Rozprawa Doktorska

AGH Akademia Górniczo Hutnicza Wydział Geodezji Górniczej i In żynierii Środowiska Katedra Kształtowania i Ochrony Środowiska

Rozprawa doktorska

mgr in ż. Zbigniew Kowalewski

WERYFIKACJA MO ŻLIWO ŚCI ZASTOSOWANIA INTEGRALNEGO KRYTERIUM DO OCENY STANU TROFICZNEGO WÓD PŁYN ĄCYCH

Promotor: dr hab. in ż. Elena Neverova-Dziopak, prof. nadz. AGH w Krakowie

Kraków, 2012

Składam serdeczne podzi ękowania Promotorowi pracy Pani Profesor Elenie Neverovej-Dziopak za po świ ęcony czas oraz pomoc podczas realizacji pracy

Spis tre ści

1. Wprowadzenie ...... 5 1.1. Uzasadnienie wyboru tematu ...... 9 1.2. Cel pracy ...... 10 1.3. Zakres pracy ...... 10 1.4. Tezy pracy ...... 10 2. Eutrofizacja jako priorytetowy problem ochrony wód ...... 12 2.1. Istota procesu eutrofizacji...... 12 2.2. Źródła substancji eutrofizuj ących ...... 15 2.3. Konsekwencje eutrofizacji ...... 20 3. Sposoby oceny stanu troficznego ...... 27 3.1. Sposoby oceny stanu troficznego na podstawie granicznych warto ści wska źników troficzno ści ...... 28 3.2. Sposoby oceny stanu troficznego na podstawie indeksów eutrofizacji...... 34 4. Typologia wód płyn ących ...... 45 5. Problemy metodologiczne oceny stanu troficzno ści wód ...... 52 6. Uzasadnienie wyboru indeksu ITS ...... 56 6.1. Ograniczenia zwi ązane z zastosowaniem istniej ących sposobów oceny stanu troficznego ...... 56 6.1.1. Graniczne warto ści wska źników troficzno ści...... 56 6.1.2. Indeksy eutrofizacji ...... 59 6.1.3. Wska źniki biologiczne ...... 60 6.2. Uzasadnienie wyboru indeksu ITS jako kryterium troficzno ści ...... 60 7. Metodyka bada ń ...... 62 7.1. Charakterystyka bazy danych ...... 62 7.2. Statystyczne opracowanie danych ...... 65 8. Opracowanie metodologii oceny tendencji do eutrofizacji ...... 68 9. Weryfikacja zastosowania indeksu ITS do oceny stanu troficzno ści rzek ...... 75

9.1. Ocena stanu troficznego w oparciu o indeks ITS ...... 75 9.2. Weryfikacja oceny na podstawie warto ści granicznych wska źników troficzno ści ...... 76 9.2.1. Ocena na podstawie granicznych warto ści azotu ogólnego...... 77 9.2.2. Ocena na podstawie granicznych warto ści fosforu ogólnego ...... 80 9.2.3. Ocena na podstawie zawarto ści chlorofilu-a ...... 84 9.2.4. Ocena na podstawie zasady „one out – all out” ...... 88 9.3. Weryfikacja oceny na podstawie indeksów eutrofizacji ...... 91 9.4. Analiza porównywalno ści oceny w oparciu o ITS z ocen ą na podstawie rozporz ądze ń Ministra Środowiska ...... 93 9.5. Podsumowanie wyników weryfikacji ...... 95 10. Efektywno ść ekonomiczna stosowania integralnego kryterium troficzno ści ITS 99 11. Podsumowanie i wnioski ko ńcowe ...... 103 Spis literatury ...... 109 Spis ilustracji ...... 121 Spis tabel ...... 122 Spis zał ączników ...... 124 Zał ączniki ...... 125

1. Wprowadzenie

Obecnie procesy rozwoju i transformacji ekosystemów wodnych przebiegaj ą znacznie szybciej ni ż wcze śniej, poniewa ż s ą uwarunkowane nie tyle czynnikami naturalnymi, działaj ącymi w skali procesów geologicznych, ile czynnikami antropogenicznymi. Do globalnych procesów, których pr ędko ści znacznie wzrosły w ostatnich dziesi ęcioleciach, mo żna zaliczy ć proces eutrofizacji antropogenicznej, obejmuj ący wielu akwenów wodnych na całym świecie i prowadz ący do pogorszenia jako ści wód. Zjawisko eutrofizacji jest cz ęsto definiowane jako wzbogacenie wód w substancje biogenne, które wywołuj ą masowy rozwój ro ślinno ści wodnej. Jednak jest to tylko zewn ętrznym objawem bardzo skomplikowanego przyrodniczo-antropogenicznego procesu, w którym dominuj ącą rol ę odgrywaj ą czynniki przyrodnicze, a czynniki antropogeniczne są mocnym katalizatorem tego procesu. Eutrofizacja stanowi cz ęść składow ą naturalnego procesu, który niektórzy autorzy nazywają „starzeniem si ę wód”. Proces ten prowadzi do zwi ększenia ich produktywno ści w wyniku wzbogacania si ę wód w substancji biogenne dostarczane ze źródeł naturalnych. Działalno ść antropogeniczna w znacznym stopniu przyspieszyła rozwój procesów eutrofizacji i doprowadziła do takich zmian, które w sposób naturalny pojawiłyby si ę za dziesi ątki tysi ęcy lat. Sprzyjały temu budowa zbiorników zaporowych i elektrowni wodnych, odprowadzanie ścieków komunalnych i przemysłowych do odbiorników oraz spływy powierzchniowe z terenów zurbanizowanych, rozwój rolnictwa, hodowli zwierz ąt oraz żeglugi i rekreacji, a tak że inne rodzaje działalno ści gospodarczej. Badania naukowe pokazały, że zmiana stanu i jako ści wód powierzchniowych jest uwarunkowana nie tylko dostarczaniem substancji biogennych ze źródeł zewn ętrznych, ale równie ż procesami, które przebiegaj ą w ekosystemach wodnych oraz stanem ich równowagi ekologicznej. Z tego punktu widzenia antropogeniczne dostarczanie substancji biogennych stanowi okre ślony etap procesu eutrofizacji, do którego doł ączaj ą si ę naturalne procesy biologiczne, prowadz ące do intensywnej akumulacji substancji organicznej w wodach powierzchniowych i ich samozanieczyszczenia. Problem eutrofizacji od lat siedemdziesi ątych ubiegłego stulecia nabiera skali globalnej ze wzgl ędu na jej negatywne konsekwencje, których rezultatem mo że by ć całkowita utrata gospodarczych i biosferycznych funkcji ekosystemów wodnych.

Na uwag ę zasługuje fakt, że „zakwity wód”, stanowi ące najbardziej spektakularny symptom eutrofizacji, powstaj ą w wyniku oddziaływania antropogenicznego i mog ą by ć traktowane jako reakcja przystosowania ekosystemu do zmieniaj ących si ę warunków środowiskowych i nowy etap jego funkcjonowania. „Zakwity”, z jednej strony, jest to wska źnik pogorszaj ącego si ę stanu sanitarno-higienicznego wód, z drugiej strony – same stanowi ą źródło ich biologicznego zanieczyszczenia ze wszystkimi wynikaj ącymi st ąd konsekwencjami zdrowotnymi, ekologicznymi i ekonomicznymi. Dla ekosystemów wodnych zagro żenie eutrofizacj ą antropogeniczn ą jest nie mniej gro źne, ni ż zanieczyszczenie substancjami toksycznymi. Kiedy zawarto ść w wodzie substancji biogennych, zwłaszcza zwi ązków azotu i fosforu, znacznie przewy ższa poziom krytyczny, zwi ększa si ę intensywno ść procesów życiowych organizmów wodnych. Wynikiem tego jest masowy rozwój ro ślinno ści wodnej, woda staje si ę m ętna, pojawiaj ą si ę nieprzyjemne zapach i smak. Wzrastaj ąca zawarto ść substancji organicznej stymuluje rozwój bakterii saprofitowych (w tym niebezpiecznych chorobotwórczych), powstaj ą sprzyjaj ące warunki do rozwoju grzybów i wirusów, co pogarsza sytuacje epidemiologiczn ą. Przy nadmiarze substancji organicznych w wodzie powstaj ą stabilne organiczno-mineralne zwi ązki metali ci ężkich, a znaczna cze ść rozpuszczonego w wodzie tlenu jest zu żywana na utlenienie substancji organicznych. Z kolei deficyty tlenu negatywne wpływaj ą na funkcjonowanie organizmów wodnych i sprzyjaj ą zwi ększeniu rozpuszczalno ści zwi ązków fosforu, które uwalniaj ą si ę z osadów dennych i dodatkowo pot ęguj ą proces eutrofizacji. W taki sposób, od pewnego momentu proces eutrofizacji staje si ę nieodwracalny i prowadzi do degradacji wód. Nasilaj ącą si ę intensywno ść procesów eutrofizacji oraz specyfika tych procesów w wodach ró żnego typu wymagaj ą opracowania specjalnych sposobów i metod kontroli i ochrony ekosystemów wodnych. W celu wszechstronnego poznawania tego procesu i specyfiki jego przebiegu na całym świecie s ą prowadzone systematyczne obserwacje i badania rzek, jezior, zbiorników zaporowych i akwenów morskich. Przykładowo w Stanach Zjednoczonych, Kanadzie oraz krajach Europy przeprowadzono inwentaryzacj ę wód pod wzgl ędem ich statusu troficznego. Ustalono, że w kontek ście zwi ększenia bioproduktywno ści eutrofizację wód do pewnego poziomu mo żna rozpatrywa ć jako pozytywny proces. W zwi ązku z tym bardzo wa żna jest ocena optymalnego poziomu troficzno ści wód i dopuszczalnej zawarto ści w nich substancji biogennych.

Poniewa ż obecnie jedn ą z podstawowych przyczyn nasilenia si ę intensywno ści procesów eutrofizacji jest akumulacja substancji biogennych w środowisku wodnym, st ąd zawarto ść tych substancji w wodach jest rozpatrywana jako podstawowy wska źnik potencjalnej eutrofizacji. Natomiast charakter rozwoju organizmów fitoplanktonowych jest rezultatem zawarto ści substancji biogennych. W zwi ązku z tym podstaw ę ilo ściowej oceny poziomu troficzno ści najcz ęś ciej stanowi ą wska źniki rozwoju fitoplanktonu jako priorytetowego czynnika kształtowania jako ści wód. Z kolei rozwój i ró żnorodno ść gatunkowa fitoplanktonu uwarunkowane s ą całokształtem hydrologicznych i fizykochemicznych parametrów. Do dokonania oceny przebiegu procesów eutrofizacji zachodzi potrzeba gromadzenia statystycznych szeregów wiarygodnych wieloletnich danych monitoringu specyficznych wska źników, które charakteryzuj ą kierunek i pr ędko ść naturalnych zmian ekosystemów wodnych z uwzgl ędnieniem ich regionalnych wła ściwo ści. Przy tym nale ży pami ęta ć, że ekosystemy wodne ró żni ą si ę nie tylko pod wzgl ędem cech hydromorfologicznych i hydrodynamicznych, ale równie ż pod wzgl ędem ich zdolno ści przystosowania si ę do zmieniaj ących si ę pod wpływem eutrofizacji warunków abiotycznych i biotycznych. W zwi ązku z tym istnieje konieczno ść typizacji ekosystemów wodnych w celu odró żnienia ich typologicznych wła ściwo ści od wła ściwo ści indywidualnych. W wyniku du żej dynamiczno ści procesów eutrofizacji i ich zale żno ści od całokształtu czynników (hydrologicznych, hydrodynamicznych, hydrobiologicznych, morfologicznych oraz edaficznych i klimatycznych) proces oceny ich statusu troficznego w celu kontroli przebiegu tego procesu i zarz ądzania nim jest wyj ątkowo skomplikowany. Bardzo powa żnym problemem przy ocenie przebiegu eutrofizacji i prognozy jej konsekwencji jest to, że dzi ęki mechanizmom homeostazy negatywne zmiany w funkcjonowaniu ekosystemów wodnych pod wpływem czynników antropogenicznych na pierwszym etapie s ą trudno zauwa żalne i trudno je odró żni ć od zmian naturalnych. Ocena konsekwencji eutrofizacji antropogenicznej oraz ich skali mo że by ć przeprowadzona tylko na podstawie systematycznych obserwacji w ci ągu wieloletniego okresu. Jak pokazała analiza stanu wiedzy z zakresu badanej problematyki, odpowiednia ocena statusu troficznego wód i skali zmian funkcjonowania ekosystemu wodnego oraz jakości u żytkowych wód jest utrudniona ze wzgl ędu na brak wieloletnich wyników

7 obserwacji szeregu parametrów hydrobiologicznych. Oprócz tego niesatysfakcjonuj ącą jest organizacja systemu monitoringu pod k ątem eutrofizacji, brakuje jednolitej metodologii oceny poziomu troficzno ści wód oraz uniwersalnych i tanich wska źników eutrofizacji. Na niekorzystne konsekwencje eutrofizacji s ą najbardziej nara żone słodkowodne jeziora i zbiorniki, ale w ostatnich dziesi ęcioleciach na skutek intensywnej działalno ści gospodarczej zjawisko to co raz cz ęś ciej wyst ępuje w wodach morskich oraz wodach płyn ących. Długo ść sieci rzecznej w Polsce jest do ść znaczna i wynosi 74714 km, z tego 52% uregulowana. Cech ą pozytywn ą regulacji rzek jest zaspokajanie potrzeb gospodarczych, natomiast taka drastyczna ingerencja w ich środowisko prowadzi do utraty naturalnych walorów rzeki, zmiany struktury biotopów i biocenozy rzecznej, a w konsekwencji zmniejsza jej zdolno ści samooczyszczaj ące i prowadzi do zanieczyszczenia oraz post ępuj ącej eutrofizacji. W sieci hydrograficznej dowolnej zlewni dominuj ą średnie i małe rzeki, które s ą bardzo uzale żnione od sytuacji w obszarze zlewiska, a antropogeniczna działalno ść w tej strefie w du żym stopniu wpływa na stan ekosystemów rzecznych. Jeszcze nie tak dawno podstawowymi źródłami zanieczyszczenia rzek były ścieki komunalne i przemysłowe. W ostatnich latach ładunek zanieczyszcze ń ze źródeł punktowych zmniejszył si ę na skutek budowy coraz wi ększej liczby oczyszczalni, ale jednocze śnie zwi ększył si ę udział spływów obszarowych z terenów rolniczych i niekorzystny wpływ żeglugi i energetyki wodnej. Ocena stanu troficznego rzek jest znacznie bardziej skomplikowana, ani żeli wód stoj ących, poniewa ż objawy tego procesu i jego przebieg ró żni ą si ę w zale żno ści od typu rzeki. Tradycyjnie eutrofizacj ę wód przyj ęto ocenia ć na podstawie granicznych warto ści zespołu wska źników, opracowanych przez ró żnych autorów przewa żnie dla wód stoj ących lub estuariów, a tak że zgodnie z obowi ązuj ącymi rozporz ądzeniami w tym zakresie. Jednak, jak pokazuje praktyka, ze wzgl ędu na du żą liczb ę czynników determinuj ących rozwój procesów eutrofizacji, bardzo cz ęsto tradycyjne podej ście do oceny stanu troficzno ści rzek daje niewiarygodne lub sprzeczne wyniki i utrudnia ocen ę rzeczywistej sytuacji. Zapobieganie intensyfikacji procesów eutrofizacji i ochrona przed jej negatywnymi konsekwencjami wymaga opracowania specjalnego systemu monitoringu oraz wska źników i metod oceny stanu troficzno ści wód zgodnie z nowoczesnymi wymaganiami. Obecnie nie istnieje jednolita metodologia słu żą ca do oceny stopnia eutrofizacji. Co wi ęcej, ró żnorodne dyrektywy i dokumenty unijne nie precyzuj ą procedury oceny statusu

8 troficznego wód, a do oceny przebiegu tego zjawiska w ró żnych krajach s ą stosowane rozmaite wska źniki o ró żnych warto ściach granicznych. Wa żna rola rzek w gospodarce kraju oraz ich funkcje przyrodnicze i środowiskowe zmuszaj ą do poszukiwania skutecznych sposobów ich ochrony przed eutrofizacj ą i jej negatywnymi konsekwencjami. Przedsi ęwzi ęcia ochronne z kolei powinny opiera ć si ę na wiarygodnej informacji o stanie faktycznym wód, uzyskanej za pomoc ą prostych i tanich w zastosowaniu oraz łatwych do interpretacji wska źników eutrofizacji, nadaj ących si ę równie ż do celów aplikacyjnych. Takie wska źniki stanowi ą podstaw ę formułowania modeli matematycznych, sporz ądzania prognozy, oceny efektywno ści inwestycji ochronnych, oceny oddziaływania ścieków na wody odbiorników i ustalenia wymaganego stopnia redukcji zanieczyszcze ń, zwłaszcza substancji biogennych, i innych celów.

1.1. Uzasadnienie wyboru tematu

Wnikliwa analiza stanu wiedzy w zakresie problematyki zwi ązanej z eutrofizacj ą wód, a zwłaszcza sposobów oceny ich stanu troficznego, pozwoliła wnioskowa ć, że w chwili obecnej brak jest uniwersalnej metodologii oceny stanu troficzno ści wód powierzchniowych, natomiast istniej ące metody posiadaj ą ró żnorakie mankamenty, które zmniejszają wiarygodno ść wyników tej oceny, co komplikuje opracowanie odpowiednich technicznych i organizacyjno-prawnych przedsi ęwzi ęć ochronnych. Krytyczna analiza podej ścia do oceny statusu troficznego wód ró żnej kategorii pozwoliła równie ż stwierdzi ć, że brak jest odpowiedniej metody do oceny stanu troficznego wód płyn ących, poniewa ż praktycznie wszystkie istniej ące sposoby s ą opracowane dla jezior lub stref przybrze żnych mórz. Powy ższe rozwa żania zadecydowały o wyborze tematyki niniejszych bada ń, które zmierzaj ą do opracowania sposobu oceniania stanu troficznego wód płyn ących. Sformułowanie metodyki oceny z kolei przyczyni si ę do znacznego uproszczenia monitoringu, zwi ększenia wiarygodno ści oceny stanu wód i rozwi ązania zada ń aplikacyjnych w zakresie ich ochrony. Podj ęty w niniejszej pracy kierunek bada ń nawi ązuje do współczesnych tendencji światowych w zakresie nowych wymaga ń stawianych wska źnikom środowiskowym, które odpowiadałyby celom i zadaniom ochrony oraz zintegrowanego zarz ądzania zasobami wodnymi zgodnie z zasadami rozwoju zrównowa żonego.

1.2. Cel pracy

Celem pracy jest wybór kryterium troficzno ści i opracowanie na jego podstawie takiego sposobu oceny stanu troficzno ści wód płyn ących, który pozwalałby na zwi ększenie jej wiarygodno ści i dokładno ści, zmniejszenie kosztów monitoringu oraz stanowiłby przydatne narz ędzie do rozwi ązywania zada ń in żynieryjnych w zakresie ochrony wód.

1.3. Zakres pracy

Praca zawiera szereg oddzielnych i merytorycznie uzasadnionych zagadnie ń, które pozwoliły na pełne zrealizowanie postawionego celu badawczego i uj ęto je w formie ośmiu zada ń cz ąstkowych. 1. Szczegółowa analiza istniej ących metod i sposobów oceny stanu troficzno ści w celu doboru optymalnego kryterium, który odpowiada nowoczesnym wymaganiom stawianym wska źnikom środowiskowym. 2. Wybór kryterium oceny stanu troficzno ści wód płyn ących. 3. Opracowanie algorytmu przygotowania danych wieloletniego monitoringu wód płyn ących do analizy statystycznej. 4. Analiza korelacyjna i regresyjna w celu ustalenia charakteru zale żno ści pomi ędzy rozpuszczonymi gazami: dwutlenkiem w ęgla a tlenem w wodach płyn ących ró żnego typu. 5. Opracowanie metodologii oceny tendencji do eutrofizacji wód płyn ących. 6. Ocena stanu troficzno ści cieków wykazuj ących tendencje do eutrofizacji. 7. Weryfikacja wyników oceny dokonanej w oparciu o wybrane integralne kryterium. 8. Obliczenie ekonomicznej efektywno ści monitoringu wód płyn ących na podstawie zaproponowanego kryterium.

1.4. Tezy pracy

Kieruj ąc si ę postawionymi celami badawczymi sformułowano tezy o znaczeniu zarówno poznawczym, jak i praktycznym. 1. Kryterium, które w sposób najbardziej adekwatny odzwierciedla stan troficzny dowolnych wód powierzchniowych jest stan bilansu produkcji i rozkładu materii organicznej, nazywanym bilansem biotycznym.

2. Stan bilansu biotycznego dowolnych wód powierzchniowych mo że by ć oceniony za pomoc ą wska źnika odzwierciedlaj ącego bilans rozpuszczonych w wodzie gazów: tlenu i dwutlenku w ęgla. 3. Sposób oceny troficzno ści oparty na powy ższym wska źniku mo że słu żyć do wiarygodnej oceny stanu troficznego wód płyn ących i znacznego zmniejszenia kosztów monitoringu wód.

Praca została wykonana w ramach realizacji mi ędzyrz ądowego projektu naukowo- badawczego na temat Opracowanie uniwersalnych kryteriów statusu troficzno ści wód powierzchniowych w celu zintegrowanej oceny, prognozowania i modelowania ich stanu ekologicznego , wł ączonego do programu wykonawczego Ministerstwa Nauki i Szkolnictwa Wy ższego w ramach polsko-rosyjskiej współpracy naukowo-technicznej na lata 2008-2010, pozycja 13, nr 7612.

Autor niniejszej pracy składa podzi ękowania Wojewódzkim Inspektoratom Ochrony Środowiska w Białymstoku, Bydgoszczy, Lublinie, Zielonej Górze, Łodzi, Krakowie, Warszawie, Rzeszowie, Gda ńsku, Katowicach, Kielcach, Olsztynie, Poznaniu, Szczecinie oraz we Wrocławiu za udost ępnienie danych pochodz ących z monitoringu wód płyn ących.

2. Eutrofizacja jako priorytetowy problem ochrony wód

2.1. Istota procesu eutrofizacji

Termin „eutrofizacja” pochodzi od greckiego słowa eutrophos (eu – dobrze, trophos – pokarm, po żywienie) i charakteryzuje zasobno ść wód powierzchniowych w substancje biogenne (od żywcze). Ne istnieje jedna, spójna definicja eutrofizacji. Przykładowo, w polskim ustawodawstwie okre śla si ę j ą jako: „wzbogacanie wody biogenami, w szczególno ści zwi ązkami azotu lub fosforu, powoduj ącymi przyspieszony wzrost glonów oraz wy ższych form życia ro ślinnego, w wyniku którego nast ępuj ą niepo żą dane zakłócenia biologicznych stosunków w środowisku wodnym oraz pogorszenie jako ści tych wód” [54]. Dyrektywa azotanowa Unii Europejskiej, podstawowy dokument dotycz ący ochrony wód przed azotem pochodz ącym ze źródeł rolniczych, definiuje eutrofizacj ę jako „wzbogacenie wody zwi ązkami azotu, powoduj ące przyspieszony wzrost glonów i wy ższych form życia ro ślinnego i, w wyniku tego, niepo żą dane zaburzenie równowagi organizmów obecnych w wodzie oraz niekorzystne zmiany jako ści danej wody” [53]. Europejska Agencja Środowiska charakteryzuje eutrofizacj ę jako proces zanieczyszczenia, który zachodzi, gdy jezioro lub rzeka zastaje wzbogacone substancjami od żywczymi konsekwencj ą czego jest nadmierny rozwój glonów i innych organizmów ro ślinnych [72]. Profesor Jan Dojlido pisze, że eutrofizacja to „proces zwi ększania si ę w wodzie zawarto ści substancji po żywkowych, głównie azotu i fosforu, i zwi ązany z tym masowy rozwój ro ślin wodnych. Prowadzi to do wzrostu ilo ści materii organicznej powoduj ącej zanieczyszczenie wody” [48]. Ameryka ński badacz Scott Nixon uwa ża, że eutrofizacja jest to „wzrost zawarto ści materii organicznej w ekosystemie wodnym” [169]. Wyró żnia si ę eutrofizacj ę naturaln ą i antropogeniczn ą ( cultural eutrophication ). Mechanizm tych dwóch procesów jest jednakowy, ró żnic ę stanowi jedynie pr ędko ść zmian, zachodz ących w ekosystemach wodnych. W wypadku eutrofizacji naturalnej s ą to tysi ące i setki lat, natomiast przebieg eutrofizacji antropogenicznej liczy si ę w dekadach [171]. Najbardziej spektakularnym przejawem eutrofizacji są zakwity wód, wywołane wzmo żonym rozwojem ro ślinno ści, co przedstawia rysunek 2.1.

Rys. 2.1. Zakwit wody w stawie w miejscowo ści Szczawnica (fot. autora)

Na produkcj ę ro ślinn ą w wodach powierzchniowych wpływa wiele czynników: światło, temperatura, zawarto ść substancji od żywczych, a tak że wła ściwo ści morfologiczne, hydrodynamiczne i hydrobiologiczne cieków i zbiorników wodnych. Pierwiastkami niezb ędnymi do rozwoju ro ślinno ści wodnej s ą pierwiastki biogenne. Nale żą do nich: wodór, w ęgiel, azot, tlen, fosfor, siarka, sód, magnez, potas, wap ń, żelazo, mangan, cynk i cyna [232]. Jednak do podstawowych czynników ograniczaj ących procesy eutrofizacji nale żą zwi ązki azotu i fosforu, których nadmierna zawarto ść prowadzi do intensyfikacji tych procesów. Zgodnie z prawem minimum Liebiga na wzrost i rozwój organizmów ro ślinnych wpływa czynnik, którego zawarto ść w wodzie jest ograniczona, lub jest on dla nich niedost ępny. W ekosystemach słodkowodnych takim czynnikiem jest fosfor, co wynika ze specyfiki jego obiegu biogeochemicznego. W cyklu fosforu nie ma fazy gazowej, jest to cykl sedymentacyjny, bez zasobów rezerwowych w atmosferze. Fosfor znajduje si ę 3- głównie w skałach i osadach dennych, wyst ępuje w formie fosforanu PO 4 , a wi ększo ść jego zwi ązków jest nierozpuszczalna w wodzie. Po zu życiu przez organizmy wi ększo ść fosforu zostaje zdeponowana w osadach dennych, a tylko minimalna jego ilo ść wraca do obiegu i jest wykorzystywana ponownie poprzez rybołówstwo i eksploatacj ę guana. W odró żnieniu od azotu, obieg fosforu w biosferze nie jest bezustanny. Obieg fosforu jest przedstawiony na rysunku 2.2. Biogeochemiczny obieg azotu jest przykładem obiegu substancji gazowej z zasobami rezerwowymi w atmosferze. Azot atmosferyczny jest przekształcany przez bakterie nitryfikacyjne w amoniak, a nast ępnie w jon amonowy

13 w procesach amonifikacji. Pó źniej w procesie nitryfikacji amoniak zostaje utleniony do azotanów i azotynów. Po wykorzystaniu przez organizmy cz ęść azotu jest deponowana w osadach, cz ęść w procesie denitryfikacji trafia z powrotem do atmosfery. Schemat obiegu azotu w biosferze przedstawia rysunek 2.3.

Rys. 2.2. Cykl biogeochemiczny fosforu (na podstawie [232])

Rys. 2.3. Cykl biogeochemiczny azotu (na podstawie [232])

Podczas procesów fotosyntezy w środowisku wodnym azot i fosfor s ą pobierane przez organizmy autotroficzne w stosunku 16:1, dlatego głównym czynnikiem limituj ącym eutrofizacj ę w wodach słodkich jest najcz ęś ciej fosfor, chocia ż w ekosystemach wód morskich oraz w wodach zanieczyszczonych limituj ącą rol ę mo że odgrywa ć równie ż azot [48, 205, 232]. Przy odprowadzaniu nadmiernej ilo ści azotu i fosforu do wód powierzchniowych ze źródeł antropogenicznych procesy eutrofizacji zostają przyspieszone kilkakrotnie w wyniku du żej dost ępno ści zwi ązków biogennych dla ro ślinno ści wodnej.

2.2. Źródła substancji eutrofizuj ących

Substancje biogenne, których nadmierna ilo ść sprzyja przy śpieszonemu rozwojowi eutrofizacji, mog ą by ć dostarczane źródłami punktowymi, wraz ze spływami obszarowymi oraz przez depozyty z atmosfery [1, 81]. Źródłami dyfuzyjnymi dostarczania nutrietów s ą spływy z u żytków rolnych i terenów le śnych, procesy spalania, opady atmosferyczne i le śnictwo. Głównymi źródłami punktowymi s ą ścieki miejskie i przemysłowe. Do drugorz ędnych źródeł zalicza si ę akwakultur ę oraz zanieczyszczenia pochodz ące ze zbiorników bezodpływowych [73]. Źródła zwi ązków biogennych oraz sposoby ich przedostawania si ę do wód przedstawia rysunek 2.4. Głównymi źródłami dostarczania biogenów do wód w Europie s ą spływy z obszarów rolniczych oraz zrzut ścieków komunalnych.

Rys. 2.4. Źródła i sposoby przedostawania biogenów do wód (na podstawie [2])

Rolniczymi źródłami azotu i fosforu s ą przede wszystkim stosowane na szerok ą skal ę nawozy sztuczne oraz w mniejszym stopniu obornik [73]. Od lat pi ęć dziesi ątych do ko ńca lat osiemdziesiątych XX wieku stosowanie nawozów mineralnych w pa ństwach Unii Europejskiej stale wzrastało. Wprowadzenie zmian we wspólnej polityce rolnej, maj ących na celu ochron ę wód przed zanieczyszczeniem azotanami pochodzenia rolniczego, spowodowało zmniejszenie stosowania nawozów sztucznych [53, 75]. Dynamika zmian stosowania nawozów w Europie w latach 1950–2005 wraz z prognozami do roku 2015 przedstawiono na rysunku 2.5.

Rys. 2.5. Zmiany ilo ści stosowanych nawozów w krajach UE [67]

Średnie zu życie nawozów mineralnych (NPK) w krajach Unii wynosi około 80 kg/ha/rok, za ś w Belgi, Holandii i Danii stosowanie nawozów przekracza 170 kg/ha/rok [67]. Według Głównego Urz ędu Statystycznego w Polsce średnio stosuje się 120 kg/ha/rok nawozów sztucznych, z czego w przeliczeniu na czysty składnik niecałe 60% stanowi azot, 20% – fosfor i tyle samo – potas [89]. Du ży ładunek azotu i fosforu przedostaje si ę do wód przez spływ powierzchniowy oraz wraz z wodami podziemnymi (azotany). Ładunek substancji eutrofizuj ących, przedostaj ących si ę do wód, zale ży od stopnia nawo żenia oraz rodzaju gleby – szacunkowo jest to 30 kg/ha/rok dla azotu oraz 0,5 kg/ha/rok dla fosforu [73]. Niezabezpieczone odchody zwierz ąt z farm hodowlanych powoduj ą przedostawanie si ę azotu do atmosfery. W ten sposób do atmosfery mo że przedosta ć si ę nawet 55% azotu zawartego w oborniku, który pó źniej wraz z opadami mo że trafi ć do wód [157]. W przypadku gospodarki le śnej głównymi źródłami azotu i fosforu s ą spływy powierzchniowe i podziemne [107]. W wyniku nawo żenia w szkółkach le śnych do wód gruntowych mo że przedostawa ć si ę rocznie nawet 41 kg azotu i 56 kg fosforu z hektara [125]. W niektórych wypadkach, takich jak np. jezioro Mjøsa w Norwegii, głównym

źródłem azotu i fosforu jest wła śnie przemysł drzewny [144]. Jednak w porównaniu ze spływami powierzchniowymi z u żytków rolnych i terenów zurbanizowanych , spływy z terenów le śnych charakteryzuj ą si ę znacznie mniejsz ą zawarto ści ą zwi ązków biogennych. Akwakultura stanowi najszybciej rozwijaj ący si ę dział produkcji żywno ści [ 174]. Od pocz ątku lat sze ść dziesi ątych odnotowuje si ę wzrost tej produkcji średnio o 8% w skali roku. Tylko w roku 2007 światowa produkcja wynosiła 5 2 mln ton [ 17 4], w krajach UE – 1,8 mln ton [71], a w Polsce – 54 tys. ton [81]. Zanieczyszczenia substancjami biogennymi zale żą od typu hodowli i pochodz ą z odchodów organizmów wodnych, resztek pokarmu z hodowl i łososiowatych i tu ńczyków oraz nawo żenia wód w hodowl i karpiowatych, sumokształtn ych, ro ślin i krewetek [122, 248]. Przykładowo straty substancji eutrofizuj ących podczas karmienia organizmów hodowlanych mog ą si ęga ć nawet 20% [190]. Ścisła kontrola ilo ści stosowanego nawozu i pokarmu pozwala na bezpo średnie zmniejszenie ładunków nutrientów przedostaj ących si ę do wód. Procesy spalania paliw kopalnych mog ą równie ż stanowi ć znacz ące źródło dostarczania zwi ązków azotu do wód powierzchniowych. W krajach Unii Europejskiej najwi ększa emisja azotu do atmosfery jest spowodowana transportem drogowym – 39%, oraz produkcj ą i dystrybucj ą energii – 20%. Udział ró żnych źródeł w emisji tlenków azotu do atmosfery przedstawia rysunek 2.6.

Rys. 2.6. Źródła emisji zwi ązków azotu NO X do atmosfery (stan na rok 2008) [68]

W Polsce najwi ększy udział w emisji tlenków azotu NO x ma transport drogowy, na drugim miejscu jest energetyka [86]. W UE, Stanach Zjednoczonych i Japonii emisja zwi ązków azotu do atmosfery charakteryzuje si ę tendencj ą malej ącą [110]. Natomiast w Chinach, Rosji i Indiach emisja NO x wci ąż wzrasta [110]. Najbardziej znacz ącym źródłem zwi ązków azotu i fosforu s ą ścieki. Wpływ ścieków przemysłowych na rozwój procesów eutrofizacji zale ży przede wszystkim od rodzaju produkcji i procesu technologicznego. Źródłem azotu i fosforu s ą ścieki przemysłowe pochodz ące głównie z przemysłu spo żywczego [154, 155], papierniczego i chemicznego, w tym z zakładów produkcji nawozów sztucznych [158]. Skład ścieków pochodz ących z wybranych gał ęzi przemysłu spo żywczego, przedstawia tabela 2.1.

Tabela 2.1. Parametry zanieczyszcze ń ścieków przemysłu spo żywczego [137] Ekstrakt Zawiesina Fosfor Azot BZT, ChZT, Przemysł eterowy, ogólna, ogólny, ogólny, pH g O /m 3 g O /m 3 2 2 g/m 3 g/m 3 g/m 3 g/m 3 Brak Ziemniaczany 400–2500 700–4000 200–1800 10–60 20–250 5–8 danych Brak Cukrowniczy 600–1300 2500 100 –6500 10–70 10–200 6–9 danych Mi ęsny 200–1800 1000–3500 300–1000 400 –1500 10–20 50–200 6–9 i drobiarski Mleczarski 10–2500 1000–5000 45–110 800–1000 5–20 55–160 6–9 Owocowo- 200–1500 400–2800 10–1400 50–800 <1 <5 6–9 warzywny Rybny >7000 >10000 100–700 <3500 5–50 500 5–9 Brak Tłuszczowy >5300 >8700 >6300 >2400 <100 9–11 danych

Ścieki bogate w biogeny s ą generowane przez młyny papiernicze głównie w procesie produkcji pulpy. Zawarto ść zwi ązków azotu i fosforu w ściekach, wyra żona w kilogramach na ton ę powietrzno-such ą (kg/ADt), jest zale żna od stosowanej pulpy oraz od rodzaju produkowanego papieru: w wypadku bibułki jest to 0,009–0,021 kg P og /ADt oraz 0,11–0,34 kg N og /ADt, papieru do druku i pisania – 0,003–0,07 kg P og /ADt i 0,08–

0,17 kg N og /ADt, papieru pochodz ącego z makulatury – 0,001–0,04 kg P og /ADt i 0,03–0,23 kg N og /ADt [154]. W krajach o rozwini ętym przemy śle papierniczym cz ęsto jest on główn ą przyczyn ą eutrofizacji [63, 119]. Jednym z najbardziej niebezpiecznych źródeł dostarczaania substancji biogennych do wód s ą ścieki komunalne, zarówno oczyszczone jak i nieoczyszczone [73, 132]. W krajach Unii Europejskiej ścieki komunalne stanowi ą około 70% wszystkich antropogenicznych źródeł azotu i fosforu [73]. Średnia zawarto ść ogólnego azotu i fosforu

18 w ściekach surowych stanowi odpowiednio 80 mg/l i 17 mg/l [12], natomiast w ściekach oczyszczonych około 5–30 gN/m 3 oraz 1–6 gP/m 3 w zale żno ści od sposobu oczyszczania [178]. W Ameryce Północnej oczyszczane jest 90% ścieków komunalnych, w Europie – 66%, w Azji – 35%, w krajach Ameryki Łaci ńskiej – 14%, natomiast w Afryce mniej ni ż 1% ścieków trafia do oczyszczalni [243]. W Polsce w 1995 roku z oczyszczali ścieków korzystało 48% ludno ści, w 2008 roku ta liczba zwi ększyła si ę do 63% [90]. Maleje w zwi ązku z tym całkowita ilo ść ścieków odprowadzanych do odbiorników: w roku 2000 odprowadzanych było 9160 hm 3 ścieków przemysłowych i komunalnych, natomiast w 2009 – 8971 hm 3. Spadła tak że ilo ść ścieków nieoczyszczonych z 301 hm 3 w 2000 roku do 135 hm 3 w 2009 roku [91]. Niezmiernie wa żna dla zapobiegania eutrofizacji jest zawarto ść w ściekach komunalnych detergentów, posiadaj ących zwi ązki fosforu [135, 216]. W krajach UE zu żywane jest 1,8 mln ton detergentów rocznie. W 90–95% s ą to proszki do prania i środki myj ące – w przeliczeniu na czysty fosfor stanowi to 110 000 ton [134]. Podstawowym składnikiem detergentów zawieraj ącym fosfor jest trójpolifosforan sodu (STPP ) – środek zmi ękczaj ący wod ę. Pod koniec lat czterdziestych XX wieku odkryto, iż dodanie go do detergentów w stosunku 1:1 polepsza ich wła ściwo ści myj ące [131]. STPP nie jest szkodliwy dla organizmów żywych, słu ży równie ż jako dodatek do żywno ści i pasz oraz jest stosowany przy wyrobie ceramiki [106]. Głównymi producentami STPP są Chiny i Indie, produkcja europejska wynosi około 10% produkcji światowej [133]. Średnia zawarto ść fosforu w proszkach do prania waha si ę w granicach 5–30% wagi produktu. Ze wzgl ędu na wpływ detergentów na eutrofizacj ę wiele pa ństw postanowiło zredukowa ć w nich zawarto ść STPP . W Kanadzie, Szwajcarii i Japonii obowi ązuje całkowity zakaz stosowania detergentów zawieraj ących fosfor. W 27 stanach USA równie ż obowi ązuje taki zakaz, a w kolejnych 16 maksymalna zawarto ść STPP nie mo że przekracza ć 0,5% wagi produktu [101]. W UE zawarto ść fosforu w detergentach jest normowana przez krajowe ustawy lub umowy pomi ędzy rządem a zakładami przemysłowymi. Procentowy udział detergentów wolnych od fosforu przedstawia rysunek 2.7.

