produkcję materii organicznej sięgającą 100 kg suchej masy glonów (ponad 1 tonę masy mokrej). Ta duża produkcja substancji organicznej doprowadza również do silnego deficytu tlenu przy jej rozkładzie. Skutki eutrofizacji są więc podobne do następstw dopływu ścieków organicznych.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Czasem eutrofizację określa się mianem wtórnego zanieczyszczenia wód. Z powyższych uwag wynika, jak ważną rolę pełnią fosforany w wodach powierzchniowych (Dojlido 1999) Głównymi źródłami antropogenicznymi związków fosforu w wodach są ścieki bytowe i przemysłowe, oraz nawozy naturalne i organiczne. Pewne ilości związków fosforu dostają się z pól, głównie gdy gleba ulega zmyciu (czyli erozji wodnej). Poważnym źródłem związków fosforu jest nieprawidłowe zagospodarowywanie gnojówki i gnojowicy, złe składowanie kiszonek czy obornika. Zanieczyszczenia fosforowe pochodzące z tego źródła mogą znacznie przekraczać ilości dostarczane do środowiska np. poprzez brak oczyszczalni ścieków czy nieszczelne szamba (zbiorniki wybieralne na ścieki). Głównym czynnikiem, powodującym eutrofizację wód są związki fosforu, toteż aby prze- ciwdziałać temu procesowi należy maksymalnie ograniczyć ich dopływ do wód, w tym głównie powierzchniowych. Należy zatem:  przeciwdziałać odpływom zanieczyszczeń rolniczych,  przeciwdziałać erozji wodnej i powietrznej gleb, przede wszystkim poprzez zwiększenie w zlewniach udziału użytków zielonych (głównie łąk),  tworzyć bariery biologiczne w formie pasów drzew i krzewów między wodami a polami,  wprowadzić trzeci stopień oczyszczania ścieków, polegający na podwyższonym usuwaniu fosforu i związków azotu. Aby skutecznie przeciwdziałać eutrofizacji, konieczne jest rozpoznanie źródeł zanieczyszczenia fosforanami i ich stężenia w wodach. Dlatego bardzo ważnym elementem prowadzonego szkolnego monitoringu wód jest oznaczanie ortofosforanów rozpuszczonych Badania zawartości związków fosforu prowadzono w zakresie dwu jego form:  ortofosforanów rozpuszczonych,  fosforu ogólnego. Ortofosforany rozpuszczone są podstawową, przyswajalną formą fosforu. Stąd ich zawartość w wodzie obrazuje zdolność wody do zakwitu. Zawartość fosforu ogólnego jest natomiast wskaźnikiem potencjału wody do wywołania zakwitu. W skład fosforu ogólnego, oprócz ortofosforanów rozpuszczonych wchodzą również inne formy fosforu: ortofosforany nierozpuszczone (zwiane w np. w postaci ortofosforanu wapnia czy magnezu), polifosforany (niebezpieczne źródło fosforu, gdyż z niewielkiej ich ilości może przedostać się do wody znaczna ilość ortofosforanów), fosfor występujący w związkach organicznych i organizmach żywych, fosfor zwiany w minerałach, pirofosforanach i innych związkach fosforu . W sprzyjających okolicznościach wszystkie one mogą być przekształcone w biodostępne formy fosforu.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Badania zawartości związków fosforu przeprowadzono zgodnie z Polskimi Normami Woda i ścieki stosując metodę z molibdenianem amonu (i chlorkiem cynawym jako reduktorem) jako metodę detekcji stężenia ortofosforanów. Fosfor ogólny oznaczano przeprowadzając na drodze mineralizacji wszystkie inne formy fosforu do ortofosforanów i oznaczając je jako ortofosforany (stąd wspólna

3 jednostka mgPO4/dm dla ortofosforanów i fosforu ogólnego) Tabela 23. Zestawienie zawartości ortofosforanów rozpuszczonych w analizowanych wodach

Przed aplikacją Po aplikacji Lokalizacja Jednostka Min. Max. Śr. Min. Max. Śr.

