Tarša Veikiamų Vidurio Lietuvos Reguliuotų Upelių Savaiminis Apsivalymas Sausmečio Laikotarpiu

ALEKSANDRO STULGINSKIO UNIVERSITETAS

JELENA LYSOVIENĖ

TARŠA VEIKIAMŲ VIDURIO LIETUVOS REGULIUOTŲ UPELIŲ SAVAIMINIS APSIVALYMAS SAUSMEČIO LAIKOTARPIU

DAKTARO DISERTACIJA

Technologijos mokslai (T 000) Aplinkos inžinerija (04T)

Kaunas, 2013

Disertacija rengta 2009–2013 metais Aleksandro Stulginskio universiteto Vandens išteklių inžinerijos institute.

Mokslinis vadovas Dr. Valerijus Gasiūnas (Aleksandro Stulginskio universitetas, technologijos mokslai, aplinkos inžinerija – 04T).

Mokslinis konsultantas Prof. dr. Arvydas Povilaitis (Aleksandro Stulginskio universitetas, technologijos mokslai, aplinkos inžinerija – 04T).

TURINYS

ŽYMĖJIMAI ...... 5 ĮVADAS Problemos formulavimas ...... 6 Darbo aktualumas ...... 7 Tyrimo objektas ...... 8 Darbo tikslas ...... 8 Darbo uždaviniai ...... 8 Darbo mokslinis naujumas ...... 8 Darbo rezultatų praktinė reikšmė ...... 8 Ginamieji teiginiai ...... 8 Darbo rezultatų aprobavimas ...... 9 Disertacijos struktūra ...... 9 1. LITERATŪROS APŽVALGA...... 10 1.1 Upių savaiminio apsivalymo procesus lemiančių veiksnių apžvalga ...... 10 1.2 Veiksniai, turintys įtakos savaiminiam apsivalymui ...... 11 1.2.1 Fizikiniai procesai ...... 11 1.2.2 Cheminiai procesai ...... 12 1.2.3 Biologiniai procesai ...... 13 1.3 Medžiagų sulaikymas upėse ...... 14 1.3.1 Medžiagų koncentracijų kaita tolstant nuo taršos šaltinio ...... 15 1.3.2 Skirtingų veiksnių įtaka savaiminio apsivalymo procesams ...... 16 1.4 Literatūros apžvalgos apibendrinimas ...... 28 2. TYRIMŲ OBJEKTAS IR METODIKA ...... 29 2.1 Tyrimo objekto aprašymas ...... 29 2.1.1 Upelis žemiau Pernaravos gyvenvietės ...... 31 2.1.2 Smilgaitis žemiau Krakių gyvenvietės ...... 32 2.1.3 Jaugila žemiau Akademijos gyvenvietės ...... 34 2.1.4 Upytė žemiau Ramygalos gyvenvietės ...... 36 2.1.5 Rudekšna žemiau Pagirių gyvenvietės ...... 38 2.2 Eksperimentinių tyrimų metodika ...... 39 2.3 Tyrimo duomenų vertinimo metodika ...... 42 2.3.1 Antropogeninės įtakos vandens telkiniams vertinimas ...... 42 2.3.2 Statistinis rezultatų vertinimas ...... 43 3. TYRIMŲ REZULTATAI ...... 45 3.1 Sutelktosios taršos poveikio nagrinėtiems upeliams analizė ...... 45 3.1.1 Pirmojo tyrimų rezultatų skyriaus apibendrinimas ...... 52 3.2 Organinių ir biogeninių medžiagų koncentracijų svyravimai upeliuose ...... 52 3.2.1 Organinių medžiagų koncentracijų kitimo tendencijos ...... 52 3.2.2 Bendrojo ir organinio azoto koncentracijų kitimo tendencijos ...... 55 3.2.3 Mineralinio azoto formų koncentracijų kitimo tendencijos ...... 59

3.2.4 Bendrojo fosforo ir PO4-P koncentracijų kitimo tendencijos ...... 61 3.2.5 Empirinis tirtų upelių savaiminio apsivalymo įvertinimas ...... 65 3.2.6 Antrojo tyrimų rezultatų skyriaus apibendrinimas ...... 65 3.3 Veiksnių, turinčių įtakos savaiminio apsivalymo procesams, analizė...... 66

3.3.1 Veiksnių, turinčių įtakos BDS7 koncentracijos kaitai, analizė ...... 67

3.3.2 Veiksnių, turinčių įtakos N bendrojo koncentracijos kaitai, analizė ...... 68

3.3.3 Veiksnių, turinčių įtakos NH4-N koncentracijos kaitai, analizė ...... 69

3.3.4 Veiksnių, turinčių įtakos NO3-N koncentracijos kaitai, analizė ...... 70

3.3.5 Veiksnių, turinčių įtakos P bendrojo koncentracijos kaitai, analizė ...... 72

3.3.6 Veiksnių, turinčių įtakos PO4-P koncentracijos kaitai, analizė ...... 73 3.3.7 Trečiojo tyrimų rezultatų skyriaus apibendrinimas ...... 73 BENDROS IŠVADOS ...... 75 LITERATŪROS SĄRAŠAS ...... 76 MOKSLINIŲ PUBLIKACIJŲ DISERTACIJOS TEMA SĄRAŠAS ...... 84 PRIEDAI ...... 85

4 ŽYMĖJIMAI

Sąvokos ir santrumpos AAA – Aplinkos apsaugos agentūra; BDS5 – biocheminis deguonies sunaudojimas per 5 paras; BDS7 – biocheminis deguonies sunaudojimas per 7 paras; ChDS (Cr) – bichromatinis deguonies sunaudojimas; ChDS (Mn) – permanganatinis deguonies sunaudojimas; Cl- – chloridų jonai; DLK – didžiausia leistina koncentracija; EEB – Europos ekonominė bendrija; FSI – fosfatų sorbcijos indeksas; GE – gyventojų ekvivalentas; INA – ištirpęs neorganinis azotas; IOAn – ištirpusi organinė anglis; IRF – ištirpęs reaktyvus fosforas; LKS – Lietuvos koordinačių sistema; LTDK – Lietuvos dirvožemių klasifikacija; Nb – bendrasis azotas; NH4-N – amonio azotas; NO3-N – nitratinis azotas; NVĮ – nuotekų valymo įrenginiai; O2 – vandenyje ištirpusio deguonies kiekis; Pabaseinis – upės baseino dalis, iš kurio paviršinis vanduo viena upe nuteka į kitą upę arba ežerą; Pb – bendrasis fosforas; PO4-P – fosfatinis fosforas; R – koreliacijos koeficientas; R2 – determinacijos koeficientas; Reguliuota upė – upė ar jos atkarpa, kurios pakeistos hidromorfologinės sąlygos; Stdev – standartinis nuokrypis; Upės baseinas – žemės plotas, iš kurio paviršinis vanduo upėmis ir pratekamais ežerais nuteka į jūrą vienos upės žiotimis;

ĮVADAS

Problemos formulavimas Vanduo yra būtinas elementas visiems gyviems organizmams, jis yra vienas svarbiau- sių gyvybės atsiradimo ir egzistavimo sąlygų. Nuo senovės žmonės statydavo savo gyvena- mąsias vietoves šalia tekančių vandens telkinių, kad turėtų gėlo vandens. Nuo tų laikų, kai atsirado pramonė, miestai ir gyvenvietės, upes žmonės pradėjo teršti koncentruotai išleidžiamomis nuotekomis. Pastebėjus, kad žemiau nuotekų išleistuvų upių vandens kokybė labai suprastėja, pasikeičia ekologinės bendrijos, vienos organizmų grupės keičia kitas, o kai kurios visai išnyksta, buvo pradėta nuotekas valyti. Nuotekų valymas pra- džioje buvo pagrįstas tik mechaniniu apdorojimu, kas padėdavo atsikratyti stambių teršalų dalelių, plaukiojančių nuotekose. Tik vėliau buvo susimąstyta apie cheminį bei biologinį nuotekų valymą. Visiems yra gerai žinoma, kad žmogaus veikla dažniausiai turi neigiamos įtakos skir- tingoms ekosistemoms, ypač vandens bendrijoms. Tačiau, be antropogeninės veiklos, į vandens telkinius, būtent upes, patenka tarša ir iš kitų šaltinių – tai natūralūs procesai, nuolat vykstantys gamtoje. Besiskaidančios augalų liekanos, hidrobiontų išskyros, krituliai, pože- minis vanduo, dirvožemis – tai veiksniai, didinantys organinių medžiagų koncentracijas vandenyje. Tačiau, esant tik gamtinei, kitaip sakant foninei, taršai, upės puikiai sugeba nuo padidėjusio tam tikrų medžiagų kiekio savaime apsivalyti. Į vandenį patekusias organines ir biogenines medžiagas suvartoja mikroorganizmai ir vandens augalai, kai kurios medžiagos iš vienos būsenos pereina į kitą sedimentacijos, denitrifikacijos ir kitų procesų metu. Pavojingiausia situacija yra tada, kai upę pradeda veikti antropogeninis veiksnys, tai yra dėl žmogaus veiklos į vandens telkinį patenka didžiulės teršalų koncentracijos. Pritaikius tinkamus nuotekų valymo įrenginius, patekusių teršalų koncentracijas kartais pavyksta su- mažinti iki foninio arba artimo foniniam taršos lygmens. Tačiau dažnai upės patiria itin stip- rų neigiamą antropogeninį poveikį, ir patekę teršalų kiekiai ne visiškai pasisavinami ir trans- formuojami. Sulig kiekvienu taršos šaltiniu teršalų koncentracijos vis didėja, dėl to visiškai pasikeičia upės ekologinės bendrijos, galiausiai vandens ekosistemos degraduoja. Pasaulyje yra nuolat atliekami įvairūs tyrimai, analizuojantys, kaip ir kiek savaime gali apsivalyti upės nuo patenkančių į jas teršalų. Foninė ir antropogeninė tarša vertinama skirtingais tyrimais. Dažniausiai nagrinėjamos stambios upės. Tačiau visiems yra gerai ži- noma, kad yra teršiamos ne tik didelės, bet ir labai mažos upės ir upeliai. Jų teršimas yra ypač pavojingas todėl, kad maži vandens srautai dažnai nesugeba praskiesti į juos patekusios taršos apkrovos iki slenkstinio lygio (kai upė dar gali atkurti pradinę, antropogeninės taršos nepaveiktą, būklę), o dėl mažų debitų tokios upės yra ypač linkusios užželti vandens augalija. Lietuvoje kritulių kiekis apie 1,5 karto viršija išgaravusio vandens kiekį, todėl šalyje susidaro perteklinės drėgmės režimas. Praeito amžiaus penktame–aštuntame dešimtmetyje žemės buvo intensyviai sausinamos drenažu, kadangi pernelyg drėgnos ir užpelkėjusios že- mės buvo ne itin palankios žemės ūkio gamybai. Tuo metu buvo nusausinta apie 2,6 mln. ha žemės naudmenų. Šiuo metu nusausintų žemių plotas siekia 2,98 mln. ha [35]. Upių vagų tiesinimas padarė didelę įtaką vandens ekosistemoms, nes dėl pasikeitusių sąlygų sumažėjo organizmų gausa ir rūšinė įvairovė. Žemės ūkio plėtros ir aplinkosaugos atstovai į žemių sausinimą ir upių tiesinimą žvelgia skirtingu aspektu. Produktyvi žemės ūkio gamyba neįmanoma perteklinės drėgmės zonos pernelyg šlapiuose dirvožemiuose, tačiau, aplinkosauginiu požiūriu, dėl bet kokio