Rys. 2.7. Procentowy udział w rynku detergentów bez fosforu [42]

W krajach UE, w których nie istnieje ustawodawstwo ustalaj ące zawarto ść STPP (Grecja, Hiszpania, Portugalia oraz Polska), detergenty generuj ą 25% całkowitego fosforu w ściekach [133]. Od 1 stycznia 2013 roku Komisja Europejska planuje wprowadzenie maksymalnie dopuszczalnej zawarto ści fosforu w detergentach w wysoko ści 0,5% wagi produktu. Reguła ta obowi ązuje ju ż w Szwecji [160]. Jednak że sam zakaz stosowania STPP w detergentach mo że okaza ć si ę niewystarczaj ący dla zapobiegania rozwojowi procesów eutrofizacji, konieczne są bowiem zmiany w metodach oczyszczania ścieków [101, 131]. Problematyczne jest równie ż stosowanie zamienników STPP w detergentach: niektóre stosowane wcze śniej substytuty okazały si ę zbyt kosztowne (cytrynian sodu) lub szkodliwe (kwas nitrylotrioctowy). Obecnie, jako środek zmi ękczaj ący, stosowane są zeolity-a [131]. Wycofanie detergentów zawieraj ących fosfor spowodowało wzrost ich zu życia o około 15% [216].

2.3. Konsekwencje eutrofizacji

Zwi ązki biogenne, które przedostaj ą si ę do wód powierzchniowych z ró żnych źródeł, powoduj ą nadmierny rozwój ro ślinno ści wodnej. Rozrost glonów blokuje dost ęp światła ro ślinom bytuj ącym w gł ębszych warstwach wody, co prowadzi do zmian struktury gatunkowej ro ślinno ści wodnej i dominacji niektórych gatunków glonów. Kiedy glony zaczynaj ą obumiera ć, woda wzbogaca si ę w produkty ich rozkładu, wydzielaj ą si ę toksyny oraz zmniejsza si ę zawarto ść tlenu w wodzie. W wyniku tego procesu nast ępuje gro źna dla hydrobiontów anoksja. Eutrofizacja prowadzi do zmniejszenia bioró żnorodno ści oraz

20 spadku liczebno ści ro ślin i zwierz ąt, czyli do zachwiania równowagi ekologicznej [ 102, 147 ]. Post ępuj ący proces e utrofizacji anropogenicznej oraz spowodowane nim zmiany przedstawia rysunek 2.8.

Rys. 2.8. Przebieg procesu eutrofizacji [164]

Negatywne skutki procesu eutrofizacji nale żą do głównych problemów środowiskowych [176]. W Unii Europejskiej 33% z po śród wszystkich monitorowanych wód wykazuje charakter eutroficzny lub hipertroficzny [ 69 ]. Według raportów Europejskiej Agencji Środowiska ( EEA ) i komisji OSPAR , oprócz regionu wód arktycznych, w pozostałych regionach takich jak Bałtyk, Morze Północne, basen Morza Śródziemnego, Morze Celtyckie, Zatoka Biskajska i Wybrze że Półwyspu Iberyjskiego eutrofizacja stanowi priorytetowy problem [ 1, 176]. W Polsce w 62% badanych rzek oraz w 63% badanych jezior wyst ępuje zjawisko eut rofizacji [86]. W USA monitoring obejmuje 37% wszystkich rzek i jezior, z czego 20% badanych wód ma charakter eutroficzny [225]. Eutrofizacja stanowi równie ż powa żny problem w Chinach, gdzie 44% spo śród ponad 24 tysi ęcy jezior wykazuje charakter eutroficzny, a 22% – hipereutroficzny [121]. W Indiach wi ększo ść rzek i jezior jest eutroficznych. W RPA 40% wszystkich zbiorników, stanowi ących źródła wody pitnej , zostało zeutrofizowanych [114]. Nadmiar biogenów oraz brak tlenu , wywołany dekompozycj ą mat erii organicznej , są głównymi przyczynami złego stanu wód. Stan troficzny rzek w krajach europejskich przedstawia rysunek 2.9.

Rys. 2.9. Stan troficzny rzek w UE [136]

Skutki eutrofizacji mo żna podzieli ć na zdrowotne, ekologiczne i ekonomiczno- społeczne, przy czym ostatnie są zawsze nast ępstwem skutków zdrowotnych i ekologicznych [45]. Najbardziej niebezpiecznym skutkiem nadmiaru nutrientów jest spadek bioró żnorodno ści organizmów wodnych – poszczególne gatunki staj ą si ę dominuj ące, przez co wypieraj ą ze środowiska inne, bardziej wra żliwe na zmiany warunków życiowych. Nadmiar azotu i fosforu powoduje rozwój meduz [110] i ślimaków [123], niektórych ro ślin nawodnych (pleustonu) np. hiacynta wodnego ( Eichhornia crassipes ) [182, 189, 192] oraz zmiany po śród bioró żnorodno ści makrofitów [218] i ro ślin lądowych [131]. W środowisku eutroficznym dominuj ącą rol ę zaczynaj ą pełni ć niektóre gatunki glonów [241]. Eutrofizacja powoduje zmiany w populacjach ryb: spadek liczebno ści ryb łososiowatych, a wzrost gatunków karpiowatych [82]. W przybrze żnych wodach Bałtyku na skutek rozrostu glonów spada ilo ść ryb drapie żnych [65]. W jeziorze Wiktorii zanieczyszczenia nutrientami wywołały nadmierny rozwój zaintrodukowanego okonia nilowego (Lates niloticus ), który z kolei spowodował drastyczny spadek bioróżnorodno ści ryb piel ęgnicowatych (Cichlidae ) [197]. Zakwity mórz, estuariów, rzek i jezior stały si ę powszechne i maj ą miejsce w wielu krajach [13, 35, 135, 152, 173]. Liczb ę przypadków zakwitów na zachodnim Atlantyku w latach 1970–1996 prezentuje rysunek 2.10.

Rys. 2.10. Liczba przypadków zakwitu glonów na Atlantyku [220]

Powierzchnia wody, pokryta koloniami glonów, jest bardzo dobrym środowiskiem do rozwoju patogennych mikroorganizmów, które mog ą sta ć si ę przyczyn ą takich chorób jak: cholera, biegunka krwotoczna, wirusowe zapalenie przewodu pokarmowego, dyzenteria oraz rozwoju populacji komarów, przenoszących ró żne choroby [4, 34, 36, 64, 121, 217, 239]. Du ża zawarto ść biogenów w wodach prowadzi równie ż do rozwoju mi ęczaków, a co za tym idzie – rozwoju paso żytniczych przywr ( Trematoda ) [121]. Po śród glonów rozwijaj ą si ę tak że chorobotwórcze grzyby niszcz ące raf ę koralow ą [21]. Przykładowo w 2002 roku w Zatoce Florydzkiej 70% populacji rafy koralowej i g ąbek zostało zniszczone przez grzyby [98]. Podobne negatywne skutki oddziaływania glonów i grzybów na raf ę koralową miały miejsce na wyspach Fid żi i całym południowym Pacyfiku [215]. Najbardziej brzemienne w skutkach s ą toksyczne zakwity glonów (ang. HAB – harmful algal blooms ). Niektóre glony, nale żą ce do bruzdnic ( Dinoflagellata ) i okrzemków ( Bacillariophyceae ), produkuj ą silnie toksyczne substancje, które akumuluj ą si ę w organizmach ryb, skorupiaków i mi ęczaków, powoduj ąc zatrucia ludzi i zwierz ąt. Amnezyjne zatrucie mi ęczakami (ang. ASP – amnesic shellfish poisoning ) wywołuje kwas domoikowy, produkowany przez glony zaliczane do okrzemków. Pocz ątkowe objawy to – biegunka, wymioty, nudno ści, nast ępnie brak orientacji, amnezja a nawet śpi ączka. Zatruciu ulegaj ą ssaki morskie i ptaki [37, 95]. Zatrucia takie najcz ęś ciej wyst ępuj ą u wybrze ży Kanady [239]. Tam te ż miały miejsce 4 śmiertelne zatrucia ludzi. Obecnie

23 stwierdzono istnienie 58 gatunków bruzdnic produkujących toksyny i wywołuj ących zatrucia [24]. Do najbardziej niebezpiecznych zatru ć nale żą paralityczne zatrucia mi ęczakami wywołane przez saksytoksyny (ang. PSP – paralytic shellfish poisoning ) oraz zatrucia venerupin ą [44] (ang. VSP – venerupin shellfish poisoning ). Saksytoksyna jest tysi ąckrotnie bardziej truj ąca ni ż cyjanek sodu [188]. Objawy zatrucia to: dr ętwienie języka, brak czucia, pora żenie mi ęś ni oddechowych i układu motorycznego, pora żenie układu sercowo-naczyniowego, dr żenie r ąk i palców u nóg, bełkotliwa mowa, ślinienie si ę i kłopoty z oddychaniem [238]. Znane s ą śmiertelne przypadki zatru ć ptaków i ssaków [37]. Śmiertelne zatrucia w śród ludzi zanotowano w Chile, Gwatemali, Filipinach, Wenezueli i łącznie obejmuj ą kilkadziesi ąt przypadków [60, 153, 213, 238, 239, 244]. Zatrucia VSP maj ą podobne objawy jak PSP i prowadz ą do uszkodzenia w ątroby [238]. W 1942 roku w Japonii po spo życiu ostryg z jeziora Hamana zatruciu uległy 324 osoby, z czego 114 zmarły [14]. Zakwity glonów Prorocentrum, które produkuj ą venerupin ę wyst ąpiły tak że w Polsce w Zatoce Gda ńskiej w 1997 roku[240]. Podobne objawy (biegunki, wymioty, dreszcze, nudno ści) wywołuje biegunkowe zatrucie mi ęczakami (ang. DSP – diarrhetic shellfish poisoning ), spowodowane kwasem okodaikowym i jego pochodnymi produkowanymi przez glony planktonowe (Dinoflagellates) oraz zatrucia wywołane kwasem azaspirowym zawartym w mał żach (ang. AZP – azaspiracid poisoning ). DSP stanowi powa żny problem w Hiszpanii, Portugali, Irlandii i Australii [149, 227]. Zatrucia AZP zostały zauwa żone po raz pierwszy w Maroku i Zachodniej Europie w latach siedemdziesiątych. Zatrucie to wyst ępuje rzadko i głównie w krajach europejskich [219]. Neurotoksyczne zatrucie mi ęczakami (ang. NSP – neurotoxic shellfish poisoning ) jest wywołane przez brewetoksyny. Objawami zatrucia są: podwójne widzenie, trudno ści w przełykaniu, dreszcze, mdło ści, biegunka, odr ętwienie, sucho ść w ustach, uporczywy kaszel przy wdychaniu mgiełki morskiej zawieraj ącej brewetoksyn ę [60]. Pierwszy przypadek zatrucia ryb zanotowano w roku 1844 na Florydzie [14]. NSP wyst ępuje głównie w umiarkowanie ciepłych wodach, przede wszystkim w Zatoce Meksyka ńskiej [24, 233]. W śród ludzi objawy zatrucia znikaj ą po kilku dniach, brak jest przypadków śmiertelnych [233]. Nieco odmienny charakter ma zatrucie produkowan ą przez niektóre bruzdnice ciguatoksyn ą (ang. CFP – ciguatera fish poisoning ). Intoksykacja nast ępuje nie przez

24 zjedzenie mi ęczaków, lecz ryb. CFP zaobserwowano jedynie w regionach tropikalnych [24]. Objawami zatrucia s ą: biegunka, wymioty, gor ączka, zawroty głowy. Dotychczas odnotowano kilka śmiertelnych wypadków zatrucia ludzi [238]. Na działanie wymienionych toksyn nie istnieje antidotum, nie mo żna si ę ich pozby ć podczas gotowania [188]. Toksyczne zakwity glonów powoduj ą masow ą śmier ć ryb [76, 208]. Znane s ą tak że przyypadki zatrucia gadów [162], ptaków i ssaków [108]. Śmier ć ryb, skorupiaków i mi ęczaków spowodowana eutrofizacj ą przynosi corocznie wielomilionowe straty w rybactwie, akwakulturze i połowach rekreacyjnych [14, 120, 135, 136, 188, 213]. Nie opracowano jeszcze skutecznych metod ochrony przed eutrofizacj ą w hodowli ryb [170]. Konsekwencje zakwitów glonów s ą rozległe i oprócz zmian w ekosystemach i zagro żenia dla zdrowia, powoduj ą ogromne straty w turystyce i gospodarce rybackiej. Pokryte glonami pla że, niebezpiecze ństwo zatrucia toksynami, grube warstwy osadu w jeziorach są przyczyną strat w przemy śle turystycznym [70, 99, 193]. Zmniejszenie ruchu turystycznego oraz utrata warto ści estetycznych w pobli żu zeutrofizowanych cieków i zbiorników wodnych, skutkuje spadkiem warto ści nieruchomo ści oraz problemami z ich sprzeda żą [183]. Eutrofizacja prowadzi do znacznego pogorszenia wła ściwo ści u żytkowych wody, zwłaszcza pod wzgl ędem wska źników organoleptycznych, takich jak: zapach, smak, barwa, m ętno ść , itd. Stanowi to istotny problem podczas uzdatniania wody [33, 180, 187, 201]. Dodatkowym problemem s ą toksyny, które niezmiernie trudno unieszkodliwi ć [100, 235]. Woda ze źródeł zeutrofizowanych musi by ć poddawana specjalnym procesom uzdatniania, niekiedy takie źródła musz ą by ć czasowo wył ączane z eksploatacji [166]. Rozrost ro ślinno ści nawodnej stanowi problem w u żytkowaniu instalacji hydrotechnicznych oraz w żegludze[189, 192]. Całokształt skutków ekologicznych, ekonomicznych i społecznych eutrofizacji przedstawia tabela 2.11. Podsumowuj ąc, nale ży stwierdzi ć, że eutrofizacja antropogeniczna stanowi obecnie najwi ększe zagro żenie dla wód powierzchniowych i zajmuje pierwsze miejsce na li ście globalnych problemów zwi ązanych z ochron ą wód.

Tabela 2.2. Schemat potencjalnych skutków eutrofizacji (na podstawie [45])

Eutrofizacja Skutki ekologiczne Skutki społeczno-ekonomiczne

Śmier ć i zatrucia w śród ludzi Problem z wod ą pitn ą Brak tlenu i światła Problemy z uzdatnianiem wody Nadmiar nutrientów Spadek bioró żnorodno ść i (techniczne i ekonomiczne) Rozrost makrofitów Zwi ększona śmiertelno ść ryb Spadek warto ści terenów Zakwity glonów i bezkr ęgowców wodnych Utrata walorów estetycznych Zakwity toksyczne Przypadki śmierci gadów, Straty ekonomiczne ptaków i ssaków w rybactwie, akwakulturze i turystyce

3. Sposoby oceny stanu troficznego

Obecnie nie ma jednej opinii w sprawie doboru parametrów słu żą cych do okre ślenia stanu troficznego, brak równie ż uniwersalnej klasyfikacji stanów troficzno ści wód [146]. Zró żnicowanie wód ze wzgl ędu na produkcj ę biologiczn ą, jako pierwszy zauwa żył niemiecki biolog Carl Weber w 1907 roku . Niemiecki hydrobiolog August Thienemann na pocz ątku XX wieku zaproponował podział jezior na typy bałtycki i alpejski, posługuj ąc si ę kryterium ró żnicy w zawarto ści tlenu w hypolimnionie [191]. W 1917 roku Einar Naumann wyró żnił dwa typy troficzne jezior: oligotroficzne , charakteryzuj ące si ę nisk ą zawarto ści ą substancji od żywczych rozpuszczonych w wodzie i dobrym natlenieniem oraz eutroficzne z du żą koncentracj ą substancji od żywczych [177]. Klasyfikacja ta nadal obowi ązuje przy okre ślaniu stanu troficznego wód. Oprócz tego wyró żnia si ę stan przej ściowy pomi ędzy oligotrofi ą i eutrofi ą – mezotrofi ę. Niektórzy badacze wymieniaj ą dodatkowe stany, takie jak: hipertrofia czy politrofia. Najszerzej rozpowszechniły si ę w praktyce nast ępuj ące wska źniki eutrofizacji, dokładnie opisane w licznych źródłach literatury fachowej – widzialno ść kr ąż ka Secchiego, st ęż enie fosforu, st ęż enie azotu, koncentracja chlorofilu, poziom produkcji glonów, biomasa glonów, zoobentos, warunki tlenowe itd. [15, 77, 127, 139, 202]. Warto ści graniczne wska źników dla poszczególnych stanów troficznych s ą niezwykle trudne do ustalania. W du żym stopniu zale ży to od rodzaju jeziora czy cieku, ich wła ściwo ści oraz usytuowania i warunków klimatycznych. Niejednokrotnie maj ą znaczenie subiektywne preferencje autorów, co uniemo żliwia opracowanie jednolitych i jednoznacznych systemów oceny [5]. Alternatyw ą dla tradycyjnie stosowanych wska źników eutrofizacji s ą tak zwane wska źniki zagregowane - indeksy stanu troficznego. Opieraj ą si ę one na obliczeniu liczbowych warto ści indeksu na podstawie ustalonych przez ich autorów zale żno ści korelacyjnych pomi ędzy podstawowymi czynnikami eutrofizacji, przewa żnie takimi jak: chlorofil-a, formy azotu i fosforu. Dla ka żdego poziomu troficzno ści s ą opracowane warto ści indeksów, co umo żliwia przeprowadzenie oceny. Celem zastosowania takich indeksów jest bardziej wiarygodna ocena stanu troficznego (co w wypadku oceny na podstawie zespołu wska źników nie zawsze jest mo żliwe) oraz mo żliwo ść szybkiego i łatwego monitoringu wód, zgodnego z wymaganiami legislacyjnymi [28, 85].

W rozdziałach 3.1 i 3.2 przedstawiono analiz ę istniej ących sposobów oceny stanu troficznego wód na podstawie warto ści granicznych tradycyjnych wska źników i liczbowych indeksów opracowanych przez ró żnych autorów dla ró żnych warunków klimatycznych i geologicznych.

3.1. Sposoby oceny stanu troficznego na podstawie granicznych warto ści wska źników troficzno ści

Najbardziej znanym systemem oceny stanu trofii wód jest system wska źników opracowywany i modyfikowany od ko ńca lat sze ść dziesi ątych XX stulecia przez szwajcarskiego naukowca Richarda Vollenweidera. Pierwotnie był on oparty na warto ściach granicznych fosforu ogólnego i azotu nieorganicznego opracowanych dla nast ępuj ących stanów troficznych: ultraoligotrofii, oligomezotrofii, mezoeutrofii, eutropolitrofii i politrofii (tab. 3.1).

Tabela 3.1. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Vollenweidera [215] Status Fosfor ogólny, Azot nieorganiczny, troficzny µg/dm3 µg/dm3 Ultraoligotrofia < 5 < 200 Oligomezotrofia 5 – 10 200 – 400 Mezoeutrofia 10 – 30 300 – 650 Eupolitrofia 30 – 100 500 – 1500 Politrofia > 100 > 1500

W kolejnych latach warto ści graniczne dla poszczególnych typów trofii ulegały zmianom, powstały liczne modyfikacje ocen oparte na ró żnych warto ściach granicznych fosforu ogólnego i chlorofilu-a. Warto ści wska źników ustalone przez Vollenweidera i Kerekesa posłu ży do opracowania systemu wska źników OECD [129, 204, 223]. System OECD został opracowany w 1982 roku na zlecenie Organizacji Współpracy Gospodarczej i Rozwoju (ang. OECD – Organisation for Economic Co-operation and Development ). W 1970 roku zespół naukowców pod kierownictwem R. Vollenweidera zacz ął opracowywa ć system słu żą cy do okre ślania stanu trofii w jeziorach. Badania realizowano w ramach czterech projektów: Alpine (jeziora Francji, Niemiec, Szwajcarii, Austrii i Włoch), Nordic (jeziora Skandynawii), Shallow Lakes (jeziora Niemiec, Holandii, Belgii, Wielkiej Brytanii, Hiszpanii, Japonii oraz Australii) oraz projektu obejmuj ącego jeziora USA i Kanady. Dane zebrane na przestrzeni 6 lat z ponad 200 jezior na całym świecie pozwoliły na ustalenie warto ści granicznych fosforu

28 ogólnego, chlorofilu-a i widzialno ści kr ąż ka Secchiego opracowanych dla ultraoligotroifii, oligotrofii, mezotrofii, eutrofii i hipereutrofii (tab. 3.2) [123, 124, 143, 206].

Tabela 3.2. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według systemu OECD [206] Status Fosfor ogólny, Chlorofil-a, Widzialno ść kr ąż ka troficzny µg/dm 3 µg/dm 3 Secchiego, m Ultraoligotrofia ≤ 4 ≤ 1 ≥ 12 Oligotrofia < 10 < 2,5 > 6 Mezotrofia 10 – 35 2,5 – 8 6 – 3 Eutrofia 35 – 100 8 – 25 3 – 1,5 Hipereutrofia > 100 > 25 < 1,5

System oceny oraz warto ści graniczne zaproponowane przez OECD były modyfikowane przez wielu autorów celem lepszego dopasowania do lokalnych warunków z uwzgl ędnieniem regionalnych wła ściwo ści ekosystemów wodnych [237, 249]. Na podstawie bada ń prowadzonych z inicjatywy OECD w USA A. Jones oraz F. Lee zaproponowali wska źnik, oparty na tych samych zało żeniach metodologicznych, co system OECD , jednak o innych warto ściach granicznych, dostosowanych do jezior ameryka ńskich [123]. W roku 1990 światowe organizacje: UNESCO, WHO oraz UNEP zaproponowały zespół wska źników bazuj ący na systemie OECD, uwzgl ędniaj ący dodatkowo procentow ą zawarto ść tlenu rozpuszczonego oraz, jako wska źnik biologiczny, dominuj ący gatunek ryb [31, 96]. Warto ści graniczne opracowane przez ameryka ńskiego badacza Roberta Carlsona dla fosforu ogólnego, chlorofilu-a oraz widzialno ści kr ąż ka Secchiego posłu żyły do stworzenia zintegrowanego indeksu TSI . Dodatkowo, oprócz warto ści granicznych wska źników dla hipereutrofii, ustalił on ich graniczne warto ści dla stanów po średnich: oligomezotrofii i mezoeutrofii. Warto ści graniczne wska źników eutrofizacji opracowane przez R. Carlsona dla ró żnych poziomów troficznych przedstawia tabela 3.3.

Tabela 3.3. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Carlsona [105] Status Fosfor ogólny, Widzialno ść kr ąż ka Chlorofil-a, troficzny µg/dm 3 Secchiego, m µg/dm 3 Oligotrofia < 6 > 8 < 0,95 Oligomezotrofia 6 – 12 8 - 4 0,5 – 2,6 Mezotrofia 12 – 24 4 - 2 2,6 – 7,3 Mezoeutrofia 24 – 48 2 – 1 7,3 – 20 Eutrofia 48 – 96 0,5 – 1 20 – 56 Hipereutrofia 96 – 192 0,25 – 0,5 56 – 155

Warto ści te pocz ątkowo były opracowane dla jezior ameryka ńskich, a ich modyfikacja posłu żyła do stworzenia systemu oceny trofii wód w Stanach Zjednoczonych tzw. nutrient criteria [105]. Zgodnie z zało żeniami systemu, cały obszar Stanów Zjednoczonych jest podzielony na 14 ekoregionów. Dla ka żdego z nich wyznaczono regionalne warto ści graniczne wska źników dla poszczególnych poziomów troficznych. Parametrami oceny stanu trofii jezior i zbiorników wodnych s ą: azot ogólny, fosfor ogólny, chlorofil-a oraz widzialno ść kr ąż ka Secchiego. W rzekach i strumieniach, zamiast kr ąż ka Secchiego, wyznaczanym parametrem jest m ętno ść [105, 222]. System wska źników, zaproponowany przez B. Mossa, dedykowany dla jezior w Norfolk w Wielkiej Brytanii i opiera si ę na tradycyjnych wska źnikach: zawarto ści chlorofilu-a i fosforu ogólnego. Dodatkowo w wypadku hipereutrofii mo żliwy jest jej podział na wysok ą i nisk ą. Graniczne warto ści wska źników przedstawia tabela 3.4.

Tabela 3.4. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Mossa [5] Status Chlorofil-a, Fosfor ogólny, troficzny µg/dm 3 µg/dm 3 Ultraoligotrofia 2,5 0,7 Oligotrofie 2,0 8 Mezotrofia 6,0 25 Eutrofia 19,0 80 Hipereutrofia >24,0 >100

E.B. Welch i T. Lindell opracowali w latach siedemdziesi ątych XX wieku warto ści graniczne dla szwedzkiego jeziora Vänern (tab. 3.5). Ich system oceny uwzgl ędnia widzialno ść kr ąż ka Secchiego, fosfor ogólny, chlorofil-a oraz dodatkowo ładunek fosforu i deficyt tlenowy ODR (ang. oxygen deficit rate ) i zakłada podział na trzy stany troficzne: oligotrofie, mezotrofi ę i eutrofi ę. Ocena za pomoc ą tego systemu jest dokonywana nadal w Szwecji [41] oraz kanadyjskich Wielkich Jeziorach [32].

Tabela 3.5. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Welcha i Lindella [234] Status Fosfor ogólny, Chlorofil-a, Widzialno ść kr ąż ka troficzny µg/dm 3 µg/dm 3 Secchiego, m Oligotrofia* ≤ 10 (15) ≤ 2 (4) ≥ 5 (3) Mezotrofia* 10 (15) – 20 (30) 2 (4) – 6(10) 5 (3) – 2 (1,5) Eutrofia* ≥ 20 (30) ≥ 6 (10) ≤ 2 (1,5) * warto ści w nawiasach oznaczaj ą alternatywne granice stanów troficznych

Na potrzeby modelu PLM (ang. Permissible Loading Model – model dopuszczalnych ładunków) amerykanie P.J. Dillon i F.H. Rigler opracowali swój system

30 wska źników. Warto ści graniczne dla trzech podstawowych poziomów trofii okre ślane są dla fosforu ogólnego, chlorofilu-a i widzialno ści kr ąż ka Secchiego (tab. 3.6). Ocena oparta na modelu PLM jest stosowana przy obliczaniu dopuszczalnych ładunków substancji biogennych wprowadzanych do jezior [23, 186, 211].

Tabela 3.6. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Dillona i Riglera [46] Status Fosfor ogólny, Chlorofil-a, Widzialno ść kr ąż ka troficzny µg/dm 3 µg/dm 3 Secchiego, m Oligotrofia < 9,9 < 2 > 5 Mezotrofia 9,9 – 18,5 2 – 5 5 – 2 Eutrofia > 18,5 > 5 < 2

System wska źników opracowany przez B. Vanta na potrzeby oceny stanu jezior w Nowej Zelandii zakłada cztery poziomy troficzne: oligotrofi ę, mezotrofi ę, eutrofi ę i hipertrofi ę. Warto ści graniczne wyznaczano dla chlorofilu-a, ogólnego azotu i fosforu oraz widzialno ści kr ąż ka Secchiego (tab. 3.7). Jako wad ę tego systemu mo żna wymieni ć niedostateczne dostosowanie do specyfiki jezior Nowej Zelandii. System jest równie ż za mało szczegółowy, aby dokładnie okre śli ć trofi ę tych jezior.

Tabela 3.7. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Vanta [25] Status Chlorofil-a, Widzialno ść kr ąż ka Fosfor ogólny, Azot ogólny, troficzny µg/dm 3 Secchiego, m µg/dm 3 µg/dm 3 Oligotrofia < 2 > 10 < 10 < 200 Mezotrofia 2 – 5 5 – 10 10 – 20 200 – 300 Eutrofia 5 – 30 1,5 – 5,0 20 – 50 300 – 500 Hipertrofia > 30 < 1,5 > 50 > 500

Modyfikacj ą wska źników Vanta, Carlsona oraz Chapry i Dobsona jest system wska źników zaproponowany przez N. Burnsa. Został on opracowany, jako podstawa do obliczania indeksu TLI dla oceny trofii jezior Nowej Zelandii. Zakłada on trzy dodatkowe podklasy troficzno ści: ultramikrotrofi ę, mikrotrofi ę oraz supertrofi ę. Warto ści graniczne tych wska źników przedstawia tabela 3.8.

Tabela 3.8. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Burnsa [25] Status Chlorofil-a, Widzialno ść kr ąż ka Fosfor ogólny, Azot ogólny, troficzny µg/dm 3 Secchiego, m µg/dm 3 µg/dm 3 Ultramikrotrofia 0,13 – 0,33 33 – 25 0,84 – 1,8 16 – 34 Mikrotrofia 0,33 – 0,82 25 – 15 1,8 – 4,1 34 – 73 Oligotrofia 0,82 – 2,0 15 – 7,0 4,1 – 9,0 73 – 157 Mezotrofia 2,0 – 5,0 7,0 – 2,8 9,0 – 20 157 – 337 Eutrofia 5,0 – 12 2,8 – 1,1 20 – 43 337 – 725 Supertrofia 12 – 31 1,1 – 0,4 43 – 96 725 – 1558 Hipertrofia > 31 < 0,4 > 96 > 1558

Kolejnym nowozelandzkim wska źnikiem o warto ściach granicznych, zbli żonych do wska źników autorstwa Burnsa i Vanta jest system oceny opracowany dla regionu Waikato. Stosuje si ę w nim ocen ę na podstawie tradycyjnych parametrów, jednak z uwzgl ędnieniem supereutrofii, jako stanu po średniego pomi ędzy eutrofi ą i hipertrofi ą (tab. 3.9).

Tabela 3.9. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji dla regionu Waikato [231] Status Chlorofil-a, Widzialno ść kr ąż ka Fosfor ogólny, Azot ogólny, troficzny µg/dm 3 Secchiego, m µg/dm 3 µg/dm 3 Oligotrofia <2,0 >7,0 <10 <200 Mezotrofia 2,0 – 5,0 3,0 – 7,0 10 – 20 200 – 300 Eutrofia 5,0 – 15 1,0 – 3,0 20 – 50 300 – 500 Supertrofia 15 – 30 0,5 – 1,0 50 – 100 500 – 1500 Hipertrofia >30 <0,5 >100 >1500

Na pocz ątku lat osiemdziesi ątych XX wieku C. Forsberg i S. O. Ryding opracowali system wska źników na podstawie bada ń przeprowadzonych na 30 jeziorach w Szwecji. System zakłada podział na oligotrofi ę, mezotrofi ę, eutrotrofi ę, i hipereutrofi ę, a warunki graniczne opracowane s ą dla azotu i fosforu ogólnego i chlorofilu-a (tab. 3.10). System ten jest stosowany w programie monitoringu eutrofizacji w USA [26, 80].

Tabela 3.10. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Forsberga i Rydinga [26] Status Chlorofil-a, Fosfor ogólny, Azot ogólny, troficzny µg/dm 3 µg/dm 3 µg/dm 3 Oligotrofia < 4,0 <15 < 400 Mezotrofia 4,0 – 10 15 – 25 400 – 600 Eutrofia 10 – 25 25 – 100 600 – 1500 Hipereutrofia > 25 > 100 >1500

System oceny trofii jezior z uwzgl ędnieniem podziału na stany: oligotroficzny, mezotroficzny, eutroficzny i hipertroficzny, został opracowany przez G. Nurnberg dla jezior z uwzgl ędnieniem granicznych warto ści ogólnego azotu, ogólnego fosforu, chlorofilu-a oraz przezroczysto ści wody (tab. 3.11).

Tabela 3.11. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Nurnberg [203] Status Chlorofil-a, Widzialno ść kr ąż ka Fosfor ogólny, Azot ogólny, troficzny µg/dm 3 Secchiego, m µg/dm 3 µg/dm 3 Oligotrofia <3,5 >4 <10 <350 Mezotrofia 3,5 – 9,0 2 – 4 10 – 30 350 – 650 Eutrofia 9,0 – 25 1 – 2 30 – 100 650 – 1200 Hipereutrofia >25 <1 >100 >1200

Na zlecenie Departamentu Środowiska ameryka ńskiego stanu New Hampshire opracowano system wska źników troficzno ści oparty na zawarto ści fosforu ogólnego, chlorofilu-a, widzialno ść kr ąż ka Secchiego, tlenu rozpuszczonego oraz wyst ępowania ro ślinno ści wodnej. System zakłada trzy stany: oligotrofie, mezotrofi ę i eutrofi ę (tab. 3.12) i jest stosowany od roku 1975, stanowi ąc cz ęść ameryka ńskiego programu oceny stanu środowiska [167].

Tabela 3.12. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji dla stanu New Hampshire [167] Status Fosfor ogólny, Chlorofil-a, Widzialno ść kr ąż ka troficzny µg/dm 3 µg/dm 3 Secchiego, m Oligotrofia ≤ 10 ≤ 4 ≥ 13 Mezotrofia 10 – 20 4 – 15 6 – 13 Eutrofia ≥ 20 ≥ 15 ≤ 6

W zwi ązku z konieczno ści ą oceny stanu troficzno ści kanadyjskich Wielkich Jezior S.C. Chapra i H.F.H. Dobson opracowali warto ści graniczne fosforu ogólnego, chlorofilu-a, widzialno ści kr ąż ka Secchiego. System ten zakłada trzy podstawowe stany trofii: oligotrofi ę, mezotrofi ę i eutrofi ę (tab. 3.13).

Tabela 3.13. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Chapry i Dobsona [32] Status Fosfor ogólny, Chlorofil-a, Widzialno ść kr ąż ka troficzny µg/dm 3 µg/dm 3 Secchiego, m Oligotrofia < 11 < 2,9 > 5 Mezotrofia 11 – 21,7 2,9 – 5,6 5 – 3 Eutrofia > 21,7 > 5,6 < 3

W ramach państwowego monitoringu w Kanadzie do oceny stanu trofii stosowany jest równie ż system wska źników opartych na warto ściach fosforu ogólnego, chlorofilu-a i przezroczysto ści wody z uwzgl ędnieniem po średnich poziomów troficznych: ultraoligotrofii, mezoeutrofii oraz hipereutrofii (tab. 3.14). System ten jest opracowany z uwzgl ędnieniem zało żeń systemu OECD .

Tabela 3.14. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji stosowane w systemie pa ństwowego monitoringu w Kanadzie [83] Status Fosfor ogólny, Chlorofil-a, Widzialno ść kr ąż ka troficzny µg/dm 3 µg/dm 3 Secchiego, m Ultraoligotrofia < 4 < 1 > 12 Oligotrofia 4 – 10 < 2,5 > 6 Mezotrofia 10 – 20 2,5 – 8 6 – 3 Mezoeutrofia 20 – 35 Nie ustalona Nie ustalona Eutrofia 35 – 100 8 – 25 3 – 1,5 Hipereutrofia > 100 > 25 < 1,5

Istnieje równie ż sposób oceny trofii oparty na ocenie poziomu produkcji pierwotnej wyra żonej w gramach w ęgla na metr kwadratowy na rok, opracowany przez limnologów W. Rohdego [191] oraz S. C. Nixona [1]. Analiza istniej ących sposobów oceny na podstawie granicznych warto ści poszczególnych wska źników pozwoliła stwierdzi ć, że wi ększo ść z nich jest opracowana do oceny stanu trofii wód stoj ących. Wyra źnie zauwa żalny jest brak wska źników dla wód płyn ących, na co zwrócił uwag ę ameryka ński badacz Walter Dodds. Na podstawie wyników bada ń ponad 200 cieków w USA i Nowej Zelandii opracował on system oceny oparty na warto ściach granicznych, wyznaczonych dla azotu i fosforu ogólnego oraz chlorofilu-a które ustalono dla dwóch granicznych stanów troficzno ści: oligomezotrofii i mezoeutrofii, które charakteryzuj ą si ę (tab. 3.15).