3 W zbiorniku mgPO4/dm 0,310 0,598 0,420 0,267 0,312 0,290

3 Poza zb. mgPO4/dm 0,336 0,636 0,480 0,260 0,294 0,280

Ze względu na fakt, ze zawartość fosforu w wodach – jeśli nie ma źródeł antropogenicznych – kształtowana jest przede wszystkim przez aktywność biologiczną wody, również podczas przeprowadzonych badań kształtowała się tak jak występowanie organizmów żywych. Podczas pierwszej serii badań (pierwszego poboru prób) uzyskano wyniki stężeń ortofosforanów fosforu ogólnego) niewiele różniące się pomiędzy sobą zarówno wewnątrz jak i na zewnątrz zbiornika badawczego. Podczas drugiego poboru prób warunki pogodowe były znacznie burzliwsze (Fot 5. I Fot 37), co spowodowało znaczne wymieszanie wody i podniesienie z osadów dennych frakcji iłowej zawierającej znaczne ilości fosforu. Skutkiem tego były różnice w stężeniu fosforu ogólnego na zewnątrz zbiornika badawczego dochodzące do 300%. Wewnątrz zbiornika przemieszczania wody praktycznie nie było stąd znacznie mniejsza (kilkunasto procentowa) rozbieżność zarejestrowanych stężeń. Kolejne pobory prób były realizowane w stabilnych warunkach pogodowych i już tak dużych wahań zawartości fosforu w wodach nie odnotowywano. Pomimo deklaracji producentów preparatu o blokowaniu przemian fosforowych przez biocenozę preparatów, w przeprowadzonych badaniach takie efektu nie stwierdzono. Zawartość biodostępnego fosforu zarówno wewnątrz jak i na zewnątrz zbiornika kształtowała się podobnie. Stężenie ortofosforanów w wodzie wyraźnie zależało od temperatury i aktywności biologicznej wody. Wewnątrz zbiornika badawczego rejestrowano nieznacznie bardziej rozbieżne niż w czaszy zbiornika zawartości ortofosforanów co mogłoby wskazywać na jednak występującą ingerencję preparatów w przemiany fosforowe. Zarejestrowane różnice w tak krótkim okresie nie upoważniają do wnioskowania o wyraźnym zaburzeniu biodostępności fosforu przez zastosowanie preparatów.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Tabela 24. Zestawienie zawartości fosforu ogólnego w analizowanych wodach

Przed aplikacją Po aplikacji Lokalizacja Jednostka Min. Max. Śr. Min. Max. Śr.

3 W zbiorniku mgPO4/dm 0,684 1,800 1,049 0,930 1,788 1,285

3 Poza zb. mgPO4/dm 0,828 2,436 1,495 1,110 1,548 1,353 Stężenia fosforu ogólnego w analizowanych wodach było zmienne i podobnie jak stężenia ortofosforanów zależały od biologicznej aktywności wody, ale bardzo istotnie były modyfikowane przez pogodę. Falowanie wody – ze względu na małą głębokość zbiornika – wyraźnie podnosi związki fosforu z dna i wprowadza je do toni wodnej. Jest to efekt chwilowy i nie wywołuje znaczących konsekwencji biologicznych, ale w analizowanym Jeziorze ma istotny wpływ na bilans związków fosforu. Podobnie do zawartości ortofosforanów, zawartość fosforu ogólnego w zbiorniku badawczym – po zastosowaniu preparatów – wykazywała większą zmienność niż stężenia fosforu w czaszy Jeziora. Zmienność ta - pomimo stabilnej powierzchni wody - sięgała 90%, co jest zjawiskiem niestandardowym (nie występującym w piśmiennictwie przedmiotu Kajak 2001, Kozieł Włodarczyk 2011, Kubiak i inni 2006, Głowacki Głowacka 1989, Ostrowska Ledwoń 2000, Sivakumar Karuppasamy 2008, Głowacki 2005). Zwiększenie niestabilności stężeń fosforu ogólnego może być wynikiem zastosowanych preparatów, jednak mechanizm takiego działania jest dotychczas nieopisany. Destabilizacja zawartości fosforu ogólnego nie wpływa jednocześnie na przeciętną zawartość tej formy fosforu w wodzie. Prawdopodobnym mechanizmem takiego efektu jest zmiana form występowania organizmów w wodzie – występowanie większych kolonii. Pobór wody raz umożliwia pobieranie całych kolonii i większych ilości fosforu wraz z nimi, a innym razem przy mieszaniu wody pobierane są mniejsze ilości kolonii i wówczas stężenia są niższe. Taki mechanizm zdają się potwierdzać przeprowadzone powyżej rozważa niania zmian przezroczystości wody ora zawartości CHZT-Cr. Podsumowując można stwierdzić iż wbrew oczekiwaniom, zastosowanie preparatów nie wywołało jednoznacznie korzystnych zmian w stężeniach związków fosforu. Zarejestrowane zmienności wymagają dalszych badań.