6 antropogeninio kišimosi į natūralių ekosistemų egzistavimą jų būklė prastėja. Dažnai šis procesas yra negrįžtamas. Nors natūralios upės sugeba apsivalyti nuo tam tikrų į jas patekusių teršalų koncent- racijų, tačiau, kai upė patiria dvigubą (ištiesinimas ir nuotekų išleidimas) neigiamą poveikį, atkurti geros vandens būklės sąlygas yra ypač sudėtinga. Sausmečio laikotarpiu dėl mažų upelių debitų ir minimalaus praskiedimo drenažiniais vandenimis šios galimybės dar suma- žėja. Reguliuoti upeliai savo hidromorfologinėmis, cheminėmis ir biologinėmis savybėmis labiau primena melioracijos griovius, bet ne natūralias upes. Ar tokiuose melioracijos grio- viuose savaiminio apsivalymo procesai vyksta taip pat sklandžiai ir efektyviai kaip natūra- liose ekosistemose? Ar sugeba maži reguliuoti upeliai į juos patekus dideliems kiekiams sutelktos antropogeninės taršos atkurti bent jau foninę taršą, ar ši tarša pasiekia upelių žiotis ir keliauja į stambesnes upes? Į šiuos klausimus buvo pasistengta atsakyti šiame darbe. Įvertinus tai, kad daugelis Lietuvos gyvenviečių yra įsikūrusios prie mažų upių ir upe- lių, yra svarbu išnagrinėti Lietuvos mažųjų upelių, patiriančių gyvenviečių poveikį, savaiminio apsivalymo galimybes priklausomai nuo skirtingų gamtinių ir antropogeninių veiks- nių. Darbo aktualumas Antropogeninis poveikis vandens telkiniams yra plačiai tiriamas pasaulyje ir Lietuvo- je. Vieni mokslininkai daugiau dėmesio skiria taršos mažinimo problemų sprendimams, kiti analizuoja taršos poveikį vandens ekosistemoms, treti stengiasi sumodeliuoti optimalias sąlygas, kurioms esant neigiamas žmogaus poveikis būtų minimalus. Tačiau visus moksli- ninkus, tiriančius vandensaugos problemas, jungia vienas tikslas – pasiekti tokį žmogaus ir gamtos santykių balansą, kuris suteiktų galimybę nesumenkinant žmogaus gerbūvio išsau- goti kuo artimesnę natūraliai vandens ekosistemų aplinką. Savaiminio apsivalymo procesai daugiausia yra nagrinėjami didesnėse upėse. Tuo tarpu smulkios (nuo 3 iki 10 km) ir vidutinio ilgio (nuo 10,1 iki 100 km) upės, kurių Lietu- voje yra 4401, sudaro beveik 45 % viso suminio Lietuvos upių ilgio, yra mažai tyrinėtos. Žemių sausinimo laikotarpiu buvo sureguliuota 4241 km upių. Šiuo metu, remiantis Aplin- kos apsaugos agentūros duomenimis, iš 1177 upių vandens telkinių dėl vagų reguliavimo 265 neatitinka geros būklės kriterijų. Daugiausia reguliuotų upių yra Nevėžio pabaseinyje (422 upės), jos sudaro 3932 km [35, 56]. Smulkiems reguliuotiems upeliams būdingos kitokios hidromorfologinės sąlygos, jų biologinė įvairovė skiriasi nuo stambių upių, todėl tikėtina, kad savaiminio apsivalymo procesų tendencijos taip pat turėtų skirtis. Darbe yra analizuojamas mažų gyvenviečių iki 2000 GE buitinės taršos poveikis smulkiems upeliams. Lietuvoje tokiose gyvenvietėse gyvena 21,3 % visų žmonių. Tiriama- me Vidurio Lietuvos regione tokių gyvenviečių yra 553, jose gyvena 8,14 % visų Lietuvos gyventojų. Šios gyvenvietės vienu ar kitu būdu teršia artimiausias upes. Žinoma, jeigu nuotekos yra tinkamai tvarkomos, o nuotekų priimtuvas yra pakankamai didelė upė, mažos gy- venvietės įtaka šiai upei yra minimali. Tačiau, kaip rodo patirtis, dažnai nuotekos yra išlei- džiamos į visai mažus upelius. Kokios įtakos mažos gyvenvietės turi upelių vandens kokybei ir ar sausmečio laikotarpiu tokie smulkūs vandens telkiniai sugeba atkurti foninę taršą, yra labai aktuali tema. Žinant upelių savaiminio apsivalymo galimybes ir tendencijas, vandensaugos politika galėtų spręsti masinio upių užterštumo problemą iš esmės, nesuteikiant galimybės mažesnėms ter- šalų kiekiams keliauti į stambesnes upes ir taip dar labiau didinti jų užterštumą. Žinant, kokios antropogeninės ir gamtinės charakteristikos turi didesnės įtakos upelių savaiminiam apsivalymui, atsiranda ne tik mokslinis pagrindas naujiems moksliniams tyri-

7 mams vykdyti bei lyginti tarpusavyje skirtingomis sąlygomis tekančių upelių apsivalymo tendencijas, bet ir teorinė pagalba efektyviau vykdyti vandensaugos politiką. Nors pasaulio, kartu ir Lietuvos, mokslininkai aktyviai tiria antropogeninės taršos įta- kos pasekmes vandens telkiniams, tačiau iki šiol nebuvo išanalizuotos bei įvertintos mažų reguliuotų upelių savaiminio apsivalymo tendencijos žemiau gyvenviečių (iki 2000 gyven- tojų) kritiniais sausmečio periodais, kai praskiedimo veiksnys neturi esminės įtakos. Tyrimo objektas Vidurio Lietuvos Nevėžio upės pabaseinio reguliuotų upelių tarša iš nedidelių gyven- viečių (iki 2000 gyventojų) ir savaiminio apsivalymo juose procesai sausmečio laikotarpiu. Darbo tikslas Ištirti taršos veikiamų reguliuotų upelių savaiminio apsivalymo nuo organinių ir bio- geninių medžiagų tendencijas vasaros–rudens sausmečio laikotarpiais atsižvelgiant į gamti- nes ir antropogenines sąlygas. Darbo uždaviniai  Nustatyti dominuojančią upelių taršą ir įvertinti iš gyvenviečių į upelius paten- kančią organinių ir biogeninių medžiagų apkrovą vasaros–rudens sausmečio laikotarpiais;  Nustatyti, kokią įtaką sutelktoji gyvenviečių tarša turi upelių vandens kokybei ir įvertinti jos pokyčius tolstant nuo taršos šaltinio;  Nustatyti reikšmingus veiksnius, sąlygojančius savaiminio apsivalymo procesus upeliuose;  Pateikti matematines priklausomybes siekiant prognozuoti reguliuotų upelių vandens kokybės pokyčius žemiau sutelktosios taršos šaltinių. Darbo mokslinis naujumas Šiame darbe pirmą kartą Vidurio Lietuvos Nevėžio upės baseino reguliuotuose upeliuose (kai debitas vasaros–rudens sausmečio laikotarpiu mažesnis kaip 0,1 m3/s) nustatyta gyvenviečių (iki 2000 gyventojų) sąlyginė tarša ir vandens kokybės kitimo dinamika upeliuose tolstant nuo sutelktosios taršos šaltinio; nustatyti veiksniai, turintys esminės įtakos savaiminiam upelių apsivalymui nuo organinių ir biogeninių medžiagų, bei ištirti upelių savaiminio apsivalymo dėsningumai ir pateiktos matematinės priklausomybės, leidžiančios prognozuoti upelių savaiminio apsivalymo galimybes. Darbo rezultatų praktinė reikšmė Disertacijoje nustatytas matematines priklausomybes galima pritaikyti vertinant orga- ninių ir biogeninių medžiagų koncentracijų pokyčius tolstant nuo sutelktosios taršos šaltinio ne tik tirtuose, bet ir kituose upeliuose, tekančiuose panašiomis sąlygomis. Pateiktos matematinės priklausomybės yra naudingos modeliuojant vandens kokybės pokyčius, vertinant išleidžiamų į upelį teršalų poveikį vandens ekosistemai, nustatant leisti- ną išleidžiamų į upelius teršalų kiekį. Ginamieji teiginiai  Sąlyginė biogeninių ir organinių medžiagų apkrova iš gyvenviečių (iki 2000 gy- ventojų) priklauso nuo gyvenvietės dydžio ir yra reikšmingiausias veiksnys, lemiantis upelių taršą ir savaiminio apsivalymo procesus.