Tabela 3.15. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Doddsa [47] Status Fosfor ogólny, Azot ogólny, Chlorofil-a, troficzny µg/dm 3 µg/dm 3 µg/dm 3 Oligomezotrofia 25 700 10 Mezoeutrofia 75 1500 30

3.2. Sposoby oceny stanu troficznego na podstawie indeksów eutrofizacji

Wi ększo ść indeksów, słu żą cych do oceny statusu troficznego, opiera si ę na zało żeniu o statystycznej zale żno ści pomi ędzy substancjami od żywczymi a wyprodukowan ą przy ich udziale biomas ą ro ślinn ą. Jako pierwszy tak ą zale żno ść zauwa żył Karl Brandt na pocz ątku XX wieku [202]. Nowoczesne podej ście do oceny stanu trofii wypracował prof. Vollenweider , badaj ąc zale żno ści korelacyjne pomi ędzy ró żnymi formami azotu i fosforu oraz chlorofilem-a, który odzwierciedla ilo ść wyprodukowanej biomasy ro ślinnej [204]. Te parametry stanowi ą podstaw ę przy konstruowaniu nowoczesnych zagregowanych wska źników stanu troficznego. Indeksy mog ą si ę składa ć równie ż z innych parametrów: fizyko-chemicznych oraz biologicznych. Indeks TSI (ang. Trophic State Indeks ) został opracowany przez ameryka ńskiego badacza Roberta Carlsona pod koniec lat siedemdziesi ątych XX wieku. Konstrukcja indeksu opiera si ę na zale żno ści pomi ędzy przezroczysto ści ą wody a biomas ą glonów. Indeks przyjmuje warto ści od 0 do 100 (w niektórych przypadkach do 110). Gdy masa glonów ulega podwojeniu, przezroczysto ść wody dwukrotnie maleje, a warto ść indeksu TSI podnosi si ę o 10 [224]. Carlson uwa żał, że poziom troficzno ści, wyra żony w sposób liczbowy, daje wi ększ ą dokładno ść , ni ż tradycyjna ocena o charakterze opisowym. Jako

34 dodatkowe parametry do obliczenia indeksu TSI Carlson zaproponował fosfor ogólny i chlorofil-a, a jego warto ści liczbowe zostały ustalone na podstawie analizy korelacyjnej i regresyjnej. Indeks TSI oblicza si ę za pomoc ą wzorów (3.1), (3.2) i (3.3) [26]:

TSI (SD) = 60 - 14.41 ln SD (3.1) TSI (Chl) = 9.81 ln Chl + 30,6 (3.2) TSI (TP) = 14.42 ln TP + 4,15 (3.3) gdzie: SD – widzialno ść kr ąż ka Secchiego [m] Chl – zawarto ść chlorofilu-a [µg/dm 3] TP – zawarto ść fosforu ogólnego [µg/dm 3]

Warto ści indeksu TSI oraz odpowiadaj ące im warto ści poszczególnych parametrów przedstawia tabela 3.16.

Tabela 3.16. Warto ści graniczne poszczególnych składników indeksu TSI [28] Warto ść indeksu Widzialno ść kr ąż ka Fosfor ogólny, Chlorofil-a, TSI Secchiego, m µg/dm 3 µg/dm 3 0 64 0,75 0,04 10 32 1,5 0,12 20 16 3 0,34 30 8 6 0,94 40 4 12 2,6 50 2 24 6,4 60 1 48 20 70 0,5 96 56 80 0,25 192 154 90 0,12 384 427 100 0,062 768 1183

Pierwotnie indeks TSI był stosowany w ameryka ńskich stanach Minnesocie i Waszyngtonie. Obecnie stanowi on element programu monitoringu jezior w USA [161]. Jest on tak że stosowany na świecie jak i w Polsce w celach naukowych [18, 63, 92, 118, 229]. Indeks TSI obliczony na podstawie koncentracji chlorofilu-a, posłu żył do oceny stanu troficzno ści portugalskiej rzeki Tejo [6]. Zalet ą indeksu TSI , jest mo żliwo ść łatwej i szybkiej oceny stanu jeziora lub zbiornika wodnego przez porównywanie warto ści poszczególnych elementów indeksu. Metod ę t ę przedstawia tabela 3.17.

Tabela 3.17. Ocena rozwoju procesu eutrofizacji zbiornika poprzez relacj ę wska źników [29] Relacje pomi ędzy zmiennymi Warunki TSI TSI(Chl) = TSI(TP) = TSI(SD) Glony powoduj ą osłabienie przenikalno ści światła TN/TP ~ 33:1 TSI(Chl) > TSI(SD) Dominacja du żych cz ąstek np. kłaczków Aphanizomenon TSI(TP) = TSI(SD) > TSI(CHL) Cz ąstki nieb ędące glonami lub barwa powoduj ą osłabienie przenikalno ści światła Fosfor ogranicza biomas ę glonów TN/TP >33:1 TSI(SD) = TSI(CHL) > TSI(TP) Glony powoduj ą osłabienie przenikalno ści światła; azot, TSI(TP) >TSI(CHL) = TSI(SD) zooplankton lub toksyny ograniczaj ą biomas ę glonów

Pod koniec lat dziewi ęć dziesi ątych XX wieku R. Vollenweider opracował indeks TRIX . Opiera si ę on na zało żeniu, że stan troficzny jest uwarunkowany zawarto ści ą składników biogennych, dost ępnych dla ro ślinno ści wodnej. Indeks TRIX składa si ę z czterech elementów: zawarto ści fosforu ogólnego i azotu ogólnego lub nieorganicznego, chlorofilu-a, b ędącego odzwierciedleniem biomasy fitoplanktonu oraz odchylenia nasycenia wody tlenem od stuprocentowego nasycenia, b ędącego charakterystyk ą intensywno ści przebiegu procesów produkcji. Warto ść indeksu TRIX jest obliczana na podstawie równania (3.4) [85].

TRIX = (Log10[Chl * aD%O * minN * TP] + k) / m (3.4) gdzie: Chl – zawarto ść chlorofilu-a [µg/dm 3] aD%O – odchylenie nasycenia wody tlenem od stuprocentowego nasycenia minN – azot nieorganiczny [µg/dm 3] TP – fosfor ogólny [µg/dm 3] k, m – współczynniki skaluj ące

Parametry k i m są współczynnikami skaluj ącymi i zostały wprowadzone, aby warto ść indeksu TRIX mie ściła si ę pomi ędzy 0 a 10 [85, 230]. Warto ści, jakie przyjmuje TRIX w ró żnych warunkach troficznych, s ą przedstawione w tabeli 3.18.

Tabela 3.18. Skala i stan troficzny według indeksu TRIX [163] Skala Produktywno ść Status TRIX wód troficzny 2 Bardzo mała Oltraoligotrofia 2 – 4 Mała Oligotrofia 4 – 5 Średnia Mezotrofia 5 – 6 Wysoka Mezoeutrofia 6 – 8 Bardzo wysoka Eutrofia

Indeks TRIX stanowi element włoskiego prawodawstwa dotycz ącego ochrony wód [228]. Jest on wykorzystywany w badaniach nad eutrofizacj ą w basenie Morza Śródziemnego [9, 151, 181, 247], Morza Czarnego, Morza Kaspijskiego oraz wybrze żach Brazylii i wodach przybrze żnych Litwy [3, 16, 64, 163, 200]. Powstały te ż wersje rozwojowe indeksu TRIX: TRIXCS opracowany dla Morza Kaspijskiego, maj ący inne warto ści graniczne; KALTRIX opracowany dla Morza Jo ńskiego, ró żni ący si ę warto ściami parametrów m i k oraz UNTRIX – indeks bez współczynników skaluj ących o bardziej uniwersalnym charakterze [163, 168, 247]. W ramach bada ń NEEA (ang. National Estuarine Eutrophication Assessment – system pa ństwowej oceny eutrofizacji w estuariach) portugalski Instytut Bada ń Morskich (IMAR ) oraz ameryka ńskie Centrum Bada ń Wybrze ża (NCCOS ) opracowały system ASSETS słu żą cy do oceny eutrofizacji estuariów. System składa si ę z trzech modułów: presji, stanu i konsekwencji. Moduł presji słu ży do obliczenia ładunku rozpuszczonego azotu mineralnego, który dostaje si ę do estuarium. Moduł stanu jest wła ściw ą ocen ą statusu troficznego. Parametrami oceny są pierwotne symptomy eutrofizacji: zawarto ść chlorofilu-a, wyst ępowanie epifitów i wodorostów oraz wtórne symptomy eutrofizacji: stosunki tlenowe (anoksja, hipoksja), straty w ro ślinach wodnych oraz zakwity glonów. Ocena cz ąstkowa na podstawie poszczególnych parametrów ma charakter logicznego ła ńcucha decyzyjnego: najpierw ustala si ę, czy dane zjawisko wyst ępuje; nast ępnie okre śla si ę obszar jaki, obejmuje oraz z jak ą cz ęstotliwo ści ą si ę powtarza. Tak opracowane dane porównuje si ę z liczbowymi warto ściami tabelarycznymi. Uzyskane oceny cz ąstkowe waguje si ę za pomoc ą parametru, b ędącego stosunkiem powierzchni badanego obszaru do całego estuarium. Ocen ę w wypadku pierwotnych symptomów eutrofizacji stanowi średnia z ocen cz ąstkowych. W przypadku wtórnych symptomów decyduje wska źnik, który uzyskał warto ść najgorsz ą. Wska źnik końcowej oceny mo że mie ć warto ść pomi ędzy 0 i 1, przy czym warto ści od 0 do 0,3 oznaczaj ą niewielk ą liczb ę symptomów eutrofizacji; od 0,3 do 0,6 – stan umiarkowany, a od 0,6 do 1,0 – du żą liczb ę symptomów eutrofizacji. Ostatnim elementem oceny jest moduł konsekwencji. Podobnie jak w module stanu, ocena ma charakter jako ściowy i jest uwarunkowana ładunkami azotu, prognozowanymi na podstawie wzrostu populacji mieszka ńców lub przewidywan ą budow ą oczyszczalni ścieków. Wyniki ocen z trzech modułów zestawia si ę w macierz, za pomoc ą której mo żna finalnie opisa ć stan estuarium jako: bardzo dobry, dobry, umiarkowany, słaby lub zły [20,

78]. Za pomoc ą ASSETS dokonuje si ę oceny stanu estuariów w USA [ 19], w Chinach [246] i w Portugalii [236]. Na potrzeby monitoringu eutrofizacji Morz a Bałtyckiego Komisja Ochrony Środowiska Morskiego Bałtyku (HELCOM ) opracowała indeks HEAT (HELCOM eutrophication assessment tool – narz ędzie do oceny eutrofizacji) [ 103, 104, 179]. Podobnie jak w modelu ASSETS , indeks HEAT zakłada podział na pierw otne i wtórne oznaki eutrofizacji. Do pierw otnych zalicza si ę: letnie st ęż enie azotu i fosforu ogólnego, zimowe st ęż enie rozpuszczonego mineralnego azotu i fosforu, widzialno ść kr ąż ka Secchiego, chlorofil-a. Do oznak wtórnych nale żą gł ęboko ść wyst ępowania traw morskich z rodziny zosterowatych ( Zostera L.) oraz ró żnorodno ść gatunkow ą makroalg i bezkr ęgowców. Dla ka żdego z wymienionych parametrów ustalone s ą warunki referencyjne oraz dopuszczalne odchylenia od nich . Im wi ększe j est odchylenie od warunków referencyjnych, tym wody s ą bardziej zeutrofizowane . Zamiast stanów trofii wyznacza si ę status eutrofizacji, który przyjmuje nast ępuj ące słowne definicj e: bardzo dobry, dobry, umiarkowany, słaby i zły. Przy ocenie ko ńcowej decydu je zasada „ one out – all out ”, czyli zawsze decyduje najgorszy czynnik. Schemat oceny opartej na indeksie HEAT przedstawia rysunek 3.1.

Rys. 3.1. Sposób oceny według systemu HEAT [179]

Na podstawie bada ń dokonanych w Zatoce Saro ńskiej (Grecja) I. Primpas, G. Tsirtsis i M. Karydis opracowali indeks EI (ang. eutrophication index ), opieraj ący si ę

38 na st ęż eniach mineralnych form azotu i fosforu oraz chlorofilu-a [184, 185]. Indeks oblicza si ę według równania (3.5) [185].

EI = 0,279 PO 4 + 0,261 NO 3 + 0,275 NH 3 + 0,214 Chl (3.5) 3 gdzie: PO 4 – st ęż enie fosforanów [µg/dm ] 3 NO 3 – st ęż enie azotu azotynowego [µg/dm ] 3 NH 3 – st ęż enie azotu amonowego [µg/dm ] Chl – zawarto ść chlorofilu-a [µg/dm 3]

Warto ści współczynników przy ka żdym ze składników równania zostały obliczone na podstawie analizy PCA (analiza głównych składowych) z danych pochodz ących z akwenów o znanym stanie troficzno ści. Warto ści graniczne indeksu EI dla oligotrofii, mezotrofii i eutrofii przedstawia tabela 3.19.

Tabela 3.19. Warto ści graniczne indeksu EI dla ró żnych stanów troficzno ści[184] Status Dolna Górna troficzny granica granica Oligotrofia 0,04 0,38 Mezotrofia 0,37 0,87 Eutrofia 0,83 1,51

W latach siedemdziesi ątych XX wieku na potrzeby monitoringu eutrofizacji, zachodz ącej w jeziorach ameryka ńskiego stanu Wisconsin, P. Utomark oraz J. Wall opracowali indeks LCI (ang. Lake Condition Index – indeks stanu jeziora). Indeks składa si ę z czterech parametrów: rozpuszczonego tlenu, widzialno ści kr ąż ka Secchiego, poziomu śmiertelno ści ryb oraz widocznych zakwitów glonów. Indeks przyjmuje warto ści od 0 do 23 punktów. Autorzy opracowali zestaw warunków referencyjnych dla ka żdego ze wska źników oraz system punktów karnych (ang. penatly point ), świadcz ących o negatywnych zmianach. Za ka żde przekroczenie okre ślonych warunków referencyjnych naliczane s ą punkty karne. Maksymalna warto ść (23 punkty) świadczy o bardzo zaawansowanym stanie trofii. System nie uwzgl ędnia klasycznych podziałów, takich jak mezotrofia czy eutrofia [226]. W roku 1970 grupa ameryka ńskich naukowców opracowała indeks WQI (ang. Water Quality Index – indeks jako ści wody). W swojej pierwotnej wersji indeks składał si ę z 9 wska źników, z których ka żdy ma przypisan ą wag ę. Na potrzeby opracowania indeksu 142 naukowców z USA opracowało 35 testów jako ści wody, aby wybra ć odpowiednie

39 wska źniki i ich wagi oraz ustali ć warto ści graniczne [175]. List ę wska źników i ich wag przedstawia tabela 3.20.

Tabela 3.20. Składniki indeksu WQI i ich wagi [175] Waga Wska źnik wska źnika Rozpuszczony tlen 0,17 Bakterie grupy Coli typu kałowego 0,16 pH 0,11 Biochemiczne zapotrzebowanie na tlen 0,11 Zmiana temperatury 0,10 Fosforany 0,10 Azotany 0,10 Mętno ść 0,08 Cz ąstki zawieszone 0,07

Warto ści uzyskane dla ka żdego ze wska źników mno ży si ę przez ich wagi, nast ępnie wszystkie wska źniki u średnia si ę, a otrzymany wynik przyjmuje warto ści od 0 do 100. Dalej otrzymane wyniki porównuje si ę z warto ściami ukazanymi w tabeli 3.21 i okre śla si ę stan wód.

Tabela 3.21. Stan troficzny według punktacji indeksu WQI [175] Warto ść indeksu Opis WQI stanu troficznego 90 – 100 Znakomity 70 – 90 Dobry 50 – 70 Umiarkowany 25 – 50 Zły 0 – 25 Bardzo zły

Indeks WQI jest cz ęsto stosowany do oceny stanu rzek i jezior w USA [30, 97]. Posłu żył on równie ż do monitoringu wód w Indiach [11, 196]. Metodologia. zastosowana do opracowania indeksu WQI , była podstaw ą do formułowania innych zagregowanych indeksów: TWQI – do oceny stanu ciepłych wód przej ściowych w Europie [84], OWQI – srosowanego w USA i po modyfikacji w Australii [38]; indeksu CWQI , opracowanego na Tajwanie [199] czy BCWQI – w Kolumbii Brytyjskiej [93]. Indeks TLI (Trophic Level Index ) został sformułowany przez N. Burnsa na potrzeby oceny stanu trofii jezior Nowej Zelandii. Istniej ą dwa warianty tego indeksu: TLI 4 , w skład którego wchodz ą azot i fosfor ogólny, chlorofil-a, widzialno ść kr ąż ka Secchiego oraz TLI 3 , który nie zawiera widzialno ści kr ąż ka Secchiego [159]. Indeks Burnsa jest obliczany za pomoc ą wzorów (3.6), (3.7), (3.8), (3.9) i (3.10) [7]

TL n = -3.61 + 3.01log (TN) (3.6) TL p = 0.218 + 2.92log(TP) (3.7) TL s = 5.10 + 2.27log(1/SD – 1/40) (3.8) TL c = 2.22 + 2.54log(Chl) (3.9) TLI = (TLn + TLp + TLs + TLc)/4 (3.10) gdzie: SD – widzialno ść kr ąż ka Secchiego [m] Chl – zawarto ść chlorofilu-a [µg/dm 3] TP – zawarto ść fosforu ogólnego [µg/dm 3] TN – zawarto ść azotu ogólnego [µg/dm 3]

Warto ści, jakie przyjmuje indeks TLI w wodach o ró żnych poziomach trofii, przedstawia tabela 3.22.

Tabela 3.22. Warto ści indeksu TLI [7] Warto ść indeksu Jako ść Status TLI wody troficzny 2 Bardzo dobra Mikrotrofia 2 – 3 Dobra Oligotrofia 3 – 4 Średnia Mezotrofia 4 – 5 Słaba Eutrofia 5 Bardzo słaba Supertrofia

W Chinach do oceny trofii wód przybrze żnych jest szeroko stosowany indeks NIM (Nutrient Index Method ), zaproponowany przez Narodowe Chi ńskie Centrum Monitoringu Środowiska [17]. Indeks polega na porównaniu wyników pomiarów warto ści chemicznego zapotrzebowania na tlen, st ęż eń azotu i fosforu ogólnego oraz chlorofilu-a z ich warto ściami referencyjnymi. Je żeli indeks ma warto ść wi ększ ą od 4, wod ę mo żna uzna ć za eutroficzn ą. Indeks oblicza si ę na podstawie wzoru (3.11) [246]:

NIM = C COD /S COD + C TN /S TN + C TP /S TP + C Chl /S Chl (3.11) gdzie: C COD – chemiczne zapotrzebowanie na tlen [mg/dm3] 3 CTN – zawarto ść azotu ogólnego [mg/dm ] 3 CTP – zawarto ść fosforu ogólnego [mg/dm ] 3 CChl – zawarto ść chlorofilu-a [µg/dm ]

SCOD – referencyjne biochemiczne zapotrzebowanie na tlen [mg/dm3] 3 STN – referencyjna zawarto ść azotu ogólnego [mg/dm ] 3 STP – referencyjna zawarto ść fosforu ogólnego [mg/dm ] 3 SChl – referencyjna zawarto ść chlorofilu-a [µg/dm ]

Na podobnej zasadzie opiera si ę indeks opracowany przez J. Zou. Warto ści tego indeksu bazuj ą na chemicznym zapotrzebowaniu na tlen oraz st ęż eniach rozpuszczonych mineralnych form azotu i fosforu. Dane porównuje się z warunkami referencyjnymi. Gdy indeks przyjmuje warto ść wi ększ ą od 1, wod ę uznaje si ę za eutroficzn ą. Indeks oblicza si ę za pomoc ą wzoru (3.12) [246].

Ni = (C COD *C DIN *C DIP )/S C (3.12) gdzie: C COD – chemiczne zapotrzebowanie na tlen [mg/dm3]

CDIN – zawarto ść rozpuszczonego mineralnego azotu [mg/dm3]

CDIP – zawarto ść rozpuszczonego mineralnego fosforu [mg/dm3]

SC – warunki referencyjne

Na potrzeby monitoringu jezior w Chinach został opracowany indeks TNI (Total Nutrient Index ). W skład równa ń (3.13, 3.14), według których oblicza si ę warto ść indeksu TNI , wchodz ą: zawarto ść azotu i fosforu ogólnego, BZT, ChZT i chlorofil-a [245].

TNI = ∑WjTNI j (3.13) 2 2 Wj = r ij /∑r ij (3.14) gdzie: TNI j – indeks TNI j-tego parametru

Wj – udział j-tego parametru w warto ści TNI 2 r ji – stosunek ilo ściowy chlorofilu-a i innych parametrów

Zasad ę oceny stanu troficzno ści za pomoc ą indeksu TNI przedstawia tabela 3.23.

Tabela 3.23. Warto ści graniczne i składniki indeksu TNI [245] Status Fosfor ogólny, Azot ogólny, Warto ść indeksu troficzny µg/dm 3 µg/dm 3 TNI Oligotrofia 5 – 10 250 – 600 0 – 30 Umiarkowana eutrofia 10 – 30 500 – 1100 31 – 60 Eutrofia 30 – 100 1000 – 2000 61 – 100 Hipereutrofia > 100 > 2000 > 100

Kolejnym sposobem oceny stanu troficznego jest ocena na podstawie integralnego kryterium ITS (Index of Ttrophical State ), które zostało opracowane na potrzeby monitoringu trofii słodkich wód Zatoki Newskiej w 1995 roku. Indeks ITS był stosowany

42 do oceny trofii rzek Warty i Pilicy, zbiorników usytuowanych na rzece Sole, rzek Estonii oraz zatoki Zaler w Niemczech [115, 116, 165]. Zało żeniem teoretycznym indeksu ITS jest zmiana bilansu procesów produkcji i rozkładu substancji organicznej produkowanej przez glony podczas procesu eutrofizacji. Zmiany bilansu biotycznego prowadz ą do zmian w gospodarce gazowej w wodach, a co za tym idzie, i stosunków ilo ściowych st ęż eń tlenu i dwutlenku w ęgla [48]. Gdy pr ędko ść rozkładu substancji organicznej przekracza pr ędko ść jej produkcji, st ęż enie dwutlenku węgla wzrasta, a tlenu – maleje; gdy pr ędko ść rozkładu jest mniejsza od pr ędko ści produkcji, to st ęż enie dwutlenku w ęgla maleje, a tlenu – ro śnie. To oznacza, że zmiana stosunku ilo ściowego zawarto ści tych dwóch gazów w wodzie odzwierciedla zmiany bilansu procesów produkcji i rozkładu substancji organicznych. W środowisku wodnym zawarto ść tlenu mo że by ć wyra żona przez nasycenie wody tlenem, natomiast zawarto ść

CO 2 mo że by ć wyra żona przez pH. Zmiana st ęż eń CO 2 prowadzi do zmian wielko ści pH, co wynika z równowagi w ęglanowej, czyli stanu okre ślonej proporcji mi ędzy jonami wodorow ęglanowymi i dwuw ęglanowymi, które przedstawia równanie (3.14):

+ - + 2- CO 2 + H 2 ↔ H 2 CO 3 ↔ H + HCO 3 ↔ H + CO 3 (3.14)

W wodach powierzchniowych o niskim stopniu zasolenia w strefie klimatu umiarkowanego warto ść pH wynosi zazwyczaj od 6,0 do 8,5. W takich warunkach mog ą wyst ępowa ć jednocze śnie wszystkie formy układu w ęglowego. Rozpuszczony w wodzie dwutlenek w ęgla wyst ępuje głównie w postaci CO 2, tylko ok. 1% stanowi posta ć kwasu węglowego H 2CO 3 [22]. Zmiana st ęż enia CO 2 w wodach powierzchniowych prowadzi do przesuni ęcia równowagi w ęglanowej i zmiany koncentracji jonów wodoru, a co za tym idzie – warto ści pH wody. Gdy dwutlenek w ęgla wyst ępuje w nadmiarze, w ęglany rozpuszczaj ą si ę, przy niedoborze CO 2 – osadzaj ą si ę. Gdy pr ędko ść procesów produkcji substancji organicznej jest wi ększa od pr ędko ści procesów jej rozkładu, st ęż enia CO 2 malej ą, a warto ść pH wzrasta. Przy niedoborze substancji biogennych i niskiej produkcji st ęż enia CO 2 rosn ą, a warto ść pH maleje [165]. Z powy ższych rozwa żań wynika, że stan troficzno ści mo żna opisa ć za pomoc ą bilansu st ęż eń CO 2 i O 2, te natomiast – za pomoc ą warto ści pH i stopnia nasycenia wody tlenem. Bilans warto ści pH i nasycenia wody tlenem jest wi ęc funkcj ą bilansu biotycznego, czyli bilansu procesów produkcji i rozkładu. Zale żno ść pomi ędzy pH

43 i procentowym nasyceniem wody tlenem dla poszczególnych stanów troficznych mo że by ć opisana za pomoc ą liniowych zale żno ści (rys. 3.2).

Rys. 3.2. Zale żno ść pomi ędzy pH i %O2 dla ró żnych stanów troficznych [166]

Przy jednakowym nasyceniu wody tlenem warto ść pH jest tym wi ększa, im wy ższy jest stan troficzny. Jako kryterium troficzno ści wybrano warto ść pH przy normalnym stuprocentowym nasyceniu wody. Indeks ITS oblicza si ę według wzoru (3.15):

ITS = ΣpH i /n + a(100 – Σ [O 2%])/n (3.15) gdzie: pH i – warto ść pH

[O 2%] – nasycenie wody tlenem mierzone synchronicznie z pomiarami pH a – współczynnik empiryczny n – liczba pomiarów

Warto ści indeksu ITS , odpowiadaj ące ró żnym stanom troficznym, przedstawia tabela 3.24.

Tabela 3.24. Warto ści indeksu ITS dla ró żnych poziomów troficznych [165] Status Warto ść indeksu troficzny ITS Dystrofia < 5,7 – 6,0 Ultraoligotrofia 6,0 – 6,6 Oligotrofia 6,7 – 7,3 Mezotrofia 7,4 – 8,0 Eutrofia > 8,0

4. Typologia wód płyn ących

Opracowanie typologii wód powierzchniowych jest podstawowym i zasadniczym krokiem na drodze do ustalenia zgodnej z Ramow ą Dyrektyw ą Wodn ą (RDW ) oceny i klasyfikacji stanu ekologicznego i troficznego wód. Ze wzgl ędu na naturaln ą ró żnorodno ść uwarunkowa ń środowiskowych, wynikaj ących z poło żenia geograficznego, wysoko ści bezwzgl ędnej, cech geologicznych terenu czy cech morfometrycznych, które warunkuj ą stan wód, konieczne jest wydzielenie ró żnych ich typów. Nie mo żna np. oceni ć stanu ekologicznego potoku górskiego i wolno płyn ącej rzeki nizinnej posługuj ąc si ę takimi samymi kryteriami. Typologia powinna obejmowa ć wszystkie kategorie wód: rzeki, jeziora, wody przej ściowe i przybrze żne. Wytyczne do opracowywania typologii wód powierzchniowych zawarte s ą w Zał ączniku II Ramowej Dyrektywy Wodnej . Przy definiowaniu typów wód powierzchniowych zapisy dyrektywy umo żliwiaj ą pa ństwom europejskim wybór pomi ędzy dwoma systemami typologicznymi. System A oparty jest na podziale Europy na ekoregiony według klasyfikacji Limnofauna Europaea autorstwa J. Illesa z 1978 roku . Rozró żnia on 25 regionów wodnych w oparciu o wyst ępowanie makrobezkr ęgowców i okre śla obowi ązkowe parametry, na podstawie których definiowane są granice pomi ędzy poszczególnymi typami zbiorników wodnych. Bardziej otwarty system B dopuszcza obok parametrów obowi ązkowych, zastosowanie tak że licznych parametrów dodatkowych [111, 112] W przypadku stosowania systemu A zró żnicowanie typologiczne rzek oparte jest na ich przynale żno ści do odpowiednich ekoregionów, wyró żnionych na podstawie regionalizacji Europy, przedstawionych w zał ączniku XI RDW [51]. Nast ępnie dokonuje si ę podziału w oparciu o okre ślone cechy geomorfologiczne według nast ępuj ących kryteriów: − trzy klasy wysoko ści bezwzgl ędnej: > 800 m n.p.m., 200–800 m n.p.m. i < 200 m n.p.m.; − cztery klasy wielko ści zlewni: małe 10–100 km 2, średnie 100–1000 km 2, du że 1000–10 000 km 2 i bardzo du że > 10000 km 2; − trzy rodzaje geologii podło ża zlewni: wapienne, krzemionkowe lub organiczne. W przypadku systemu B ró żnicowanie typów rzek dokonywane jest w oparciu o nast ępuj ące parametry:

− obowi ązkowe: wysoko ść bezwzgl ędna, szeroko ść geograficzna, długo ść geograficzna, geologia i wielko ść zlewni; − nieobowi ązkowe: odległo ść od źródła, energia przepływu, średnia szeroko ść koryta, średnia gł ęboko ść wody, średni spadek, forma i ukształtowanie koryta, kategoria przepływu rzeki, ukształtowanie doliny, transport ciał stałych, pojemno ść buforowa, średni skład podło ża, zawarto ść chlorków, zakres temperatury powietrza, średnia temperatura powietrza, opady atmosferyczne. System B jest bardziej otwarty i pozwala na wi ększ ą swobod ę w doborze kryteriów typologicznych. Warunkiem jego zastosowania jest uzyskanie nie mniejszego stopnia zró żnicowania typologicznego ni ż ten, jaki zostałby osi ągni ęty w wypadku zastosowania systemu A. Według systemu B rzeki s ą ró żnicowane na typy za pomoc ą okre ślonych w zał ączniku II parametrów obowi ązkowych oraz kombinacji wybranych parametrów nieobowi ązkowych, których zastosowanie umo żliwia osi ągni ęcie wiarygodnych biologicznych warunków odniesienia dla poszczególnych typów rzek. Wi ększo ść pa ństw europejskich wybrała podej ście a priori do typologii wód, czyli opracowanie najpierw hipotetycznej typologii na podstawie kryteriów abiotycznych, a nast ępnie jej weryfikacj ę na podstawie bada ń biologicznych. Przy opracowywaniu abiotycznego systemu typologicznego wi ększo ść pa ństw zastosowała system B. Przy czym jako system B rozumie si ę tu zarówno zastosowanie parametrów samego systemu B, jak i parametrów systemu A, uzupełnionych parametrami systemu B. Typologia rzek w Polsce opracowana została w Instytucie Meteorologii i Gospodarki Wodnej w 2004 r. Oparto j ą na obowi ązkowych parametrach systemu A, zawartych w zał ączniku II RDW , uzupełnionych wybranymi parametrami systemu B [111]. Według tego podziału terytorium Polski nale ży do czterech ekoregionów: Wy żyny Centralne (9), Karpaty (10), Niziny Centralne (14) oraz Niziny Wschodnie (16). Podział ten przedstawia rysunek 4.1.

Rys. 4.1. Podział obszaru Polski na ekoregiony wg Illesa [111]

Poniewa ż proponowany w Dyrektywie podział Illiesa nie odpowiada zmienno ści środowiska geograficzno-przyrodniczego Polski, a zwłaszcza nie odzwierciedla odr ębno ści północno-wschodniej cz ęś ci kraju, na potrzeby typologii rzek dodatkowo przyj ęty został podział na regiony fizyczno-geograficzne, zwane „krajobrazami wodnymi”. System ten był opracowywany i doskonalony w latach 1978 − 1998 przez profesora Jerzego Kondrackiego [111]. Według Kondrackiego na terenie Polski, nale żą cym do Europy Zachodniej, znajduj ą si ę nast ępuj ące prowincje fizyczno-geograficzne, obj ęte cz ęś ciowo granicami naszego pa ństwa: Ni ż Środkowoeuropejski, Masyw Czeski, Wy żyny Polskie i Karpaty. Na terenie Polski nale żą cym do Europy Wschodniej znajduj ą si ę cz ęś ci dwóch prowincji: Niziny Wschodniobałtycko-Białoruskie i Wy żyny Ukrai ńskie. W granicach Polski le ży tylko bardzo mały fragment tej ostatniej prowincji i z tego wzgl ędu, na potrzeby typologii rzek polskich, obszar nale żą cy do Wy żyn Ukrai ńskich zaliczono do Wy żyn Polskich (rys. 4.2).

Rys. 4.2. Regionalizacja Europy wg Kondrackiego [111]

W regionach nizinnych tj. na Ni żu Polskim oraz na Nizinach Wschodniobałtycko- Białoruskich wyró żniono 4 rodzaje krajobrazów rzek nizinnych: krajobraz rzek na obszarach młodoglacjalnych, krajobraz rzek na obszarach staroglacjalnych, krajobraz rzek na obszarach nadmorskich, krajobraz rzek na równinach poleskich. W regionie Wy żyny Polskie (z Podkarpaciem, Pogórzem Karpackim i Pogórzem Sudeckim) wyst ępuj ą trzy rodzaje krajobrazów rzek wy żynnych: krajobraz rzek na utworach lessowych, krajobraz rzek na skałach w ęglanowych, krajobraz rzek na skałach krzemianowych, krajobraz rzek na obszarach staro glacjalnych, na utworach charakterystycznych dla rzek nizinnych. W regionach górskich (Sudety i Karpaty) wyst ępuj ą krajobrazy rzek górskich: krajobraz rzek dolnego i górnego regla Sudetów, krajobraz rzek dolnego i górnego regla Karpat. Na terenie całej Polski wyst ępuj ą krajobrazy dolin i równin akumulacyjnych, zwi ązane z dolinami du żych rzek. Sie ć rzeczna w Polsce rozmieszczona jest stosunkowo

48 równomiernie na całym obszarze kraju, wi ęc cieki reprezentowane s ą we wszystkich typach wysoko ściowych krajobrazów: górskich (> 800 m n.p.m.), wy żynnych (200–800 m n.p.m.) i nizinnych (< 200 m n.p.m.). Geologiczne rodzaje podło ża rzek oparto o trzy podstawowe typy warunków abiotycznych, okre ślaj ących biologiczny charakter cieku: krzemianowe (np. granity, gnejsy, łupki i inne skały wulkaniczne), w ęglanowe i organiczne. Ponadto, w niektórych wypadkach, uwzgl ędniono tak że wyst ępowanie pewnych procesów geologicznych, takich jak: powstawanie zatorfie ń, tworzenie si ę aluwiów oraz odkładanie madów rzecznych. W obszarach nadmorskich dodatkowo uwzgl ędniono wpływ wód morskich, powoduj ących podwy ższone zasolenie pozostaj ących z nimi w kontakcie przyuj ściowych odcinków rzek. Dodatkowo wyznaczono trzy specyficzne typy rzek, niezale żne od ekoregionów: małe cieki i rzeki w dolinach wielkich rzek nizinnych pod wpływem procesów torfotwórczych, cieki ł ącz ące jeziora oraz cieki deltowe Żuław Wi ślanych [111]. Zgodnie z systemem A dyrektywy przyj ęty został podział cieków na cztery kategorie wielko ściowe w zale żno ści od powierzchni zlewni. Dla poszczególnych kategorii wielko ści zlewni zaproponowano nast ępuj ące nazwy: małe cieki (10–100 km 2), rzeki (100–1000 km 2), średnie rzeki (1000–10000 km 2) i wielkie rzeki (> 10000 km 2) [51]. Zró żnicowanie regionów hydrograficznych (typów krajobrazów rzecznych) w kombinacji z klasami wielko ści rzek pozwala wyró żni ć 26 typów abiotycznych, które nast ępnie powinny zosta ć zweryfikowane na podstawie parametrów biologicznych. Wykaz typologii rzek Polski przedstawia tabela 4.1. Poniewa ż sie ć rzeczna rozmieszczona jest stosunkowo równomiernie na terenie całej Polski, zidentyfikowane typy cieków reprezentowane s ą we wszystkich regionach hydrograficznych oraz we wszystkich wyró żnionych typach krajobrazów. Ocena stanu wód, wa żnym elementem której jest ocena ich stanu troficznego, jest przeprowadzana na podstawie granicznych warto ści wska źników jako ści, opracowanych dla poszczególnych typów wód i zawartych w zał ącznikach rozporz ądze ń Ministra Środowiska w sprawie klasyfikacji stanu ekologicznego, potencjału ekologicznego i stanu chemicznego jednolitych cz ęś ci wód powierzchniowych z dnia 9 listopada 2011 [57].