Osady denne Osady denne zbiorników wodnych są najczęściej depozytem z toni wodnej. Budując zbiorniki wodne, dla ochrony przez ograniczaniem pojemności zbiorników, buduje się zbiorniki wstępne. Również Jezioro Turawskie skonstruowano w taki sposób, by zabezpieczyć zbiornik retencyjny przez zmniejszaniem jego pojemności tworząc zbiornik wstępny. Po uruchomieniu Jeziora Turawskiego nie podjęto jednak prac związanych z eksploatacją zbiornika wstępnego. Eksploatacja ta powinna polegać

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 na systematycznym usuwaniu nanoszonych z biegiem Małej Panwi osadów. Skutkiem tego zaniedbania była zamulenie zbiornika wstępnego i proces wypłycania czaszy Jeziora Turawskiego. Na obszarze wydzielonego pierwotnie zbiornika wstępnego zdeponowane są głównie osady mineralne (kamienie, żwiry, piaski i części pyłowe. W dalszych obszarach Jeziora zdeponowane są drobniejsze części pyłowe, iłowe i osady organiczne. Zmienność prowadzonej działalności gospodarcze w zlewni Małej Panwi doprowadziła do zatrzymania w Jeziorze Turawskim bardzo zróżnicowanych zanieczyszczeń. Zróżnicowanie to dotyczy zarówno jakości osadów jak i ich ilości. Większa cześć osadów jest praktycznie obojętna biologicznie. W mniejszej ilości zgromadzone są osady zarówno biogenne jak i toksyczne dla środowiska wodnego. Całość osadów jest wymieszana, tworząc trudny do przewidzenia w reakcjach chemicznych i biologicznych układ. Podejmując się próby zmian jakości wody w Jeziorze należy mieć na uwadze, że nawet bardzo korzystne zmiany wywołane przez działania rekultywacyjne, po pewnym czasie mogą zaniknąć lub nawet wywołać nieprzewidywalne zmiany ekosystemowi o charakterze katastrofy ekologicznej. Jest to niebezpieczeństwowynikające z zalegania na dnie osadów o tak nieznanym charakterze. Wcześniej przeprowadzone badania wskazywały na nieuzasadnione zmiany stężeń metali ciężkich zarówno w osadach dennych jak i glebach występujących w sąsiedztwie Jeziora. Pobór prób osadów dennych z punktów odległych zaledwie o kilkadziesiąt metrów pozwalał zarejestrować kilkudziesięciokrotne zmiany stężeń przy barku jakichkolwiek oznak na powierzchni wody czy osadu. Bardzo pobodnie rozkładały się zmiany stężeń metali w okalających zbiornik glebach. W sąsiedztwie lokalizacji zbiornika badawczego (na zawalu) oznaczono zawartość miedzi na poziomie 350 ppm. Co jest wartością ekstremalnie wysoką. Po drugiej stronie Jeziora w glebach rejestrowano zawartości na poziomie ułamków do najwyżej kilku ppm. Należy stąd wnioskować, że toksyczność zarówno gleb jak i osadów dennych może mieć przestrzennie nieliniowy i trudny do przewidzenia czy oszacowania. Podjęte podczas badań analizy zawartości wybranych metali ciężkich Zn, Cu Cd w osadach dennych nie pozwoliły na uzyskanie jakichkolwiek odniesień przestrzennych. Zarejestrowane zawartości cynku mieściły się w granicach od 8,0 do 352 mgZn/dm3, miedzi od 2,6 do 68,0 mgCu.dm3 a kadmu od 0,6 do 252 mgCd/dm3. Uzyskane wartości mieszczą się w granicach od niskich do toksycznych. Istotnym wskaźnikiem dla funkcjonowania Jeziora jest miąższość osadów o dużej koncentracji materii organicznej. W ocenie wizualnej, osad mineralny (zawierający głównie materię nieorganiczną z niewielką domieszką substancji organicznych) jest osadem o barwie żółtej do jasno brązowej. Osady organiczne, podlegające procesom destrukcji mają kolor czarny lub ciemnobrązowy. Dla przedmiotu badań istotne było wyznaczenie oddziaływania wprowadzonych preparatów na osady organiczne i kierunek zmian w ilości tych osadów.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Ze wskaźnik ilości osadów wybrano ich miąższość (popularnie nazywaną „grubością warstwy osadów”). Miąższość warstwy osadów organicznych wyznaczono bezpośrednio po poborze osadów próbnikiem Czapla. Próbnik złożony jest z jednej strony nożem a z drugiego końca systemem obciążników i automatycznie się zamykającym zaworem odcinającym dopływ wody/powietrza do wnętrza próbnika. Korpus próbnika stanowi grubościenna szklana rura umożliwiająca obserwację pobranego materiału.