8  Upelių savaiminio apsivalymo tendencijas galima išreikšti matematinėmis priklau- somybėmis, suteikiančiomis galimybę prognozuoti cheminių medžiagų koncentracijų kaitą žemiau sutelktosios taršos šaltinių priklausomai nuo upelio teršalų apkrovos, atstumo iki taršos šaltinio, vandens temperatūros, upelio srovės greičio, upelio vagos geometrinių para- metrų ir organinių medžiagų prigimties. Darbo rezultatų aprobavimas Disertacijos tema yra atspausdinti 6 straipsniai: 1 – mokslo žurnale, įtrauktame į ISI Web of Science, 3 – recenzuojamuose Lietuvos periodiniuose mokslo žurnaluose, 2 – straipsnių rinkinyje, įtrauktame į ISI Proceedings sąrašą. Disertacijoje atliktų tyrimų rezultatai buvo paskelbti 5 mokslinėse konferencijose:  12-oji Lietuvos jaunųjų mokslininkų konferencija „Mokslas – Lietuvos ateitis“ 2009 m., Vilnius, Lietuva;  16th International Scientific Conference “Research for rural development 2010“, Jelgava, Latvija;  8th Internetional scientific conference “Environmental Engineering“ 2011, Vilnius, Lietuva;  5th Internetional scientific conference “Rural Development 2011 in global changes“, Kaunas, Akademija, Lietuva;  XXVII Nordic Hydrological Conference “Nordic Water 2012“, Oulu, Suomija. Disertacijos struktūra Disertaciją sudaro įvadas, trys skyriai, bendros išvados, literatūros sąrašas, pub- likacijų sąrašas ir 7 priedai. Darbo apimtis yra 93 puslapiai, tekste panaudotos 15 nu- meruotų formulių, 20 lentelių ir 34 paveikslai. Rengiant disertaciją buvo naudotasi 152 literatūros šaltiniais.

1. LITERATŪROS APŽVALGA

1.1 Upių savaiminio apsivalymo procesus lemiančių veiksnių apžvalga Šiame skyriuje apžvelgiama mokslinė literatūra, kurioje yra analizuojami įvairūs procesai, sąlygojantys upių savaiminio apsivalymo galimybes ir tendencijas. Visiems yra gerai žinoma, kad antropogeninė veikla turi tiesioginės įtakos visai ap- linkai. Vandens ekosistemos taip pat nesudaro išimties. Žmogus gali teršti vandens telkinius tiesiogiai – išleisdamas į juos nevalytas arba prastai valytas nuotekas iš buitinių ir gamybi- nių vartotojų, ir netiesiogiai – teršdamas dirvožemį, iš kurio vėliau su gruntiniais vandenimis šie teršalai patenka ir į paviršinius vandens telkinius. Apie antropogeninės veiklos įtaką rašo daugelis autorių, nagrinėjančių vandens koky- bės klausimus. Dažniausiai yra kalbama apie teršalų krūvių padidėjimą vandens telkiniuose dėl taškinių taršos šaltinių (nuotekų valymo įrenginių išleistuvai) ir dėl išsklaidytosios že- mės ūkio taršos [15, 58]. Taip pat daugelyje šaltinių yra minima tai, kad dėl biogeninių me- džiagų koncentracijų padidėjimo vandens telkiniuose dažnai prastėja vandens kokybė [53]. Šis reiškinys yra visuotinis, todėl jis tiesiogiai veikia ekologinę gėlųjų vandenų būklę [75]. Tačiau tekančio ir stovinčio vandens telkiniai, kaip žinia, skiriasi savo savybėmis. Pavyzdžiui, tekančio vandens telkiniai turi savybę mažinti patekusių į juos teršalų koncent- raciją pasroviui tolstant nuo taršos šaltinio. Toks reiškinys yra plačiai žinomas kaip savaiminis apsivalymas. Teršalų koncentracijų sumažėjimą gali nulemti užteršto vandens praskiedimas paviršiniais ir požeminiais vandenimis bei kompleksiškai veikiantys hidrologi- niai, biologiniai ir cheminiai procesai, tokie kaip sedimentacija, denitrifikacija, biologinė asimiliacija, biologinis teršalų skaidymas, kurį atlieka mikroorganizmai (1.1 pav.). Tačiau teršalų koncentracija upeliuose dėl natūraliai vykstančių procesų gali ne tik mažėti, bet kartais ir padidėja. Taip atsitinka dėl padidėjusios įvairių medžiagų prietakos iš upės baseino [97, 98].

Savaiminis apsivalymas

Fizikiniai procesai: Biocheminiai procesai: Hidrocheminiai procesai: - praskiedimas -mikroorganizmai pasisavina ištirpusias - cheminės reakcijos, pvz., - susimaišymas hidrolizė, oksidavimas medžiagas - adsorbcija - skilimas ir mineralizacija

1.1 pav. Savaiminio apsivalymo procesai (pagal Heidenwag ir kt., 2001) Upių fiziniai, cheminiai ir biologiniai procesai taip pat turi įtakos medžiagų judėjimui, jų transformacijoms ir koncentracijų kaitai vandenyje [125]. Šie procesai, būdingi upėms, gali iš dalies išspręsti vandens kokybės problemas: jeigu vandens telkinys nėra „perkrautas“ teršalais, t. y. nepakinta natūralios ekosistemos funkcionavimas, medžiagų koncentracijos sumažėja per santykinai nedidelį atstumą [28]. Savaiminio apsivalymo laipsnis vandens telkinyje priklauso nuo tam tikrų veiksnių, tokių kaip: vandens temperatūra, upės vandens gylis ir greitis, neorganinių junginių kiekis upelyje ir jo intakuose, upelio vingiuotumas, vyraujančios dumblių rūšies [55].

10 Taigi savaiminis apsivalymas yra apibrėžiamas kaip suminis visų fizinių, cheminių ir biologinių veiksnių procesas, kuris sumažina teršalų krūvį vandens telkinyje [62]. Fiziniai ir cheminiai procesai apima praskiedimą, adsorbciją, oksidacijos ir redukcijos reakcijas bei kitus procesus. Biologinio apsivalymo potencialas yra paremtas gamtinių elementų ciklais, kurie priklauso nuo bakterijų metabolizmo aktyvumo. Šie mikrobiologiniai procesai yra labai svarbūs skaidant cheminius junginius vandens telkiniuose. Biologinio apsivalymo potencialas gali būti paaiškintas tiesiog kaip hidrolizės ar kitokio fermentinio cheminių me- džiagų skilimo, sąlygojančio mikrobiologinius procesus, intensyvumas [101].

1.2 pav. Mikrobiologinis polimerinių ir ksenobiotinių medžiagų skilimas (pagal Obst, 2003) (DNR – Deoksiribonukleorūgštis, mRNR – matricinė RNR, joje užkoduota informacija apie pirminę baltymo struktūrą) Dauguma organinių medžiagų vandenyje yra asocijuotos į stambius polimerinius junginius [19, 51, 91], kurie sunkiai ir labai lėtai skaidosi. Vadinasi, tik palyginti maža ištirpu- sios organikos dalis yra lengvai suskaidoma gamtiniuose vandenyse [90]. Paviršiniuose vandens telkiniuose gausu bakterijų, kurios, kaip ir fitoplanktonas, gerai skaido polimerinius organinius junginius ir juos mineralizuoja (1.2 pav.) [94]. Antra vertus, mikroorganizmai sugeba suskaidyti net ir sintetines medžiagas, jeigu jų sudėtis panaši į gamtinius junginius ir jeigu mikroorganizmai, skaidydami juos, gali gauti energijos. Tačiau tokios sintetinės medžiagos gali ir slopinti mikroorganizmų veiklą [94]. 1.2 Veiksniai, turintys įtakos savaiminiam apsivalymui 1.2.1 Fizikiniai procesai Praskiedimas – svarbus savaiminio apsivalymo procesas, nes jo metu medžiagų koncentracijos prasiskiedžia iki tokio lygio, kad mikroorganizmai galėtų jas asimiliuoti [143]. Adsorbcija – ištirpusių molekulių ir jonų surišimas į stambesnes kietas daleles [6]. Molis ir kitos koloidinės dalelės (pvz., Fe ir Mn oksidai ir hidroksidai) gali adsorbuoti kai kurias organines ir neorganines daleles. Sunkieji metalai greitai adsorbuojami ant suspen- duotų dalelių paviršiaus vietoj to, kad būtų ištirpę ir laisvai judėtų arba būtų kompleksinių jonų sudėtyje.Vandens telkiniuose tarp suspenduotų dalelių arba nuosėdose yra daug mikro- organizmų, kurių judėjimas tarp skystos ir kietos fazės lemia medžiagų transportą, paskirs- tymą ir pasisavinimą vandens telkinyje [126].

Sedimentacija – vienas svarbiausių savaiminio apsivalymo mechanizmų. Šio proceso metu skendinčios (suspenduotos) medžiagos kartu su jų adsorbuotais jonais ir molekulėmis pašalinamos iš tirpios vandens fazės į nuosėdas [139]. Taigi teršalai paprastai lieka priedug- ninėje zonoje, tačiau gali būti pakelti į vandens storymę potvynio metu arba dėl vandens turbulencijos [143]. Sedimentacija būna biotinės ir abiotinės prigimties. Ostroumov [151, 100] aprašinėjo medžiagų sedimentaciją, vykstančią fitoplanktono pagalba. Ji priklauso nuo vandens temperatūros. Sedimentacijos greitis yra apie 0,3–1,5, 0,4–1,7, ir 0,4–2,0 m/dieną atitinkamai esant temperatūrai T = 15, 20 ir 25 °C. Nuosėdose ir skendinčiose medžiagose paprastai lieka didelės sunkiųjų metalų san- kaupos, kurios gali būti susietos su molio dalelėmis, egzistuoti kaip netirpios dalelės arba kaip geležies ar mangano oksidai. Sunkiųjų metalų akumuliavimas į dugno nuosėdas yra vienas svarbiausių ir efektyviausių savaiminio apsivalymo veiksnių. Tačiau šis procesas gali būti grįžtamasis. Tada laikoma, kad tarša sunkiaisiais metalais yra antrinė, sąlygota resuspensijos ir atsipalaidavimo iš nuosėdų [68]. Garavimas – teršalų perėjimas iš skystos būsenos į dujinę. Šio proceso dėka junginiai pasišalina iš skystos fazės. Svarbiausia dujų savybe laikomas jų slėgis, kuris gali nusakyti jų polinkį garuoti, tačiau šiai savybei turi įtakos ir kitos dujų charakteristikos, pavyzdžiui, dujų tirpumas [12]. 1.2.2 Cheminiai procesai Oksidacijos-redukcijos reakcijos palaiko gamtinį vandens pH neutralizuodamos ir rūgštinės, ir šarminės prigimties teršalus. Vandens buferinės savybės yra stipriai susijusios su šarmingumu, kurį sąlygoja karbonatų ir hidroksidų kiekis vandenyje [143]. Labai svarbios yra ir oksidacijos reakcijos, ypač organinių medžiagų oksidacija, kurios metu naudojamas deguonis. Taip pat svarbus yra amonio jonų oksidavimas iki nitratų, nes augalai pasisavina azotą būtent tokio pavidalo, sumažindami jo koncentraciją vandenyje (1.3 pav.) Dau- gumos pagrindinių redukcinių reakcijų katalizatoriai yra mikroorganizmai arba turi įtakos kiti biologiniai procesai [9, 71].