Tabela 4.1. Wykaz typologii abiotycznej cieków Polski [207]

OPIS rednia rzeka Małe cieki Małe rzeka Mała Ś Wielka rzeka EKOREGION10 KARPATY: Krajobraz górski – wysoko ść > 800 m n.p.m Małe cieki tatrza ńskie na skałach krzemianowych 1 (granity, gnejsy, łupki, inne wulkaniczne) Małe cieki tatrza ńskie na skalach w ęglanowych 2 EKOREGION 9 WY ŻYNY CENTRALNE: Krajobraz górski – wysoko ść > 300 m n.p.m Małe cieki sudeckie na skalach krzemianowych 3 EKOREGION 9 i 14: WY ŻYNY CENTRALNE i RÓWNINY CENTRALNE: Krajobraz wy żynny wysoko ść 200 –800 m n.p.m. Małe cieki i rzeki na ska łach krzemianowych 4 8 Małe cieki i rzeki na piaskowcach 5 Małe cieki i rzeki na lessach (i lessopodobnych) oraz ska łach 10 6 węglanowych (kreda) 9 Małe cieki i rzeki na skałach w ęglanowych 7 EKOREGION 10 i 16 KARPATY i RÓWNINY WSCHODNIE: Krajobraz wy żynny – wysoko ść 200 –800 m n.p.m Małe cieki i rzeki na ska łach krzemianowych (granity i inne 11 13 wulkaniczne) Małe cieki i rzeki na strukturach fliszowych 12 14 15 Małe cieki i rzeki na lessach i ska łach w ęglanowych (kreda) 6 9 Małe cieki i rzeki na ska łlach w ęglanowych 7 EKOREGION 14 i 16 RÓWNINY CENTRALNE i RÓWNINY WSCHODNIE: Krajobraz nizinny – wysokos ć < 200 m n.p.m. Małe cieki i rzeki na lessach i lessopodobnrch 16 Krajobraz staroglacjalny: małe cieki i rzeki na równinach 19 peryglacjalnych, sandry, piaszczyste terasy rzeczne. Krajobraz m łodoglacjalny: małe cieki i rzeki Pojezierzy 17 21 Wielkopolskich, Pobrze ża Południowobałtyckiego, Pobrze ża Wschodmobałtyckiego 20 Krajobraz m łodoglacjalny małe cieki i rzeki Pojezierzy Pomorskich, 18 Pojezierza Wschodniobałtyckiego Odcinki przyuj ściowe cieków pod wpływem wód słonych 22 TYPY NIE ZALE ŻNE OD EKOREGIONÓW Małe cieki i rzeki w dolinach wielkich rzek nizinnych pod wpływem 23 24 procesów torfotwórczych

Cieki ł ącz ące jeziora 25 Cieki deltowe Żuław Wi ślanych 26

Dla ka żdego typu zostały sporz ądzone karty opisuj ące poszczególne typy abiotyczne rzek. Przykładowa karta potoku nizinnego piaszczystego jest przedstawiona w tabeli 4.2.

Tabela 4.2. Przykładowa karta z opisem typu rzeki [113]

5. Problemy metodologiczne oceny stanu troficzno ści wód

W polityce wodnej Unii Europejskiej eutrofizacja jest traktowana jako problem priorytetowy. Wiele dyrektyw unijnych zawiera wymóg oceny i kontroli tego zjawiska oraz wdra żania działa ń ochronnych, ograniczaj ących jego intensyfikacj ę [206]. S ą to mi ędzy innymi Dyrektywa 91/271/EWG ( Dyrektywa ściekowa ), Dyrektywa 91/676/EWG (Dyrektywa azotanowa ) oraz Dyrektywa 2000/60/EW (Ramowa Dyrektywa Wodna ) [49, 50, 51]. W żadnej z tych dyrektyw nie podaje si ę ujednoliconej definicji tego procesu, ani metodologii jego oceny. W interpretacji dyrektyw unijnych eutrofizacja stanowi niepo żą dane zjawisko i nie wymagaj ą one okre ślenia stanu troficznego, lecz tylko stwierdzenia faktu wyst ępowania niekorzystnych zmian stanu wód. Takie podejście nie koreluje z metodologi ą opracowan ą przez OECD , a ocena stopnia troficzno ści w rozumieniu poszczególnych dyrektyw unijnych mo że dawa ć sprzeczne wyniki [206]. Oprócz tego wspomniane dyrektywy umo żliwiaj ą ocen ę tylko tendencji tego zjawiska, a sama ocena nosi charakter opisowy. Na przykład według Dyrektywy azotanowej mo żna zdefiniowa ć status troficzny akwenu wodnego, jako „stref ę wra żliw ą lub niewra żliw ą” na eutrofizacj ę, a według Ramowej Dyrektywy Wodnej oraz polskiego rozporz ądzenia w sprawie kryteriów wyznaczania wód wra żliwych na zanieczyszczenie zwi ązkami azotu ze źródeł rolniczych [56] mo żna oceni ć zjawisko eutrofizacji tylko w kategoriach „wody zeutrofizowane lub niezeutrofizowane”. Niektóre dyrektywy unijne (np. Dyrektywa azotanowa ) nie s ą zgodne z nowoczesnym podej ściem do oceny stanu wód, prezentowanym w dokumentach opracowanych w 2005 roku przez grup ę robocz ą ECOSTAT , powołan ą przez UE [206]. Cz ęsto oceny stopnia troficzno ści tego samego akwenu, wykonane na podstawie zalece ń poszczególnych dokumentów, znacznie si ę ró żni ą. Wynika to przede wszystkim z ró żnicy przyj ętych zało żeń oraz podej ść do oceny tego zjawiska, a tak że celów praktycznych, do których wyniki oceny maj ą by ć wykorzystane. Przyczynia si ę do tego równie ż zestaw proponowanych wska źników troficzno ści i interpretacji ich warto ści granicznych [165]. Programy strategiczne Ramowej Dyrektywy Wodnej (RDW ) oraz Europejskiej Strategii Morskie j ( ESM ) podkre ślaj ą konieczno ść opracowania zharmonizowanych metodologii oceny stanu troficznego wód oraz jego wska źników wraz z warto ściami normatywnymi dla wszystkich typów wód [52, 165]. Odpowiednio dobrane wska źniki,

52 bazuj ące na obszernych zasobach zgromadzonych danych, pochodz ących z wieloletnich obserwacji środowiska, pozwol ą odzwierciedli ć podstawowe tendencje i ustali ć zwi ązki przyczynowo-skutkowe zmian stanu środowiska wodnego i warunków ekologicznych. One równie ż pozwalaj ą śledzi ć i ocenia ć efektywno ść realizacji polityki ekologicznej, wnosi ć do niej zmiany i korekty oraz okre śla ć priorytetowe cele i zadania [85]. Równie ż potrzeby praktyki inżynierskiej oraz zadania aplikacyjne w zakresie prognozowania jako ści wód i zarz ądzania nimi wymagaj ą stosowania odpowiednio sprecyzowanych wska źników liczbowych. W 2001 roku Joint Research Centre opracowało system oceny jezior, zło żony zarówno z elementów fizyko-chemicznych, jak i biologicznych. System ten miał stanowi ć uniwersaln ą metod ę oceny trofii we wszystkich kraj UE zgodn ą z wytycznymi RDW , ale nie był on obowi ązkowy i w rezultacie nie został przyj ęty jako system standardowy. Według UE eutrofizacja oznacza przede wszystkim stan wód wywołany działalno ści ą człowieka, a zalecenia unijne koncentruj ą si ę na okre śleniu, czy na stan wody ma wpływ działalno ść człowieka. W ustawodawstwie nie jest wa żny stan trofii wód, lecz odst ępstwa od odgórnie okre ślonych warunków referencyjnych [206]. Kontrowersyjne jest równie ż podej ście powy ższych dyrektyw, okre ślaj ące konieczno ść podejmowania działa ń w przypadku wód zakwalifikowanych do eutroficznych. Je śli wysoki stan trofii jest uwarunkowany przyczynami naturalnymi, to akwen wodny nie wymaga działa ń ochronnych, a podejmowane one s ą tylko w wypadku eutrofizacji z przyczyn antropogenicznych. Sposób rozró żnienia pomi ędzy eutrofizacj ą naturaln ą a antropogeniczn ą te ż nie został okre ślony w dyrektywach [127, 206]. Po wprowadzeniu wymaga ń ustawodawstwa unijnego do polskich dokumentów legislacyjnych (ustawa Prawo Wodne i rozporz ądzenia wykonawcze) ocena stanu troficzno ści wód jest dokonywana w ramach oceny ogólnego stanu wód [54], i to tylko w sposób po średni w kategoriach braku lub obecno ści eutrofizacji. Jest to zawarte w trzech rozporz ądzeniach Ministra Środowiska: z roku 2002 – w sprawie kryteriów wyznaczania wód wra żliwych na zanieczyszczenie zwi ązkami azotu ze źródeł rolniczych , z roku 2008 – w sprawie sposobu klasyfikacji stanu jednolitych częś ci wód powierzchniowych oraz z roku 2011 – w sprawie sposobu klasyfikacji stanu jednolitych częś ci wód powierzchniowych oraz środowiskowych norm jako ści dla substancji priorytetowych [55, 56, 58]. Oceny dokonuje si ę na podstawie nast ępuj ących parametrów: chlorofilu-a, fitobentosu, BZT 5, OWO, azotu amonowego, azotu Kjeldahla, azotu azotanowego, azotu ogólnego, fosforu

53 ogólnego oraz fosforanów. Warto ści graniczne wymienionych parametrów s ą ustalane dla poszczególnych typów wód. Metodyka stosowana przez Wojewódzkie Inspektoraty Ochrony Środowiska (WIO Ś) do oceny eutrofizacji zakłada nast ępuj ące podej ście: gdy warto ść jednego z parametrów przekracza warto ść graniczn ą, powy żej której wyst ępuje eutrofizacja, stan wody jest uznawany za eutroficzny. W przypadku chlorofilu-a pod uwag ę bierze si ę warto ść średni ą ze zbioru danych, natomiast w przypadku pozostałych wska źników decyduje warto ść maksymalna lub percentyl 90. Parametry oceny przedstawia tabela 5.1.

Tabela 5.1. Parametry stosowane przez WIO Ś do oceny trofii [88] Ilo ść wyników Wska źnik 12 i powy żej Od 4 do 11 Chlorofil-a St ęż enie średnie St ęż enie średnie Tlen rozpuszczony Percentyl_10 St ęż enie minimalne

BZT 5 Percentyl_90 St ęż enie maksymalne OWO Percentyl_90 St ęż enie maksymalne Azot amonowy Percentyl_90 St ęż enie maksymalne Azot azotanowy Percentyl_90 St ęż enie maksymalne Azot ogólny Percentyl_90 St ęż enie maksymalne Fosfor ogólny Percentyl_90 St ęż enie maksymalne

Warto ści graniczne dopuszczalnych st ęż eń azotu ogólnego, fosforu ogólnego i chlorofilu-a ustalone w rozporz ądzeniach Ministra Środowiska, przedstawia tabela 5.2.

Tabela 5.2. Warto ści graniczne wska źników eutrofizacji dla rzek według rozporz ądze ń M Ś Rozporz ądzenie Azot ogólny, Fosfor ogólny, Chlorofil-a, MŚ mg/dm3 mg/dm3 µg/dm3 2002 r. 5 0,25 25 2008 r. 10 0,4 35 (60*) 2011 r. 10 0,4 − * warto ść dotyczy cieków typu 21 – wielka rzeka nizinna

W tabeli wida ć rozbie żno ści w warto ściach granicznych wska źników eutrofizacji ustalonych dla cieków przez poszczególne rozporz ądzenia. Rozporz ądzenie z 2011 roku, zast ępuj ące rozporz ądzenie z roku 2008, w ogóle nie uwzgl ędnia wska źnika chlorofilu-a. W Polsce chlorofil-a słu ży do oceny statusu troficznego jedynie w rzekach fitoplanktonowych, czyli w ciekach typu: 20 (rzeki nizinne żwirowe), 21 (wielkie rzeki nizinne), 24 (rzeki w dolinie zatorfionej) i 25 (rzeki ł ącz ące jeziora) oraz cz ęś ciowo typu 19 (rzeki nizinne piaszczysto-gliniaste). Wi ększo ść badana przez WIO Ś jednolitych cz ęś ci

54 wód płyn ących jest przez nich okre ślana jako „nie fitoplanktonowe”. Zatem chlorofil-a nie jest badany przy monitoringu powy ższych typów rzek. Nawet gdy prowadzone s ą pomiary tego wska źnika, to nie jest on brany pod uwag ę w ocenie trofii, a zamiast niego oceny dokonuje si ę przy pomocy wska źników zwi ązanych z fitobentosem lub makrofitami. Rozporz ądzenia te nie podaj ą równie ż, jakim stanem charakteryzuj ą si ę wody o warto ściach poni żej granicznych, proponuj ąc tylko dwie charakterystyki stanu troficznego: „ulega eutrofizacji” lub „nie ulega eutrofizacji”. Oceny eutrofizacji dokonuje si ę w punktach wybranych przez Regionalny Zarz ąd Gospodarki Wodnej (RZGW ) raz na 4 lata, co nie pozwala na szybkie uzyskanie informacji o stanie troficznym wód i podejmowania natychmiastowych działa ń ochronnych [87]. Analiza istniej ących problemów metodologicznych w zakresie oceny przebiegu procesu eutrofizacji pozwala wnioskowa ć, że pilnym zadaniem jest opracowanie takich wska źników, które odpowiadałyby celom i zadaniom ochrony i zarz ądzania zasobami wodnymi zgodnie z zasadami zrównowa żonego rozwoju. Wska źniki eutrofizacji, które są zgodne z nowoczesnymi wymaganiami, powinny charakteryzowa ć si ę nast ępuj ącymi cechami [74, 165, 221]: − odzwierciedla ć zmiany w ekosystemach wodnych, wywołanych czynnikami antropogenicznymi; − odzwierciedla ć podstawowe funkcje ekosystemów wodnych; − bazowa ć na ograniczonej liczbie dost ępnych danych, a koszt ich oceny powinien by ć umiarkowany; − nadawa ć si ę do prognozowania zmian stanu ekosystemów; − dla wska źników powinny by ć opracowane wartości referencyjne, umo żliwiaj ące interpretacj ę ewentualnych zmian lub zagro żeń przez ró żnych u żytkowników tych wska źników; − powinny by ć zagregowane, integruj ące informacje w czasie i przestrzeni; − powinny by ć teoretycznie i techniczne uargumentowane.

6. Uzasadnienie wyboru indeksu ITS

6.1. Ograniczenia zwi ązane z zastosowaniem istniej ących sposobów oceny stanu troficznego

6.1.1. Graniczne warto ści wska źników troficzno ści

Jak wynika z analizy istniej ących sposobów oceny stanu troficznego wód powierzchniowych, najbardziej popularnymi wska źnikami trofii s ą: azot ogólny, fosfor ogólny, chlorofil-a i widzialno ść kr ąż ka Secchiego. W przypadku azotu i fosforu bardzo wa żnym aspektem z punktu widzenia przebiegu eutrofizacji jest okre ślenie, który z tych pierwiastków ma decyduj ący wpływ na przebieg procesu [172]. Najcz ęś ciej jest to fosfor, jednak w pewnych warunkach azot pełni rol ę czynnika ograniczaj ącego [27]. Wa żne znaczenie w rozwoju ro ślinno ści wodnej ma równie ż przyswajalno ść ró żnych form azotu i fosforu. Fotosyntezuj ące organizmy wodne przyswajaj ą tylko mineralne formy tych pierwiastków, natomiast bardzo cz ęsto w ró żnych systemach oceny wska źnikiem eutrofizacji jest azot i fosfor ogólny, co zmniejsza wiarygodno ść oceny stanu trofii wód. Oprócz tego na przyswajalno ść pierwiastków biogennych przez ro ślinno ść wodn ą wpływaj ą warunki hydrodynamiczne, hydrobiologiczne i hydromorfologiczne [10, 138, 141, 195]. W zwi ązku z tym zawarto ść substancji biogennych mo że by ć jedynie wska źnikiem potencjalnego zagro żenia eutrofizacj ą, a nie odzwierciedla ć rzeczywisty stan troficzny wód. Przy takich samych zawarto ściach biogenów wody mog ą charakteryzowa ć si ę ró żnym poziomem troficzno ści [166]. Zawarto ść zwi ązków azotu i fosforu nie zawsze świadczy wi ęc o stanie trofii, tylko o potencjalnym zagro żeniu intensyfikacj ą procesu eutrofizacji. Problem oceny stanu trofii na podstawie przezroczysto ści wody, mierzonej za pomoc ą kr ąż ka Secchiego, wi ąż e si ę przede wszystkim z wykorzystaniem tego wska źnika wył ącznie do wód stoj ących. W rzekach ten sposób badania jest niezwykle rzadki i nie stanowi on standardowej procedury przy monitoringu prowadzonym przez WIO Ś. Inna metoda pomiaru przezroczysto ści wody rzecznej autorstwa R. Davies-Colleya, nazywana „czarnym kr ąż kiem”, nie jest zbyt rozpowszechniona i stosowana jedynie w Australii i Nowej Zelandii [43]. Przezroczysto ść wody z kolei nie zawsze jest konsekwencj ą procesów eutrofizacji i mo że by ć spowodowana innymi czynnikami: np. specyfik ą akwenu lub nanoszonymi cz ąstkami, w zwi ązku z czym tak że nie mo że stanowi ć wiarygodnego

56 wska źnika eutrofizacji i przez wi ększo ść badaczy jest traktowana jako metoda uzupełniaj ąca [142, 212]. St ęż enie chlorofilu -a jest wska źnikiem produkcji pierwotnej w wodach (biomasy ro ślinno ści wodnej). Oznacza si ę go w warunkach laboratoryjnych metod ą ekstrakcyjno - spektrofotometryczn ą, która jest skomplikowan a i droga, lub bezpo średnio w warunkach terenowyc h za pomoc ą kosztownego wielofunkcyjnego urz ądzenia. Zastosowanie tego miernika w rutynowym monitoringu jest ograniczon e wysokimi kosztami pomiarów. Dodatkowo ocena stanu trofii na podstawie koncentracji chlorofilu -a, komplikuje si ę ze wzgl ędu na zmiany s ezonowe i dobowe w rozwoju ro ślinno ści [ 94, 242]. W rzekach dodatkowym czynnikiem, utrudniaj ącym bad ania zawarto ści chlorofilu -a jest ruch wody przen osz ący biomas ę w inne miejsca. W niektórych wypadkach o poziomie zawarto ści chlorofilu-a mog ą decydowa ć ro ślino żerne organizmy wodne [117 ]. Problem stanowi te ż wybór miarodajnej warto ści st ęż enia tego parametru: średniej , maksymaln ej czy mediany [140]. Okre ślenie statusu troficznego za pomoc ą wymienionych powy żej wska źników jest obarczone znacz ącym bł ędem, a oc ena charakteryzuje si ę pewnym stopniem prawdopodobie ństwa. Stopie ń p rawdopodobie ństwa oceny stanu troficznego dokonanej za na podstawie fosforu ogólnego, chlorof ilu-a i kr ąż ka Secchiego został ustalony przez R. Vollenweidera i przedstawiony na rysunkach 6.1, 6.2 i 6.3 [204].

Rys. 6.1. Prawdopodobie ństwo oceny stanu troficznego na podstawie zawarto ści fosforu ogólnego

Rys. 6.2. Prawdopodobie ństwo oceny stanu trof icznego na podstawie zawarto ści chlorofil u-a

Rys. 6.3. Prawdopodobie ństwo oceny stanu troficznego na podstawie widzialności kr ąż ka Secchiego

6.1.2. Indeksy eutrofizacji

Wymienione w rozdziale 6.1.1 wska źniki eutrofizacji stanowi ą podstaw ę oceny stanu troficzno ści za pomoc ą indeksów liczbowych (wska źników zagregowanych), w zwi ązku z czym ich mankamenty obarczaj ą pewnym bł ędem tak że ocen ę za pomoc ą takich indeksów. Indeks TSI Carlsona nale ży do najcz ęś ciej stosowanych wska źników zagregowanych w badaniach jezior w Polsce. Jednak jak uwa ża sam autor, indeks wymaga dostosowania do ka żdego badanego zbiornika wodnego, co wi ąż e si ę z konieczno ści ą prowadzenia serii pracochłonnych i czasochłonnych bada ń w celu wyznaczania zale żno ści korelacyjnych pomi ędzy składnikami indeksu w konkretnych warunkach. Gdy poszczególne wska źniki daj ą rozbie żne oceny stanu troficzno ści, zachodzi potrzeba uśrednienia wyników (czego sam autor jest przeciwnikiem) albo oceny na podstawie czynnika o najgorszej warto ści co zmniejsza jego wiarygodno ść [28]. Liczne wersji indeksu TSI były opracowywane przez ró żnych autorów, w zwi ązku z czym trudno jest o jednoznaczn ą i uniwersaln ą ocen ę i jej interpretacje [198, 250]. Indeks TRIX pierwotnie był opracowany dla wód przybrze żnych. Pomimo szerokiego zastosowania oraz licznych modyfikacji indeks ten te ż wymaga dopracowania, aby stał si ę bardziej uniwersalny [1, 16, 228]. Podobnie jak w przypadku TSI, brak jest wskazania, który z jego składników decyduje o stanie troficznym. Pomiar czterech wska źników wchodz ących w skład TRIX sprawia, że ocen ą za jego pomoc ą staje si ę droga, pracochłonna i nie odpowiada wymaganiom szybkiego monitoringu oraz nie zawsze jest zgodna z faktycznym stanem trofii [194]. Wad ą metod ASSETS i HEAT jest zbyt wysoki stopie ń skomplikowania. Wymagaj ą one wieloetapowej analizy ró żnorodnego zbioru danych. S ą to metody przewidziane do specjalistycznego monitoringu, prowadzonego przez do świadczonych badaczy, i podobnie do wska źników zagregowanych, s ą zbyt czasochłonne i trudne. Dodatkow ą wad ą jest ich wąska specjalizacja pod wzgl ędem badania typów wód: metoda ASSETS jest przewidziana do oceny stanu trofii estuariów w USA i wybranych akwenów w Portugalii, a metoda HEAT stosowana w celach monitoringu słonawych wód Morza Bałtyckiego. Podstawow ą wad ą przedstawionych w rozdziale 3 indeksów liczbowych jest brak ich dostosowania do warunków polskich. W wi ększo ści s ą to wska źniki stworzone z my ślą o jeziorach, cz ęsto o odmiennych warunkach geograficznych i klimatycznych, ani żeli polskie. Warto ści graniczne wska źników, na których bazuje wi ększo ść indeksów,

59 musiałaby uwzgl ędnia ć specyfik ę wód powierzchniowych w Polsce, co oznaczałoby ustalanie od pocz ątku warunków referencyjnych dla wszystkich typów wód. Zwi ązane to jest z konieczno ści ą analizy wieloletnich pomiarów prowadzonych w ramach monitoringu oraz organizacji interdyscyplinarnych bada ń naukowych w ró żnych rejonach Polski z udziałem wielu specjalistów.

6.1.3. Wska źniki biologiczne

Wśród wszystkich podej ść do oceny przebiegu eutrofizacji najbardziej wiarygodne wyniki daj ą te, które s ą oparte na wska źnikach biologicznych, odzwierciedlaj ących reakcj ę ekosystemu na negatywne zmiany spowodowane eutrofizacj ą. Badania takie s ą znane od pocz ątków XX wieku [107]. Ocena polega na okre śleniu struktury i liczebno ści odpowiednich taksonów organizmów wodnych, mi ędzy innymi: fitoplanktonu, fitobentosu, makrofitów oraz ichtiofauny. Flora i fauna wodna o okre ślonych składzie i liczebno ści stanowi ą bardzo dobre bioindykatory zmian trofii, s ą wra żliwe na zmiany warunków abiotycznych i szybko na nie reaguj ą. Jednak ocena stanu trofii na podstawie takich wska źników biologicznych jest czasochłonna i wymaga specjalistycznej wiedzy oraz udziału do świadczonych specjalistów [39]. Wska źniki biologiczne s ą zale żne od pory roku i dnia oraz od czynników klimatycznych i hydrodynamicznych. Oznaczanie struktury gatunkowej bioty wodnej jest mo żliwe do wykonania tylko przez wykwalifikowanych hydrobiologów, co ogranicza zastosowanie wska źników biologicznych w rutynowym monitoringu i szybkiej diagnostyce stanu wód [8, 79, 128, 140, 209]. W Unii Europejskiej brakuje jedynej metodyki badania i oceny trofii za pomoc ą bioindykatorów. Nie s ą te ż ustalone warunki referencyjne, a badania w ramach pa ństwowych systemów monitoringu s ą przeprowadzane niezwykle rzadko. W Polsce przykładowo cz ęstotliwo ść bada ń tych wska źników zgodnie z odpowiednim rozporz ądzeniem wykonuje si ę raz na 4 lata [54].

6.2. Uzasadnienie wyboru indeksu ITS jako kryterium troficzno ści

Analiza wad istniej ących sposobów oceny stanu troficznego które ograniczają ich zastosowanie, pozwoliła na wybór optymalnego sposobu oceny, umo żliwiaj ącego uzyskanie szybkiej i wiarygodnej oceny stanu trofii i charakteryzuj ącego si ę łatwo ści ą zastosowania i przydatno ści ą do celów szybkiego monitoringu oraz niskimi kosztami oceny. Takim wska źnikiem jest indeks ITS oparty na zasadniczo innych zało żeniach

60 teoretycznych, uwzgl ędniaj ący mechanizmy procesów przebiegaj ących w wodach. Bazuje on na podej ściu ekosystemowym, uwzgl ędniaj ącym podstawow ą funkcjonaln ą charakterystyk ę ekosystemów – stan bilansu biotycznego, wyra żonego przez bilans warto ści rutynowych wska źników fizyko-chemicznych: tlenu i dwutlenku w ęgla (rozdział 3). Prawidłowo ść zało żeń teoretycznych znalazła potwierdzenie w źródłach literatury fachowej. Według, na przykład, prof. Alfreda Lity ńskiego ocena trofii dokonana za pomocą tlenu jest mo żliwa, ale tylko w warunkach naturalnych. W przypadku wód zanieczyszczonych niezb ędny jest dodatkowy parametr charakteryzuj ący procesy rozkładu [145]. Dane niezb ędne do obliczenia indeksu ITS – warto ści pH i procent nasycenia wody tlenem stanowi ą element rutynowego monitoringu wód powierzchniowych. Wyznaczenie pH i nasycenia wody tlenem jest łatwe, ogranicza się do pomiaru tych warto ści miernikami elektronicznymi bezpo średnio w terenie, a koszt ich pomiaru jest niewielki. Ponadto, badania takie są prowadzone od ponad 100 lat, w zwi ązku z czym indeks ITS umo żliwia odtworzenie wieloletniej dynamiki stanu trofii i trendów w przebiegu tych procesów. Indeks ITS nale ży do grupy wska źników liczbowych, co umo żliwia jego stosowanie w obliczeniach in żynierskich np. przy ustalaniu dopuszczalnych ładunków substancji biogennych, wprowadzanych do wód powierzchniowych i obliczeniu niezb ędnego stopnia ich redukcji w ściekach. Indeks ITS jest pozbawiony wad metodologicznych, którymi s ą obarczone inne sposoby oceny, przedstawione powy żej i według autora niniejszej pracy, daje najbardziej wiarygodn ą ocen ę stanu troficzno ści, dzi ęki mo żliwo ści uwzgl ędnienia indywidualnych wła ściwo ści badanych obiektów. Ze wzgl ędu na zalety indeksu ITS mo żna wnioskowa ć, że na tle wszystkich przedstawionych sposobów oceny odpowiada on najbardziej nowoczesnym wymaganiom, stawianym wska źnikom środowiskowym i mo że nadawa ć si ę do wiarygodnej oceny stanu troficznego wód płyn ących.

7. Metodyka bada ń

Ekosystemy wodne, jak wszystkie ekosystemy, charakteryzuj ą si ę nadzwyczajnie skomplikowan ą organizacj ą. Powstaje w nich ogromna ró żnorodno ść stale zmieniaj ących si ę powi ąza ń. Ustali ć charakter tych powi ąza ń oraz reakcje ekosystemów na oddziaływanie rozmaitych czynników mo żna tylko na podstawie skomplikowanej analizy istniej ących w nich prawidłowo ści i relacji liczbowych. Tylko zastosowanie metod statystyki matematycznej umo żliwia otrzymanie wiarygodnych i obiektywnych wyników. W przyrodzie współzale żno ści ró żnych czynników maj ą charakter korelacyjny. Dlatego podstawow ą metod ą bada ń procesów, przebiegaj ących w środowisku przyrodniczym, jest analiza korelacyjna i regresyjna danych monitoringu. W celu udowodnienia postawionych w niniejszej pracy tez analizie statystycznej poddano dane wieloletniego monitoringu wód płyn ących aby ustali ć charakter zale żno ści mi ędzy wybranymi parametrami. Warunkiem zastosowania ITS jako kryterium troficzno ści jest istnienie liniowej zale żno ści miedzy pH i nasyceniem wody tlenem (rozdz.3.2). W zwi ązku z tym przeprowadzono analiz ę korelacyjn ą i regresyjn ą współzale żno ści powy ższych parametrów. Wyniki tej analizy zawarto w zał ączniku 1. Nast ępnie z całości danych umieszczonych w zał ączniku 1 wybrano punkty pomiarowo- kontrolne wykazuj ące tendencje do eutrofizacji. Specjalnie opracowan ą w tym celu metodologi ę przedstawiono w rozdziale 8. Weryfikacj ę mo żliwo ści zastosowania integralnego kryterium troficzno ści ITS przeprowadzono na bazie danych dla punktów pomiarowo-kontrolnych z tendencj ą do eutrofizacji.

7.1. Charakterystyka bazy danych

Poniewa ż obecnie jedn ą z podstawowych przyczyn nasilenia si ę intensywno ści procesów eutrofizacji jest akumulacja w wodzie substancji biogennych, to ten czynnik jest rozpatrywany jako wyj ściowy wska źnik eutrofizacji, a rozwój fitoplanktonu – jako jego konsekwencja. W zwi ązku z tym wi ększo ść systemów oceny statusu troficznego jest oparta wła śnie na rozwoju ro ślinno ści wodnej w powi ązaniu z zawarto ści ą tych substancji w wodzie. Wiarygodno ść oceny stanu troficznego zale ży, mi ędzy innymi, od zakresu informacji. Optymalnym jest bank danych wyj ściowych uzyskanych na przestrzeni kilku lat z uwzgl ędnieniem sezonowo ści rozwoju procesów eutrofizacji. Te rozwa żania zdecydowały o doborze badanych parametrów i zakresie niezb ędnej informacji.

Baza danych została stworzona w oparciu o dane monitoringu wód płyn ących na terenie całej Polski, udost ępnione przez Wojewódzkie Inspektoraty Ochrony Środowiska (WIO Ś). Dane pochodz ą z comiesi ęcznego monitoringu realizowanego przez Inspektoraty Ochrony Środowiska w ci ągu 10 lat (w okresie 2000–2009) w 402 punktach pomiarowo- kontrolnych, zlokalizowanych na 235 rzekach na terenie 15 województw. Badaniami obj ęto dane monitoringu 23 z po śród 27 wyodr ębnionych w Polsce typów jednolitych cz ęś ci wód powierzchniowych płyn ących, wyznaczonych przez rozporz ądzenie Ministra Środowiska w sprawie klasyfikacji stanu ekologicznego, potencjału ekologicznego i stanu chemicznego jednolitych cz ęś ci wód powierzchniowych , [58]. W analizie nie brano pod uwag ę 4 typów cieków: 11 – potok wy żynny krzemianowy z substratem gruboziarnistym wschodni oraz 13 – mała rzeka wy żynna krzemianowa wschodnia, które dotychczas nie zostały wyznaczone na terenie Polski. Nie badano tak że typów 1 i 2 – potoków tatrza ńskich krzemianowych i węglanowych, zlokalizowanych na terenie Tatrza ńskiego Parku Narodowego, które nie są obj ęte monitoringiem WIO Ś. Łącznie baza danych do analizy statystycznej liczyła 137 195 pomiarów, w tym – ponad 54 878 pomiarów warto ści pH i nasycenia wody tlenem oraz 82 317 pomiarów takich wska źników jak: chlorofil-a, azot ogólny i fosfor ogólny. Baza danych uwzgl ędnia około 40% punktów pomiarowo-kontrolnych obj ętych monitoringiem pa ństwowym w 15 województwach. Wykaz badanych punktów monitoringu poszczególnych typów jednolitych cz ęś ci wód płyn ących przedstawia tabela 7.1.

Tabela 7.1. Zakres danych monitoringu wykorzystanych w pracy na tle bada ń w ramach Pa ństwowego monitoringu wód płyn ących. Liczba Liczba ppk Liczba ppk w poszczególnych typach abiotycznych wód płyn ących ppk w Lp. WIO Ś uwzgl ędnianych ramach w badaniach 0 3 4 5 6 7 8 9 10 12 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 PM Ś 1 Białystok 43 32 8 4 10 5 5 2 Bydgoszcz 94 11 1 1 4 4 1 3 Gda ńsk 65 28 1 7 10 5 1 2 2 4 Katowice 103 21 5 6 2 2 5 1 5 Kielce 31 22 2 6 2 4 4 3 1 6 Kraków 80 52 1 3 1 6 4 10 7 12 3 5 7 Lublin 60 40 6 3 4 1 2 1 1 11 11 8 Łód ź 66 20 5 4 3 5 3 9 Olsztyn 44 7 2 4 1 10 Pozna ń 86 21 5 4 1 1 4 6 11 Rzeszów 53 28 6 8 12 2 12 Szczecin 54 7 3 4 13 Warszawa 67 46 9 1 1 1 11 21 2 14 Wrocław 93 43 1 3 13 11 5 3 2 1 4 15 Zielona Góra 36 24 3 4 9 4 4 Łącznie 975 402

7.2. Statystyczne opracowanie danych

Podstaw ą metodologiczn ą bada ń była statystyczna analiza synchronicznych pomiarów danych monitoringu, dotycz ących warto ści pH i nasycenia wody tlenem. Wszystkie dane były uprzednio uporz ądkowane za pomoc ą standardowych metod statystycznych [126, 148, 150, 210]. Analiz ę statystyczn ą poprzedzała analiza teoretyczna w celu ustalenia mo żliwych współzale żno ści badanych wska źników i uzyskania wiarygodnych wyników bada ń. Szeregi danych były rozpatrywane jako szeregi o rozkładzie normalnym. Normalno ść rozkładu sprawdzano za pomoc ą testu Shaphiro-Wilka. Przypadkowo ść warto ści granicznych i ich przynale żno ść do całokształtu danych sprawdzano za pomoc ą testu Grubbsa. Dla ka żdego punktu za pomoc ą programu statystycznego R w wersji 2.11.0 obliczono nast ępuj ące warto ści badanych parametrów: warto ści średnie, warto ści maksymalne i minimalne z poszczególnych lat i wielolecia. W dalszej kolejno ści dane z wielolecia zostały uszeregowane od najmniejszej do najwi ększej warto ści i uporz ądkowane za pomoc ą tabeli korelacji. Ilo ść rz ędów (k) i interwał (h) tabeli zostały okre ślone według wzorów (7.1) i (7.2) [150]. k = 1+3,322*log n (7.1)

h = (x max - xmin )/ k (7.2) gdzie: n – liczba par danych

xmax – maksymalna warto ść parametrów

xmin – minimalna warto ść parametrów k – liczba rz ędów

Przykład statystycznej obróbki wieloletnich danych monitoringu w tabeli korelacyjnej przedstawia tabela 7.2. W nagłówku tabeli znajduj ą si ę zakresy warto ści pH, a w pierwszej kolumnie tabeli zakresy warto ści nasycenia wody tlenem, które zostały obliczone według równania (7.2). W ostatnich dwóch kolumnach umieszczono średnie warto ści nasycenia wody tlenem oraz średnie wa żone warto ści pH.

Tabela 7.2. Przykładowa tabela korelacji dla obróbki statystycznej danych monitoringu w punkcie pomiarowo-kontrolnym 21 Warszawa Bug Brok 83 km

Zakres warto ści pH Średnie Średnie wa żone Zakres warto ści O2,%

O2,% pH 7,30–7,51 7,30–7,51 7,51–7,72 7,72–7,93 7,93–8,14 8,35–8,56 8,56–8,77 8,77–8,98 8,14–-8,35 8,14–-8,35

41,67–56,99 1 1 49,33 7,5

56,99–72,31 2 1 3 1 64,65 7,87

72,31–87,63 1 3 8 12 6 2 79,97 8,18

87,63–102,95 1 3 7 7 2 95,29 8,29

102,95–118,27 1 1 3 6 110,61 8,5

118,27–133,59 1 1 2 125,93 8,7

133,59–148,91 1 141,25 8,02

Nast ępnie na podstawie danych z tabeli korelacyjnej przeprowadzono analiz ę korelacyjno-regresyjn ą współzale żno ści pH i nasycenia wody tlenem dla ka żdego punktu pomiarowo-kontrolnego za pomoc ą programu Statistica , wersja 8. Ustalono liniowy charakter zale żno ści, a jej istotno ść badano na podstawie współczynnika korelacji Pearsona . Sposób interpretacji warto ści współczynnika korelacji przyj ęty w badaniach dotycz ących środowiska przyrodniczego przedstawiono w tabeli 7.3.

Tabela 7.3. Warto ści współczynnika Pearsona i ich interpretacja [150] Warto ść współczynnika Zale żno ść r Pearsona 0,00–0,30 Słaba 0,31–0,60 Umiarkowana 0,61–1,00 Silna

Algorytm zastosowanej analizy statystycznej przedstawia rysunek 7.1. Wyniki analizy statystycznej wieloletnich danych monitoringu dla wszystkich typów rzek umieszczono w zał ączniku 1 (str.1-53).

Rys. 7.1. Algorytm analizy statystycznej

8. Opracowanie metodologii oceny tendencji do eutrofizacji

Zastosowanie wybranego indeksu ITS jest mo żliwe do oceny stanu troficznego tylko tych wód, w których wyst ępuje istotna wprost proporcjonalna liniowa zale żno ść mi ędzy pH a nasyceniem wody tlenem. Charakter współzale żno ści tych parametrów ustalono na podstawie analizy statystycznej, przeprowadzonej zgodnie z metodologi ą opisan ą w rozdziale 7. Przykładowe równania regresji i współczynniki korelacji, uzyskane w wyniku tej analizy dla wybranych punktów pomiarowo-kontrolnych zlokalizowanych na poszczególnych typach badanych rzek przedstawia tabela 8.1.