Źrodło: http://www.forestry-suppliers.com/product_pages/Products.asp?mi=50041 Fot. 38. Przykładowy próbnik do poboru osadów dennych Pomiarów miąższości warstwy osadów organicznych dokonywano bezpośrednio po pobraniu próby. Następnie osad przenoszono do pojemnika szklanego w celu jego zabezpieczenia podczas przewozu do laboratorium w celu dalszych badań. Tabela 25. Zestawienie miąższości osadów dennych w Jeziorze Turawskim

Przed aplikacją Po aplikacji Lokalizacja Jednostka Min. Max. Śr. Min. Max. Śr. W zbiorniku cm 11 15 13,5 15 21 19 Poza zb. cm 9,5 14 12 15 21 18,5

Miąższość osadów ulegała zmianom podczas badań. W okresie przed aplikacją – wyższych temperatur wody – oznaczone miąższości osadów zarówno wewnątrz jak i na zewnątrz zbiornika były mniejsze. Średnio wewnątrz zbiornika wyznaczono miąższość osadów o ok. 1.5 cm większą niż na zewnątrz (w czaszy zbiornika). Zestaw pobranych prób osadów podczas pierwszego poboru przedstawiają fotografie 39-44.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05

Fot. 39.Osad z punktu poboru prób 1. Fot. 40. Osad z punktu poboru prób 2.

Fot. 41.Osad z punktu poboru prób 3. Fot. 42. Osad z punktu poboru prób 4.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05

Fot. 43.Osad z punktu poboru prób 5. Fot. 44. Osad z punktu poboru prób 6. Po aplikacji preparatów i stopniowym obniżaniu się temperatury wody ilość osadów przyrastała. Wynikało to prawdopodobnie z opadania na dno zawieszonych w toni wodnej organizmów. Ilość przyrastających osadów była znaczna. Wewnątrz zbiornika badawczego w trzech próbach osadów stwierdzono występowanie wyraźnie zarysowanych pęcherzyków gazu – których podczas poborów w cieplejszych okresach nie odnotowano. Konsekwencją zgazowywania osadów dennych było względne zmniejszenie ich objętości. Podczas pomiarów przed rozpoczęciem aplikacji bezpośrednio po jej wykonaniu ilość osadów wewnątrz zbiornika była przeciętnie większa o 1,5cm. Po aplikacji – pod koniec okresu badań różnica ta zmniejszyła się do 0,5cm, co pozwala sądzić iż osady uległy częściowemu rozkładowi i odprowadzeniu do toni wodnej lub kompresji. W obydwu przypadkach objętość osadów uległaby zmniejszeniu – co było zamierzeniem eksperymentu. Osady pobrane podczas ostatniego poboru prób przedstawiają fotografie od nr 45 do 50.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05

Fot. 45.Osad z punktu poboru prób 1. Fot. 46. Osad z punktu poboru prób 2. (widoczne pęcherzyki gazu) (widoczne pęcherzyki gazu)

Fot. 47.Osad z punktu poboru prób 3. Fot. 48. Osad z punktu poboru prób 4. (widoczne pęcherzyki gazu)