1.3 pav. Azoto apykaitos ciklas vandenyje (pagal The Habitat planet, 2013) Nusodinimo procesas, kuris priklauso nuo junginių tirpumo savybių, yra labai svarbus šalinant teršalų jonus iš skystosios fazės. Nusodinimas yra glaudžiai susijęs su koaguliacijos procesais. Daug nusodinimo reakcijų, tokių kaip fosfatų ir karbonatų druskų formavimas,

12 apima ir katijonų pašalinimą iš tirpalo. Procesai, sąlygojantys koloidinių suspensinių san- kaupų atsiradimą, taip pat yra svarbūs nuosėdų formavimosi ir vandens valymo metu [71]. 1.2.3 Biologiniai procesai Dažnai fiziniai ir cheminiai vandens savaiminio apsivalymo procesai yra kontroliuo- jami biologinių veiksnių ir yra priklausomi nuo jų. Anot Ostroumovo [100], labiausiai geri- na vandens kokybę ir pagreitina savaiminį apsivalymą bestuburių organizmų veikla, susijusi su organinių medžiagų oksidavimu, ir vandens filtravimas. Svarbų vaidmenį savaiminio apsivalymo procesuose vaidina mikroorganizmai – eug- lenos, amebos, dinoflageliatai, infuzorijos, heteroflageliatai, kriptomonadai [150], fitoplanktonas, aukštesnieji augalai, pirmuonys [152], zooplanktonas [134], bentosiniai bestuburiai ir žuvys. Yra daugiau kaip 30 heterotrofinių bakterijų taksonų, kurie dalyvauja vandens savaiminio apsivalymo procesuose [18]. Kiekviena iš šių grupių iš karto dalyvauja keliuose savaiminio apsivalymo procesuose. Vandens organinių medžiagų oksidavimo procese dalyvauja daug organizmų grupių, tačiau svarbiausia yra bakterijų reikšmė [99, 151]. Biotinio savaiminio apsivalymo procesai vyksta gaunant energiją: 1) fotosintezės re- akcijų metu; 2) alochtoninių ir autochtoninių organinių medžiagų oksidavimo metu; 3) kitų redukcinio pobūdžio reakcijų metu. Šiuose procesuose dalyvauja ir aerobinės, ir anaerobinės bakterijos [31, 100]. Bakterijų veikla vandenyje yra labai svarbi organinių ir neorganinių junginių skaidy- mo procesuose. Bakterijos gauna joms reikalingą energiją redukcinių reakcijų metu skaidy- damos organinius junginius ir biogenines medžiagas [100]. Taip pat yra svarbūs augalai. Jie gali apsaugoti ekosistemą asimiliuodami ir pašalin- dami vandenyje esančias biogenines medžiagas [16, 145, 20]. Daugiausiai pasisavinama azoto ir fosforo, tačiau augalai gali asimiliuoti ir sunkiuosius metalus bei toksines medžia- gas [78]. Augalai intensyviau pasisavina medžiagas vasarą, kai biogeninės medžiagos yra kaupiamos žiemos periodui [145]. Galiausiai reikia įvertinti tai, kad rizosferoje gyvena di- džiulė mikroorganizmų populiacija, kuri taip pat sėkmingai pasisavina maisto medžiagas. Be minėtų savybių, augalija gali veikti ir kaip filtras stambesnėms medžiagų dalelėms sulaikyti [139]. Lietuvoje Gintaraitės ir Šaulio [37] atlikti vandens kokybės tyrimai Šešuvies ir Alsos upėse parodė, kad šiltuoju metų laikotarpiu augalijos vegetacijos periodu nitratų koncentracijos vandenyje yra mažesnės, lyginant su šaltuoju laikotarpiu. Nitratų koncentracijos šiose upėse yra 1,51 karto didesnės nei gera upių ekologinės būklės klasės ribinė reikšmė, nes augalai pasisavina dalį nitratų ir fosfatų taip sumažindami jų kiekį vandenyje. Analizuodami gautus duomenis autoriai nustatė, kad tiek sumedėjusi, tiek žolinė augalija turėjo vienodos įtakos savaiminio vandens apsivalymo procesui. Biologinį savaiminį vandens apsivalymą sąlyginai galima suskirstyti į tris grupes [100]: 1) organizmų filtravimas; 2) cheminių medžiagų pernašos mechanizmai (perpumpa- vimas) iš vienos ekologinės grupės ar aplinkos į kitą; 3) teršalų molekulių skaidymas. Procesai ir vandens organizmai, veikiantys kaip filtrai [100]: filtruojantys bestuburiai; priekrantės makrofitai, kurie sulaiko kai kurias biogenines medžiagas ir teršalus, atnešamus į paviršinius vandenis iš aplinkinių sričių; bentosas – sulaiko ir adsorbuoja dalį biogeninių medžiagų ir teršalų vandens telkinio dugne. Vandens organizmai, veikiantys kaip siurbliai [100]: 1) vandens vabzdžių biogeninių medžiagų pernaša iš vandens į artimiausias sausumos teritorijas; 2) paukščių, mintančių žuvimis, biogeninių medžiagų pernaša iš vandens į artimiausias sausumos ekosistemas. Procesai ir vandens organizmai, skaidantys teršalų molekules: 1) viduląsteliniai fer- mentiniai procesai; 2) procesai, katalizuojami fermentų, esančių ląstelių išorėje; 3) fotolizė;

4) laisvieji radikalai. Taip, pavyzdžiui, redukcinis vandens aplinkos potencialas, formuoja- mas H2O2, yra svarbus mažinant kai kurių teršalų toksinį poveikį (H2O2 yra atpalaiduojamas iš mikrodumblių dėl šviesos įtakos) [100]. Užterštose upėse heterotrofinės bakterijos oksiduodamos organinius junginius kaip + - 3+ 3- katalizatorius naudoja O2, Mn4 , NO3 , Fe ir SO4 [10]. Šaltuoju metų laiku bakterijos or- ganinėms medžiagoms skaidyti naudoja ištirpusį vandenyje deguonį. Tokiu metų laikotarpiu natūrali upės būklė (nepaveikta antropogeninės taršos) atsikuria palyginti greitai [122]. Heterotrofinių bakterijų veikla intensyvesnė esant aukštoms temperatūroms. Kai trūksta deguonies, bakterijos pradeda naudoti nitratus kaip elektronų akceptorius. Tuomet nitratų koncentracija vandenyje gali labai sumažėti (pavasario ir vėlyvo rudens laikotarpiais) arba jie gali būti net visiškai sunaudoti (vasaros ir rudens laikotarpiais). Tada yra panaudo- jami sulfatų jonai kaip galiniai elektronų akceptoriai sulfatų redukcijos reakcijų metu [122]. Vollenweider [144] tyrė, kaip vandens makrofitai sulaiko fosfatų, nitratų ir amonio jonus, ir padarė išvadas, kad praujenių genties (Callitriche sp.) augalai gali efektyviai šalinti fosfatus iš nuotekų. Eksperimentiškai buvo įrodyta, kad upeliuose, kuriuose yra mažai biogeninių me- džiagų, papildomos PO4-P ir NH4-N apkrovos yra greitai ir sėkmingai pašalinamos siūlinių dumblių (Zygnema, Spirogyra, ir Oedogonium) [77]. Labai užterštuose upeliuose yra sunkiau nustatyti biogeninių medžiagų sulaikymo laipsnį. Taigi biogeninių medžiagų sulaikymas upeliuose ir apsauga nuo tolesnės šių medžia- gų migracijos į stambesnes upes bei ežerus priklauso nuo daugelio veiksnių: 1) apkrovos iš taršos šaltinių; 2) foninės taršos; 3) pakrančių ir vandens augalų bendrijų dydžio ir medžiagų pasisavinimo galimybių; 4) upės vagos geometrinių savybių; 5) antropogeninės veiklos masto ir t. t. Nagrinėjant vandens ekosistemas buvo prieita prie išvados, kad visi vandens organizmai vienu ar kitu būdu prisideda prie savaiminio apsivalymo procesų. Vandens kokybės savikontrolė, apsivalymas ir atsikūrimas– tai labai svarbūs komponentai stabilizuojant eko- sistemą. Vandens telkinio pradinės būklės (nepaveiktos antropogenine tarša) atkūrimas yra svarbus dėl to, kad organinės medžiagos nuolat patenka į vandenį iš aplinkinių teritorijų su intakais, su atmosferos krituliais ir su kietosiomis dalelėmis, atneštomis vėjo [134]. Vandens savaiminis apsivalymas yra toks pat svarbus procesas vandens ekosistemai kaip DNR pa- žeistos struktūros atkūrimas paveldimumo procese. Taigi vandens ekosistemų savaiminį apsivalymą galima laikyti ekologine reparacija. 1.3 Medžiagų sulaikymas upėse Kiekybinė biogeninių medžiagų analizė yra svarbi siekiant įvertinti vandens ekosis- temą ir joje vykstančius eutrofikacijos procesus. Dėl žmogaus veiklos upelių paviršiniuose ir požeminiuose vandenyse dažnai padidėja biogeninių ir organinių medžiagų koncentracijos. Teršalų apkrovos upėje žemiau antropogeninės taršos šaltinių visada yra didesnės nei upės žiotyse [128]. Skirtumas paprastai vadinamas sulaikymu [46, 48, 121, 109]. Sulaikymą sunku išmatuoti, bet jis lengvai nustatomas naudojant baseino taršos masių balanso mode- lius [83, 129, 148]. Maži upeliai yra kaip jungianti grandis tarp sausumos ekosistemų ir didesnių vandens telkinių, į kuriuos jie įteka, todėl ekologiniais koridoriais gali reguliuoti biogeninių medžia- gų transportą [103]. Kaip minėta, biogeninės medžiagos gali būti sulaikomos vandens orga- nizmų, bet kartais pasireiškia antrinis užterštumas – kai medžiagos dėl remineralizacijos