Tabela 8.1. Równania regresji i warto ści współczynnika Pearsona dla wybranych punktów monitoringowych usytuowanych na rzekach ró żnego typu Współczy JCW Punk pomiarowo-kontrolny Równanie regresji nnik Pearsona

0 Pozna ń Główna Pozna ń 0,1 km pH = 0,009 · O 2% + 7,10 0,84

4 Wrocław Bo żkowski Potok uj ście do Ścinawki 0,1 km pH = 0,009 · O 2% + 7,35 0,82

5 Katowice Byczynka uj ście do Przemszy 0,4 km pH = 0,012 · O 2% + 6,93 0,82

6 Katowice Bładnica uj ście do Małej Wisły 0,1 km pH = 0,012 · O 2% + 6,96 0,87

7 Kielce Maskalis Chotel Czerwony 10,1 km pH = 0,012 · O 2% + 7,01 0,93

8 Kraków Biała Przemsza pon Kluczy 35 km pH = 0,012 · O 2% + 6,71 0,93

10 Kielce Nida Nowy Korczyn 6,1 km pH = 0,012 · O 2% + 7,04 0,97

14 Kraków Raba pon oczyszczalni My ślenice 69 km pH = 0,011 · O 2% + 6,92 0,97

15 Kraków Dunajec pow. uj ścia Popradu 119 km pH = 0,011 · O 2% + 7,26 0,93

16 Pozna ń Samica St ęszewska Krosinko 0,2 km pH = 0,014 · O 2% + 6,98 0,97

17 Białystok Płoska Kołodno 0,5 km pH = 0,012 · O 2% + 6,93 0,90

18 Gda ńsk Debrzynka Debrzno 24,8 km pH = 0,015 · O 2% + 6,68 0,95

19 Rzeszów San pon uj ścia Wisłoka 85 km pH = 0,012 · O 2% + 6,89 0,92

20 Olsztyn Guber pon K ętrzyna 48,6 km pH = 0,014 · O 2% + 6,73 0,87

21 Warszawa Bug Wyszków 33 km pH = 0,012 · O 2% + 7,05 0,96

22 Gda ńsk Potynia Potynia 0,3 km pH = 0,009 · O 2% + 7,02 0,98

23 Lublin Grabar Kode ń 1,5 km pH = 0,010 · O 2% + 7,04 0,91

24 Lublin Krzna Rzeczyca 71 km pH = 0,011 · O 2% + 6,98 0,90

25 Białystok Marycha Zelwa 33,2 km pH = 0,010 · O 2% + 7,21 0,98 26 Kraków Kanał Zybilkiewicza Zagórskie Łonie 0,1 km pH = 0,011 · O % + 6,93 0,96 2

Analiza danych umieszczonych w zał ączniku 1 pokazała, że nie wszystkie punkty pomiarowo-kontrolne charakteryzuj ą si ę zale żno ści ą wprost proporcjonaln ą, lub ta zale żno ść nie jest istotna. Fakt ten mo że oznacza ć znaczne zaawansowanie procesów rozkładu substancji organicznych i wtórne zanieczyszczenie wody albo brak tendencji do

eutrofizacji. Mo że to by ć zwi ązane z innymi przyczynami, których badanie nie było celem niniejszej pracy. W zwi ązku z tym, z całokształtu danych zał ącznika 1 nale żało wybra ć tylko punkty wykazuj ące tendencje do eutrofizacji. W tym celu została opracowana specjalna metodologia. Celem opracowania metodologii było wyodr ębnienie tych punktów, które wykazuj ą tendencj ę do eutrofizacji i które w dalszej cz ęś ci b ędą stanowi ć podstaw ę weryfikacji zastosowania wybranego kryterium do oceny stanu troficzno ści wód. Opracowanie metodologii oparto na szczegółowej analizie wyników bada ń statystycznych danych wieloletniego monitoringu rzek nale żą cych do typu „0”. Dane wieloletniego monitoringu rzek przyporz ądkowanych do tego typu zostały wybrane jako podstawa do opracowania metodologii oceny tendencji do eutrofizacji ze wzgl ędu na to, że nale żą do tego typu ró żnorodne cieki o odmiennych wła ściwo ściach fizykochemicznych, hydrologicznych i hydromorfologicznych, które nie zostały zakwalifikowane do pozostałych 25 typów, a wyst ępuj ą we wszystkich województwach. Wyniki statystycznej analizy cieków danego typu przedstawiono w zał ączniku 1 (str. 1−3). Badaniu poddano 83 pomiary wykonane w latach 2000–2009 w 19 punktach pomiarowo-kontrolnych na ciekach typu „0”. W ten sposób, wybieraj ąc jako baz ę danych do opracowania metodologii oceny tendencji do eutrofizacji dane monitoringu rzek nale żą cych do typu „0”, uzyskano mo żliwo ści uwzgl ędnienia maksymalnej liczby i ró żnorodno ści czynników eutrofizacji. Celem przeprowadzenia analizy wyników bada ń statystycznych monitoringu rzek typu „0” było ustalenie kryteriów, na podstawie których z całego zbioru danych mo żna wybra ć cieki wykazuj ące tendencje do eutrofizacji. Najbardziej ewidentnym objawem procesu eutrofizacji jest intensywny przebieg procesów fotosyntezy i towarzysz ące temu przesycenie wody tlenem. Przy czym im wi ększy jest stopie ń nasycenia wody tlenem i ró żnica mi ędzy jego maksymaln ą i minimaln ą zawarto ści ą, tym wi ększa jest tendencja do eutrofizacji. W zwi ązku z tym, nasycenie wody tlenem i ró żnica mi ędzy maksymalnym i minimalnym nasyceniem zostały wybrane jako jedne z podstawowych kryteriów tendencji do eutrofizacji. Na podstawie tego kryterium z cało ści danych, dotycz ących rzek typu „0”, do dalszej analizy zostało wybrano 34 punkty pomiarowo-kontrolne (tab. 8.2).

Tabela 8.2. Punkty pomiarowo-kontrolne na rzekach typu „0” wybrane do dalszej analizy pod kątem przesycenia wody tlenem oraz warto ści współczynników r i a

r a p p ę Punkt pomiarowo-kontrolny % % tlenem tlenem Liczba tlenem Rozst regresji regresji tlenem % tlenem nasycenia nasycenia pomiarów pomiarów korelacji korelacji Współczynnik Współczynnik Współczynnik Współczynnik Min nasycenie Min nasycenie Max nasycenie Max nasycenie Pozna ń Główna Pozna ń 0,1 km 12 89 101 12 0,1 0,004 Pozna ń Główna Pozna ń 0,1 km 12 81 105 24 0,66 0,013 Pozna ń Główna Pozna ń 0,1 km 11 80 107 27 0,58 0,018 Pozna ń Główna Pozna ń 0,1 km 12 85 104 19 0,49 0,018 Pozna ń Kanał Mosi ński Mosina 2,6 km 12 70 125 55 0,89 0,011 Pozna ń Kanał Mosi ński Mosina 2,6 km 12 67 106 39 0,63 0,012 Pozna ń Kanał Mosi ński Mosina 2,6 km 11 75 100 25 0,34 0,006 Pozna ń Kanał Ślesi ński Konin 0,8 km 11 51 111 60 0,83 0,011 Pozna ń Kanał Ślesi ński Konin 0,8 km 12 38 112 74 0,89 0,013 Pozna ń Kanał Ślesi ński Konin 0,8 km 11 39 122 83 0,76 0,013 Pozna ń Kanał Ślesi ński Konin 0,8 km 10 12 188 176 0,84 0,005 Pozna ń Kanał Ślesi ński Konin 0,8 km 12 39 102 63 0,83 0,008 Pozna ń Kanał Ślesi ński Konin 0,8 km 10 33 109 76 0,53 0,005 Pozna ń Południowy Kanał Obry Rudno 0,2 km 10 65 110 45 0,13 0,001 Warszawa Kanał Bródnowski 0,05 km 12 41 106 65 0,28 0,002 Warszawa Kanał Bródnowski 0,05 km 12 30 105 75 0,45 0,004 Warszawa Kanał Gocławski 0,1 km 12 65 134 69 0,65 0,009 Warszawa Kanał Gocławski 0,1 km 12 57 142 85 0,85 0,011 Warszawa Kanał Gocławski 0,1 km 11 66 124 58 0,64 0,02 Warszawa Kanał Nowa Ulga 1 km 12 60 127 67 0,22 0,002 Warszawa Kanał Piaseczy ński 0,1 km 12 52 133 81 0,82 0,011 Warszawa Kanał Piaseczy ński 0,1 km 12 63 110 47 0,26 0,003 Warszawa Kanał Trzebi ński 0,1 km 12 52 115 63 0,39 0,005 Warszawa Kanał Wawerski 0,1 km 11 33 100 67 0,85 0,012 Warszawa Kanał Wilga 0,1 km 12 82 130 48 0,77 0,01 Warszawa Kanał Wilga 0,1 km 12 76 111 35 0,18 0,003 Warszawa Kanał Wilga 0,1 km 12 81 140 59 0,12 0,001 Warszawa Kanał Wilga 0,1 km 12 81 100 19 0,41 0,007 Warszawa Kanał Wilga 0,1 km 12 77 106 29 0,44 0,004 Zielona Góra Kanał Maszówek Warniki 1 km 12 52 121 69 0,13 0,001 Zielona Góra Kanał Otok Kanał Rana 0,5 km 12 71 128 57 0,17 0,002 Zielona Góra Obra uj ście do Warty 1,6 km 12 69 104 35 0,22 0,005 Zielona Góra Obra uj ście do Warty 1,6 km 12 65 104 39 0,76 0,016 Zielona Góra Obra uj ście do Warty 1,6 km 12 67 103 36 0,14 0,005

W tych punktach pomiarowo-kontrolnych, w których zaobserwowano przesycenie wody tlenem, zauwa żono silny zwi ązek statystyczny pomi ędzy współczynnikiem korelacji

Pearsona r, który charakteryzuje współzale żno ść warto ści pH i nasycenia wody tlenem, a pr ędko ści ą przebiegu procesów eutrofizacji, która charakteryzuje si ę warto ści ą współczynnika regresji liniowej a (tab. 8.2). Im wy ższe s ą pr ędko ści przebiegu procesów eutrofizacji tym warto ści współczynnika korelacji równie ż s ą wy ższe. Minimaln ą warto ść współczynnika a przy której mo żna mówi ć o tendencji do eutrofizacji przyj ęto na poziomie 0,01 [166]. Na podstawie analizy statystycznej powy ższej zale żno ści ustalono minimaln ą warto ść współczynnika korelacji, odpowiadaj ącą warto ści współczynnika a równ ą 0,01. Warto ść ta wyniosła około 0,6 i została przyj ęta, jako podstawowe kryterium okre ślenia tendencji do eutrofizacji (rys. 8.1).

Scatterplot: a vs. r r = ,22054 + 35,984 * a Correlation: r = ,70236 1,0

0,9

0,8

0,7

0,6

r 0,5

0,4

0,3

0,2

0,1

0,0 0,000 0,002 0,004 0,006 0,008 0,010 0,012 0,014 0,016 0,018 0,020 0,022 a . 95% confidence Rys. 8.1. Zale żno ść korelacyjna pomi ędzy współczynnikami r i a

Ustalono równie ż do ść istotn ą zale żno ść korelacyjn ą pomi ędzy ró żnic ą w maksymalnym i minimalnym nasyceniu wody tlenem a współczynnikiem korelacji (rys.8.2.).

Scatterplot: roz vs. r r = ,30054 + ,00374 * roz Correlation: r = ,39994 1,0

0,9

0,8

0,7

0,6

r 0,5

0,4

0,3

0,2

0,1

0,0 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 roz 95% confidence Rys. 8.2. Zale żno ść korelacyjna pomi ędzy współczynnikiem r i rozst ępem w procencie nasycenia wody tlenem

Analiza teoretyczna i statystyczna danych monitoringu w wybranych punktach pomiarowo-kontrolnych na ciekach typu „0” pozwoliła wnioskowa ć, że najbardziej wiarygodnymi kryteriami, świadcz ącymi o tendencji wód do eutrofizacji s ą: − ró żnica pomi ędzy maksymalnym i minimalnym nasyceniem wody tlenem w przypadku, gdy wyst ępuje przesycenie wody tlenem ponad 100%; − warto ść współczynnika a w równaniu regresji, opisuj ącej zale żno ść mi ędzy pH i nasyceniem wody tlenem, powy żej 0,01; − warto ść współczynnika korelacji r, charakteryzuj ącego zale żno ść pomi ędzy pH i nasyceniem tlenem, powy żej 0,6. Wychodz ąc z tych zało żeń dokonano analizy cało ści danych dla rzek nale żą cych do typu „0”. Z wieloletniego banku danych z monitoringu w oparciu o powy ższe kryteria wybrano cieki wykazuj ące tendencj ę do eutrofizacji. Po odrzuceniu danych, które nie odpowiadały wyznaczonym kryteriom, analizie zostało poddanych 29 punktów pomiarowo-kontrolnych. Punkty pomiarowo-kontrolne, dla których warto ści współczynnika r charakteryzowały si ę warto ściami ujemnymi, nie były brane pod uwag ę ze wzgl ędu na

brak wyst ępowania eutrofizacji lub dominacje procesów rozkładu w tych wodach na skutek ewentualnego zrzutu substancji toksycznych lub nieoczyszczonych ścieków. Podobne zjawisko mo że zdarzy ć si ę te ż w ciekach górskich, które ze wzgl ędu na swoje wła ściwo ści hydrologiczne, morfologiczne i fizyczno-chemiczne cechuj ą si ę wysokimi pr ędko ściami samooczyszczania i nie ulegaj ą eutrofizacji. Ustalenie przyczyn braku korelacji mi ędzy zawarto ści ą dwutlenku w ęgla i tlenu w takich sytuacjach wymaga przeprowadzania dodatkowych bada ń. Natomiast istotna korelacja mi ędzy tymi parametrami jest charakterystyczna dla wód, które ulegaj ą procesom eutrofizacji. Przedstawiona powy żej metodologia oceny tendencji wód do eutrofizacji została zastosowana do całokształtu danych monitoringu, dotycz ących pozostałych typów rzek a jej wyniki zawarto w zał ączniku 1 (str. 3–57). Wybrane w taki sposób punkty pomiarowo-kontrolne stanowiły baz ę danych do przeprowadzenia weryfikacji zastosowania kryterium ITS jako wska źnika troficzno ści wód płyn ących, której wyniki zostan ą przedstawione w rozdziale 8. Zastosowanie opracowanych powy żej kryteriów do analizy wszystkich badanych punktów pomiarowo-kontrolnych w celu oceny ich tendencji do eutrofizacji pozwoliło ustali ć odsetek punktów pomiarowo-kontrolnych, zlokalizowanych na poszczególnych typach abiotycznych rzek, które ulegaj ą procesom eutrofizacji i uzyska ć ogólny pogl ąd na przebieg tych procesów w polskich rzekach. Tendencję wód rzecznych do eutrofizacji prezentuje tabela 8.3. Jak pokazuj ą dane zawarte w tabeli, wi ększo ść wód rzecznych w analizowanych punktach pomiarowo-kontrolnych wykazywała tendencj ę do eutrofizacji. Najwi ększ ą tendencj ą do eutrofizacji (74% punktów) charakteryzuj ą si ę wody w punktach pomiarowo- kontrolnych na rzekach niezale żnych od krajobrazu, najmniejsz ą (33% punktów) – punkty na rzekach krajobrazu górskiego. W śród rzek krajobrazu wy żynnego najbardziej nara żone na eutrofizacj ę s ą potoki w ęglanowe (89% punktów), a w śród rzek krajobrazu nizinnego – potoki nizinne piaszczyste (83% punktów) i wielkie rzeki nizinne (96% punktów). W śród typów rzek niezale żnych od krajobrazu najwi ększ ą tendencj ę do eutrofizacji wykazuj ą rzeki przyuj ściowe i cieki łącz ące jeziora.

Tabela 8.3. Procent punktów pomiarowo-kontrolnych z tendencj ą do eutrofizacji Typ abiotyczny wód płyn ących Procent punktów Typ nieokre ślony 74%

Krajobraz górski 33% Potok sudecki 33%

Krajobraz wy żynny 61% Potok wy żynny krzemianowy z substratem gruboziarnistym — zachodni 46% Potok wy żynny krzemianowy z substratem drobnoziarnistym — zachodni 86% Potok wy żynny w ęglanowy z substratem drobnoziarnistym na lessach i lessopodobnych 89% Potok wy żynny w ęglanowy z substratem gruboziarnistym 40% Mała rzeka wy żynna krzemianowa — zachodnia 39% Mała rzeka wy żynna w ęglanowa 68% Średnia rzeka wy żynna — zachodnia 64% Potok fliszowy 75% Mała rzeka fliszowa 63% Średnia rzeka wy żynna — wschodnia 50%

Krajobraz nizinny 72% Potok nizinny lessowy lub gliniasty 64% Potok nizinny piaszczysty 83% Potok nizinny żwirowy 65% Rzeka nizinna piaszczysto-gliniasta 59% Rzeka nizinna żwirowa 69% Wielka rzeka nizinna 96% Rzeka przyuj ściowa pod wpływem wód słonych 89%

Niezale żne od ekoregionów 74% Potok lub strumie ń na obszarze b ędącym pod wpływem procesów torfotwórczych 73% Mała i średnia rzeka na obszarze b ędącym pod wpływem procesów torfotwórczych 66% Ciek ł ącz ący jeziora 91% Ciek w dolinie wielkiej rzeki nizinnej 50%

Wyniki bada ń pozwalaj ą stwierdzi ć, że 67% badanych wód płyn ących jest zagro żonych eutrofizacj ą. Ocena eutrofizacji rzek Polski zawarta w sprawozdaniu Głównego Inspektoratu Ochrony Środowiska z roku 2010, wykonana na podstawie przepisów rozporz ądzenia Ministra Środowiska z dnia 20 sierpnia 2008 r. w sprawie sposobu klasyfikacji stanu jednolitych tych cz ęś ci wód powierzchniowych , wskazuje, i ż zjawisko to dotyczy około 62% cieków [86].

9. Weryfikacja zastosowania indeksu ITS do oceny stanu troficzno ści rzek

W celu weryfikacji mo żliwo ści zastosowania wybranego kryterium ITS do oceny stanu troficznego przeprowadzono ocen ę stanu trofii poszczególnych typów rzek wykazuj ących tendencj ę do eutrofizacji. Tendencja ta została oceniona na podstawie opracowanej specjalnie w tym celu metodologii, opisanej w rozdziale 8. Tendencj ę do eutrofizacji wykazało 67% zbadanych punktów pomiarowo- kontrolnych, wi ęc weryfikacj ę prowadzono na danych dla 264 punktów. Weryfikacja polegała na ustaleniu zgodno ści ocen stanu troficznego uzyskanych za pomoc ą indeksu ITS oraz nast ępuj ących sposobów oceny: − na podstawie warto ści granicznych wska źników troficzno ści, których autorami są: Burns, Carlson, Chapra i Dobson, Dillon i Rigler, Dodds, Forsberg i Ryding, Nurnberg, Welch i Lindell, Vant, Vollenweider oraz systemów oceny opracowanych przez mi ędzynarodow ą organizacj ę OECD i dla ameryka ńskiego stanu New Hampshire (zał. 4); − na zasadzie „one out – all out” (zał. 5); − na podstawie indeksów eutrofizacji (zał. 6); − na podstawie rozporz ądze ń Ministra Ochrony Środowiska (zał. 7).

9.1. Ocena stanu troficznego w oparciu o indeks ITS

W oparciu o indeks ITS dokonano oceny statusu troficznego w 264 punktach pomiarowo-kontrolnych (zał. 7). Cieki w 242 punktach oceniono jako eutroficzne, co stanowi 92% wszystkich badanych punktów. Jako mezotroficzne zostały ocenione cieki w 20 punktach, jako oligotroficzne – w 2 punktach. Punkty ocenione na podstawie ITS jako mezotroficzne i oligotroficzne przedstawia tabela 9.1.

Tabela 9.1. Punkty ocenione w oparciu o indeks ITS jako mezotroficzne i oligotroficzne Ocena JCW Punkty pomiarowo-kontrolne ITS 0 Warszawa Kanał Trzebi ński 0,1 km Mezotrofia 0 Zielona Góra Kanał Maszówek Warniki 1 km Mezotrofia 4 Wrocław Nysa Kłodzka pon uj ścia Bystrzycy Kłodzkiej 144, 5 km Mezotrofia 5 Katowice Brynica pow. zbiornika Kozłowa Góra 32, 2 km Mezotrofia 5 Kielce Lubianka uj ście do Kamiennej 0,8 km Mezotrofia 6 Katowice Knajka uj ście do Małej Wisły 1,4 km Mezotrofia 6 Katowice Potok Tyski uj ście do Gostyni 0,5 km Mezotrofia

6 Warszawa Korzeniówka uj ście do Szabasówki 1,5 km Mezotrofia 8 Kielce Kamienna Michałów 85 km Mezotrofia 9 Katowice Wisła zbiornik Goczałkowice 56,1 km Mezotrofia 17 Łód ź Ner Józefów 97,2 km Mezotrofia 20 Łód ź Ner Lutomiersk 88,8 km Mezotrofia 20 Łód ź Ner Podd ębice 55,6 km Mezotrofia 20 Łód ź Ner Puczniew 75 km Mezotrofia 20 Zielona Góra Bóbr Nowogród Bobrza ński 47 km Mezotrofia 20 Zielona Góra Bóbr Stary Raduszec 2 km Mezotrofia 20 Zielona Góra Czerna Wielka uj ście do Bobru 1 km Mezotrofia 23 Łód ź Ochnia Grochów 24,4 km Mezotrofia 26 Kraków Drwinka Świniary 2 km Mezotrofia 26 Warszawa Wilanówka Warszawa 1,1 km Mezotrofia 18 Zielona Góra Czerna Mała pow. Czernej 1 km Oligotrofia 20 Zielona Góra Bóbr pon Żagania 58 km Oligotrofia

9.2. Weryfikacja oceny na podstawie warto ści granicznych wska źników troficzno ści

O doborze wska źników do przeprowadzenia weryfikacji decydowała ich popularno ść i cz ęstotliwo ść stosowania w ró żnorodnych badaniach w skali światowej. Wska źniki Carlsona, Vollenweidera i OECD stanowi ą niejako standard przy dokonywaniu oceny trofii jezior. Wska źniki Burnsa oraz Vanta są elementem monitoringu wód Nowej Zelandii, a wska źnik Chapry i Dobsona słu ży do oceny Wielkich Jezior. Wska źniki Welcha i Lindella, Forsberga i Rydinga oraz Nurnberg słu żą do oceny trofii szwedzkich jezior. Oprócz wska źnika Doddsa opracowanego dla rzek i jezior Nowej Zelandii, pozostałe wska źniki zostały opracowane dla wód jeziornych Kanady i USA, Szwecji oraz Nowej Zelandii. Wyj ątek stanowi wska źnik OECD opracowany na podstawie danych z kilkuset jezior na całym świecie i maj ący bardziej uniwersalny charakter. Ocena stanu troficznego do celów weryfikacyjnych była dokonana na podstawie warto ści granicznych azotu ogólnego, fosforu ogólnego i chlorofilu-a, opracowanych dla poszczególnych stanów trofii przedstawionych w tabelach 3.1–3.15. Problem oceny troficzno ści za pomoc ą ró żnych systemów wska źników wi ązał si ę z tym, że ich autorzy stosuj ą ró żne klasyfikacje stanów troficznych. Niektóre z nich uwzgl ędniaj ą tylko podział na podstawowe poziomy trofii, niektóre – równie ż przej ściowe poziomy. Hipereutrofia, jako dodatkowy stan, nast ępuj ący po eutrofii, jest elementem wska źników Carlsona, Vanta, Forsberga i Rydinga, Nurnberg oraz Vollenweidera. Dla wska źników Carlsona i Burnsa opracowano warto ści liczbowe dla po średnich poziomów: oligomezotroficznego i mezoeutroficznego. Wska źnik Doddsa ma warto ści graniczne tylko

dla stanów przej ściowych – oligomezotrofii i mezoeutrofii. Brak jednolitej klasyfikacji stanów troficznych bardzo utrudniał przeprowadzenie porównania ocen wykonanych na podstawie ró żnych sposobów. W celu umo żliwienia weryfikacji opartej na porównaniu wyników, uzyskanych za pomoc ą ró żnych wska źników z ocen ą za pomoc ą kryterium ITS, nale żało opracowa ć sposób ujednolicenia klasyfikacji stanów troficzno ści w celu osi ągni ęcia porównywalno ści uzyskanych wyników ocen. Przyj ęto zało żenie, że ocena zostanie przeprowadzona dla trzech podstawowych poziomów troficzno ści, najcz ęś ciej branych pod uwag ę: oligotrofii, mezotrofii i eutrofii. Fakt, że w praktyce nie da si ę dokładnie okre śli ć granic mi ędzy stanami trofii, a ich klasyfikacja jest umowna, pozwolił wprowadzi ć nast ępuj ącą modyfikacj ę: hipereutrofi ę, jako najwy ższy mo żliwy stan eutrofii, zast ąpiono zaawansowan ą eutrofi ą. W przypadku przej ściowych stanów – oligomezotrofii i mezoeutrofii – odpowiadające im warto ści graniczne wska źników zostały u średnione i przyporz ądkowane do oligotrofii, mezorofii lub eutrofii. Ocen ę stanu trofii we wszystkich badanych punktach za pomoc ą indeksu ITS oraz warto ści granicznych podstawowych wska źników przedstawia zał ącznik 4.

9.2.1. Ocena na podstawie granicznych warto ści azotu ogólnego

Azot ogólny jest elementem systemu wska źników trofii: Burnsa, Doddsa, Forsberga Rydinga, Nurnberg i Vanta. W 21 punktach wska źnik Doddsa wykazywał mezotrofi ę, w 1 punkcie wska źnik Doddsa wykazywał oligotrofi ę a wska źnik Nurnberg – mezotrofi ę. Pozostałe punkty zostały ocenione przez wszystkie wska źniki, jako eutroficzne. Ocena stanu troficznego na podstawie granicznych warto ści azotu ogólnego przedstawia rysunek 9.1. Punkty, w których warto ści graniczne azotu według Doddsa wskazywały na mezotrofie i oligotrofi ę, a według innych autorów na eutrofi ę przedstawia tabela 9.2.

250

200

150

liczba punktów liczba 100

0 Azot Burns Azot Dodds Azot Forsberg Azot Nurnberg Azot Vant Ryding

oligotrofia mezotrofia eutrofia

Rys. 9.1. Stan troficzny oceniony na podstawie warto ści granicznych azotu ogólnego

Tabela 9.2. Ocena uzyskana za pomoc ą indeksu Doddsa na tle innych ocen Ocena wg Ocena wg JCW Punkt pomiarowo- kontrolny pozostałych Doddsa wska źników 0 Warszawa Kanał Trzebi ński 0,1 km Mezotrofia Eutrofia 5 Kielce Lubianka uj ście do Kamiennej 0,8 km Mezotrofia Eutrofia 12 Kraków Biały Dunajec Poronin 17,7 km Mezotrofia Eutrofia 12 Kraków Zubrzyca do Czarnej Orawy 0,2 km Mezotrofia Eutrofia 14 Kraków Czarna Orawa Jabłonka 25 km Mezotrofia Eutrofia 15 Kraków Dunajec Czerwony Klasztor 168,3 km Mezotrofia Eutrofia 18 Gda ńsk Chocina Chocimski Młyn 7 km Mezotrofia Eutrofia 20 Białystok Czarna Ha ńcza Kudrynki 38,7 km Mezotrofia Eutrofia 20 Białystok Marycha Stanowisko 20,4 km Mezotrofia Eutrofia 20 Białystok Szeszupa Poszeszupie 275,2 km Mezotrofia Eutrofia 20 Gda ńsk Brda Rytel 123,1 km Mezotrofia Eutrofia 20 Gda ńsk Kamienna Kr ępnica 4,5 km Mezotrofia Eutrofia 20 Gdańsk Słupia Goł ębia Góra 95,1 km Mezotrofia Eutrofia 23 Gda ńsk Czerwona Struga Babilon 10 km Mezotrofia Eutrofia 23 Lublin Wieprz Namule 281,7 km Mezotrofia Eutrofia 24 Lublin Huczwa Gozdów 18,9 km Mezotrofia Eutrofia 24 Zielona Góra Pliszka przed uj ściem do Odry 0,3 km Mezotrofia Eutrofia 25 Białystok Hołonianka Hołny 1,8 km Mezotrofia Eutrofia 25 Gda ńsk Brda Lisewo 188,1 km Mezotrofia Eutrofia 25 Gda ńsk Słupia Parchowo 113 km Mezotrofia Eutrofia 25 Zielona Góra Paklica Mi ędzyrzecz 0,5 km Mezotrofia Eutrofia 25 Zielona Góra Mierz ęcka Struga pow. Dobiegniewa 20,7 km Oligotrofia Eutrofia* *wg klasyfikacji Nurnberg mezotrofia

Tylko w 20 przypadkach spo śród 264 badanych uzyskano zawy żony stopie ń troficzno ści w porównaniu z ocen ą na podstawie indeksu ITS . Punkty ocenione przez ITS jako mezotroficzne, a przez inne wska źniki jako eutroficzne, przedstawia tabela 9.3.

Tabela 9.3. Punkty, w których ITS wskazywał na mezotrofi ę Ocena na podstawie

Punkt pomiarowo-kontrolny warto ści JCW granicznych azotu ogólnego 0 Zielona Góra Kanał Maszówek Warniki 1 km Eutrofia 4 Wrocław Nysa Kłodzka pon uj ścia Bystrzycy Kłodzkiej 144, 5 km Eutrofia 5 Katowice Brynica pow. zbiornika Kozłowa Góra 32, 2 km Eutrofia 6 Katowice Knajka uj ście do Małej Wisły 1,4 km Eutrofia 6 Katowice Potok Tyski uj ście do Gostyni 0,5 km Eutrofia 6 Warszawa Korzeniówka uj ście do Szabasówki 1,5 km Eutrofia 8 Kielce Kamienna Michałów 85 km Eutrofia 9 Katowice Wisła zbiornik Goczałkowice 56,1 km Eutrofia 17 Łód ź Ner Józefów 97,2 km Eutrofia 20 Łód ź Ner Lutomiersk 88,8 km Eutrofia 20 Łód ź Ner Podd ębice 55,6 km Eutrofia 20 Łód ź Ner Puczniew 75 km Eutrofia 20 Zielona Góra Bóbr Nowogród Bobrza ński 47 km Eutrofia 20 Zielona Góra Bóbr Stary Raduszec 2 km Eutrofia 20 Zielona Góra Czerna Wielka uj ście do Bobru 1 km Eutrofia 23 Łód ź Ochnia Grochów 24,4 km Eutrofia 26 Kraków Drwinka Świniary 2 km Eutrofia 26 Warszawa Wilanówka Warszawa 1,1 km Eutrofia

Punkty Zielona Góra Czerna Mała pow. Czernej 1 km oraz Zielona Góra Bóbr pon. Żagania 58 km zostały ocenione przez ITS jako oligotroficzne, podczas gdy pozostałe wska źniki okre ślały te punkty jako eutroficzne. W przypadku pozostałych 18 punktów ITS wskazywał na mezotrofi ę, a inne wska źniki – na eutrofi ę. W przypadku 2 punktów: 5 Kielce Lubianka uj ście do Kamiennej 0,8 km oraz 0 Warszawa Kanał Trzebi ński 0,1 km ITS okre ślał stan troficzny jako mezotrofi ę. Jako jedyny spo śród wska źników, na mezotrofi ę oceniał je te ż wska źnik Doddsa. Natomiast pozostałe wska źniki okre ślały te punkty jako eutroficzne. W wypadku punktu Zielona Góra Mierz ęcka Struga pow. Dobiegniewa 20,7 km wska źnik Doddsa wskazywał na oligotrofi ę, a wska źnik Nurnberg - na mezotrofi ę. Pozostałe wska źniki wraz z indeksem ITS okre śliły punkt jako eutroficzny. Procentow ą zgodno ść ocen statusu troficznego, dokonanych w oparciu o indeks ITS oraz inne wska źniki, przedstawia rysunek 9.2.

100 91 91 91 91 90 84

40 procentzgodności

0 Azot Burns Azot Dodds Azot Forsberg Azot Nurnberg Azot Vant Ryding

Rys. 9.2. Procentowa zgodno ść ocen wykonanych na podstawie warto ści granicznych azotu ogólnego z ocena na podstawie ITS

W przypadku oceny na podstawie warto ści granicznych ustalonych dla azotu przez Burnsa, Nurnberg, Vanta oraz Forsberga i Rydinga procent zgodno ści ocen dokonanych na podstawie indeksu ITS wynosi 91%. Ocena na podstawie warto ści granicznej azotu ustalonej przez Doddsa wykazuje zgodno ść z ocen ą na podstawie ITS na poziomie 84%.

9.2.2. Ocena na podstawie granicznych warto ści fosforu ogólnego

Fosfor ogólny jest elementem oceny trofii wszystkich 12 systemów wska źników. W wypadku oceny na podstawie jego warto ści granicznych rozbie żne z ocen ą w oparciu o ITS wyniki uzyskano w 24 punktach: cz ęść wska źników wskazywała na mezotrofi ę, cz ęść – na eutrofi ę. W punkcie Kraków Skawa pow. Suchej Beskidzkiej 45,7 km wska źnik Doddsa jako jedyny, wskazywał na oligotrofi ę. Wska źnik Doddsa dawał inny wynik oceny w 23 punktach. Wska źnik Carlsona ukazywał inny status trofii w 7 punktach, wska źnik OECD – w 6, Nurnberg – w 2, Forsberga i Rydinga oraz Vollenweidera – w 1 punkcie. Punkty, w których uzyskano ró żne wyniki oceny przedstawia tabela 9.4.

Tabela 9.4. Wska źniki na podstawie których uzyskano odmienn ą ocen ę stanu troficzno ści w punktach pomiarowo-kontrolnych Warto ści graniczne JCW Punkt pomiarowo-kontrolny fosforu ogólnego 12 Kraków Lipnica uj ście do zbiornika Orawskiego 0,2 km Dodds 14 Kraków Czarna Orawa Jabłonka 25 km Dodds 14 Kraków Dunajec Harklowa 187,2 km Carlson, Dodds, OECD 14 Kraków Raba pon oczyszczalni My ślenice 69 km Dodds 14 Kraków Raba pow. Stró ży 80,6 km Carlson, Dodds 14 Kraków Skawa pow. Suchej Beskidzkiej 45,7 km Carlson, Dodds, OECD , Nurnberg, Forsberg, Vollenweider; 14 Kraków Skawa Wadowice 21,2 km Carlson, Dodds, OECD 15 Kraków Dunajec Czerwony Klasztor 168,3 km Dodds 15 Kraków Dunajec pow. uj ścia Popradu 119 km Carlson, Dodds, OECD , Nurnberg 15 Kraków Dunajec Świniarsko 110,8 km Dodds 15 Kraków Skawa Zator 4,2 km Dodds 15 Kraków Soła K ęty 16,8 km Dodds 15 Rzeszów San pon Sanoka 274 km Dodds 19 Rzeszów Wisłoka pow. Dębicy 61 km Dodds 20 Białystok Czarna Ha ńcza Kudrynki 38,7 km Dodds 20 Białystok Marycha Stanowisko 20,4 km Dodds 20 Białystok Rospuda Kozia Szyja 42,6 km Dodds 20 Białystok Szeszupa Poszeszupie 275,2 km Dodds 25 Białystok Hołonianka Hołny 1,8 km Carlson, Dodds, OECD , Nurnberg 25 Białystok Marycha Zelwa 33,2 km Dodds 25 Białystok Szelmentka Kupowo 5,5 km Carlson, Dodds, OECD 25 Gda ńsk Brda Lisewo 188,1 km Dodds 25 Gda ńsk Słupia Parchowo 113 km Dodds 25 Zielona Góra Mierz ęcka Struga pow. Dobiegniewa 20,7 Dodds

Wyniki oceny na podstawie warto ści granicznych fosforu ogólnego prezentuje rysunek 9.3.

250

200

150

100 liczba punktów liczba

oligotrofia mezotrofia eutrofia

Rys. 9.3. Stan troficzny oceniony na podstawie warto ści granicznych fosforu ogólnego

W wypadku weryfikacji ocen dokonanych na podstawie indeksu ITS i granicznych warto ści fosforu ogólnego dla 264 punktów tylko w 22 punktach nie uzyskano zgodno ści. Podobnie jak w wypadku oceny na podstawie azotu ogólnego, indeks ITS oceniał punkty jako mezotroficzne, podczas gdy pozostałe wska źniki oceniały te punkty jako eutroficzne. Punkty, w których nie uzyskano zgodno ści ocen przedstawia tabela 9.5.