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05

Fot. 49.Osad z punktu poboru prób 5. Fot. 50. Osad z punktu poboru prób 6.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Podsumowanie Przeprowadzone badania miały na celu sprawdzenie przydatności biologicznych preparatów produkowanych przez Eco Life do zmiany jakości wody i redukcji osadów dennych w Jeziorze Turawskim. Jakość wody pod względem chemicznym i biologicznym ulegała zmianom w trakcie badań. Zmiany te miały głównie charakter ilościowy, a nie jakościowy. Brak istotnych zmian w składzie gatunkowym flory planktonu jest zjawiskiem korzystnym. Oznacza bowiem, że można bez szkody dla ekosystemu, zastosować preparaty. Nie ingerują one istotnie w funkcjonowanie tego bardzo ubogiego ekosystemu – ubogiego więc łatwego do naruszenia, czego nie zarejestrowano podczas badań. Założeniem działania preparatu miała być zmiana stężenia biodostępnego fosforu w badanych wodach. Takiego zjawiska nie zarejestrowano w sposób jednoznaczny. Nastąpiła zmiana w objętościowym rozkładzie fosforu ogólnego wewnątrz zbiornika badawczego, co może sugerować zaistnienie w dłuższym okresie czasu zmian w stężeniach. Jednak deklarowanego znacznego obniżenia zawartości fosforu nie zarejestrowano. Pod koniec okresu badań zawartość fosforu w wodzie wzrosła – jednak był to efekt rejestrowany w całym jeziorze i nie wynikał z działania preparatów. Natomiast zarejestrowano istotne zmiany w formach azotu występujących w wodach. Zastosowanie preparatów podniosło zawartość w wodzie azotanów w okresach chłodniejszych, co jest zjawiskiem pożądanym, gdyż umożliwia odprowadzenie nadmiernych ilości azotu wraz z odpływającymi/zrzucanymi z Jeziora wodami do Odry. Znaczące efekty działania preparatu odnotowano w zakresie poprawy przezroczystości wody. Zastosowanie preparatów znacząco poprawiło penetrację wody przez światło słoneczne i podniosło „wizualną” jakość wody – która jest bardzo ważna przy funkcjonującym turystycznym wykorzystywaniu wód Jeziora. Zastosowanie preparatów nie wpłynęło na podstawowe parametry wody jak zasolenie czy odczyn. Potwierdza to zapewnienie producenta o braku toksycznych oddziaływań na środowisko wodne. Ilość wprowadzanych substancji chemicznych przy realizacji rekultywacji jest nieistotna dla jakości wody. Badania prowadzone były pod koniec okresu intensywnego rozwoju zakwitu wody i spadających temperatur. Mogło to wpłynąć na uzyskiwane efekty.

Nieznaczne usunięcie (ale okres na redukcję osadów był bardzo krótki) osadów organicznych w zbiorniku badawczym (względem prób odniesienia pobieranych z czaszy Jeziora) wskazuje na oddziaływanie preparatów nie tylko na jakość wody ale i procesy przemian zachodzące w osadach dennych.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Wnioski

1. Przeprowadzone badania wykazały oddziaływanie zastosowanych preparatów na jakość wody i osadów Jeziora Dużego. Daje to podstawę do prowadzenia dalszych badań w zakresie możliwości ich wykorzystania w rekultywacji zbiornika. 2. Preparat nie wykazała negatywnego oddziaływania na mikroorganizmy występujące w ekosystemie zbiornika – Jezioro Turawskie. Co jest przesłanką do zastosowania preparatów na skalę techniczną, jednak po uprzednich badaniach oceniających cały sezon wegetacyjny roślinności wodnej. Wskazane przy tym jest prowadzenie badań nie tylko jakościowych ale i ilościowych organizmów wodnych. 3. Podczas badań sprawdzano oddziaływanie zastosowanych biopreparatów na chemizm wody. Deklarowane przez producenta oddziaływanie na zawartość fosforu w wodzie nie zostało potwierdzone. Natomiast stwierdzono wpływ preparatów na rozkład stężeń fosforu ogólnego w wodzie. Możliwe jest iż nie uzyskano skutecznej redukcji fosforu wodzie ze względu na zbyt krótki okres prowadzenia badań oraz szybko i znacznie obniżającą się temperaturę wody – co skutkowało jej obniżającą się aktywnością biologiczną, niezbędną do redukcji fosforu. 4. Zastosowanie preparatów wykazało znaczącą modyfikację przemian azotowych w wodach Jeziora Turawskiego. W akwenie, na którym zastosowano preparat nastąpił wzrost intensywności procesów nitryfikacyjnych, co pozwala na aktywne odprowadzanie nadmiernych ładunków azotu (skumulowanych w wodach Jeziora) do Odry – w okresie gdy nie będą w niej powstawały zakwity. 5. Badania prowadzone były w wydzielonym akwenie. Zatrzymanie wody pomiędzy ścianami tego wydzielonego zbiornika nie pozwoliło na ocenę oddziaływania przepływu wody – jaki ma miejsce w Jeziorze Turawskim – na skuteczność działania biopreparatów. Aby takie oddziaływanie ocenić potrzebne są kolejne badania ujmujące ten proces. 6. Pomimo oddziaływania zastosowanych preparatów na chemiczną jakość wody, nie stwierdzono w tym zakresie oddziaływań toksycznych czy w inny sposób niebezpiecznych dla środowiska wodnego. Preparaty wykazały odporność na toksyczne stężenia metali ciężkich występujące incydentalnie w wodach Jeziora. 7. Pomimo bardzo krótkiego okresu badań, stwierdzono oddziaływanie preparatów na osady denne. Na obszarze stosowania preparatów nastąpiła minimalna – jednak rejestrowalna redukcja osadów. Jednocześnie w wodach odnotowano wzrost niestabilności stężeń fosforu. Oznaczać to może przemieszczanie zanieczyszczeń z osadów do toni wody. Dla potwierdzenia tej tezy konieczne są jednak dalsze badania.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 Piśmiennictwo