14 procesų iš dugno nuosėdų pakyla į vandens storymę. Tačiau daugelis autorių analizuoja tik medžiagų pasisavinimą [23]. Dauguma savaiminio apsivalymo efektyvumo tyrimų yra atlikta sąlyginai švariuose upeliuose, kurie nepatiria stipraus antropogeninio poveikio. Tuo tarpu yra labai mažai žino- ma apie biogeninių medžiagų koncentracijų sumažėjimą palyginti užterštuose upeliuose [42]. Remiantis „Papildomos apkrovos teorija“ [95], Marti [75] iškėlė hipotezę, kad dėl di- delių pastovių apkrovų (pvz., iš NVĮ) keičiasi upelių ekologinės bendrijos bei sumažėja savaiminio apsivalymo efektyvumas, lyginant su mažiau užterštais upeliais. Tuo tarpu kiti mokslininkai pastebėjo [22], kad kai kurių parametrų koncentracijos upelių vandenyje didė- ja ne tik dėl nuotekų iš NVĮ, bet ir dėl medžiagų, patenkančių su požeminiais vandenimis, ir tam tikrų procesų, pvz., medžiagų nusėdimo ir resuspensijos, organinių medžiagų minerali- zacijos, nitrifikacijos. Biogeninių medžiagų koncentracija upelių vandenyje mažėja dėl biotinio medžiagų sulaikymo [79, 69], vandens judėjimo per trumpalaikes sulaikymo zonas [142], denitrifikacijos [26] ir biotinės nuosėdų sorbcijos [60, 136]. Ištakose, kur upeliai yra seklūs, biotinių ir abiotinių veiksniųįtaka vandens telkiniui pasireiškia dar labiau. Adomaitis ir Vaikasas [1], analizuodami biogeninių medžiagų koncentracijų svyravimus Nemuno žemupyje mažo pavasario potvynio metu, taip pat pažymi, kad esant mažam užliejimui, vandens apsivalymo nuo biogeninių medžiagų sąlygos yra geresnės. Dėl didelių biogeninių medžiagų koncentracijų vandens telkiniuose susidaro nepalankios sąlygos biologinei įvairovei [111], pasikeičia dumblių, makrobestuburių ir žuvų struk- tūrų sandara, susidaro prielaidos tolerantiškų užteršimui rūšių dominavimui [96, 82, 61]. Per dideli biogeninių medžiagų krūviai veikia upelių metabolizmą, teikdami pirmenybę chemo- heterotrofinei mikroorganizmų veiklai, ir užkerta kelią fotoautotrofinei kitų organizmų veiklai [76]. Toliau yra pateikiami skirtingų šalių autorių analizės būdai, vertinantys patekusių į upes medžiagų kiekio svyravimus. 1.3.1 Medžiagų koncentracijų kaita tolstant nuo taršos šaltinio Norint suprasti savaiminio apsivalymo mechanizmus, pirmiausia reikia išnagrinėti, kaip keičiasi tiriamų medžiagų koncentracijos judant pasroviui žemyn upe. Galima nagrinėti švarias upes ir paveiktas antropogeninės veiklos. Antruoju atveju koncentracijų svyravimai žemiau taršos šaltinių yra didesni. Taip pat kai kurie autoriai nagrinėja tiesiog parametrų koncentracijų dinamikas judant pasroviui nuo ištakų iki žiočių [70]. Savaiminis apsivalymas tai ne tik koncentracijos sumažėjimas. Tokiu pavadinimu šiame darbe siekiama įvardinti upėse vykstančius skirtingus procesus, dėl kurių vyksta me- džiagų koncentracijos kaita. Ifabiyj [55] nagrinėjo Nigerijos upelį Ile-Ife, kuriame vertino skirtingų parametrų koncentracijų kitimus, imdamas vandens mėginius pasroviui nuo upės ištakų iki žiočių. Au- torius nustatė, kad septynių iš devynių nagrinėtų parametrų (Mg2+, Ca2+, pH, vandens kie- - tumas, skendinčios medžiagos, NO3 ir bendrasis fosforas) koncentracijos upelio žiotyse sumažėjo iki lygio, buvusio upelio ištakose. Kitų dviejų parametrų (K+ ir Na+) koncentracijos padidėjo. Autorius kelia hipotezę, kad šių parametrų koncentracijos galėjo padidėti dėl teršalų pritekėjimo iš pakrančių zonos arba dėl vandens augalų metabolizmo procesų. Taikant tiesinės statistinės analizės metodą bei vertinant priklausomybę tarp vandens cheminių parametrų koncentracijų kitimo ir atstumo nuo taršos šaltinio, buvo nustatyta, kad 2+ - keturių nagrinėtų parametrų (Ca , NO3 , bendrasis fosforas ir skendinčios medžiagos) koncentracijos mažėjo tolstant nuo pradinio taško su koreliacija -0,6; -0,66; -0,7; 0,7. Tuo tarpu

15 kitų parametrų (Mg2+, K+, pH ir vandens kietumas) vertės, tolstant nuo pradinio taško padi- dėjo, atitinkamai su 0,9; 0,7; 0,9 ir 0,75 koreliacija [55]. Lernlerc [67] ir Ongley [98] taip pat savo straipsniuose nurodo, kad vandens kokybė keičiasi priklausomai nuo atstumo tolstant pasroviui nuo taršos šaltinio. Vagnetti su bendraautoriais [139], nagrinėdamas dirbtinį upelį, tekantį Italijoje į šiau- rės rytus nuo Venecijos, pastebėjo, kad tiriamo upelio ruožo pradžioje ir pabaigoje kai kurių medžiagų koncentracijos svyruoja. Autorius, naudodamas t-Testą, nustatė, kad upelio pabaigoje, lyginant su upelio pradžia drumstumo, amonio jonų, bendrojo fosforo, Al, Fe, Pb, Mn, Cu, Zn, 1,1,1-trichloretano, tetrachloretileno ir kt., koncentracijos sumažėjo. Kai kurių kitų parametrų: pH, chloridų, fluoridų, nitritų, natrio ir sulfatų jonų, koncentracijos buvo reikšmingai padidėjusios. Taip pat buvo nustatyta, kad upelio nagrinėjamo ruožo pabaigoje ištirpusio vandenyje deguonies koncentracija padidėjo su 10 % reikšmingumo lygmeniu. Tuo tarpu kiti mokslininkai [1, 140] atstumo įtaką biogeninių medžiagų koncentracijos svyravimui pateikia per kiek kitokią prizmę. Remiantis Nemuno žemupyje mažo pavasario potvynio metu jų atliktais tyrimais ir skaičiavimais, išsiliejusio vandens kokybės kaitą ir nusėdančių skendinčiųjų bei biogeninių medžiagų kiekius veikia vandens tekėjimo slėniu laikas ar atstumas iki pagrindinės Nemuno upės vagos, t. y. toliau nuo upės vagos esančiose teritorijose vanduo telkšo ilgiau, todėl čia nusėda didesni skendinčiųjų medžiagų kiekiai ir kartu sumažėja jų koncentracija tėkmėje. Autoriai padarė išvadą, kad didžiausią įtaka bioge- ninių medžiagų koncentracijai Nemuno deltos sąlygomis turi būtent smulkių nešmenų nusė- dimas, nes dėl žemų temperatūrų buvo nepalankios sąlygos denitrifikacijai. 1.3.2 Skirtingų veiksnių įtaka savaiminio apsivalymo procesams Biogeninių medžiagų sulaikymas priklauso nuo kelių veiksnių: atstumo, per kurį upelis sugeba apsivalyti nuo patekusių teršalų, upelio debito bei vandens greičio [21, 73, 142, 13]. Fosforo daugiau sulaikoma esant mažesniems debitams dėl to, kad medžiagų apykaita tarp vandens ir nuosėdų padidėja [5], o tai savo ruožtu padidina abiotinio ir biotinio sulaikymo galimybes [13]. Butturini ir Sabater [13], Peterson ir kt. [103] taip pat teigia, kad NH4-N ir PO4-P sulaikymo efektyvumas priklauso nuo upelio debito – kuo didesnis vandens telkinio debitas, tuo mažesnis šių medžiagų sulaikymo efektyvumas, t. y. tuo didesnių atstumų reikia joms absorbuoti. Kadangi dauguma biologinių medžiagų pasisavinimo procesų vyksta priedugnio zonoje, didesnių debitų atvejais kontaktas tarp „aktyvių“ nuosėdų ir biogeninių medžiagų mažėja. Tuo tarpu Marti su bendraautoriais [75] atlikti tyrimai neparodė jokios priklauso- mybės tarp NH4-N, NO3-N ir PO4-P sulaikymo efektyvumo ir vandens telkinio debito. Heidenwag ir kt. [47] Olbe (Vokietija) upelyje atlikti tyrimai parodė, kad tiriamos atkarpos pabaigoje, lyginant su tiriamos vietos pradžios duomenimis, amonio jonų (NH4-N) labai sumažėjo, o nitratų jonų (NO3-N) šiek tiek padaugėjo. Bendrojo neorganinio azoto koncentracija nuo pradinio iki galinio taško padidėjo 6,9–17,5 %. Autoriai nustatė, kad sro- vės greitis nuo 0,182 m/s iki 0,435 m/s yra optimalus amonio jonų transformacijai, nes esant tokiam greičiui biogeninės medžiagos gali laisvai judėti tarp dumblo nuosėdų ir vandens sluoksnio. Kai autorių tiriamos upės išplatėdavo, srovės greitis sumažėdavo, upėse pradė- davo dominuoti medžiagų sedimentacija, bet ne transformacija. Tie patys autoriai nustatė, kad jų tiriamose upėse nitratų krūvis didėjo dėl išsklaidytos teršalų apkrovos iš žemės ūkio teritorijų. Tiriant kitą Vokietijos upelį (Katzsohlbach) Heidenwag ir kt. [47] pastebėjo, kad amonio jonų koncentracija labai padidėja žemiau Breitensteino nuotekų išleistuvo. Kituose matavimo taškuose šio parametro koncentracijos buvo gerokai mažesnės. Katzsohlbach upe-