Tabela 9.5. Punkty, w których uzyskano rozbieżno ść ocen na podstawie ITS i fosforu ogólnego Ocena wg Ocena JCW Punkt pomiarowo- kontrolny innych ITS wska źników 0 Warszawa Kanał Trzebi ński 0,1 km Mezotrofia Eutrofia 0 Zielona Góra Kanał Maszówek Warniki 1 km Mezotrofia Eutrofia 4 Wrocław Nysa Kłodzka pon uj ścia Bystrzycy Kłodzkiej 144,5 km Mezotrofia Eutrofia 5 Katowice Brynica pow. zbiornika Kozłowa Góra 32,2 km Mezotrofia Eutrofia 5 Kielce Lubianka uj ście do Kamiennej 0,8 km Mezotrofia Eutrofia 6 Katowice Knajka uj ście do Małej Wisły 1,4 km Mezotrofia Eutrofia 6 Katowice Potok Tyski uj ście do Gostyni 0,5 km Mezotrofia Eutrofia 6 Warszawa Korzeniówka uj ście do Szabasówki 1,5 km Mezotrofia Eutrofia 8 Kielce Kamienna Michałów 85 km Mezotrofia Eutrofia 9 Katowice Wisła zbiornik Goczałkowice 56,1 km Mezotrofia Eutrofia 17 Łód ź Ner Józefów 97,2 km Mezotrofia Eutrofia 18 Zielona Góra Czerna Mała pow. Czernej 1 km Oligotrofia Eutrofia 20 Łód ź Ner Lutomiersk 88,8 km Mezotrofia Eutrofia

20 Łód ź Ner Podd ębice 55,6 km Mezotrofia Eutrofia 20 Łód ź Ner Puczniew 75 km Mezotrofia Eutrofia 20 Zielona Góra Bóbr Nowogród Bobrza ński 47 km Mezotrofia Eutrofia 20 Zielona Góra Bóbr pon Żagania 58 km Oligotrofia Eutrofia 20 Zielona Góra Bóbr Stary Raduszec 2 km Mezotrofia Eutrofia 20 Zielona Góra Czerna Wielka uj ście do Bobru 1 km Mezotrofia Eutrofia 23 Łód ź Ochnia Grochów 24,4 km Mezotrofia Eutrofia 26 Kraków Drwinka Świniary 2 km Mezotrofia Eutrofia 26 Warszawa Wilanówka Warszawa 1,1 km Mezotrofia Eutrofia

Spo śród wymienionych w tabeli 9.5 punktów dla 20 uzyskano rozbie żne wyniki tak że w przypadku oceny na podstawie azotu ogólnego. Procentow ą zgodno ść ocen statusu troficznego uzyskanych za pomoc ą indeksu ITS oraz na podstawie granicznych warto ści fosforu ogólnego przedstawia rysunek 9.4.

100 91 89 91 91 91 89 91 90 91 91 91 90 82 80 70 60 50 40

procentzgodności 30 20 10 0

Rys. 9.4. Procentowa zgodno ść ocen wykonanych na podstawie warto ści granicznych fosforu ogólnego z ocen ą na podstawie ITS

Najwi ększ ą zgodno ść ocen dokonanych na podstawie warto ści granicznych fosforu z ocen ą na podstawie indeksu ITS uzyskano w przypadku stosowania wska źników autorstwa Burnsa, Chapry i Dobsona, Dillona i Riglera, Forsberga i Rydinga, Nurnberg, Vanta, Vollenweidera, Welcha i Lindella. Mianowicie, zgodno ść ocen wynosiła 91%. Porównanie wyników ocenyna podstawie ITS z systemami oceny OECD i New Hampshire

dało zdodno śc ocen odpowiednio w 90% i 89% punktów pomiarowo-kontrolnych. W 82% punktach zgodno ść ocen uzyskano w przypadku stosowania ITS i wska źników Doddsa.

9.2.3. Ocena na podstawie zawarto ści chlorofilu-a

Ocena za pomoc ą chlorofilu-a wykazuje najwi ększ ą rozbie żno ść z ocen ą w oparciu o ITS . Zaledwie 27 spo śród wszystkich badanych punktów wykazuje pełn ą zgodno ść : punkty te prezentuje tabela 9.6. Przy czym nale ży zauwa żyć, że w dominuj ącej wi ększo ści wypadków zbie żno ść uzyskano dla punktów pomiarowo-kontrolnych usytuowanych na rzekach „fitoplanktonowych”, nale żą cych do typów 19–25. W wielu punktach ocena, uzyskiwana na podstawie granicznych warto ści tego wska źnika opracowanych przez ró żnych autorów, kwalifikowała te same punkty pomiarowo-kontrolne do ró żnych poziomów trofii.

Tabela 9.6. Punkty, w których uzyskano zbie żno ść ocen Status JCW Punkt pomiarowo-kontrolny troficzny 0 Pozna ń Kanał Swadzimski Wielkie 0,4 km Eutrofia 0 Pozna ń Kanał Ślesi ński Konin 0,8 km Eutrofia 0 Warszawa Kanał Gocławski 0,1 km Eutrofia 0 Zielona Góra Obra uj ście do Warty 1,6 km Eutrofia 15 Lublin Bystrzyca Wroków 29 km Eutrofia 17 Łód ź Ner Łaskowice 103,2 km Eutrofia 17 Pozna ń Maskawa K ępa Wielka 1,5 km Eutrofia 17 Warszawa Gostomka uj ście do Pilicy 0,02 km Eutrofia 18 Gda ńsk Debrzynka Trudna 12,6 km Eutrofia 20 Gda ńsk Bukowina Siemirowice 11,4 km Eutrofia 21 Warszawa Bug Brok 83 km Eutrofia 21 Warszawa Bug Frankopol 163 km Eutrofia 21 Warszawa Bug Glina Nadbu żna 93 km Eutrofia 21 Warszawa Bug Kózki 191,4 km Eutrofia 21 Warszawa Bug Małkinia 98 km Eutrofia 21 Warszawa Bug Nur 122 km Eutrofia 21 Warszawa Bug Popowo Barcice 12 km Eutrofia 21 Warszawa Bug Wyszków 33 km Eutrofia 21 Warszawa Narew D ębe 20 km Eutrofia 21 Warszawa Narew Nowy Dwór Mazowiecki 3 km Eutrofia 21 Warszawa Narew Wierzbica 41,1 km Eutrofia 22 Gda ńsk Łeba Łeba 2 km Eutrofia 22 Gda ńsk Łupawa Rowy 0,7 km Eutrofia 24 Bydgoszcz G ąsawka pon Jeziora Sobiejuskiego 13,4 km Eutrofia 24 Zielona Góra Obra Policko 57,6 km Eutrofia 25 Pozna ń Główna Borowo Młyn 21,5 km Eutrofia 25 Pozna ń Mała Wełna Rogo źno 0,2 km Eutrofia 25 Pozna ń Oszczynica Sieraków 1 km Eutrofia 25 Zielona Góra Obra Jezioro Grójeckie Strzy żewo 85 km Eutrofia

Wyniki oceny trofii uzyskanej na podstawie koncentracji chlorofilu-a prezentuje rysunek 9.5.

250

200

150

liczba punktów liczba 100

oligotrofia mezotrofia eutrofia

Rys.9.5. Ocena statusu troficznego na podstawie warto ści granicznych chlorofilu-a

Porównuj ąc wyniki oceny stanu trofii za pomoc ą indeksu ITS i na podstawie koncentracji chlorofilu-a uzyskano nast ępuj ące rezultaty. Pełn ą zgodno ść oceny stanu trofii wyst ępuje w 27 punktach (s ą to punkty nale żą ce głownie do rzek typu fitoplanktonowego, wymienione w tabeli 9.6). Natomiast w 71 punktach nast ąpiła rozbie żno ść w ocenach. We wszystkich tych 71 punktach indeks ITS wskazywał na eutrofi ę, podczas gdy inne wska źniki oceniały wod ę jako mezotroficzn ą lub oligotroficzn ą. W 20 punktach pomiarowo-kontrolnych uzyskano zgodno ść oceny za pomoc ą ITS i innych wska źników i zostały ocenione jako mezotroficzne. Wska źniki, które na równi z ITS wskazywały w tych punktach na mezotrofi ę są przedstawione w tabeli 9.7.

Tabela 9.7. Punkty okre ślone przez ITS i warto ści graniczne chlorofilu-a jako mezotroficzne

Mezotrofia wg ITS Mezotrofia wg. innych JCW wska ników Punkt pomiarowo-kontrolny ź

0 Warszawa Kanał Trzebi ński 0,1 km D, WL 0 Zielona Góra Kanał Maszówek Warniki 1 km C,CD,FR,O,NH,N,V 4 Wrocław Nysa Kłodzka pon uj ścia Bystrzycy Kłodzkiej 144,5 km C,CD,FR,O,NH,N,V 5 Katowice Brynica pow. zbiornika Kozłowa Góra 32,2 km B,CD,DR,O,V 5 Kielce Lubianka uj ście do Kamiennej 0,8 km B,DR, O,V 6 Katowice Knajka uj ście do Małej Wisły 1,4 km D 6 Katowice Potok Tyski uj ście do Gostyni 0,5 km B,C,CD,DR,FR,O,NH,N,V 6 Warszawa Korzeniówka uj ście do Szabasówki 1,5 km B,C,CD,DR,FR,O,NH,N,V 8 Kielce Kamienna Michałów 85 km B,C,CD,DR,FR,O,NH,N,V 9 Katowice Wisła zbiornik Goczałkowice 56,1 km D,WL 17 Łód ź Ner Józefów 97,2 km C,CD,FR,O,NH,N,V 20 Łód ź Ner Lutomiersk 88,8 km B,C,CD,DR,FR,O,NH,N,V 20 Łód ź Ner Podd ębice 55,6 km C,FR,O,NH,N 20 Łód ź Ner Puczniew 75 km C,CD,FR,O,NH,N,V 20 Zielona Góra Bóbr Nowogród Bobrza ński 47 km C,FR,NH 20 Zielona Góra Bóbr Stary Raduszec 2 km D,WL 20 Zielona Góra Czerna Wielka uj ście do Bobru 1 km C,FR,O,NH,N,V 23 Łód ź Ochnia Grochów 24,4 km C,CD,FR,O,NH,N,V 26 Kraków Drwinka Świniary 2 km B, DR,V 26 Warszawa Wilanówka Warszawa 1,1 km C,D,NH,WL B–Burns, C–Carlson, CD–Chapra Dobson, DR–Dillon Rigler, D–Dodds, FR–Forsberg Ryding, O–OECD, NH–New Hampshire, N–Nurnberg, V–Vollenweider, WL–Welch Lindell

W dwóch punktach kryterium ITS wskazywało oligotrofi ę. W punkcie Zielona Góra Czerna Mała pow. Czernej 1 km, co było zgodne z ocena według Doddsa, Vanta oraz Welcha i Lindella, pozostałe wska źniki okre ślały punkt, jako mezotroficzny. Natomiast w punkcie Zielona Góra Bóbr pon. Żagania 58 km zgodn ą ocen ę dawały wska źnik Doddsa oraz Welcha i Lindella, pozostałe wska źniki oceniały status troficzny jako eutrofi ę lub mezotrofi ę (Carlson, OECD, Nurnberg, New Hampshire). W wypadku, gdy indeks ITS oceniał punkt jako oligotroficzny, zgodno ść ocen na podstawie warto ści granicznych chlorofilu-a wynosiła 21%. W wypadku mezotrofii zgodno ść ocen kształtowała się na poziomie 45%, a eutrofii – 48%. Ocena stanu troficzno ści na podstawie zawarto ści chlorofilu na tle oceny dokonanej za pomoc ą ITS przedstawiaj ą rysunki 9.6, 8.7 i 9.8.

Oligotrofia wg. ITS a inne oceny

eutrofia oligotrofia 21% 21%

mezotrofia 58%

Rys.9.6. Ocena wg st ęż enia chlorofilu na tle oceny wg ITS Mezotrofia wg. ITS a inne oceny

oligotrofia eutrofia 22% 33%

mezotrofia 45%

Rys.9.7. Ocena wg st ęż enia chlorofilu na tle oceny wg ITS Eutrofia wg. ITS a inne oceny

oligotrofia 21% eutrofia 48% mezotrofia 31%

Rys.9.8. Ocena wg st ęż enia chlorofilu na tle oceny wg ITS

Procentow ą zgodno ść ocen statusu troficznego dokonanych na podstawie indeksu ITS oraz warto ści granicznych chlorofilu-a przedstawia rysunek 9.9.

100

80 66 66 70 63 64 60 60 55 50 50 46 37 40 34 procentzgodności 30

20 13 14 10

Rys.9.9. Procentowa zgodno ść ocen wykonanych na podstawie warto ści granicznych chlorofilu-a z ocen ą na podstawie ITS

Najwi ęcej, bo po 66% jednakowych z ITS ocen dawały wska źniki Burnsa oraz Dillona i Ridlera. Poziom 50% zgodno ści ocen przekroczyły wska źniki: Chapry i Dobsona, New Hampshire , OECD, Vanta oraz Vollenweidera. Najmniej zgodnych z ITS ocen dokonanych przy pomocy chlorofilu-a wykazywały wska źniki Doddsa – 13% oraz Welcha – 14%.

9.2.4. Ocena na podstawie zasady „one out – all out”

Przy ocenie stanu troficznego na podstawie zestawu wska źników bardzo cz ęsto oceny cz ąstkowe daj ą sprzeczne wyniki i nale ży zadecydowa ć o wyniku ko ńcowym. W takich wypadkach stosowana jest zasada „one out – all out”, która jest powszechn ą przy ocenie stanu wód. Polega ona na zało żeniu, że o stanie wód decyduje wska źnik wykazuj ący maksymaln ą (najgorsz ą) warto ść . Przy weryfikacji na podstawie ocen,

dokonanych za pomoc ą granicznych warto ści parametrów, w wi ększo ści przypadków wska źnikiem, decyduj ącym o stanie troficznym wód, był azot ogólny. Wyniki tej analizy przedstawia zał ącznik 5. W wi ększo ści punktów pomiarowo-kontrolnych oceny dokonane na podstawie „najgorszego” wskaźnika były jednakowe i wskazywały na eutrofi ę. Tylko w 15 punktach wody zostały ocenione jako mezotroficzne. Pokazały to oceny według systemów wska źników nast ępuj ących autorów: Carlsona – 7 punktów, Doddsa – 9 punktów, OECD – 5 punktów, Vollenweidera – 1 punkt. Żadna ze stosowanych metod oceny nie wykazała oligotrofii w badanych punktach. Punkty ocenione jako mezotroficzne przedstawia tabela 9.8.

Tabela 9.8. Systemy wska źników na podstawie których ustalono mezotrofi ę w punktach pomiarowo-kontrolnych System wskazuj ący JCW Punkt pomiarowo-kontrolny mezotrofi ę 14 Kraków Czarna Orawa Jabłonka 25 km Dodds 14 Kraków Dunajec Harklowa 187,2 km Carlson 14 Kraków Raba pow. Stró ży 80,6 km Carlson 14 Kraków Skawa pow. Suchej Beskidzkiej 45,7 km Carlson, OECD , Vollenweider 14 Kraków Skawa Wadowice 21,2 km Carlson, OECD 15 Kraków Dunajec Czerwony Klasztor 168,3 km Dodds 15 Kraków Dunajec pow. uj ścia Popradu 119 km Carlson, OECD 20 Białystok Czarna Ha ńcza Kudrynki 38,7 km Dodds 20 Białystok Marycha Stanowisko 20,4 km Dodds 20 Białystok Szeszupa Poszeszupie 275,2 km Dodds 25 Białystok Hołonianka Hołny 1,8 km Carlson, Dodds, OECD 25 Białystok Szelmentka Kupowo 5,5 km Carlson, OECD 25 Gda ńsk Brda Lisewo 188,1 km Dodds 25 Gda ńsk Słupia Parchowo 113 km Dodds 25 Zielona Góra Mierz ęcka Struga pow. Dobiegniewa 20,7 Dodds km

Wyniki oceny dokonanej na zasadzie „one out – all out” prezentuje rysunek 9.10.

250

200

150

100 liczba punktów liczba

oligotrofia mezotrofia eurofia

Rys.9.10. Wyniki oceny stanu troficznego dokonanej według zasady „one out – all out”

Przy ocenie na zasadzie „one out – all out” zgodno ść z ocen ą dokonan ą za pomoc ą kryterium ITS wynosiła ponad 85%. Najwy ższy poziom zgodno ści – 89%, osi ągni ęto przy zastosowaniu wska źników: Burnsa, Chapry i Dobsona, Dillona i Riglera, Forsberga i Rydinga, Nurnberg, New Hampshire, Vanta, Welcha i Lindella. Punkty o odmiennej ocenie to 20 punktów ocenionych przez ITS jako mezotroficzne oraz 2 punkty ocenione jako oligotroficzne (tab. 9.1). W punktach, w których wska źniki Carlsona, Doddsa, OECD lub Vollenweidera wskazywały na mezotrofi ę, indeks ITS wskazywał na eutrofi ę. Procentow ą zgodno ść wyników ocen z ocen ą w oparciu o kryterium ITS przedstawia rysunek 9.11.

100 89 89 89 89 89 89 89 88 89 90 86 85 87 80 70 60 50 40

procentzgodności 30 20 10 0

Rys.9.11. Procentowa zgodno ść ocen wykonanych na zasadzie „one out – all out” z ocen ą wg ITS

9.3. Weryfikacja oceny na podstawie indeksów eutrofizacji

Weryfikacja zgodno ści ocen dokonano równie ż na podstawie indeksów eutrofizacji. Zastosowano indeksy autorstwa: Carlsona – indeks TSI, Vollenweidera – indeks TRIX oraz Burnsa – indeks TLI . W przypadku indeksów TSI i TLI jednym z ich elementów składowych jest widzialno ść kr ąż ka Secchiego – parametru, który nie stanowi standardowego elementu monitoringu rzek w Polsce. Poniewa ż, według wi ększo ści badaczy, przezroczysto ść wody, wyra żona przez ten parametr, stanowi tylko dodatkowy element oceny troficzno ści, i to głównie w wodach stoj ących, został on pomini ęty. Tak wi ęc, przy zastosowaniu indeksu TSI uwzgl ędniano indeks fosforu ogólnego – TSI TP oraz chlorofilu-a – TSI Chl . Warto ść indeksu obliczano zgodnie z równaniami (3.2), (3.3). Natomiast przy zastosowaniu indeksu TLI uwzgl ędnion o indeks azotu ogólnego – TLI TN , fosforu ogólnego – TLI TP i chlorofilu-a – TLI Chl . Oblicze ń dokonano na podstawie wzorów (3.6), (3.7), (3.9). Indeks TRIX obliczano na podstawie wzoru (3.4). W zdecydowanej wi ększo ści powy ższe indeksy oceniały badane punkty pomiarowo-kontrolne jako eutroficzne: TLI wykazał eutrofi ę we wszystkich 264 punktach, TRIX wykazał eutrofi ę w 258 punktach, a TSI – w 256 punktach. Z kolei indeks ITS

wykazał eutrofi ę w 242 punktach pomiarowo-kontrolnych. Żaden z indeksów nie wykazał oligotrofii. Wyniki tej oceny prezentuje rysunek 9.12.

250

200

150 liczba punktów liczba 100

0 trofia ITS TSI TP TSI Chl TSI TLI TP TLI TN TLI Chl TLI TRIX Średnia Średnia

oligotrofia mezotrofia eutrofia

Rys. 9.12. Wyniki oceny stanu troficznego dokonanej na podstawie indeksów eutrofizacji

W wypadku porównania oceny stanu troficznego dokonanej na podstawie indeksu ITS z ocenami za pomoc ą indeksów TSI, TRIX i TLI zgodno ść ocen kształtowała si ę na nast ępuj ącym poziomie: 91% – z indeksem TLI, 90% – z indeksem TRIX i 88% – z indeksem TSI . Podobnie jak w przypadku oceny na podstawie wartości granicznych wska źników, najwi ększ ą zgodno ść wykazywały elementy indeksów, charakteryzuj ące zawarto ść azotu ogólnego. Natomiast najwi ększ ą rozbie żno ści ą charakteryzowały si ę oceny uwzgl ędniaj ące zawarto ść chlorofilu-a. Procentow ą zgodno ść ocen na podstawie powy ższych indeksów z ocen ą za pomoc ą ITS przedstawia rysunek 9.13.

100 91 91 91 91 88 90 90

70 66

60 57

40 procentzgodności 30

0 TSI TP TSI Chl TSI TLI TP TLI TN TLI Chl TLI TRIX

Rys. 9.13. Procentowa zgodno ść ocen dokonanych na podstawie indeksów z ocen ą ITS

9.4. Analiza porównywalno ści oceny w oparciu o ITS z ocen ą na podstawie rozporz ądze ń Ministra Środowiska

Oceny porównawczej dokonano na podstawie rozporz ądze ń Ministra Środowiska z roku 2002 – w sprawie kryteriów wyznaczania wód wra żliwych na zanieczyszczenie zwi ązkami azotu ze źródeł rolniczych , z roku 2008 – w sprawie sposobu klasyfikacji stanu jednolitych cz ęś ci wód powierzchniowych oraz z roku 2011 – w sprawie sposobu klasyfikacji stanu jednolitych cz ęś ci wód powierzchniowych oraz środowiskowych norm jako ści dla substancji priorytetowych [55, 56, 58]. Przy ko ńcowej ocenie, która opierała si ę na warto ściach granicznych azotu ogólnego i fosforu ogólnego oraz chlorofilu-a, stosowano zasad ę „one out – all out”. Ocena za pomoc ą tych rozporz ądze ń jest ambiwalentna i mało wiarygodna. Gdy jeden z parametrów przekracza warto ść graniczn ą, to badany akwen uznawany jest za „ulegaj ący eutrofizacji”. Gdy nie wyst ępuje przekroczenie warto ści granicznych stosuje si ę termin „nie ulega eutrofizacji”. Rozporz ądzenia nie pozwalaj ą okre śli ć stanu troficznego, lecz jedynie ogóln ą tendencj ę do eutrofizacji. Ocena dokonana zgodnie z wymienionymi rozporz ądzeniami pozwoliła zaliczy ć wod ę jako „ulegaj ącą eutrofizacji” w 116 punktach pomiarowo-kontrolnych

(według rozporz ądzenia z 2002 r.) i w 60 punktach (według rozporz ądze ń z 2008 r. i 2011 r.). Porównanie wyników oceny stanu troficznego przeprowadzonej zgodnie z rozporz ądzeniami M Ś i oceny dokonanej na podstawie ITS przedstawia zał ącznik 7. Kiedy indeks ITS ocenił dwa punkty, jako oligotroficzne, ocena zgodnie z rozporz ądzeniami wskazywała na brak eutrofii. Na 20 badanych punktów, w których ocena dokonana przez ITS wskazywała na mezotrofi ę, ocena wg rozporz ądze ń z 2008 r. i 2011 r. w 15 przypadkach nie wskazywała na eutrofi ę. Natomiast ocena według rozporz ądzenia z 2002 r. w 11 punktach była zgodna z ocen ą ITS . Gdy indeks ITS wskazywał na eutrofizacj ę, rozporz ądzenie z 2002 r. roku nie wykazywało w tych punktach eutrofizacji. Gdy oceny dokonywano według rozporz ądze ń z 2008 r. i 2011 r. punktów o odmiennych ocenach było 187. Wykaz punktów ocenionych przez ITS jako mezotroficzne oraz ocena tych punktów dokonan ą zgodnie z rozporz ądzeniami przedstawia tabela 9.9.

Tabela 9.9. Ocena dokonana na podstawie ITS i rozporz ądze ń Ministra Środowiska Rozporz ądzenie Rozporz ądzenia JCW Ppk ocenione, jako mezotroficzne wg ITS MŚ z roku MŚ z roku 2002 2008/2011 0 Warszawa Kanał Trzebi ński 0,1 km n n 0 Zielona Góra Kanał Maszówek Warniki 1 km n n 4 Wrocław Nysa Kłodzka pon uj ścia Bystrzycy Kłodzkiej 144 n n 5 Katowice Brynica pow. zbiornika Kozłowa Góra 32,2 km t n 5 Kielce Lubianka uj ście do Kamiennej 0,8 km n n 6 Katowice Knajka uj ście do Małej Wisły 1,4 km t n 6 Katowice Potok Tyski uj ście do Gostyni 0,5 km t t 6 Warszawa Korzeniówka uj ście do Szabasówki 1,5 km t n 8 Kielce Kamienna Michałów 85 km n n 9 Katowice Wisła zbiornik Goczałkowice 56,1 km n n 17 Łód ź Ner Józefów 97,2 km t t 20 Łód ź Ner Lutomiersk 88,8 km t t 20 Łód ź Ner Podd ębice 55,6 km t t 20 Łód ź Ner Puczniew 75 km t t 20 Zielona Góra Bóbr Nowogród Bobrza ński 47 km n n 20 Zielona Góra Bóbr Stary Raduszec 2 km n n 20 Zielona Góra Czerna Wielka uj ście do Bobru 1 km n n 23 Łód ź Ochnia Grochów 24,4 km t n 26 Kraków Drwinka Świniary 2 km n n 26 Warszawa Wilanówka Warszawa 1,1 km n n n – nie eutroficzne; t – eutroficzne

Przy ocenie eutrofizacji zgodnie z wymienionymi rozporz ądzeniami M Ś mo żna mówi ć tylko o ocenie tendencji, a nie o dokładnym ustaleniu poziomu troficznego. Wyniki

oceny tendencji wód do eutrofizacji w punktach pomiarowo kontrolnych przedstawiono w tabeli 9.10.

Tabela 9.10. Ocena tendencji wód do eutrofizacji w punktach pomiarowo kontrolnych dokonana wg ITS irozporz ądze ń MŚ Liczba ppk Liczba ppk nieulegaj ących ulegaj ących eutrofizacji eutrofizacji ITS 22 242 Rozporz ądzenie 2002 148 116 Rozporz ądzenia 204 60 2008/2011

9.5. Podsumowanie wyników weryfikacji

Weryfikacja mo żliwo ści zastosowania indeksu ITS do oceny stanu troficznego wód płyn ących została przeprowadzona na podstawie porównania wyników oceny uzyskanej przy zastosowaniu ITS z ocena dokonanej na podstawie: a) granicznych warto ści tradycyjnych wska źników eutrofizacji opracowanych przez 12 ró żnych autorów: zawarto ści azotu ogólnego, fosforu ogólnego i st ęż enia chlorofilu-a; b) zasady „one out – all out”; b) zagregowanych wska źników liczbowych, nazywanych indeksami eutrofizacji, opracowanych przez Carlsona – indeks TSI , Vollenweidera – indeks TRIX oraz Burnsa – indeks TLI ; c) rozporz ądze ń Ministra Środowiska w sprawie kryteriów wyznaczania wód wra żliwych na eutrofizacj ę z roku 2002 oraz w sprawie sposobu klasyfikacji stanu jednolitych cz ęś ci wód powierzchniowych z lat 2008 i 2011. Porównanie wyników oceny stanu troficznego, dokonanej na podstawie indeksu ITS z wynikami oceny, uzyskanej przy zastosowaniu wymienionych wy żej sposobów, pozwoliło na nast ępuj ące wnioski: − uzyskano wysoki stopie ń zgodno ści ocen stanu troficznego dokonanych na podstawie ITS oraz granicznych warto ści substancji biogennych; obie metody dały jednakowe wyniki średnio w 90% badanych punktów pomiarowo- kontrolnych; przy czym nie było znacznego rozrzutu wyników spo śród ocen na podstawie wska źników opracowanych przez ró żnych autorów;

− znacznie mniejszy stopie ń zgodno ści ocen uzyskano przy porównaniu oceny stanu troficzno ści dokonanej na podstawie ITS a granicznych warto ści chlorofilu-a: jednakowe oceny na podstawie obu metod uzyskano średnio w 47% badanych punktach pomiarowo-kontrolnych. Przy czym, im wy ższy był oceniony poziom troficzno ści, tym wi ększ ą zgodno ści ą charakteryzowały si ę oceny (21% punktów z jednakowa ocena w przypadku oligotrofii, 45% punktów – w przypadku mezotrofii i 48% punktów – w przypadku eutrofii). Taka zale żno ść mo że by ć wytłumaczona faktem, że zawarto ść chlorofilu zale ży, miedzy innymi, od jego struktury gatunkowej. Zwi ększenie stopnia troficzno ści prowadzi do dominacji zielenic i sinic w wodzie, których komórki zawieraj ą wi ęcej specyficznego barwnika (chlorofilu-a) ni ż inne gatunki, charakterystyczne dla wód o ni ższych poziomach troficzno ści. Nale ży zauwa żyć, że w odró żnieniu od oceny na podstawie granicznych warto ści substancji biogennych, ocena na podstawie zawarto ści chlorofilu-a charakteryzowała si ę du żą ró żnorodno ści ą wyników spo śród ocen na podstawie granicznych warto ści tego wska źnika, opracowanych przez ró żnych autorów. Ten wynik potwierdza, że st ęż enie chlorofilu-a nie mo że by ć wiarygodnym wska źnikiem troficzno ści wód płyn ących ze wzgl ędu na jego du żą zmienno ść sezonow ą, mobilno ść w wodach rzecznych, du żą ró żnorodno ść czynników warunkuj ących rozwój ro ślinno ści wodnej i dominuj ące wyst ępowanie w Polsce tzw. rzek „nie fitoplanktonowych”. St ęż enie chlorofilu-a mo że słu żyć jako wska źnik troficzno ści tylko w tych rzekach, gdzie istniej ą warunki do rozwoju organizmów fitoplanktonowych. S ą to wielkie rzeki nizinne, nizinne rzeki żwirowe oraz niektóre rzeki nizinne piaszczysto-gliniaste, a tak że rzeki w dolinie zatorfionej oraz rzeki ł ącz ące jeziora; − w trakcie porównywania ocen dokonanych za pomoc ą zestawu wska źników ró żnych autorów, udało si ę zauwa żyć, że ogólnie najmniejsz ą zgodno ść ocen uzyskano w przypadku porównania ich wyników z wynikami oceny na podstawie warto ści wska źników opracowanych przez Doddsa, który jako jedyny, opracował je wła śnie dla wód płyn ących. To oznacza, ze jego systemu oceny nie mo żna stosowa ć do rzek bez uprzedniego dostosowania granicznych warto ści wska źników do badanego typu rzek;

− w przypadku oceny na zasadzie „one out – all out” zgodno ść z ocen ą dokonan ą za pomoc ą kryterium ITS wynosiła ponad 85%. Najwy ższy poziom zgodno ści – 89%, osi ągni ęto przy zastosowaniu nast ępuj ących wska źników: Burnsa, Chapry i Dobsona, Dillona i Riglera, Forsberga i Rydinga, Nurnberg, New Hampshire, Vanta, Welcha i Lindella. Przy czym, w dominuj ącej liczbie punktów pomiarowo-kontrolnych wska źnikiem decyduj ącym o stanie troficznym („najgorszym”) był azot ogólny. Może to świadczy ć o wysokim stopniu zanieczyszczenia rzek polskich w zwi ązki azotu, prawdopodobnie pochodzenia rolniczego; − wi ększy stopie ń zgodno ści ocen uzyskano przy porównaniu oceny dokonanej za pomoc ą ITS z ocenami na podstawie indeksów eutrofizacji. Zarówno jak i ITS , indeksy te opracowano na bazie zale żno ści korelacyjnych pomi ędzy ró żnymi czynnikami eutrofizacji, a stopie ń zgodno ści ocen uzyskanych za pomoc ą powy ższych indeksów jest bardzo wysoki: 91% przy weryfikacji oceny za pomoc ą indeksu TLI , 90% za pomoc ą indeksu TRIX i 88% za pomoc ą indeksu TSI . Przy czym i w tym przypadku wi ększ ą zgodno ści ą charakteryzowały si ę oceny, uwzgl ędniaj ące zawarto ść substancji biogennych, mniejsz ą – bior ące pod uwag ę zawarto ść chlorofilu; − porównanie oceny stopnia troficzno ści przeprowadzonej zgodnie z wytycznymi zawartymi we rozporz ądzeniach Ministra Środowiska z ocen ą na podstawie indeksu ITS pozwoliło doj ść do nast ępuj ącego wniosku. W przypadku dokonania oceny zgodnie z rozporz ądzeniami mo żna mówi ć nie tyle o ocenie konkretnego stopnia troficzno ści, ile o potencjalnej wra żliwo ści wód na eutrofizacj ę lub ich tendencji do ewentualnego nasilenia intensywno ści tego procesu. Jak pokazuj ą dane zawarte w tabeli 9.10 wyniki ocen dokonanych na podstawie dwóch ró żnych rozporz ądze ń Ministra Środowiska s ą sprzeczne mi ędzy sob ą, a tak że słabo koreluj ą z danymi raportu Głównego Inspektoratu Ochrony Środowiska. S ą one te ż w małym stopniu zgodne z wynikami oceny uzyskanej za pomoc ą ITS, który wi ększo ść punktów pomiarowo-kontrolnych na rzekach traktuje jako „ulegaj ące eutrofizacji”, co oznacza, ze do takich wód zostały zaliczone wody o zaawansowanej oligotrofii i wy ższych poziomów troficznych. Wytyczne zawarte w rozporz ądzeniach nie pozwalaj ą ustali ć

granicy miedzy poszczególnymi poziomami troficzno ści i dokona ć dokładnej oraz wiarygodnej oceny przebiegu procesu eutrofizacji.

10. Efektywno ść ekonomiczna stosowania integralnego kryterium troficzno ści ITS

Efektywno ść ekonomiczna stosowania indeksu ITS jako wska źnika stanu troficzno ści wód powierzchniowych wynika przede wszystkim z mo żliwo ści znacznego obni żenia kosztów monitoringu środowiska wodnego w celu oceny ogólnego stanu wód oraz prognozowania tendencji rozwoju procesów eutrofizacji. To z kolei przyczynia si ę do usprawnienia i optymalizacji kosztów procesu zarz ądzania zasobami wodnymi, bardziej operatywnego podejmowania decyzji i oceny efektywności przedsi ęwzi ęć ochronnych. Redukcja kosztów monitoringu procesu eutrofizacji pozwala na zaprojektowanie optymalnej sieci monitoringu, uwzgl ędniaj ącej wpływ podstawowych źródeł antropopresji oraz zwi ększenie cz ęstotliwo ści obserwacji w celu uzyskania bardziej wiarygodnego banku danych bez znacznego zwi ększania kosztów. W skład kosztów zwi ązanych z monitoringiem wód powierzchniowych wchodz ą koszty stałe, niezale żne od liczby dokonywanych pomiarów oraz koszty zmienne zwi ązane z poborem, transportem i analizami laboratoryjnymi próbek. Koszt monitoringu mo że by ć obliczony za pomoc ą wzoru (10.1) [40]:

) ͅ Ɣ ͤͅ ƍ ȕ ͅ$ ʚ10.1ʛ $Ͱͥ gdzie: Kc – całkowity koszt generowany przez sie ć pomiarow ą

K0 – koszt stały

Ki – koszt zmienny powstaj ący w zwi ązku z poborem i transportem oraz analizami laboratoryjnymi prób wody w i-tym punkcie sieci n – liczba punktów w sieci pomiarowej Dla pojedynczego punktu pomiarowego całkowity koszt monitoringu składa si ę z kosztów dojazdu oraz liczby wykonywanych bada ń analitycznych, uwzgl ędnionych w programie monitoringu realizowanego w danym punkcie. Koszt taki mo żna wyrazi ć za pomoc ą wzoru (10.2) [40]:

(Ĝ

ͅ$ Ɣ ͅ+$ ƍ ȕ ͅ %$ ʚ10.2ʛ %Ͱͥ

gdzie: Ki – całkowity koszt monitoringu dla pojedynczego punktu pomiarowo- kontrolnego

Kpi – koszt pomiarów (poboru prób i ich analiz) prowadzonych w i-tym punkcie w okresie monitoringu

mi – liczba dojazdów do i-tego punktu w ci ągu roku

Kdji – koszt pojedynczego j-tego dojazdu do i-tego punktu z punktu s ąsiedniego

Najwa żniejszym elementem monitoringu, generuj ącym najwi ększe koszty, jest oznaczenie poszczególnych parametrów w punktach pomiarowo-kontrolnych. Koszt ten mo żna oszacowa ć na podstawie wzoru (10.3) [40]:

&Ĝ

+* ͅ+$ Ɣ ͡$ ʬͅ$ ƍ ȕ ͅ%ʭ ʚ10.3ʛ %Ͱͥ

gdzie: Kpi – koszt oznaczenia wska źników dla pojedynczego punktu pomiarowo- kontrolnego

ki – liczba wska źników analizowanych w próbach wody pochodz ących z pojedynczego poboru w i-tym punkcie pomiarowym

Kj – jednostkowy koszt i analizy dla j-tego wska źnika w próbie pob Ki – koszt poboru próby

mi – liczba poborów prób wody w i-tym punkcie pomiarowym

Redukcja kosztów monitoringu procesu eutrofizacji z zastosowaniem indeksu ITS polega na tym, że ocena stopnia troficzno ści za pomoc ą tego indeksu opiera si ę na pomiarze dwóch parametrów fizykochemicznych, wchodzących w zakres rutynowego monitoringu wód: warto ści pH i nasycenia wody tlenem bezpo średnio w warunkach terenowych, co pozwala unikn ąć kosztów poboru prób wody i konserwacji próbek. Obecnie ocena stanu troficznego wód wykonywana na mocy rozporz ądze ń [55, 56, 58] przez Inspektoraty Ochrony Środowiska bazuje na nast ępuj ących wska źnikach fizyko- chemicznych i biologicznych: BZT 5, OWO (ogólny w ęgiel organiczny), azot amonowy, azot Kjeldahla, azot azotanowy, azot ogólny, fosfor ogólny, fosforan oraz chlorofil-a i fitobentos. Koszt monitoringu na podstawie tych wska źników składa si ę z kosztów poboru próbek, ich konserwacji, transportu i badan laboratoryjnych.