1. Altermann E., Russell W. M., Azcarate-Peril M. A., , Barrangou R., Buck B.L., McAuliffe O., Souther N., Dobson A., Duong T., Callanan M., Lick S., Hamrick A., Cano R.,. Klaenhammer T.R..2005:Pelna sekwencja genomu probiotycznych bakterii kwasu mlekowego Lactobacillus acidophilus NCFM. PNAS 15 marca 2005, tom 102 nr 11 3906-3912. 2. Bojakowska I.,Sokolowska G., Guwicz T.1997: Heavy metals in recent alluvium of the Odra River, Geological Quarterly, Vol. 41, No.3, p. 395-404. 3. Brock T.D. 1985:An eutrophic lake- Lake Mendota Wisconsin. Springer Verlag NY. 4. Buck T.D. 2000: Dinofity [w:] Encyklopedia biologiczna, tom 2. OPRES, Karków. 5. Chen H., Burke J.M., Prepas E.E. 2011: Cyanobacterial Toxins in Fresh Waters. Encyclopedia of Environmental Health, Elsevier, Burlington, p. 860-871. 6. Dojlido J. 1999: Chemia wód powierzchniowych, Arkady. 7. Duda-Gromada K., Bujdoso Z., David L. 2010: lakes, reservoirs and regional development through some examples in Poland and Hungary (in:) GeoJournal of Tourism and Geosites,Year III, no. 1, vol. 5, May, p. 16-23. 8. Czaplicka-Kotas A., Slusarczyk Z., Pieta M., Szostek A.: Analiza zależności wskaźnikami jakości wody w Jeziorze Goczałkowickim w aspekcie zakwitów fitoplanktonu, Ochrona środowiska, Vol. 34, Nr 1 s. 21-27. 9. Dubel K.,Głowacki M.,, Juszczyszyn-Pieczonka M. (2004): Raport o stanie środowiska miasta Opola, Opolskie Centrum Edukacji Ekologicznej. 10. Dubel K., Głowacki M., Rauziński R., Juszczyszyn-Pieczonka M., Kubok J., Rauze L. (2002): Modelowy program wykorzystania walorów przyrodniczo-krajobrazowych Stobrawskiego Parku Krajobrazowego w procesie rozwoju społeczno-gospodarczego gminy Pokój, Urząd Gminy Pokój. 11. Głowacki M. (2008): Potencjalne zagrożenia jakości wód spowodowane powodzią, [w:] Zarządzanie kryzysowe – ochrona przed powodzią (rozwiązania praktyczne), red. Paul L., Wiatkowski M., ss. 191-202, UO, Opole 2008. 12. Głowacki M.2005: Badania wód miasta Opola [w:] Raport o stanie środowiska miasta Opola w latach 2004-2005 opracowany na podstawie programu edukacyjnego „Czysta Odra – szkolny monitoring środowiska”, Opolskie Centrum Edukacji Ekologicznej, s. 29-56. 13. Głowacki M.2004: Szkolny monitoring wód, Wydanie II, Opolskie Centrum Edukacji Ekologicznej.