16 lio dugnas tarp pirmos ir antros tyrimo vietos yra žvyruotas ir padengtas storu bakterijų ir dumblių sluoksniu (iki 3 mm). Toliau šis sluoksnis plonėja iki beveik 1 mm. 1,1 km atstumu žemiau Breitensteino nuotekų išleistuvo upelis yra platesnis, srovės greitis mažesnis, dugne vyrauja druskingas substratas. Amonio jonų koncentracijos staigus sumažėjimas Katzsohlbach upelio tiriamajame ruože pastebimas jau už 300 m nuo nuotekų išleistuvo žemyn upe. Bendrojo neorganinio azoto kiekis tarp pirmos ir antros tyrimo vietos autorių nagrinėjamu laikotarpiu buvo suma- žėjęs 0,5–27,3 %. Atvirkščiai nei Katzsohlbach upelyje, Olbe upelio savaiminis apsivalymas ir amonio jonų transformacija vyko tolygiai visame 4,4 km tiriamajame ruože. Mažas upelio vingiuotumas, beveik vienodas plotis, palyginti maži srovės greičiai (0,12–0,27 m/s), druskingas dugno substratas, bakterijų ir dumblių stoka nulėmė žemą amonio jonų transformacijos lygį. Panašios sąlygos buvo ir Mühlgraben upelyje. Jame, kaip ir Olbe upelyje, amonio jonų transformacija vyko labai lėtai. Priešingai nei žemumų upeliuose, Dankerode, priekalnių upelyje, buvo nustatytas staigus amonio jonų koncentracijos sumažėjimas. Šis upelis yra labiausiai užterštas iš visų autoriaus tirtų upelių, jo dugne dominuoja akmenys ir žvyras, prie kurių prisitvirtinusios bakterijų ir dumblių aglomeracijos. Šių sankaupų storis nuo beveik 5 cm pradiniame taške už 50 m plonėja iki 5 mm, 800 m – 3 mm ir paskutiniame matavimo taške už 1600 m – 2 mm [47]. Savaiminio apsivalymo masto palyginimas su skirtingais hidroekomorfologiniais pa- rametrais visose Heidenwag ir kt. [47] tiriamose upelių atkarpose parodo apsivalymo pri- klausomybę nuo upelio gylio, pločio ir dugninio substrato (1.4 pav.). Autorių atliktų tyrimų rezultatai taip pat parodė, kad savaiminio apsivalymo procesai lygumų ir aukštumų upeliuose labai skirtingi. Kai kurie upelių tipologijos veiksniai (pvz., nuolydis, aukštis virš jūros lygio, geologija) yra svarbūs vandens savaiminiam apsivalymui. Autoriai įsitikinę, kad ekomorfologinių parametrų renatūralizavimas gali pagerinti savaiminio apsivalymo lygį.

1.4 pav. Savaiminio apsivalymo priklausomybė nuo upių morfologinių parametrų; NH4-N krūvių skirtumai tarp pirmos ir antros matavimo vietos keturiose upėse (pagal Heidenwag ir kt., 2001) - + 3- Dodds ir kt. [25] analizavo NO3 , NH4 ir PO4 jonų koncentracijų kaitą upėse. Auto- rius nustatė, kad šių jonų įtaka ekosistemai priklauso nuo to, koks yra jų ciklas vandenyje. Pavyzdžiui, jeigu dominuoja autotrofinis biogeninių medžiagų pasisavinimas, tada vandenyje pagausėja dumblių [24]. Taip pat šie mokslininkai nustatė, kad atstumas, kuriame yra pasisavinamos biogeni- nės medžiagos, buvo didesnis tuose upeliuose, kur apkrova iš taršos šaltinio buvo didesnė. - + Taip pat jie pastebėjo, kad NO3 ir NH4 sulaikymas lygiose vietovėse vyko lėčiau. O nagri-

17 nėdami parametrų masės perdavimo greičius nustatė, kad miškingose vietovėse jie buvo didesni. Šie veiksniai yra skirtingi kiekvienam parametrui, be to, priklauso nuo sezono [23]. Yra gerai žinoma, kad upių vandens kokybė suprastėja ne tik dėl sutelktosios, bet ir dėl pasklidosios taršos. Upėse, kurios teka per žemės ūkio naudojamus plotus, labai padidėja azoto ir fosforo koncentracijos [14]. Povilaitis [106] nagrinėjo bendrojo fosforo ir PO4-P koncentracijų pokyčius 22 Lietu- vos upių vandenyje priklausomai nuo žemės ūkio intensyvumo ir nustatė, kad intensyvėjant tręšimui, šių parametrų koncentracijos upių vandenyje staigiai padidėja. Tačiau, sumažinus trąšų kiekius, koncentracijos pasikeičia negreitai. Taip yra dėl fosforui būdingo inertišku- mo, pasireiškiančio sulėtinta reakcija į nuotėkį iš baseine esančių žemės ūkio teritorijų. Nuo 1991 iki 2002 metų sumažėjus žemdirbystės intensyvumui statistiškai reikšmingi PO4-P koncentracijų sumažėjimai, naudojantis daliniu Mann-Kendall testu, buvo nustatyti aštuo- niose, o bendrojo fosforo – tik keturiose iš analizuotų 22 upių. Taip pat Povilaitis [106], pasinaudodamas Evans ir kt. [29] pasiūlytais kriterijais, išana- lizavo PO4-P koncentracijos pasikeitimus vandenyje priklausomai nuo pagrindinių vandens katijonų. Šie kriterijai atspindi resuspensijos intensyvumą vandenyje. Povilaitis, naudodamasis +2 +2 formule PO4-P/(Ca +Mg ) ·1000, nustatė vidutines šio santykio reikšmes visose jo nagrinė- tose upėse ir jas palygino. Kuo didesnė šio santykio reikšmė, tuo geresnė yra ortofosfatinio fosforo resuspensija. Geriausiomis PO4-P resuspensijos savybėmis iš visų Povilaičio tirtų upių pasižymėjo Skroblus, Merkys ir Nevėžis. Jų santykis tarp ortofosfatinio fosforo ir pa- grindinių vandens katijonų buvo atitinkamai 1,385; 0,685 ir 0,889. Be to, Povilaitis [107] nagrinėjo ir bendrojo bei mineralinio azoto pasikeitimus priklausomai nuo žemdirbystės masto sumažėjimo Lietuvoje per pirmą nepriklausomybės de- šimtmetį. Tik vienoje iš septynių tirtų upių buvo nustatytas reikšmingas ryšys tarp žemdir- bystės nuosmukio ir koncentracijų sumažėjimo. Visų nagrinėtų autorių atlikti tyrimai dar kartą patvirtino, kad azoto ir fosforo kon- centracijų kaitai turi įtakos skirtingi veiksniai. Pavyzdžiui, azoto junginių apykaitoje di- džiausią įtaką turi gamtiniai veiksniai ir žemės ūkio veiklos intensyvumas [27, 119, 4, 127, 105, 147, 54, 123]. Daugelio autorių [110, 102, 59, 137, 127, 128, 129, 118] atliktų tyrimų metu buvo nustatyta, kad su nuotėkiu iš žemdirbystės laukų išsiplauna daugiau bendrojo azoto nei bendrojo fosforo. Iš žemdirbystės laukų į upes patenka nuo 4 iki 6 kartų daugiau azoto nei iš miškingų vietovių, pievų ar ganyklų. Daugiausia azoto iš žemdirbystės laukų išsiplauna tuose baseinuose, kuriuose vyk- doma intensyvi žemės ūkio veikla ir yra didesnis gyvulių tankis, o azoto sulaikymo procesai buvo apriboti tankiu melioracijos sistemos tinklu [110, 66]. Didesnis azoto eksportas iš žemdirbystės laukų atspindi juose naudojamų trąšų poveikį [110]. Pocius [104] taip pat nu- statė, kad nitratų išplovimas iš laukų priklauso nuo drenažo veikimo intensyvumo – kuo jis intensyviau veikia, tuo daugiau išplaunama nitratų. Nitratų išplovimas iš laukų priklauso ir nuo pasėlių struktūros. Tačiau Kutra ir Račkauskaitė [64] savo tyrimų metu nustatė, kad baseinų mastu daug svarbesnis upelių taršą didinantis veiksnys yra ir plotai, esantys prie gyvulių tvartų. Drenažo vanduo, patenkantis į upelius iš tvartų, jų nagrinėtame Graisupio upelio baseine buvo daug labiau užterštas azoto junginiais negu nutekantis nuo sėjomainos laukų. Tuo tarpu nuo aria- mosios žemės nutekėjęs vanduo buvo užterštas daugiau kaip 2 kartus, palyginti su vandeniu, patekusiu iš daugiamečių žolių plotų [64, 65]. Kad į paviršinius vandens telkinius nepatektų teršiančios medžiagos iš žemės ūkio plo- tų, viena iš siūlomų taikyti efektyvių priemonių yra vandens telkinių apsauginės juostos, kuriose draudžiama bet kokia ūkinė veikla. Deja, tokių apsaugos juostų šiuo metu nėra griežtai laikomasi, todėl pasklidoji tarša yra didžiausias azoto apkrovų šaltinis baseinuose [27].