100

Zgodnie z rozporz ądzeniem Ministra Środowiska w sprawie warunków i sposobu ustalania kosztów kontroli koszty przeprowadzenia czynno ści zwi ązanych z pobieraniem próbek, wykonywaniem pomiarów i analiz ustala si ę jako iloczyn stawki jednostkowej i współczynnika odpowiadaj ącego tej czynno ści, okre ślonych w zał ączniku do rozporz ądzenia [59]. Wykaz jednostkowych stawek i współczynników odpowiadaj ących poszczególnym czynno ściom, zwi ązanym z pobieraniem próbek oraz wykonywaniem pomiarów i analiz wska źników eutrofizacji przedstawia tabela 10.1. Jak wida ć, sposób oceny stanu troficzno ści na podstawie indeksu ITS polega na pomiarze dwóch wska źników fizyko-chemicznych (pH i nasycenia wody tlenem) charakteryzuj ących si ę najni ższ ą warto ści ą współczynników – 0,3. Z kolei oznaczanie szeregu wska źników fizyko- chemicznych i biologicznych, stanowi ących podstaw ę oceny eutrofizacji zgodnie z obowi ązuj ącymi rozporz ądzeniami, charakteryzuje si ę znacznie wy ższymi warto ściami współczynników wpływaj ących na ogólny koszt oceny.

Tabela 10.1. Wykaz czynno ści oraz współczynników odpowiadaj ących poszczególnym czynno ściom zwi ązanym z wykonywaniem pomiarów niezb ędnych do oceny stopnia troficzno ści wód (na podstawie zał ącznika [59]) Lp. Czynno ść Współczynnik Pobieranie próbek wody powierzchniowej: 1.1. - do bada ń fizyko-chemicznych 0,5 1.2. - do badan hydrobiologicznych 1,0 1.3. - do bada ń mikroskopowych 1.0 1.4. - makrobentosu 2,5 1.5. - transport próbek i aparatury do 20 km 0,5 - za ka żde nast ępne 20 km 0,5 Analizy biologiczne i fizyko-chemiczne: 2.1. - oznaczenie fitoplanktonu 1,5 2.2. - oznaczenie makrobentosu 3,0 2.3. - oznaczenie peryfitonu 1,5 2.4. - oznaczenie sestonu 1,5 2.5. - oznaczenie zooplanktonu 1,5 2.6. - oznaczenie biomasy fitoplanktonu 1,5 2.7. - oznaczenie chlorofilu-a 1,0 2.8. - oznaczanie BZT 1,0 2.9. - oznaczenie azotu amonowego 0,5 2.10. - oznaczenie azotu azotanowego 0,5 2.11. - oznaczenie azotu azotynowego 0,5 2.12. - oznaczenie azotu Kjeldahla 1,5 2.13. - oznaczanie fosforanów 0,5 2.14. - oznaczanie fosforu ogólnego 1,5 2.15. - obliczenie wyników oraz sporz ądzanie sprawozda ń 4,0 Wykonywanie pomiarów: 3.1. - pomiar prze źroczysto ści kr ąż kiem Secchiego 0,3 3.2. - pomiar odczynu 0,3 3.3. - pomiar tlenu rozpuszczonego 0,3

101

Porównanie kosztów przeprowadzenia bada ń w celu oceny stanu troficzno ści za pomoc ą indeksów ITS i Carlsona oraz zgodnie w rozporz ądzeniami Ministra Środowiska [55, 58], sporz ądzonych na postawie średnich cen netto za wykonanie pojedynczych analiz laboratoryjnych na terenie wybranych województw przedstawia tabela 10.2.

Tabela 10.2. Koszty oceny stanu troficznego dla pojedynczego punktu pomiarowo-kontrolnego Elementy systemu monitoringu Koszt, Rozporz ądzenie Rozporz ądzenie Indeks TSI Indeks Wska źnik zł netto z 2008 r. z 2002 r. Carlsona ITS Fitobentos 222,00 BZT 63,00 X Azot ogólny 146,00 X Fosfor ogólny 115,00 X X Fosforany 43,00 X X X Przezroczysto ść 13,00 X Chlorofil-a 66,00 X X pH 16,00 X X X X Nasycenie tlenem 20,00 X Łączne koszty 655,00 zł. 340,00 zł. 194,00 zł. 36,00 zł.

Porównanie kosztów oznaczenia i pomiaru wska źników niezb ędnych do oceny stanu troficzno ści wód, przedstawionych tabeli 10.2 pozwala stwierdzi ć, że zastosowanie indeksu ITS do oceny stanu trofii wód w ramach programów monitoringu pozwoliłoby na znaczn ą redukcj ę jego kosztów. Koszty oceny dokonanej za pomoc ą ITS mogłyby by ć 18- krotnie ni ższe, ni ż koszty oceny wykonanej na podstawie rozporz ądzenia M Ś z 2008 roku i 10-krotnie mniejsze, ni ż na podstawie rozporz ądzenia M Ś z 2002 roku. Ocena statusu troficzno ści za pomoc ą ITS jest równie ż 5 razy ta ńsza od oceny za pomoc ą szeroko rozpowszechnionego w Polsce indeksu Carlsona. Oprócz tego, do kosztów badania wód pod k ątem eutrofizacji według wspomnianych rozporz ądze ń i indeksu Carlsona nale ży doliczy ć koszty poboru, konserwacji i transportu próbek wody. Natomiast w przypadku stosowania indeksu ITS zarówno pomiar tlenu jak i pH mo że by ć dokonywany bezpo średnio w terenie, co dodatkowo obni ża koszty oceny. Nale ży równie ż zauwa żyć, że koszty obliczenia wyników i sporz ądzenia sprawozdania charakteryzuj ą si ę najwi ększym współczynnikiem czynno ści (4,0 wg tabeli 10.1). Prostota obliczenia i łatwo ść interpretacji wyników oceny na podstawie ITS mo że dodatkowo obni żyć koszty monitoringu.

102

11. Podsumowanie i wnioski ko ńcowe

Problem eutrofizacji od lat siedemdziesi ątych XX stulecia nabiera skali globalnej ze wzgl ędu na jej negatywne konsekwencje, których rezultatem mo że by ć całkowita utrata biosferycznych i gospodarczych funkcji ekosystemów wodnych. Eutrofizacja antropogeniczna stanowi aktualnie najwi ększe zagro żenie dla wód powierzchniowych i zajmuje priorytetowe miejsce na li ście globalnych problemów zwi ązanych z ich ochron ą, a negatywne skutki eutrofizacji nale żą do głównych problemów środowiskowych. Nasilenie si ę intensywności procesów eutrofizacji mo że by ć rozpatrywane jako negatywny czynnik, który prowadzi do naruszenia funkcjonowania ekosystemów wodnych, zmniejszenia ich odporno ści na negatywne oddziaływania, co skutkuje z kolei pogorszeniem jako ści wód i ich wła ściwo ści użytkowych. Jednak nale ży wzi ąć pod uwag ę fakt, że eutrofizacja staje si ę procesem niepo żą danym tylko przy przekroczeniu pewnego poziomu, poni żej którego jest to proces, odgrywaj ący wa żną rol ę w kształtowaniu mechanizmów samooczyszczenia wód, zwi ększenia ró żnorodno ści gatunkowej hydrobiontów i odporno ści ekosystemu na wpływy antropogeniczne. W zwi ązku z tym diagnostyka intensywno ści przebiegu procesów eutrofizacji oraz ocena statusu troficznego wód ma istotne znaczenie teoretyczne i praktyczne, a poszukiwanie odpowiednich wska źników eutrofizacji i opracowywanie sposobów oceny poziomu troficzno ści staj ą si ę obiektem bada ń naukowych. Wynika to równie ż z potrzeb praktyki monitoringu, zarz ądzania zasobami wodnymi i ich ochrony. Chocia ż na niekorzystne konsekwencje eutrofizacji s ą najbardziej nara żone słodkowodne jeziora i zbiorniki wodne, to w ostatnich dziesi ęcioleciach na skutek intensywnej działalno ści gospodarczej zjawisko to coraz cz ęś ciej wyst ępuj ę w wodach morskich oraz płyn ących. Wyj ątkowo wa żna rola rzek w krajowej gospodarce oraz ich funkcje przyrodnicze i środowiskowe zmuszaj ą do poszukiwania skutecznych sposobów ich ochrony przed eutrofizacj ą i jej negatywnymi konsekwencjami, które powinny być oparte na wiarygodnej informacji o stanie faktycznym wód, uzyskanej za pomoc ą prostych i tanich w zastosowaniu oraz łatwych do interpretacji wska źników eutrofizacji, przydatnych do celów aplikacyjnych. Jak pokazała wnikliwa i krytyczna analiza istniej ących oraz stosowanych w ró żnych krajach sposobów i metod oceny stanu troficznego wód, aktualnie brak jest ujednoliconego podej ścia metodologicznego do oceny stanu trofii. Nie ma te ż uniwersalnej

103

klasyfikacji stanów troficzno ści wód. Dobór i wykorzystanie zestawu wska źników eutrofizacji, stosowanych przez ró żnych autorów oraz interpretacja wyników oceny równie ż s ą bardzo ró żnorodne i niejednoznaczne. Zwłaszcza wyra źny jest brak sposobów oceny stanu troficznego wód płyn ących, które charakteryzuj ą si ę specyficznymi cechami morfologicznymi i hydrobiologicznymi. Analiza stanu wiedzy na temat sposobów oceny stopnia troficzno ści wód na świecie pozwoliła wnioskowa ć, że istniej ą dwa podstawowe podej ścia: ocena na podstawie warto ści granicznych poszczególnych wska źników eutrofizacji oraz zastosowanie zagregowanych indeksów liczbowych. Ustalenie warto ści granicznych wska źników i indeksów eutrofizacji, odpowiadaj ących poszczególnym poziomom troficznym, jest niezmiernie trudnym zadaniem, a zakres tych warto ści jest bardzo zró żnicowany w zale żno ści od warunków geoklimatycznych oraz wła ściwo ści ró żnych kategorii i typów wód, a nawet subiektywnych preferencji autorów. W pracy przedstawiono szczegółowe studium i analiz ę systemów oceny stanu troficzno ści, opracowanych przez kilkunastu autorów dla wód powierzchniowych na terenach Stanów Zjednoczonych, Kanady, Szwecji, Nowej Zelandii, Japonii, Chin, Grecji, Włoch, Portugalii, Szwajcarii, Rosji i Wielkiej Brytanii. Pozwoliło to stwierdzi ć, że istniej ące metody nie pozwalaj ą na dokonanie jednoznacznej i wiarygodnej oceny stanu troficznego, co utrudnia podejmowanie efektywnych działa ń ochronnych opartych na podstawach naukowych. Przedstawiona w niniejszej pracy analiza istniej ących w tym zakresie problemów metodologicznych pozwoliła stwierdzi ć, że bardzo aktualnym zadaniem jest opracowanie uniwersalnych, prostych i tanich sposobów oceny stanu troficzno ści wód płyn ących, które odpowiadałyby celom i zadaniom ochrony i racjonalnego zarz ądzania zasobami wodnymi, zgodnie z zasadami rozwoju zrównowa żonego. Wychodz ąc z głównego celu pracy, sformułowano sposób oceny stanu troficzno ści wód płyn ących na podstawie kryterium, które odpowiada nowoczesnym wymaganiom stawianym wska źnikom środowiskowym. Ocena na podstawie wybranego kryterium charakteryzuje si ę zwi ększeniem jej wiarygodno ści i dokładno ści, zmniejszeniem kosztów monitoringu i przydatno ści ą do rozwi ązywania zada ń in żynierskich w zakresie ochrony wód i kształtowania ich jako ści. Analiza wyników bada ń zrealizowanych w ramach niniejszej pracy pozwoliła na wyci ągniecie szeregu istotnych wniosków o charakterze poznawczym i aplikacyjnym.

104

1. Kryterium które w najbardziej dokładny sposób opisuje stan troficzno ści wód powierzchniowych jest stan ich bilansu biotycznego. Stan ten z kolei odzwierciedla warto ść indeksu ITS, który został wybrany za podstaw ę oceny stanu troficzno ści wszystkich typów wód płyn ących. Indeks ITS opiera si ę na ustalonej zale żno ści liniowej mi ędzy pH i nasyceniem wody tlenem w wodach ulegaj ących eutrofizacji. 2. Wybór tego wska źnika był uwarunkowany nast ępuj ącymi wzgl ędami: − odzwierciedla on w sposób integralny reakcje ekosystemów wodnych na zwi ększenie zawarto ści substancji biogennych w zale żno ści od ich cech i wła ściwo ści, − bazuje na ograniczonej liczbie danych, − integruje informacje w czasie i przestrzeni, − jest teoretycznie i technicznie uwarunkowany, − nadaje si ę do celów prognostycznych i rozwi ązywania zada ń aplikacyjnych. 3. Wysok ą wiarygodno ść wyników weryfikacji, potwierdzaj ących mo żliwo ści zastosowania indeksu ITS , zapewniono poprzez wykorzystanie obszernego dziesi ęcioletniego banku danych monitoringu wód płyn ących. Weryfikacj ę przeprowadzono w trzech etapach, co równie ż potwierdza wiarygodno ść jej wyników. 4. Uniwersalny charakter indeksu ITS został potwierdzony w wyniku weryfikacji jego zastosowania dla 21 typu wód płyn ących w 15 województwach, zgodnie z obowi ązuj ąca w Polsce typologi ą, odzwierciedlaj ącą ró żnorodno ść ich warunków abiotycznych i biotycznych. 5. Na podstawie analizy korelacyjno-regresyjnej banku danych dziesi ęcioletniego monitoringu cieków ró żnego typu został potwierdzony fakt istnienia ścisłej zale żno ści mi ędzy warto ści ą pH i procentowym nasyceniem wody tlenem w wodach ulegaj ących eutrofizacji. 6. Opracowano oryginaln ą metodologi ę, która pozwala oceni ć tendencj ę wód płyn ących do eutrofizacji, opart ą na analizie wyników bada ń statystycznych danych monitoringu cieków nale żą cych do typu „0”. Jej podstawy oparto na przyj ętych trzech kryteriach, które świadcz ą o występowaniu procesów eutrofizacji, i tak: − ró żnica pomi ędzy maksymalnym i minimalnym nasyceniem wody tlenem brana pod uwag ę w przypadku, gdy woda jest przesycona tlenem,

105

− warto ść współczynnika a w równaniu regresji opisuj ącej zale żno ść mi ędzy pH i nasyceniem wody tlenem jest powy żej 0,01, − współczynnik korelacji r charakteryzuj ący zale żno ść pomi ędzy pH i nasyceniem tlenem ma warto ść powy żej 0,6. 7. Na podstawie opracowanej metodologii ustalono, że wi ększo ść wód rzecznych w analizowanych punktach pomiarowo-kontrolnych wykazała tendencj ę do eutrofizacji. Najwi ększ ą tendencj ą do eutrofizacji (74% punktów pomiarowo- kontrolnych) charakteryzuj ą si ę wody rzek niezale żnych od krajobrazu, najmniejsz ą (33% punktów pomiarowo-kontrolnych) – wody rzek krajobrazu górskiego. W śród rzek krajobrazu wy żynnego najbardziej nara żone na eutrofizacj ę są potoki w ęglanowe (89% punktów pomiarowo-kontrolnych), a w śród rzek krajobrazu nizinnego – potoki nizinne piaszczyste (83% punktów pomiarowo- kontrolnych) i wielkie rzeki nizinne (96% punktów pomiarowo-kontrolnych). Wśród typów rzek niezale żnych od krajobrazu, najwi ększ ą tendencj ę do eutrofizacji wykazuj ą rzeki przyuj ściowe i cieki ł ącz ące jeziora. W oparciu o przeprowadzone badania ustalono, że 67% punktów pomiarowo-kontrolnych zlokalizowanych na badanych ciekach jest zagro żonych eutrofizacj ą. Ten wynik bardzo dobrze koreluje z wnioskami ostatniego raportu sporz ądzonego przez Główny Inspektorach Ochrony Środowiska na temat stanu wód płyn ących, według którego 62% rzek w Polsce ulega eutrofizacji. 8. Weryfikacja mo żliwo ści zastosowania indeksu ITS do oceny stanu troficznego wód płyn ących przeprowadzona na podstawie porównania wyników ocen uzyskanych za pomoc ą ITS i granicznych warto ści tradycyjnych wska źników troficzno ści pozwoliła wnioskowa ć, że najwy ższ ą zgodno ść wyników uzyskano w przypadku oceny na podstawie zawarto ści substancji biogennych. Średnio wynosi ona 90%, natomiast zgodno ść ocen w przypadku chlorofilu wynosiła średnio 47%, co pozwoliło potwierdzi ć mał ą przydatno ść tego wska źnika do oceny stanu troficznego rzek. 9. Weryfikacja mo żliwo ści zastosowania wybranego indeksu na podstawie porównania ocen dokonanych za pomoc ą ITS i na zasadzie „one out – all out” pozwoliła równie ż uzyska ć wysok ą zgodno ść ocen i stwierdzi ć, ze wska źnikiem decyduj ącym o stanie troficzno ści rzek w wi ększo ści przypadków jest azot ogólny.

106

Wniosek ten świadczy o wysokim stopniu zanieczyszczenia rzek w zwi ązki azoty, przede wszystkim, pochodzenia rolniczego. 10. Weryfikacja mo żliwo ści zastosowania indeksu ITS do oceny stanu troficznego wód płyn ących, któr ą przeprowadzono na podstawie porównania wyników ocen za pomoc ą ITS i zagregowanych indeksów liczbowych, pozwoliła uzyska ć wi ększy stopie ń zgodno ści ocen, kształtuj ący si ę na poziomie około 90% – w przypadku oceny na podstawie indeksów TSI i TRIX oraz 89% – w przypadku oceny na podstawie indeksu TLI . W tej weryfikacji równie ż wy ższ ą zgodno ści ą charakteryzowały si ę oceny dokonane na podstawie zawarto ści substancji biogennych, a oceny na podstawie st ęż eń chlorofilu-a były bardziej ró żnorodne. 11. Analizuj ąc wyniki ocen dokonanych na podstawie granicznych warto ści wska źników troficzno ści, indeksów eutrofizacji i na zasadzie „one out – all out” mo żna potwierdzi ć, ze zawarto ść chlorofilu-a nie jest wiarygodnym wskaźnikiem eutrofizacji w wi ększo ści typów rzek polskich i mo że by ć stosowana tylko do oceny wybranych typów rzek. Są to rzeki z nast ępuj ących typów abiotycznych: 21 (wielkie rzeki nizinne) oraz do cz ęś ci typu 19 (rzeki nizinne piaszczysto-gliniaste), 20 (rzeki nizinne żwirowe), 24 (rzeki w dolinie zatorfionej) i 25 (rzeki ł ącz ące jeziora). 12. Do ść du że rozbie żno ści uzyskano w przypadku oceny troficzno ści za pomoc ą ITS i wymaga ń zawartych w rozporz ądzeniach Ministra Środowiska. Wynika to z faktu, że ocena według rozporz ądze ń ma charakter opisowy i nie pozwala zró żnicowa ć poszczególnych stanów trofii. Poziom zgodno ści ocen w tym przypadku nie przekraczał średnio 45%. Stwierdzono równie ż, że oceny wykonane na podstawie poszczególnych rozporz ądze ń koliduj ą mi ędzy sob ą i daj ą sprzeczne wyniki. To po raz kolejny potwierdza istnienie poważnych problemów metodologicznych w tym zakresie. 13. Podsumowuj ąc ogólne wyniki weryfikacji nale ży stwierdzi ć, że sposób oceny stopnia troficzno ści oparty na indeksie ITS na tle ocen uzyskanych przy zastosowaniu odmiennych sposobów, charakteryzował si ę bardzo wysok ą zgodno ści ą z wynikami innych ocen, zwłaszcza w przypadku zastosowania zagregowanych indeksów eutrofizacji. W wielu przypadkach indeks ITS charakteryzował si ę wi ększ ą wra żliwo ści ą ni ż inne wska źniki i indeksy oraz pozwalał uchwyci ć graniczne stany trofii wód. Ocena dokonana za pomoc ą ITS

107

charakteryzuje si ę wysokim stopniem wiarygodno ści ze wzgl ędu na mo żliwo ść jego łatwego przystosowania do konkretnych warunków badanych typów wód. 14. Analiza efektywno ści ekonomicznej zastosowania ITS w monitoringu przebiegu procesów eutrofizacji w wodach płyn ących pokazała, że zastosowanie indeksu w ramach programów monitoringu pozwoliłoby na znaczn ą redukcj ę jego kosztów. Koszty oceny stanu troficzno ści dla pojedynczego punktu pomiarowo-kontrolnego, dokonanej w opaciu o ITS są 18-krotnie ni ższe, ni ż koszty oceny wykonanej na podstawie rozporz ądzenia Ministra Środowiska z 2011 roku i 10-krotnie mniejsze, ni ż na podstawie rozporz ądzenia Ministra Środowiska z 2002 roku. Ocena statusu troficzno ści za pomoc ą ITS jest równie ż 5 razy ta ńsza od oceny za pomoc ą szeroko rozpowszechnionego w Polsce indeksu Carlsona.

Reasumuj ąc, nale ży stwierdzi ć, że zalety indeksu ITS w porównaniu z innymi sposobami oceny stanu troficznego wód polegaj ą na: − wysokiej wiarygodno ści i dokładno ści sposobu oceny stanu troficzno ści wód opartego na indeksie ITS, − uniwersalnym charakterze indeksu, nadaj ącego si ę do ka żdego typu wód płyn ących, − znacznym uproszczeniu monitoringu procesów eutrofizacji i zmniejszeniu jego kosztów, − mo żliwo ści zastosowania tego indeksu do prognozowania zmian stanu wód oraz oceny efektywno ści przedsi ęwzi ęć ochronnych i sposobów rekultywacji.

108

Spis literatury

1. Artebjerg G.: Eutrophication in Europe’s coastal waters. EEA Topic report 7/2001. 2. Artebjerg G., Andersen J., Hansen O.: Nutrients and eutrophication in Danish Marine waters. National Environmental Research Institute, 2003. 3. Alexandrova V., Moncheva S., Slabakova N. i in.:Application of biotic indices and body size descriptors of phyto and zooplankton communities in Varna lagoon for ecological status assessment. Transitional Waters Bulletin 3, 2007, s. 17–21. 4. Ansari A.: Eutrophication: Causes, Consequences and Control. Springer, 2011. 5. Baban J., Serwan M.: Trophic classification and ecosystem checking of lakes using remotely sensed information. Hydrological Sciences Journal, Vol. 41, 6, 1996, s. 939–957. 6. Baiao C., Boavida M.J.: Rotifers of Portuguese reservoirs in river Tejo catchment: Relations with trophic state. Limnetica, 24(1–2), 2005, s. 103–114 7. Bay of Plenty Regional Council: Trophic Level Index, http://monitoring.boprc.govt.nz/ Environment/Trophic-Level-Index.aspx 8. Belton T. J.: Trophic diatom indices (TDI) and the development of site-specific nutrient criteria. New Jersey Department of Environmental Protection, 2005. 9. Bendoricchio G., De Boni G.: A water-quality model for the Lagoon of Venice, Italy. Ecological Modelling 184, 2005, s. 69–81. 10. Berretta C., Sansalone J.: Hydrologic transport and partitioning of phosphorus fractions. Journal of Hydrology, Volume 403, Issues 1–2, 2011, s. 25–36. 11. Bhargava D.S.: Use of water quality index for river classification and zoning of Ganga River. Environmental Pollution Series B, Chemical and Physical 6, 1, 1983, s. 51–67. 12. Błaszczyk W.: Kanalizacja. Arkady, 1983. 13. Boelee E., Cecchi P., Koné A.: Health Impacts of Small Reservoirs in Burkina Faso IWMI working paper 136, 2009. 14. Boesch D., Anderson D.A, Horner R.A.: Harmful Algal Blooms in Coastal Waters: Options for Prevention, Control and Mitigation. NOAA Coastal Ocean Program, Decision Analysis Series No. 10, Special Joint Report, February 1997. 15. Bogestrand J.: Phosphorus in Lakes. EEA Indicator Fact Sheet, 2004. 16. Boikova E., Botva U., Lîcîte V.: Implementation of trophic status index in brackich water quality assessment of Baltic Coastal waters. Proceedings of the Latvian Academy of Sciences, Volume 62, Number 3, 2008, s. 115–119. 17. Borja A., Bricker S., Dauer D. i in.: Overview of integrative tools and methods in assessing ecological integrity in estuarine and coastal systems worldwide. Marine Pollution Bulletin 56, 2008, s. 1519–1537, 18. Borowiak D., Nowi ński K., Bara ńczuk J. i in.: Interactions between Areal Hypolimnetic Oxygen Depletion rate and trophic state of lakes in northern Poland. BALWOIS – Ohrid, Republic of Macedonia, 2010. 19. Bricker S.B., Clement C., Pirhalla D. i in.: Effects of Nutrient Enrichment in the Nation’s Estuaries. National Oceanic and Atmospheric Administration, 2007. 20. Bricker S.B., Ferreira J.G., Simas T. An integrated methodology for assessment of estuarine trophic status. Ecological Modelling 169, 2003, s. 39–60. 21. Bruno J., Petes L.E., Harvell D. i in.: Nutrient enrichment can increase the severity of coral diseases Ecology Letters Volume 6, Issue 12, 2003, s. 1056–1061. 22. Bulski T., Dojlido J.: Technologie ochrony środowiska. WSEiZ, Warszawa, 2007.

109

23. Burack T. S.: Rust Pond and Watershed Diagnostic Study. New Hampshire Department of Environmental Services, 2007. 24. Burkholder J.: Implications of Harmful Microalgae and Heterotrophic Dinoflagellates in Management of Sustainable Marine Fisheries. Ecological Applications, Vol. 8, No. 1, 1998, s. 37–62. 25. Burns N., Bryers G., Bowman E.: Protocol for Monitoring Trophic Levels of New Zealand Lakes and Reservoirs. Lakes Consulting Client Report: 99/2, 2000. 26. California Regional Water Quality Control Board North Coast Region: Resolution No. R1- 2006-0052, 2006. 27. Canadian Council of Ministers of the Environment: Canadian Water Quality Guidelines for the Protection of Aquatic Life, 2004. 28. Carlson R.: A trophic state index for Lakes. Limnology and Oceanography, 22, 2977, 1975, s. 361–369. 29. Carlson R. E., Simpson J.: A Coordinator’s Guide to Volunteer Lake Monitoring Methods. North American Lake Management Society, 1996. 30. Chang T.: Water Quality Index in the Ohio River. Civil Engineering Department, Ohio University, Athens, Ohio, 2010. 31. Chapman D.: Water Quality Assessments A Guide to Use of Biota, Sediments and Water in Environmental Monitoring. UNESCO/WHO/UNEP, 1996. 32. Chapra S.C., Dobson H.F.H.: Quantification of the lake trophic typologies of Naumann (surface quality) and Thienemann (oxygen) with special reference to the Great Lakes. Journal of Great Lakes Research 7(2), 1981, s. 182–193. 33. Cheng W.P., Chi F.H.: Influence of eutrophication on the coagulation efficiency in reservoir Water. Chemosphere, 53(7), 2003, s. 773–778. 34. Colman J., Edwards P.: Feeding pathways and environmental constrains in waste fed aquaculture. Detritus and Microbial Ecology in Aquaculture, 1987. 35. Corrales R., Maclean J.: Impacts of harmful algae on seafarming in the Asia-Pacific areas. Journal of Applied Phycology Volume 7, Number 2, 1995, s. 151–162. 36. Correia K., Rubbo M., Falco R.: The Effects of Eutrophication on Oviposition and Larval Development of Culex Mosquitoes. University of Massachusetts Dartmouth, poster, 2010. 37. Creekmore L.: Field Manual of Wildlife Diseases: Birds. USGS, 1999. 38. Cude C.: Oregon Water Quality Index: A tool for evaluating water quality menagment effectiveness. Journal of the American Water resources association vol 37, no1, 2001, s. 125–137. 39. Czerniawska-Kusza I., Szoszkiewicz K.: Biologiczna i hydromorfologiczna ocena wód płyn ących na przykładzie rzeki Mała Panew. Opole, 2007. 40. Czy żkowski B.: Okre ślenie kryteriów optymalno ści sieci monitoringu wód. Warszawa, czerwiec 2009. 41. Dahl M., Pers B. C.: Comparison of four models simulating phosphorus dynamics in Lake Vänern, Sweden. Hydrology and Earth System Sciences, Vol 8 (6), 2004, s. 1153–1163. 42. Danube Regional Project: Recommendations for the reductions of phosphorus in detergents. November, 2006. 43. Davies-Colley R.J.: Measuring water clarity with a black disk. Limonology And Oceanography, Volume 33, Issue 4, 1988, s. 616–623. 44. Denardou-Quenehervea A., Grzebyk D., Pouchusa Y.F. i in.: Toxicity of French strains of the dinoflagellate Prorocentrum minimum experimental and natural contaminations of mussels. Toxicon Volume 37, Issue 12, December 1999, s. 1711–1719.

110

45. Department of Water Affairs and Forestry South Africa: National Eutrophication Monitoring Programme Design Eutrophication .First Edition, 2002. 46. Dillon P.J., Rigler F.H.: A Simple Method for Predicting the Capacity of a Lake for Development Based on Lake Trophic Status. Journal of the Fisheries Research Board of Canada, 32(9), 1975, s. 1519–1531. 47. Dodds W.K., Jones J.R., Welch E.B.: Suggested classification of stream trophic state: distributions of temperate stream types by chlorophyll, total nitrogen, and phosphorus. Water Research Volume 32, Issue 5, 1, 1998, s. 1455–1462. 48. Dojlido J.: Chemia wód powierzchniowych. Wydawnictwo Ekonomia i Środowisko, 1995. 49. Dziennik Urz ędowy Unii Europejskiej: Dyrektywa Rady z dnia 21 maja 1991 r. dotycz ąca oczyszczania ścieków komunalnych (91/271/EWG). 50. Dziennik Urz ędowy Unii Europejskiej: Dyrektywa Rady z dnia 12 grudnia 1991 r. dotycz ąca ochrony wód przed zanieczyszczeniami powodowanymi przez azotany pochodzenia rolniczego (91/676/EWG). 51. Dziennik Urz ędowy Unii Europejskiej: Dyrektywa 2000/60/WE Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 23 pa ździernika 2000 r. ustanawiaj ąca ramy wspólnotowego działania w dziedzinie polityki wodnej. 52. Dziennik Urz ędowy Unii Europejskiej: Dyrektywa Parlamentu Europejskiego i Rady 2008/56/WE z dnia 17 czerwca 2008 r. ustanawiaj ąca ramy działa ń Wspólnoty w dziedzinie polityki środowiska morskiego (dyrektywa ramowa w sprawie strategii morskiej). 53. Dziennik Urz ędowy Unii Europejskiej: Dyrektywa Rady z dnia 12 grudnia 1991 r. dotycz ąca ochrony wód przed zanieczyszczeniami powodowanymi przez azotany pochodzenia rolniczego (91/676/EWG). 54. Dziennik Ustaw Nr 115 poz. 1229 Ustawa z dnia 18 lipca 2001 r. Prawo wodne. 55. Dziennik Ustaw Nr 162 Poz. 1008 Rozporz ądzenie Ministra Środowiska z dnia 20 sierpnia 2008 r. w sprawie sposobu klasyfikacji stanu jednolitych cz ęś ci wód powierzchniowych. 56. Dziennik Ustaw Nr 241 Poz. 2093 Rozporz ądzenie Ministra Środowiska z dnia 23 grudnia 2002 r. w sprawie kryteriów wyznaczania wód wra żliwych na zanieczyszczenie zwi ązkami azotu ze źródeł rolniczych. 57. Dziennik Ustaw Nr 257 Poz 1545 Rozporz ądzenie Ministra Środowiska z dnia 9 listopada 2011 r. w sprawie sposobu klasyfikacji stanu jednolitych cz ęś ci wód powierzchniowych oraz środowiskowych norm jako ści dla substancji priorytetowych. 58. Dziennik Ustaw Nr 258 Poz 1549 Rozporz ądzenie Ministra Środowiska z dnia 9 listopada 2011 r. w sprawie klasyfikacji stanu ekologicznego, potencjału ekologicznego i stanu chemicznego jednolitych cz ęś ci wód powierzchniowych. 59. Dziennik Ustaw Nr 71 Poz 494 i 495 Rozporz ądzenie Ministra Środowiska z dnia 10 kwietnia 2006 r. w sprawie warunków i sposobu ustalania kosztów kontroli. 60. Dzika E.: Owoce morza – bezpieczne czy niebezpieczne? Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych, nr 44, 2010. 61. ECOSOC: Making monitoring and assessment an effective tool in environment al Policy. ECE/CEP/2007/7, 2007. 62. Elmaci A., Ozengin N., Teksoy A. i in.: Evaluation of trophic state of lake Uluabat, Turkey. Journal of Environmental Biology, 30(5), 2009, s. 757–760. 63. Environment Canada: Criteria and Guidance for Determination of Pronounced Eutrophication, 2007. 64. Epstein P.R.: Algal blooms in the spread and persistence of cholera. Biosystems, 31(2–3), 1993, s. 209-221

111

65. Eriksson B.K., Ljunggren L., Sandström A. i in.: Declines in predatory fish promote bloom- forming macroalgae. Ecol Appl, 19(8), 2007, 1975–1988. 66. ERTDI: Forestry Operations and Eutrophication – Penrich. ERTDI Report Series No. 78, 2000-LS-3.2.2-M2, 2000. 67. European Fertilizer Manufacturers Association: Forecast of food, farming and fertilizer use in the European Union 2005-2015. Annual Forecast, 2005. 68. Europejska Agencja Środowiska: Emissions by sector of nitrogen oxides - 2008 (EEA member countries), http://www.eea.europa.eu/data-and-maps/figures/sector-share-of- nitrogen-oxides-emissions-eea-member-countries-1 69. Europejska Agencja Środowiska: The European environment state and outlook Freshwater Quality, 2010. 70. Europejska Agencja Środowiska: Algal blooms disrupt holidaymakers across Europe, http://www.eea.europa.eu/highlights/algal-blooms-disrupt-holidaymakers-across-europe 71. Europejska Agencja Środowiska: Aquaculture production (CSI 033) – Assessment, http://www.eea.europa.eu/data-and-maps/indicators/aquaculture-production-1/aquaculture- production-assessment-published-feb 72. Europejska Agencja Środowiska: Eutrophication Glossary, http://glossary.pl.eea.europa.eu/ terminology/concept_html?term=eutrofizacja 73. Europejska Agencja Środowiska: Freshwater Eutrophication Assessment. ETC Water Technical Report 2/2010. 74. EUROSTAT: Towards environmental pressure indicators for the EU, 1999. 75. EUROSTAT: Fertiliser consumption and nutrient balance statistics, http://epp.eurostat. ec.europa.eu/statistics_explained/index.php/Fertiliser_consumption_and_nutrient_balance_st atistics 76. FATHOM: Harmful Algae and Their Toxins, http://www.fathom.com/ course/10701012/session2.html 77. Ferreira J.G., Andersen J.,Borja A. i in.: Overview of eutrophication indicators to assess environmental status within the European Marine Strategy Framework Directive Estuarine, Coastal and Shelf Science , Volume 93, Issue 2, 2011, s. 117–131. 78. Ferreira J.G., Bricker S., Simasa T.: Application and sensitivity testing of a eutrophication assessment method on coastal systems in the United States and European Union. Journal of Environmental Management 82, 2007, s. 433–445. 79. Ferreira J.G., Wolff W.J., Simas T.C. i in.: Does biodiversity of estuarine phytoplankton depend on hydrology? Ecological Modelling 187, 2005, s. 513–523. 80. Florida Lakewatch Trophic State: A Waterbody’s Ability To Support Plants, Fish, and Wildlife. 81. Food and Agriculture Organization: National Aquaculture Sector Overview Poland, http://www.fao.org/fishery/countrysector/naso_poland/en 82. Forsberg C.: Eutrofizacja Morza Bałtyckiego. Środowisko Morza Bałtyckiego, Zeszyt 3, wersja elektroniczna, 1992. 83. Galvez-Cloutier R., Sanchez M.: Trophic Status Evaluation for 154 Lakes in Quebec, Canada : Monitoring and Recommendations. Water Quality Research Journal of Canada Volume 42, No. 4, 2007, s. 252–268. 84. Giordani G., Zaldivar J., Viaroli P.: Simple tools for assessing water quality and trophic status in transitional water ecosystems. Ecological Indicators Vol 9, Issue: 5, 2009, s. 982– 991.