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 14. Głowacki M., Głowacka E. 1989: Stan wybranych elementów srodowiska w rejonie jazior turawskich, (praca magisterska) WSP w Opolu. 15. Hindak F. 1978: Sladkovodne riasy. Slovenske Pedagogicke Nakladatelstvo, Bratislava. 16. Miedzy wskaznikami jakosci wody w Jeziorze Goczałkowickim w aspekcie zakwitów fitoplanktonu. Ochrona Srodowiska2012: 34(1)., p.1-7. 17. Frankiewicz P. 1997:Regulacja i kontrola procesów biologicznych w celu poprawyjakości wody w zbiorniku zaporowym [w:] Zastosowanie biotechnologii ekosystemalnychdo poprawy jakości wód, Zalewski M., Wiśniowiecki J.R. (red.). Zeszyty Naukowe Komitetu Człowiek i Środowisko, 181, 997, p. 115- 135. 18. Kabziński A. 2005:Toksyczne zakwity sinicowe: (II) Podstawy ekologii sinic.BIOSKOP, 1, 2005, p. 6-13. 19. Kabziński A., Grabowska M., Juszczak R., Karkoszka I. 2008. Badanie wpływu czynników środowiskowych na wielkosc zakwitów oraz biosynteze hepatotoksynsinicowych w zbiorniku Siemianówka w sezonie wegetacyjnym 2007 [w:]Ekotoksykologia w ochronie srodowiska, B. Kołwzan i K. Grabas (red.). Materiały z IIkonferencji naukowej Ekotoksykologia w ochronie srodowiska, Szklarska Poreba 25-27wrzesnia 2008 r., PZITS, Szklarska Poreba, ss. 153-158. 20. Kadłubowska J.Z.1975: Zarys algologii. PWN Warszawa. 21. Kajak Z. 1998. Eutrofizacja jezior. PWN, Warszawa. 22. Kajak Z.: 2001 - „Hydrobiologia – limnologii, Ekosystemy wód śródlądowych“ PWN, Warszawa. 23. Kawecka B., Eloranta P.V. 1994. Zarys ekologii glonów wód słodkich i środowisk lądowych. PWN, Warszawa.Krajowy Zarząd Gospodarki Wodnej: Diagnoza aktualnego stanu gospodarki wodnej, Ministerstwo Środowiska, Warszawa 2010. 24. Kleerebezem M. 2003: Pełna sekwencja genomu Lactobacillus plantarum WCFS1. PNAS, 100: 1990/95 . 25. Kowalewski Z. 2003. The effect of surface water retention on water balance in small river catchments. Woda-Srodowisko-Obszary Wiejskie. Rozpr. Nauk. i Mon, 6: 87-96. 26. Kozieł W. Włodarczyk T. 2011. Glony - produkcja biomasy. Acta Agrophysica, 17(1):105-116. 27. Kubiak J., Tórz A., Nedzarek A., 2006. Hydrochemical conditions, susceptibility todegradation, trophic state and rate of eutrophication in Lake Bedgoszcz. ActaScientiarum Polonorum – Piscaria, 5(1): 73-89. 28. Lemonick M.D. 2014: Kuiper Belt Missions Could Reveal the Solar System’s Origins (in:) Scietific American, Volume 311, Issue 5, November 2014, p. 46-53. 29. Martinez-Santos P., Aldaya M. M., Llama R.,M. 2014: Integrated water resources management: State of the art and the way forward (in:)Integrated water resources

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 management in the 21st century. Revisiting the paradigm. CRC Press Taylor&Francis Group, London, UK, 2014 p.17-36. 30. Martyniak A., Boroń Sł., Hliwa P., Grzelachowska R., Szymańska U., Gabryś B. 1995: Podstawy wędkarsko-rybackiego zagospodarowania zbiornika zaporowego Turawa. „Aquacompleks”, Olsztyn 1995 31. McCarthy M.J., James R.T., Chen Y., East T.L., Gardner W.S. 2009:Nutrient ratiosand phytoplankton community structure in the large, shallow, eutrophic, subtropicalLakes Okeechobee (Florida,USA) and Taihu (China). Limnology, 10: 215-227. 32. Mehnert G., Leunert F., Cires S., Johnk K.D., Rucker J., Nixdorf B., Wiedner C.2012:Competitiveness of invasive and native cyanobacteria from temperate freshwatersunder various light and temperature conditions. Journal of Plankton Research, 32(7): 1009-1081. 33. Morawa-Skrzydeł G.: 2007 - „Ocena przydatności do kąpieli wód Jeziora Dużego w Turawie”, Wojewódzka Stacja Sanitarno-Epidemiologiczna w Opolu 34. Nicklisch A., Shatwell T., Köhler J. 2007:Analysis and modelling of the interactiveeffects of temperature and light on phytoplankton growth and relevance for the springbloom. Journal of plankton research, 1(30): 75-91. 35. Ostrowska M., Ledwoń K. 2000: Wpływ zbiornika retencyjnego Turawa na kształtowanie się zbiorowiska organizmów fitobentosowych w wodach rzeki Mała Panew. Warsztaty z Meteorologii Nauk Empirycznych 2000; Uniwersytet Opolski KIP, Opole: 26-32 36. Pełechata A., Walna B., Pełechata M., Kaczmarek L., Ossowski P., Lorenc M. 2009:Sezonowa dynamika zbiorowiska glonów i sinic planktonowych Jeziora Góreckiego natle cech fizyczno- chemicznych wód powierzchniowych i stopnia rozwoju makrofitów.Wielkopolski Park Narodowy w Badaniach Przyrodniczych, ss. 27-42. 37. Podgórska B., Synowiec P., Stelmach M., Podgórski M. 2013: Prognoza oddziaływania na środowisko „programu usuwania wyrobów zawierających azbest z terenu gminy turawa, Albeko. 38. Puchalski W. 1996:Perspektywy rekultywacji wód. Przegląd Przyrodniczy; 7 (3-4):187-198 39. Raport o stanie społeczno-gospodarczym gminy Turawa. 2005:FRDL – Małopolski Instytut Samorządu Terytorialnego i Administracji w Krakowie. 40. Rakowska B. 2001: Study of diatom diversity in water ecosystems of Poland's lowlands. Wyd. Uniw. Łódz. 75; 41. Rakowska B. 2003: Okrzemki - organizmy, które odniosły sukces. Kosmos; 52 (2-3): 307-314