18 Tuo tarpu Pb kiekiai, patenkantys iš žemdirbystės laukų, yra tik šiek tiek didesni nei iš miškų, pievų ar ganyklų. Tai galima paaiškinti tuo, kad fosforas yra ne toks tirpus ir judrus kaip azotas. Jam būdingas aukštas adsorbcijos ir augalų pasisavinimo lygis bei apribotas atpalaidavimas iš dirvožemio. Gamtoje fosforo išplovimas priklauso nuo to, ar stabiliai fosforo junginiai surišti su gruntu, nuo mineralinių junginių sudėties ir infiltracijos [27, 119, 4, 127, 105]. Povilaitis [106] nurodo, kad lengvai išplaunamos fosforo formos priklauso nuo dirvožemio pH ir tipo. Kylmar [66] nustatė, kad fosforo daugiau patenka į upelius, kurių baseinuose daugiau molinių dirvožemių, vyrauja vienmečiai augalai. Fosforas lengvai nuteka į vandenį iš rūgščių dirvožemių, kadangi fosforo junginiai surišti su metalų jonais, ištirpusiais rūgštinėje aplinkoje. Behrendt ir Opitz [3] teigia, kad iš koncentruotos taršos šaltinių patenka iki 65 % fosforo. Taigi erozija ir nuotėkis nuo grįstų teritorijų ir iš kanalizacijos sistemų yra dominuojanti upių taršos fosforo junginiais priežas- tis. Tačiau Gaigalis ir Račkauskaitė [32] pažymi, kad atliekant hidrologinius tyrimus, ypač svarbu stebėti pavasario bei žiemos nuotėkius. Šiais laikotarpiais išsklidusi tarša di- džiausia. Padidėjusio vandeningumo laikotarpiais ir maisto medžiagų koncentracija upelių vandenyje būna didesnė, nes susidaro palankios sąlygos judėti maisto medžiagoms su grun- tiniu ir paviršiniu vandeniu upelių link. Sausmečio laikotarpiu pasklidoji tarša turi mažesnę įtaką upelių vandens kokybei. Šmitienė ir Gaigalis [130] ištyrė kelias mažąsias Lietuvos upes ir nustatė, kad vasarą jos labiau nusenka (birželį prateka 0,5–2 % metų nuotėkio, o didesnėse upėse – 2–5 %), o jų pavasario potvyniai maksimumą pasiekia 13 parų anksčiau nei didesnės to paties regiono upės. Grizzetti ir kt. [39] duomenimis, daugiau biogeninių medžiagų pašalinama vasaros laikotarpiu, kai esant aukštesnei temperatūrai pagreitėja biologiniai procesai bei vyksta spar- tesnė sedimentacija. Be to, azoto pašalinimas denitrifikacijos ir nusėdimo būdu sumažėja gilesniuose kanaluose, kur judėjimas tarp viršutinio vandens sluoksnio ir nuosėdomis yra nuslopintas. Lietuvos autoriai Milius ir Baigys [81] savo darbo metu nustatė, kad nuotėkio bei hid- rocheminio režimo analizė rodo, kad iš daugelio klimato veiksnių, nulemiančių upelio vandens kokybę, ypač svarbūs yra kritulių kiekis ir oro temperatūra. Tai patvirtina ir kitų Lietu- vos autorių atlikti tyrimai [34, 127]. Kalbant vien apie pasklidosios taršos įtaką upių vandens kokybei, Milius ir Baigys [81] nustatė, kad didžiausios fosforo koncentracijos jų tyrinėtame L-1 upelio vandenyje nustatytos mažo nuotėkio laikotarpiu, kai sąlygos irti organinėms medžiagoms ypač palankios, taip pat vėlyvą rudenį ir žiemą (per polaidį), kai nuo laukų į vandenį patenka nemažai fosforo su drenažo ir paviršiniu vandeniu. Tačiau azotinių medžiagų koncentracijų sezoniniai svyravimai yra kiek kitokie – autoriai nustatė du išplovimo maksimumus: vėlyvo rudens – žiemos pradžios ir žiemos – ankstyvo pavasario. Žiemos – ankstyvo pavasario metu nitratų padidėjimą nulėmė jų kiekiai, pasklidę baseine su krituliais. Lapkritį ir gruodį, kai krituliuo- se nitratų buvo mažai, didelį nitratų išplovimą sukėlė gyvybinė nitrifikatorių veikla. Visiškai sumažėjus fotosintezės ir autotrofijos procesams, azotinės organinės medžiagos skaidosi ir azotas iš organinių junginių pereina į mineralinius. Gaigalis ir Kutra su bendraautoriais [32, 64, 33] taip pat savo darbuose kalba apie bendrojo azoto ir bendrojo fosforo koncentracijų svyravimų sezoniškumą. Nurodo, kad Nb didžiausios koncentracijos buvo lapkritį ir gruodį, vasarą jos sumažėdavo dėl to, kad augalai vegetacijos laikotarpiu aktyviai pasisavina azotą. Pb didžiausios koncentracijos buvo liepą, rugpjūtį ir rugsėjį. Iš visų autorių tirtų objektų, analizuotame Vidurio Lietuvos upelyje buvo didžiausi metiniai Nb ir Pb kiekiai.

Merseburger su bendraautoriais [80] atliko tyrimus La Tordera ir Gurri upeliuose, esančiuose šiaurės rytų Ispanijoje, Katalonijoje. Kiekviename upelyje autoriai pasirinko atkarpą, esančią žemiau nuotekų valyklos išleistuvo, kad galėtų ištirti vandens kokybės pasikeitimus žemiau taškinio taršos šaltinio žemės ūkio naudojamuose ir nenaudojamuose plotuose, įvertinti teršalų koncentracijų pasikeitimus už tam tikro atstumo dėl upelių savaiminio apsivalymo. La Tordera upėje autoriai tyrė 550 m atstumą nuo taršos šaltinio, o Gurri upėje – 950 m atstumą. Abi upės teka lygumoje, vidutinis La Tordera debitas 2001–2002 metais buvo 0,267±0,115 m3/s, o Gurri upelio – 0,079±0,024 m3/s. Autoriai tyrė upelius kas mėnesį nuo 2001 metų rugpjūčio iki 2002 metų rugsėjo mėnesio. Autoriai teigia, kad biogeninių medžiagų šalinimo procesų visuma (pasisavinimas, denitrifikacija, nusodinimas), atėmus atpalaidavimo procesus (nitrifikacija, mineralizacija ir kt.), atvaizduoja šių medžiagų koncentracijų pasikeitimus priklausomai nuo atstumo iki tar- šos šaltinio. La Tordera upelio baseine 87,4 % žemės ploto užima miškai ir nenaudojama žemė, 10,8 % – ariami plotai ir pievos, 1,8 % – miesto teritorijos. Tuo tarpu 60,7 % Gurri upelio baseino ploto užima ariami plotai ir pievos, 35,2 % – miškai ir nenaudojama žemė, 4,0 % – miesto teritorijos. Taip pat yra skirtinga šių baseinų geologinė sandara – La Torderos upelio baseine dominuoja silicinis pagrindas, o Gurrio upelio baseine – kalkinis. Upelių debitas svyruoja priklausomai nuo metinio kritulių kiekio bei nuo sezono – sausuoju laikotarpiu upeliai kelis mėnesius lieka išdžiūvę. Didžiausias nuotėkis būna pavasarį ir rudenį. Nuotekų valyklos, pastatytos ant La Tordera ir Gurri upelių, atitinkamai aptarnauja 5808 ir 11 666 GE, čia GE – tai nuotekų šaltinis, kuriame per parą susidaro toks biologiškai skaidomų teršalų kiekis, kuris atitinka 60 g/d BDS5. Abiejuose nuotekų valymo įrenginiuo- se yra naudojamas biologinis valymas, tačiau nėra papildomo aktyvaus azoto ir fosforo šali- nimo. Mersebuger ir kt. [80] gauti rezultatai parodo, kad tirtų upių vandenyje NH4-N koncentracijos daugiausia didėja dėl teršalų, patekusių iš sutelktosios taršos šaltinių. Autoriai nagrinėjo skirtingų parametrų koncentracijų svyravimus tolstant pasroviui nuo taršos šaltinio. Taip pat jie apskaičiavo skirtingų medžiagų transformavimo atstumus (Snet) bei masių pernašos koeficientus (Vf). Apskaičiuodami medžiagų transformavimo atstumus autoriai padarė prielaidą, kad biogeninių medžiagų koncentracijų svyravimus tolstant pasroviui nuo taršos šaltinio galima išreikšti tokia lygtimi [74]:

( ) , (1)

čia Cx – medžiagos koncentracija už x atstumo nuo taršos šaltinio (nuotekų išleidimo vietos); C1 – medžiagos koncentracija artimiausioje taršos šaltiniui vietoje; Clx – chloridų koncentracija už x atstumo nuo taršos šaltinio (nuotekų išleidimo vietos); Cl1 – chloridų koncentracija pirmoje mėginių ėmimo vietoje; b – medžiagų koncentracijos pasikeitimo pasroviui nuo taršos šaltinio koeficientas (1/m), o atvirkštinis šio koeficiento dydis (-1/b) – medžiagos transformavimo atstumas Snet (m).

Masės pernašos koeficientą (Vf, m/s) – greitį, kuriuo medžiaga nusėda iš vandens sto- rymės į dugną, autoriai apskaičiavo pagal 2 formulę [125]:

, (2)

čia h – vidutinis vagos gylis tiriamoje atkarpoje (m); v – vidutinis upės atkarpos greitis (m/s); Snet – medžiagos transformavimo atstumas (m).

20 Hidraulikoje šis dydis yra vadinamas dalelių skendimo greičiu (hidrauliniu stambu- mu) Ws, kuris yra apskaičiuojamas pagal 3 formulę [141]:

, (3)

čia y – vidutinis vagos gylis tiriamoje atkarpoje (m); t – medžiagos išbuvimo vagoje laikas. Vaikasas [141] teigia, jog dalelių nusėdimo greitis vandenyje nusistovi ir tampa pas- tovus tik tada, kai gravitacijos jėgos sukuriama traukos jėga Fg (4 formulė) atsveriama dale- lės pasipriešinimo skendimui dėl klampos jėgos Ff (5 formulė), t. y. nusistovi dinaminė pusiausvyra (149, 17].