112

85. Giovanardi F., Vollenweider R.: Trophic conditions of marine coastal waters: experience in applying the Trophic Index TRIX to two areas of the Adriatic and Tyrrhenian seas. J. Limnol., 63(2), 2004, s. 199–218. 86. Główny Inspektorat Ochrony Środowiska: Raport o stanie środowiska w Polsce 2008 87. Główny Inspektorat Ochrony Środowiska: Wskazówki do opracowania „Programów Pa ństwowego Monitoringu Środowiska w województwie”. 88. Główny Inspektorat Ochrony Środowiska: Eutrofizacja komentarz metodyczny. 89. Główny Urz ąd Statystyczny: Środki produkcji w rolnictwie w roku gospodarczym 2008/2009, Warszawa 2009. 90. Główny Urz ąd Statystyczny: Rocznik Statystyczny 2009 91. Główny Urz ąd Statystyczny: Ochrona środowiska 2010. 92. Gołowin S., Szyjkowski A.: Wpływ sposobu retencji na symptomy eutrofizacji i jako ść wód Ochrona Środowiska 1–2, 1990, s. 40–41. 93. Goverment of British Columbia: The British Columbia Water Quality Index http://www.env.gov.bc.ca/wat/wq/BCguidelines/indexreport.html 94. Gowen R.J.,Tett P., Jones K.: Predicting marine eutrophication: the yield of chlorophyll from nitrogen in Scottish coastal waters. Marine Ecology Progress Series, 85, 1992. 95. Gómez-Aguirre S., Licea S., Gómez S.: Blooms of Pseudo-nitzschia spp. (Bacillariophyceae) and other phytoplankton species at Bahía de Mazatlán, México. Rev Biol Trop. 52 Suppl 1, 2004, s. 69–76. 96. Hakanson L., Bryhn A. C., Blenckner T.: Operational Effect Variables and Functional Ecosystem Classifications – a Review on Empirical Models for Aquatic Systems along a Salinity Gradient. International Review of Hydrobiology, vol. 92, issue 3, 2007, s. 326–357. 97. Hallock D. A: Water Quality Index for Ecology’s Stream Monitoring Program. Washington State Department of Ecology, 2007. 98. Harvell D., Aronson R., Baron N. i in.: The rising tide of ocean diseases: unsolved problems and research priorities. Front Ecol Environ 2(7), 2004, s. 375–382. 99. Hasselström L.: Tourism and recreation industries in the Baltic Sea area. Report 5878, 2008. 100. Haygarth M.S., Jarvis C.: Agriculture, Hydrology, and Water Quality. CABI 2002. 101. HELCOM: Research and information on the contribution of phosphate based detergents to eutrophication in the Baltic Sea area as well as information on the environmental impacts of zeolites or other possibile substitutes. HELCOM MONAS 5/2003 102. HELCOM: Eutrphication http://helcom.navigo.fi/environment/assessment/en_GB/ eutrophication/ 103. Helsinki Commision: Eutrophication in the Baltic Sea. Baltic Sea Environment Proceedings No. 115A, 2009. 104. Helsinki Commission, Danish EPA: Testing of the draft HELCOM eutrophication assessment tool (HEAT) in 45 basins and costal water bodies of the Baltic Sea. HELCOM EUTRO-PRO 5/2007. 105. Henderson H.R.: Nutrient Criteria Recommendations for Eutrophication Management of New Mexico Reservoirs. The University of New Mexico, 2007. 106. HERA Project Substance Group: Sodium Tripolyphosphate (STPP). http://www.heraproject.com/ExecutiveSummary.cfm?ID=161 107. Hering D., Johnson R.K., Kramm S., i in.: Assessment of European streams with diatoms, macrophytes, macroinvertebrates and fish: a comparative metric-based analysis of organism response to stress. Freshwater Biology 51, 2006, s. 1757–1785

113

108. Hoff B., Thomson G., Graham K.: Neurotoxic cyanobacterium (blue-green alga) toxicosis in Ontario. Canadian Veterinary Journal 48(2), 2007, s. 147. 109. ICPDR, ICPBS: Causes and effects of eutrophication in the Black Sea. Summar report 1999. 110. IEA: World Energy Outlook, 2009. 111. IMGiW, IO Ś, PIG, IM: Typologia wód powierzchniowych i wyznaczenie cz ęś ci wód powierzchniowych i podziemnych zgodnie z wymogami RDW 2000/60/WE, Etap I. Warszawa marzec, 2004. 112. IMGiW, IO Ś, PIG, IM: Typologia wód powierzchniowych i wyznaczenie cz ęś ci wód powierzchniowych i podziemnych zgodnie z wymogami RDW 2000/60/WE, Etap II. Warszawa czerwiec, 2004. 113. IMGiW, IO Ś, PIG, IM: Typologia wód powierzchniowych i wyznaczenie cz ęś ci wód powierzchniowych i podziemnych zgodnie z wymogami RDW 2000/60/WE, Etap III. Warszawa listopad, 2004. 114. IRIN South Africa: De-stressing the Water. http://www.irinnews.org/ report.aspx?reportid=92342 115. Jachniak E., Jagu ś A.: Uwarunkowania i nasilenie eutrofizacji zbiornika Tresna. Nauka Przyroda Technologie Tom 5 Zeszyt 4, 2011. 116. Jagu ś A.: Ocena stanu troficznego wód kaskady Soły. Proceedings of ECOpole Vol. 5, No. 1, 2011. 117. Janukowicz H.: Zawarto ść chlorofilu-a i feofityny w glonach planktonowych Zalewu Szczeci ńskiego jako element monitoringu środowiska, Woda-Środowisko-Obszary Wielskie t.6 z.1(16), 2006, s.133–138. 118. Jarosiewicz A., Fryda E.: Zró żnicowanie troficzne wybranych jezior zlewni rzeki Słupi. Słupskie Prace Biologiczne 8, 2011. 119. Jawjit W.,Kroeze C., Soontarun W., i in.: An analysis of the environmental pressure exterted by the eucalyptus-based kraft pulp industry in Thailand. Environment, Development and Sustainability, Volume: 8, Issue: 2, 2006, s. 289–311. 120. Jin X.: Analysis of eutrophication state and trend for lakes in China. J. Limnol., 62(2), 2003, s. 60–66. 121. Johnson P., Chase J., Dosch K. i in.: Aquatic eutrophication promotes pathogenic infection in amphibians. PNAS vol. 104 no. 40, 2007, s. 15781–15786. 122. Joint Research Centre: Prospective analysis of the aquaculture sector in the EU, part 2, 2008. 123. Jones R., Lee G.: Recent advances in assessing impact of phosphorus loads on eutrophication-related water quality. Water Research, Vol. 16, No. 5, 1982, s. 503–515. 124. Jones R., Lee G.: Eutrophication Modeling for Water Quality Management: An Update of the Vollenweider OECD Model, http://www.gfredlee.com/voll_oecd.html 125. Juntunen M.L., Hammar T., Rikala R.: Nitrogen and phosphorus leaching and uptake by container birch seedlings (Betula pendula Roth) grown in three different fertilizations. New Forests Volume 25, Number 2, 2003, s. 133–147. 126. Kaczmarek Z.: Metody statystyczne w hydrologii i meteorologii. Wydawnictwa Komunikacji i Ł ączno ści, Warszawa, 1970. 127. Karydis M.: Eutrophication assessment of coastal waters based on. Global NEST Journal, Vol 11, No 4, 2009, s. 373–390. 128. Kelly M., Juggins S., Guthrie R., i in.: Assessment of ecological status in U.K. rivers using diatoms. Freshwater Biology 53, 2008, s. 403–422. 129. Kerekes J.: Predicting trophic response to phosphorus addition in a Cape Breton Island Lake. NSIS Volume 33 Part 1, 1983, s. 7–18.

114

130. Kneitel J., Lessin C.: Ecosystem-phase interactions: aquatic eutrophication decreases terrestrial plant diversity in California vernal pools. Oecologia Volume 163, Number 2, 2010, s. 461–469. 131. Köhler J.: Detergent phosphates and detergent ecotaxes: a policy assessment. CEFIC, 2001. 132. Komisja Europejska: Sewage Effluent Phosphorus - a Major Risk to River Eutrophication, 2006. 133. Komisja Europejska: Eutrophication of waters, role of the phosphates, preventive measures. WRC Synthesis, 2002. 134. Komisja Europejska: Report from the comission to the council and the European Parliament. Brussels, 4.5.2007 COM(2007) 234 final. 135. Komisja Europejska: The EU-US Scientific Initiative on Harmful Algal Blooms EUR 20578. 2003. 136. Komisja Europejska: On implementation of Council Directive 91/676/EEC concerning the protection of waters against pollution caused by nitrates from agricultural sources based on Member State reports for the period 2004–2007 Brussels, 9.2.2010 SEC(2010) 118 final. 137. Konieczny P., Szyma ński M.: Ścieki przemysłu spo żywczego, charakterystyka , zagro żenia, korzy ści. Forum Eksploatatora, 3–4, 2004, s. 19–23. 138. Krishna Prasad V., Ortiz A., Stinner B., i in.: Exploring the Relationship Between Hydrologic Parameters and Nutrient Loads Using Digital Elevation Model and GIS – A Case Study from Sugarcreek Headwaters, Ohio, U.S.A. Environmental Monitoring and Assessment Volume 110, Numbers 1–3, 2005, s. 141–169. 139. Kristensen P., Bogestrand J.: Surface Water Quality Monitoring National. Environmental Research Institute, Denmark, 1996. 140. Kuuppo P., Hällfors H., Jaanus A.: Phytoplankton in the assessment of eutrophication: Indicators, functional relationships and reference conditions. HELCOM Eutro Pro 2007. 141. Lagomarsino L., Pérez G.L., Escaray R. i in.: Weather variables as drivers of seasonal phosphorus dynamics in a shallow hypertrophic lake (Laguna Chascomús, Argentina). Fundamental and Applied Limnology / Archiv für Hydrobiologie, Volume 178, Number 3, 2011, s. 191–201. 142. Lee G.F., Jones-Lee A., Rast W.: Secci Depth as a Water Quality Parameter Report of G. Fred Lee & Associates, El Macero, CA, 1995. 143. Lee G.F., Rast W., Jones R.A.: Eutrophication of water bodies: insights for an age old problem. Environmental Science and Technology, 12, 8, 1976, s. 900–908. 144. Liao Z.: Phosphorus control as a priority for restoration of Mjosa Lake in Norway implication for cost-effective restoration of Dianchi Lake in China. Norwegian Institute for Water Research-NIVA, 13th Conference Wuhan, 2009. 145. Lity ński A.:Hydrobiologia ogólna. PWN, Warszawa, 1952. 146. Lopez-Bernal K. E.: Design of a watershed-based nitrogen trading system or the Big and Little Wood Rivers Watershed. Massachusetts Institute of Technology. Dept. of Civil and Environmental Engineering, 2003. 147. Lundberg C.: Eutrophication in the Baltic Sea. Environmental and Marine Biology, Department of Biology Abo Akademi University Abo, Finland, 2005. 148. Łomnicki A.: Wprowadzenie do statystyki dla przyrodników. PWN, Warszawa,2010. 149. Madigan T., Lee K.G.,Padula D. i in.: Diarrhetic shellfish poisoning (DSP) toxins in South Australian Shellfish. Harmful Algae Volume: 5, Issue: 2, 2006, s.119–123. 150. Maksimowicz-Ajchel A.: Wst ęp do statystyki. Metody opisu statystycznego. Wydawnictwo Uniwersytetu Warszawskiego, 2007.

115

151. Mangialajo L., Ruggieri N., Asnaghi V. i in.: Ecological status in the Ligurian Sea: The effect of coastline urbanisation and the importance of proper reference sites. Marine Pollution Bulletin 55, 2007, s. 30–41. 152. Mazur-Marzec H., Kr ęż el A., Kobos J., i in.: Toxic Nodularia spumigena blooms in the coastal waters of the Gulf of Gda ńsk: a ten-year survey. Oceanologia, 48 (2), 2006, s. 255– 273. 153. Michalski M.: Biotoksyny morskie, wystepowanie i analiza żywno ści. Nauka. Technologia. Jako ść , 3 (48), 2006, s. 16–22. 154. Ministerstwo Środowiska: Najlepsze dost ępne techniki (BAT) wytyczne dla bran ży mleczarskiejkwiecie ń 2005. 155. Ministerstwo Środowiska: Najlepsze Dost ępne Techniki (BAT) wytyczne dla przemysłu piwowarskiego kwiecie ń 2005. 156. Ministerstwo Środowiska: Najlepsze Dost ępne Techniki (BAT) wytyczne dla bran ży celulozowo-papierniczej sierpie ń 2005. 157. Ministerstwo Środowiska: Dokument Referencyjny o Najlepszych Dostępnych Technikach dla Intensywnego Chowu Drobiu i Świ ń. Warszawa, 2005. 158. Ministerstwo Środowiska: Najlepsze Dost ępne Techniki (BAT) Wytyczne dla Bran ży Chemicznej w Polsce Wersja IIwrzesie ń 2005. 159. Ministry of the Environment New Zeland: Lake water quality status, http://www.mfe.govt.nz/publications/ser/lake-water-quality-in-nz-2010/page2.html#methods 160. Ministry of the Environment Sweden: Phosphates in dishwasher detergents banned from 1 July 2011, http://www.regeringen.se/sb/d/11459/a/121557 161. Minnesota Pollution Control Agency: Citizen Lake Monitoring Program Handbook, 1998. 162. Nasria H., El Herryb S., Bouaicha N.: First reported case of turtle deaths during a toxic Microcystis spp. bloom in Lake Oubeira, Algeria Ecotoxicology and Environmental Safety 71, 2008, s. 535–544. 163. Nasrollahzadeha H., Bin Dina Z., Yeok Foonga S. i in.: Trophic status of the Iranian Caspian Sea based on water quality parameters and phytoplankton diversity. Continental Shelf Research Volume 28, Issue 9, 2008, s. 1153–1165. 164. NCCOS: An Explanation of Eutrophication, http://coastalscience.noaa.gov/news/?p=3440 165. Neverova-Dziopak E.: Podstawy Zarz ądzania Procesem Eutrofizacji Antropogenicznej. Wydawnicatwa AGH, Kraków, 2010. 166. Neverova-Dziopak E.: Ekologiczne aspekty ochrony wód powierzchniowych Oficyna Wydawnicza Politechniki Rzeszowskiej, Rzeszów, 2007. 167. New Hampshire Departament of Environmental Services: Layman's Guide for Measuring a Lake's Trophic State, 1997. 168. Nikolaidis G., Moschandreou K., Patoucheas D.: Application of a trophic index (TRIX) for water quality assessment at Kalamitsi Coasts (Ionian. Sea) after the operation of the wastewater treatment plant. Fresen. Environ. Bull. 17 (11b), 2008, s. 1938–1944. 169. Nixon S.: Coastal marine eutrophication: a definition, social cuses and future concerns. OPHELIA 41, 1995, s. 199–219. 170. Nordvarg L.: Predictive Models and Eutrophication Effects of Fish Farms. Acta Universitatis Upsaliensis, 2001. 171. North American Lake Management Society: Managing lakes and reservoirs. Third editio, 2001.

116

172. Nurnberg G.: Prediction of annual and seasonal phosphorus concentrations in stratified and polymictic Lakes. Limonology And Oceanography Volume: 43, Issue: 7, 1998, s. 1544– 1552. 173. Oberholster P., Ashton P.J.: An Overview of the Current Status of Water Quality and Eutrophication in South African Rivers and Reservoirs. Parliamentary Grant Deliverable – March 2008. 174. OECD: Advancing the Aquaculture Agenda. OECD, 2010. 175. Oram B.: Monitoring the Quality of Surfacewaters. http://www.water- research.net/watrqualindex/index.htm 176. OSPAR: Eutrophication. http://qsr2010.ospar.org/en/ch04.html 177. O'Sullivan P. E., Reynolds C. S.: The Lakes Handbook. John Wiley & Sons, Limited 2004. 178. Paweska K., Kuczewski K.: Charakterystyka odpływu ścieków oczyszczonych odpływaj ących z terenu oczyszczalni ro ślinno-glebowej. III Ogólnopolski Kongres In żynierii Środowiska. 13–17 wrze śnia 2009. 179. Pawlak J.F., Laamanen M., Andersen J.H.: Eutrophication in the Baltic Sea Summary. Baltic Sea Environment Proceedings No. 115A Baltic Marine Environment Protection Commission Helsinki Commission, 2009. 180. Persson E.: Muddy odour: a problem associated with extreme eutrophication. Hydrobiologia Volume 86, Numbers 1-2, 1982, s. 161–164. 181. Pettine M., Casentini B., Fazi S., Giovanardi F. i in.: A revisitation of TRIX for trophic status assessment in the light of the European Water Framework Directive: Application to Italian coastal waters. Marine Pollution Bulletin 54, 2007, s. 1413–1426. 182. Pinto-Coelho M.R., Barcelos Greco M.K.: The contribution of water hyacinth (Eichhornia crassipes) and zooplankton to the internal cycling of phosphorus in the eutrophic Pampulha Reservoir, Brazil. Hydrobiologia Volume 411, Number 0, 1999, s. 115–127 183. Pretty J.N., Mason C.F., Nedwell D.B. i in.: A Preliminary Assessment of the Environmental Costs of the Eutrophication of Fresh Waters in England and Wales. University of Essex, Colchester UK November 2002. 184. Primpas I., Tsirtsis G., Karydis M.: Quantitative assessment of eutrophication: A proposed multivariate index. 10 internatinal Conference on Environmental Science and Technology Greece 5-7 September 2007. 185. Primpas I., Tsirtsis G., Karydis M. i in.: Principal component analysis: Development of a multivariate index for assessing eutrophication according to the European water framework directive. Ecological Indicators 10, 2010, s. 178–183. 186. Pulatsü S.: The Application of a Phosphorus Budget Model Estimating the Carrying Capacity of Kesikk. Turk J Vet Anim Sci 27, 2003, s. 1127–1130. 187. Raicevic V., Bozic M., Rudic Z., i in.: The evolution of the eutrophication of the Pali Lake (Serbia) African Journal of Biotechnology Vol. 10(10), 2011, s. 1736–1744. 188. RaLonde R.: Paralytic Shellfish Poisoning: The Alaska Problem. Marine Advisory Program, 1996. 189. Reddy M.S., Char N.V.V.:Management of Lakes in India, 2004. 190. Reid G.: Nutrient Releases from Salmon Aquacultur. Report of the Technical Working Group (WWF) on Nutrients and Carrying Capacity of the Salmon Aquaculture Dialogue, 2007. 191. Rodhe W.: Crystalization of eutrophication concepts in Northern Europe. Eutrophication: causes, consequences, correctives; proceedings of a symposium, National Academy of Sciences, 1969.

117

192. Rommens W., Maes J., Dekeza N. i in.: The impact of water hyacinth (Eichhornia crassipes) in a eutrophic subtropical impoundment (Lake Chivero, Zimbabwe). Arch. Hydrobiol. 158 3 2003, s. 373–388. 193. Rousseau V., Breton E., Wachter B. i in.: Towards the establishment of ecological criteria for the implementation of the OSPAR. Common Procedure to combat eutrophication, D/2004/1191/28. 194. Salas F., Teixeira H., Marcos C. i in.: Applicability of the trophic index TRIX in two transitional ecosystems: the Mar Menor lagoon (Spain) and the Mondego estuary (Portugal). ICES J. Mar. Sci. 65 (8), 2008 s. 1442–1448. 195. Salazar O., Wesström I., Joel A.: Identification of hydrological conditions controlling phosphorus concentration in drainage water by multiple regression analysis NJF Report 4, 2008. 196. Samantray P., Mishra B.K., Panda C.R. i in.: Assessment of Water Quality Index in Mahanadi and Atharabanki Rivers and Taldanda Canal in Paradip Area, India. J Hum Ecol, 26(3), 2009, s. 153–161. 197. Seehausen O., Alphen van J., Witte F.: Cichlid Fish Diversity Threatened by Eutrophication That Curbs Sexual Selection. SCIENCE z VOL. 277 z 19, 1997 198. Sharma M.P., Kumar A., Rajvanshi S.: Assessment of Trophic State of Lakes: A Case of Mansi Ganga Lake in India. HYDRO NEPAL ISSUE NO. 6, 2010. 199. Shiahn-wern S., Chon-lin L., Hsi-Chieh C.: Approach to a coastal water quality index for Taiwan. MTS/IEEE Oceans Conference. Part 2 (of 3), Sep 23–26, Vol. 2, 1996, s. 904–907. 200. Simonassi J.C., Hennemann M.C., Talgatti D. i in.: Nutrient variations and coastal water quality of Santa Catarina Island, Brazil. Biotemas, 23 (1), 2010, s. 211–223. 201. Smith V.E., Sieber-Denlingerb J., deNoyelles F. i in.: Managing Taste and Odor Problems in a Eutrophic Drinking Water Reservoir. Lake and Reservoir Management Volume 18, Issue 4, 2002, s. 319–323. 202. Smith V.H.: Using primary productivity as an index of coastal eutrophication: the units of measurement matter. Journal of Plankton Research Volume 29, Issue 1, 2007, s. 1–6. 203. Smith V.H., Tilman G.D., Nekola J.C.: Eutrophication: impacts of excess nutrient inputs on freshwater, marine, and terrestrial ecosystems. Environmental Pollution 100, 1999, s. 179– 196. 204. Soil & Water Conservation Society of Metro Halifax: Eutrophication of Waters (OECD) Monitoring, Assessment and Control, http://lakes.chebucto.org/TPMODELS/OECD/ management.html 205. Sommer U., Lampert W.: Ekologia wód śródl ądowych. PWN, Warszawa, 1996. 206. Soszka H.: Problemy metodyczne zwi ązane z ocen ą stopnia eutrofizacji jezior na potrzeby wyznaczania stref wra żliwych na azotany. Woda-Środowisko-Obszary Wiejskie T. 9, z. 1, 2009, s. 151–159. 207. Soszka H., Gołub M., Kolada A.: Projekt wytycznych dotycz ących typologii wód powierzchniowych dla zlewni rzeki Bug. Projekt NEB/PL/LUB/2.1/06/66 Listopad 2007. 208. Southern California Coastal Ocean Observing System: Harmful Algae & Red Tide Regional Monitoring Program News. http://www.sccoos.org/data/habs/news.php 209. Spatharsis S., Tsirtsis G.: Description of phytoplankton community structure in the Aegean Sea. International conference of environmental science and technology 1–3 September 2005. 210. Stanisz A.: Biostatystyka. Wydawnictwo Uniwersytetu Jagiello ńskiego, Kraków, 2005.

118

211. Stauffer R.E.: Relationships Between Phosphorus Loading and Trophic State in Calcareous Lakes of Southeast Wisconsin. Limnology and Oceanography Vol. 30, No. 1, 1985, s. 123– 145. 212. Steel E.A., Neuhauser S.: A Comparison of Methods for Measuring Water Clarity. NRCSE- TRS No. 023, 2002. 213. Stolte W., Scatasta S., Graneli E.: ECOHARM: The socio-economic impact of harmful algal blooms in European Union countries. American Journal of Pharmaceutical Education, EVK3-CT-20, 2010. 214. Strobl R.O., Forte F.,Pennetta L.: Application of artificial neural networks for classifying lake eutrophication status. Lakes Reservoirs Res Manage Volume: 12, Issue: 1, 2007, s. 15– 25. 215. Sulu R.: Status of Coral Reefs in the Southwest Pacific. Publications Universiy of South Pacific, 2004. 216. Technische Universitet Darmstad: Detergents, phosphates and water Quality http://www.phosphorus-recovery.tu- darmstadt.de/index.php?option=com_content&task=view&id=30&Itemid=40 217. Thakur I.S.: Environmental Biotechnology: Basic Concepts and Applications. I K International Publishing House, 2011. 218. Thiébaut G., Muller S.: The impact of eutrophication on aquaticmacrophyte diversity in weakly mineralized streams in the Northern Vosges mountains(NE France). Biodiversity and Conservation Volume 7, Number 8, 1998, s. 1051–1068 219. Twiner M., Rehmann N., Hess P. i in.: Azaspiracid Shellfish Poisoning: A Review on the Chemistry, Ecology, and Toxicology with an Emphasis on Human Health Impacts Marine Drugs 6, 2008, s. 39-72. 220. UNEP: Harmful algal blooms in the West Central Atlantic, 1970–96. http://maps. grida.no/go/graphic/harmful_algal_blooms_in_the_west_central_atlantic_1970_96 221. UNESCO: A Reference Guide on the Use of Indicators for Integrated Coastal Management, 2003. 222. US EPA: Nutrient Criteria Technical Guidance Manual: Rivers and Streams. Office of Water EPA-822-B-00-002, 2000. 223. US EPA: Nutrient Criteria Technical Guidance Manual: Lakes and Reservoirs.Office of Water EPA-822-B-00-001, 2000. 224. US EPA: Carlson's Trophic State Index, http://www.epa.gov/bioiweb1/aquatic/carlson.html 225. US EPA: National Water Quality Inventory: Report to Congress, January 2009. 226. Uttomark P., Wall J.: Lake classificatin a trophic characterization of Wisconsin Lakes. Water Resources Center Unioversity of Wisconsin, 1975. 227. Vale P., Sampayo, M.A.M.: Seasonality of diarrhetic shellfish poisoning in Portugal: an hint into risk assessment. Toxicon, Volume 44, Issue 8, 2004, s. 943–947. 228. Vascetta M, Pirkko Kauppila and Eeva Furman: Aggregate Indicators in Coastal Policy Making: Potentials of the Trophic Index TRIX for Sustainable Considerations of Eutrophication. Sustainable Development 16, 2008, s. 282–289. 229. Veljanoska -Sarafiloska E., Jordanoski M., Miti ć V. i in.: Littoral Zone Trophic State At The Macedonian Part Of Lake Ohrid.2004. 230. Vollenweider R., Giovanardi F., Montanari G. i in.: Characterization of the trophic conditions of marine coastal waters with special reference to the NW Adriatic Sea: proposal for a trophic scale, turbidity and generalized water quality index. Environmetrics, 9, 1998, s. 329–357.

119

231. Waikato Reginal Council: Water quality glossary, www.waikatoregion.govt.nz/ Environment/Natural-resources/Water/Lakes/Water-quality-glossary 232. Wajner J.: Życie i ewolucja biosfery. PWN, 2006. 233. Watkins S., Reich A., Fleming L.E., i in.: Neurotoxic Shellfish Poisoning Marine Drugs. 6(3), 2008, s. 431–455. 234. Welch E. B., Lindell T.: Ecological effects of wastewater: applied limnology and pollution effects. Taylor & Francis 1992. 235. WEPA: Water Environmental Governance in Asia. 23–24 October 2008 Putrajaya, Malaysia. 236. Whitall D., Bricker S., Ferreira J. i in.: Assessment of Eutrophication in Estuaries: Pressure– State–Response and Nitrogen Source Apportionment. Environ Manage 40, 2007, s. 678–690 237. White E.: Lake eutrophication in New Zealand -- A comparison with other countries Of the Organization for Economic Cooperation and Development. New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research 17, 1983, s. 437–444. 238. WHO: Aquatic (Marine and Freshwater) Biotoxins. Geneva, 1984. 239. WHO, Komisja Europejska: Eutrophication and health.European Communities, 2002. 240. Witek B., Pli ński M.: The first recorded bloom of Prorocentrum minimum (Pavillard) Schiller in the coastal zone of the Gulf of Gdańsk. Oceanologia, 42 (1), 2000, s. 29–36. 241. Worm B., Lotze H.K.: Effects of eutrophication, grazing, and algal blooms on rocky stores. Limnology and oceanography vol. 51 (2), no1, 2006, s. 569–579. 242. WRI: Eutrophication: Sources and Drivers of Nutrient Pollution, 2009. 243. Wska źniki biologiczne wykorzystywane do oceny jako ści wód płyn ących zgodnie z Rozporz ądzeniem Ministra Środowiska z dnia 20 sierpnia 2008 roku. WIO Ś Warszawa, 2008. 244. Yan T., Zhou M-J., Zou J-Z.: A national report on harmful algal blooms in China Institute of Oceanology, Chinese Academy of Sciences, 2010. 245. Yang X., Wu X., Hao H-L. i in.: Mechanisms and assessment of water eutrophication. Journal of Zhejiang University Science 9, 2008, s. 197–209. 246. Yongjin X., Ferreira J., Bricker S. i in.: Trophic Assessment in Chinese Coastal Systems - Review of Methods and Application to the Changjiang (Yangtze) Estuary and Jiaozhou Bay. Estuaries and Coasts Vol. 30, No. 6, 2007, s. 901–918. 247. Yucel-Gier G., Pazi I., Kucuksezgin F. i in.: The composite trophic status index (TRIX) as a potential tool for the regulation of Turkish marine aquaculture as applied to the eastern Aegean coast (Izmir Bay). Journal of aplied ichtiology 27, 2011, s. 39–45. 248. Yusoff F.M., Law A.T., Soon J.: Effects of Aeration and Chemical Treatments on Nutrient Release from the Bottom Sediment of Tropical Marine Shrimp Ponds Asian Fisheries Science 16, 2003, s. 41–50. 249. Zurlini G.: Multiparametric classification of trophic conditions. The OECD methodology extended: combined probabilities and uncertainties-application to the North Adriatic Sea. The Science of the Total Environment, Volume 182, Number 1, 1996, s. 169–185. 250. Zykubek A.: Zró żnicowanie wska źników TSI i HSI w niewielkim śródle śnym jeziorze. KUL, 2006.

120

Spis ilustracji

Rys. 2.1. Zakwit wody w stawie w miejscowo ści Szczawnica (fot. autora) ...... 13 Rys. 2.2. Cykl biogeochemiczny fosforu (na podstawie [232]) ...... 14 Rys. 2.3. Cykl biogeochemiczny azotu (na podstawie [232]) ...... 14 Rys. 2.4. Źródła i sposoby przedostawania biogenów do wód (na podstawie [2]) ...... 15 Rys. 2.5. Zmiany ilo ści stosowanych nawozów w krajach UE [67] ...... 16

Rys. 2.6. Źródła emisji zwi ązków azotu NO X do atmosfery (stan na rok 2008) [68] ...... 17 Rys. 2.7. Procentowy udział w rynku detergentów bez fosforu [42] ...... 20 Rys. 2.8. Przebieg procesu eutrofizacji [164] ...... 21 Rys. 2.9. Stan troficzny rzek w UE [136] ...... 22 Rys. 2.10. Liczba przypadków zakwitu glonów na Atlantyku [220] ...... 23 Rys. 3.1. Sposób oceny według systemu HEAT [179] ...... 38 Rys. 3.2. Zale żno ść pomi ędzy pH i %O2 dla ró żnych stanów troficznych [166] ...... 44 Rys. 4.1. Podział obszaru Polski na ekoregiony wg. Illesa [111] ...... 47 Rys. 4.2. Regionalizacja Europy wg. Kondrackiego [111] ...... 48 Rys. 6.1. Prawdopodobie ństwo oceny stanu troficznego na podstawie zawarto ści fosforu ogólnego ...... 57 Rys. 6.2. Prawdopodobie ństwo oceny stanu troficznego na podstawie zawarto ści chlorofilu-a ..... 58 Rys. 6.3. Prawdopodobie ństwo oceny stanu troficznego na podstawie widzialności kr ąż ka Secchiego ...... 58 Rys. 7.1. Algorytm analizy statystycznej ...... 67 Rys. 8.1. Zale żno ść korelacyjna pomi ędzy współczynnikami r i a ...... 71 Rys. 8.2. Zale żno ść korelacyjna pomi ędzy współczynnikiem r i rozst ępem w procencie nasycenia wody tlenem ...... 72 Rys. 9.1. Stan troficzny oceniony na podstawie warto ści granicznych azotu ogólnego ...... 78 Rys. 9.2. Procentowa zgodno ść ocen wykonanych na podstawie warto ści granicznych azotu ogólnego z ocena na podstawie ITS ...... 80 Rys. 9.3. Stan troficzny oceniony na podstawie warto ści granicznych fosforu ogólnego ...... 82 Rys. 9.4 . Procentowa zgodno ść ocen wykonanych na podstawie warto ści granicznych fosforu ogólnego z ocen ą na podstawie ITS ...... 83 Rys.9.5. Ocena statusu troficznego na podstawie warto ści granicznych chlorofilu-a ...... 85 Rys.9.6. Ocena wg st ęż enia chlorofilu na tle oceny wg ITS ...... 87 Rys.9.7. Ocena wg st ęż enia chlorofilu na tle oceny wg ITS ...... 87 Rys.9.8. Ocena wg st ęż enia chlorofilu na tle oceny wg ITS ...... 87 Rys.9.9. Procentowa zgodno ść ocen wykonanych na podstawie warto ści granicznych chlorofilu-a z ocen ą na podstawie ITS ...... 88 Rys.9.10. Wyniki oceny stanu troficznego dokonanej według zasady „one out – all out” ...... 90 Rys.9.11. Procentowa zgodno ść ocen wykonanych na zasadzie „one out – all out” z ocen ą wg. ITS ...... 91 Rys. 9.12. Wyniki oceny stanu troficznego dokonanej na podstawie indeksów eutrofizacji ...... 92 Rys. 9.13. Procentowa zgodno ść ocen dokonanych na podstawie indeksów z ocen ą ITS ...... 93

121

Spis tabel Tabela 2.1. Parametry zanieczyszcze ń ścieków przemysłu spo żywczego [137] ...... 18 Tabela 2.2. Schemat potencjalnych skutków eutrofizacji (na podstawie [45]) Tabela 3.1. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Vollenweidera [215] ...... 28 Tabela 3.2. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według systemu OECD [206] ...... 29 Tabela 3.3. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Carlsona [105] ...... 29 Tabela 3.4. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Mossa [5] ...... 30 Tabela 3.5. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Welcha i Lindella [234] ...... 30 Tabela 3.6. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Dillona i Riglera [46] ...... 31 Tabela 3.7. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Vanta [25] ...... 31 Tabela 3.8. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Burnsa [25] ...... 31 Tabela 3.9. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji dla regionu Waikato [231] ...... 32 Tabela 3.10. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Forsberga i Rydinga [26] ...... 32 Tabela 3.11. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Nurnberg [203] ...... 32 Tabela 3.12. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji dla stanu New Hampshire [167] ...... 33 Tabela 3.13. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Chapry i Dobsona [32] ...... 33 Tabela 3.14. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji stosowane w systemie pa ństwowego monitoringu w Kanadzie [83] ...... 33 Tabela 3.15. Graniczne warto ści wska źników eutrofizacji według Doddsa [47] ...... 34 Tabela 3.16. Warto ści graniczne poszczególnych składników indeksu TSI [28] ...... 35 Tabela 3.17. Ocena rozwoju procesu eutrofizacji zbiornika poprzez relacj ę wska źników [29] ...... 36 Tabela 3.18. Skala i stan troficzny według indeksu TRIX [163] ...... 36 Tabela 3.19. Warto ści graniczne indeksu EI dla ró żnych stanów troficzno ści[184] ...... 39 Tabela 3.20. Składniki indeksu WQI i ich wagi [175] ...... 40 Tabela 3.21. Stan troficzny według punktacji indeksu WQI [175] ...... 40 Tabela 3.22. Warto ści indeksu TLI [7] ...... 41 Tabela 3.23. Warto ści graniczne i składniki indeksu TNI [245] ...... 42 Tabela 3.24. Warto ści indeksu ITS dla ró żnych poziomów troficznych [165] ...... 44 Tabela 4.1. Wykaz typologii abiotycznej cieków Polski [207] ...... 50 Tabela 4.2. Przykładowa karta z opisem typu rzeki [113] ...... 51 Tabela 5.1. Parametry stosowane przez WIO Ś do oceny trofii [88] ...... 54 Tabela 5.2. Warto ści graniczne wska źników eutrofizacji dla rzek, według rozporz ądze ń M Ś ...... 54 Tabela 7.1. Zakres danych monitoringu wykorzystanych w pracy na tle bada ń w ramach Pa ństwowego monitoringu wód płyn ących...... 64 Tabela 7.2. Przykładowa tabela korelacji dla obróbki statystycznej danych monitoringu w punkcie pomiarowo-kontrolnym 21 Warszawa Bug Brok 83 km ...... 66 Tabela 7.3. Warto ści współczynnika Pearsona i ich interpretacja [150] ...... 66 Tabela 8.1. Równania regresji i warto ści współczynnika Pearsona dla wybranych punktów monitoringowych usytuowanych na rzekach ró żnego typu ...... 68 Tabela 8.2. Punkty pomiarowo-kontrolne na rzekach typu „0” wybrane do dalszej analizy pod kątem przesycenia wody tlenem ...... 70 Tabela 8.3. Procent punktów pomiarowo-kontrolnych z tendencj ą do eutrofizacji ...... 74 Tabela 9.1. Punkty ocenione przez indeks ITS jako mezotroficzne i oligotroficzne...... 75 Tabela 9.2. Ocena uzyskana za pomoc ą indeksu Doddsa na tle innych ocen ...... 78 Tabela 9.3. Punkty, w których ITS wskazywał na mezotrofi ę ...... 79 Tabela 9.4. Wska źniki na podstawie, których uzyskano odmienn ą ocen ę stanu troficzno ści w punktach pomiarowo-kontrolnych ...... 81

122

Tabela 9.5. Punkty, w których uzyskano rozbie żno ść ocen na podstawie ITS i fosforu ogólnego .. 82 Tabela 9.6. Punkty, w których uzyskano zbie żno ść ocen ...... 84 Tabela 9.7. Punkty okre ślone przez ITS i warto ści graniczne chlorofilu-a jako mezotroficzne ...... 86 Tabela 9.8. Systemy wska źników na podstawie których ustalono mezotrofi ę w punktach pomiarowo-kontrolnych ...... 89 Tabela 9.9. Ocena dokonana na podstawie ITS i rozporz ądze ń Ministra Środowiska ...... 94 Tabela 9.10. Ocena tendencji wód do eutrofizacji w punktach pomiarowo kontrolnych dokonana wg rozporz ądze ń ITS i MŚ ...... 95 Tabela 10.1. Wykaz czynno ści oraz współczynników odpowiadaj ących poszczególnym czynno ściom zwi ązanym z wykonywaniem pomiarów niezb ędnych do oceny stopnia troficzno ści wód (na podstawie zał ącznika [59]) ...... 101 Tabela 10.2. Koszty oceny stanu troficznego dla pojedynczego punktu pomiarowo-kontrolnego 102

123

Spis zał ączników

Zał ącznik 1. Wyniki analizy statystycznej danych monitoringu w celu ustalenia charakteru zale żno ści pomi ędzy pH a nasyceniem tlenem Zał ącznik 2. Wyniki analizy statystycznej danych z wielolecia stanowi ących baz ę do weryfikacji Zał ącznik 3. Punkty pomiarowo-kontrolne zlokalizowane na ciekach wykazuj ących tendencj ę do eutrofizacji Zał ącznik 4. Wyniki oceny stanu troficznego na podstawie ITS oraz granicznych warto ści wska źników troficzno ści Zał ącznik 5. Wyniki oceny stanu troficznego na podstawie ITS oraz metody „one out – all out” Zał ącznik 6. Wyniki weryfikacji na podstawie ITS oraz indeksów troficzno ści Zał ącznik 7. Wyniki oceny stanu troficznego na podstawie ITS i Rozporz ądze ń M Ś

124

Zał ączniki

125