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05 42. Ravi, A.V., K.S. Musthafa, G. Jegathammbal, K. Kathiresan i S.K. Pandian. 2007: Przegląd i ocena probiotyków jako środek ochrony biologicznej przed chorobotwórczymi gatunkami Vibrio w akwakulturze morskiej. Opracowania w zakresie Mikrobiologii stosowanej. 45 (2): 219-223. 43. Reynolds C.S. 2006:The ecology of phytoplankton. Cambridge University. UK 44. Rogers E.H., Hunter III E.S., Moser V.C., Phillips P.M., Herkovitz J., Muñoz L.,Hall L.L., Chernoff N. 2005:Potential developmental toxicity of anatoxin-a, cyanobacterial toxin. Journal of Applied Toxicology, 25: 527–534. 45. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 listopada 2011 r. w sprawie sposobu klasyfikacji stanu jednolitych części wód powierzchniowych oraz środowiskowych norm jakości dla substancji priorytetowych: Dz. U. z 2011 r. Nr 257, poz. 1545 46. Schoeman F. R. 1973:A systematical and ecological study of the diatom flora of Lesotho with special reference to the water quality. V.Z.Printers Pretoria. 47. Siemińska J. 1964: Flora słodkowodna Polski: Bacillariophyceae – Okrzemki. PWN W-wa. 48. Sivakumar K., Karuppasamy R. 2008:Factors Affecting of Phytoplankton in aReservoir of Tamilnadu, India. American-Eurasian Journal of Botany, 1(3): 99-103. 49. Skalska T. 1975: Zbiorowiska glonów w silnie zasolonym i zanieczyszczonym potoku Kochłówka. Arch. Ochr. Środ. Nr 1: 147-176. 50. Stachy J. (red.) 1987: Atlas hydrologiczny Polski, Wydawnictwa Geologiczne, Warszawa. 51. Stankiewicz A., Jamsheer-Bratkowska M., Maziarka D., Skotak K. 2011:Zasady oceny zagrożen zdrowotnych zwiazanych z zakwitami sinic w kapieliskach. Medycyna Srodowiskowa, 14(1): 85- 92. 52. Starmach K. 1989: Plankton roślinny wód słodkich. PWN W-wa. 53. Timmusk, S. N. Grantcharova, E. Gerhart i H. Wagner. 2005: Paenibacillus polymyxa atakuje korzenie roślin i wytwarza cienką powłokę biologiczną. Biologia środowiskowa i stosowana. 71 (11): 7292-7300 54. Trojanowska A., Polański K., Zawadzka A., Izydorczyk K. 2007: Przestrzenne zróżnicowanie zawartości wybranych pierwiastków, w tym metali ciężkich w osadach zbiornika Sulejowskiego przed i po wystąpieniu zakwitu sinicowego, [w:]monografia „Bory Tucholskie i inne obszary leśne – ochrona, monitoring, edukacja”, Wydawnictwo Uniwersytetu Łódzkiego, Łódź 55. Turoboyski L. 1979: Hydrobiologia Techniczna. PWN Warszawa. 56. Wasylik K. 1985: Diatom communities in pure polluted waters in the Biała Przemsza river basin. Acta Hydrobiol. T. 25/26, z. 3/4: 287-316. 57. Warunki korzystania z wód zlewni Małej Panwi wraz z przeprowadzeniem strategicznej oceny oddziaływania na środowisko. 2012: Regionalny Zarząd Gospodarki Wodnej we Wrocławiu, MGGP, Kraków 2012

Pobrano z https://repo.uni.opole.pl / Downloaded from Repository of Opole University 2021-10-05