( ) , (4)

( ) ( ), (5)

čia ρ – vandens tankis g/l; ρs – nešmenis (agregatus) sudarančių dalelių vidutinis tankis g/kg; g – gravitacijos jėgos pagreitis (981 cm/s2); d – sferinis dalelės skersmuo cm; CD – klampos pasipriešinimo koeficientas; Ws – dalelės skendimo greitis (hidraulinis stambumas) cm/s. Tačiau net ir stovinčiame vandenyje dalelės pasipriešinimo skendimui dėl klampos koeficientą CD nustatyti yra gana sunku, todėl jis dažniausiai randamas eksperimentiniu bū- du [141]. Nors abiejuose valymo įrenginiuose, iš kurių nuotekos patenka į Marti ir kt. [74] nag- rinėtus upelius, nėra specialių įrenginių, papildomai šalinančių azotą ir fosforą, tačiau koncentruotai patekusių teršalų poveikis vandens būklei buvo labiau jaučiamas La Tordera nei Gurri upelyje, t. y. upelyje, kurio baseine žemės ūkio plotai užima tik nedidelę dalį. La Tor- dera upelyje dėl nuotekų padidėjo INA (ištirpęs neorganinis azotas) ir IOAn (ištirpusi orga- ninė anglis) koncentracijos, tuo tarpu Gurri upelyje dėl sutelktosios taršos, patekusios su nuotekomis, nebuvo nustatyta jokių parametrų reikšmingų koncentracijų padidėjimų. Taip yra todėl, kad pasklidosios taršos iš žemės ūkio plotų poveikis yra daug didesnis šiam upeliui nei sutelktosios taršos. - + Mersebuger [80] tyrimų rezultatų įvertinimas parodė, kad NO3 /NH4 santykis gerokai sumažėjo (p=0,004) žemiau taškinio taršos šaltinio. Čia NO3-N sudarė 54 (±8) % ištirpusio neorganinio azoto (INA). Pasikeitimų tarp moliarinių santykių IOAn:INA, IOAn:IRF (ištir- pęs reaktyvus fosforas) ar INA:IRF aukščiau ir žemiau nuotekų išleistuvo nebuvo pastebėta. Gurri upelyje, tekančiame per žemės ūkio naudojamus plotus, buvo pastebėta, kad IRF, kaip ir IOA, koncentracijos analizuojamoje atkarpoje tendencingai didėja. Tačiau aiš- kūs NH4-N koncentracijos pokyčiai šiame upelyje nebuvo nustatyti. Tik mažiausių debitų laikotarpiu (liepą) analizuojamoje atkarpoje mokslininkai nustatė šio parametro koncentraci- jų sumažėjimus. NO3-N, kaip ir IRF bei IOAn, koncentracijos didėjo pasroviui nuo nuotekų išleistuvo. Tuo tarpu La Tordera upelyje, kuris nepriklauso žemės ūkio paveiktiems vandens telkiniams, nebuvo pastebėta jokių IRF koncentracijų pasikeitimo tendencijų analizuojamoje atkarpoje. IOA koncentracijos mažėjo tolstant nuo taškinio taršos šaltinio tik mažų debitų sąlygomis (2001 metų rugsėjį ir spalį) ir didėjo vandeningesniu laikotarpiu (2002 metų ba- landį). Autorių analizuojamu laikotarpiu šiame upelyje buvo pastebėtos aiškios NH4-N ma- žėjimo tendencijos tolstant pasroviui nuo nuotekų išleistuvo. Didžiausi koncentracijų svyra-

21 vimai buvo nustatyti sausuoju metų laikotarpiu. Tačiau nepaisant to, kad šio parametro koncentracijos pastebimai mažėjo tolstant nuo taškinio taršos šaltinio, analizuojamos upelio atkarpos gale NH4-N kiekis vandenyje vis tiek nepasiekė pradinės koncentracijos, buvusios iki minėto taršos šaltinio. Šiame upelyje NO3-N koncentracijų svyravimai pasroviui nuo taršos šaltinio buvo at- virkščiai proporcingi NH4-N koncentracijų svyravimams (1.5 pav.). Buvo nustatytas reikš- mingas NO3-N koncentracijų didėjimas pasroviui nuo taškinio taršos šaltinio. Mažiausias NO3-N koncentracijos padidėjimas sutapo su mažiausiu NH4-N koncentracijų sumažėjimu. Nepaisant aiškių NO3-N ir NH4-N koncentracijų svyravimo tendencijų, jokių reikšmingų INA koncentracijų pakitimų nebuvo pastebėta.

1.5 pav. Tiesinė priklausomybė tarp NH4-N ir NO3-N masės pernašos koeficientų La Tordera upelyje (nepaveiktame žemės ūkio) (Mersebuger ir kt., 2005)

Autoriai nustatė, kad egzistuoja neigiamas ryšys tarp NH4-N pasisavinimo atstumo ir vandens temperatūros (p=0,002), t. y. esant aukštesnėms temperatūroms NH4-N efektyviau pasisavinamas. Ankstesni kitų autorių tyrimų rezultatai taip pat parodo, kad švariuose upeliuose vandens temperatūra turi svarbią reikšmę reguliuojant NH4-N sulaikymą [73, 13, 44], nes temperatūra kontroliuoja biologinių organizmų aktyvumą. Merseburger ir kt. [80], vertindami gautus tyrimų rezultatus, nustatė, kad IRF koncentracijos mažėjimui pasroviui nuo sutelktosios taršos šaltinio įtakos galėjo turėti jo absor- bavimas kalcio karbonatu. Tuo tarpu IRF koncentracijų padidėjimą lėmė paviršinės nuotekos ir fosforo resuspensija iš dugno nuosėdų [92, 42]. IRF sulaikymo intensyvumas vandens telkinyje, labai priklauso nuo dumblių aktyvumo [11, 120]. La Tordera upelyje 75 % atvejų nebuvo pastebėta jokių reikšmingų ištirpusios orga- ninės anglies (IOAn) koncentracijų pokyčių. 25 % atvejų reikšmingi IOAn koncentracijų pokyčiai buvo atvirkščiai proporcingi upelio debitui. Autoriai kelia hipotezę, kad IOAn koncentracijos vandenyje galėjo sumažėti dėl heterotrofinių organizmų veiklos, o padidėti – dėl autotrofinių organizmų veiklos [86] arba dėl biogeocheminių procesų potvynių metu [8]. Haggard ir kt. [42] atliko tyrimus JAV Arkanzaso valstijos Spavinaw Creek upelyje ir išanalizavo, kokios įtakos nuotekos turėjo kai kuriems fizikiniams bei cheminiams parametrams. Buvo nustatyta, kad patekusios į upelį nuotekos neturėjo įtakos vandens pH ir tempe- ratūrai. Tuo tarpu savitasis elektros laidumas žemiau nuotekų išleistuvo buvo labai padidė- jęs. IRF ir NO3-N koncentracijos pirmoje mėginių ėmimo vietoje žemiau nuotekų išleistuvo buvo atitinkamai nuo 8 iki 25 ir nuo 1,1 iki 1,4 kartų didesnės nei aukščiau jo. Tačiau reikšmingo NH4-N koncentracijos padidėjimo žemiau Columbia Hollow nuotekų išleistuvo nebuvo nustatyta.

22 Haggard su bendraautoriais [42], kaip ir aukščiau minėtas autorius Mersebuger su savo kolegom [80], įvertindamas savaiminį apsivalymą tyrinėtuose upeliuose naudojo rodiklį Snet, kuris parodo, per kokį atstumą patekusi į upę medžiaga yra transformuojama, t. y. pa- sikeičia jos fizinė ar cheminė būklė [30, 93]. Spavinaw Creek upelyje NO3-N ir IRF koncentracijos eksponentiškai mažėjo tolstant nuo Columbia Hollow nuotekų išleistuvo. IRF Snet rodiklis 1998 ir 1999 m. vasaros metu buvo atitinkamai 9,6 ir 23 km. Tuo tarpu NO3-N Snet tuo pat metu buvo 11 ir 7,8 km. Aukštas fosfatų sorbcijos indeksas (FSI) parodo P sulaikymo galimybes, t. y. nuosėdų sugebėjimą absorbuoti fosforo daleles iš vandens. Kuo didesnis yra FSI, tuo fosforo sulaikymo nuosėdose galimybės yra didesnės. Tačiau Spavinaw Creek FSI yra žemas, vadinasi, į nuosėdas patenka labai nedidelė fosforo dalis. Nuosėdų FSI už 0,8 km nuo pradinio taško nelabai skyrėsi nuo nuosėdų FSI aukščiau nuotekų valymo įrenginio. Atvirkščiai nei IRF, reikšmingos koreliacijos tarp NO3-N ir debito pokyčių Spavinaw Creek upelyje nebuvo pastebėta, tačiau NO3-N sulaikymo atstumas gerokai išaugo, kai pa- didėjo jo koncentracija. NO3-N koncentracijos upelio vandenyje, kitaip nei IRF, nuosėdų (abiotinė) sorbcija negali sumažinti, todėl pagrindinis NO3-N koncentracijos vandenyje su- mažinimo mechanizmas yra biotinis. Naudodamiesi Snet reikšmėmis Haggard ir kt. [42] nustatė, kad nuo 0,1 iki 17 % NO3- N ir nuo 9 iki 50 % IRF kiekio, patekusio į upelį su nuotekomis iš Columbia Hollow išleis- tuvo, pasiekė upelio žiotyse esantį ežerą Eucha, kuris yra nutolęs nuo šio išleistuvo per 22 km. Haggard su bendraautoriais [42] išskiria 2 veiksnius, turinčius įtakos vandens koky- bės valdymui atsižvelgiant į sutelktąją taršą: 1) Tarša iš sutelktosios taršos šaltinių apsunkina upelių savaiminio apsivalymo galimybes; 2) Dalis iš nuotekų išleistuvo patekusių teršalų nepriklausomai nuo jų koncentracijos yra laikinai sulaikoma upelyje. Tačiau debitų svyravimo ar potvynio metu kai kurios me- džiagos gali remineralizuotis ir sąlygoti antrinę taršą (pvz., bentosinėse nuosėdose adsorbuo- tas fosforas gali būti vėl pakeltas į vandens storymę ir transportuojamas pasroviui). Tuo tarpu kitos medžiagos gali būti pašalintos visam laikui (azotas gali būti eliminuotas iš sistemos denitrifikacijos būdu). Mullholand [88] tyrinėjo West Fork of Walker Branch (toliau Walker Branch) upelį, kuris teka viename iš JAV nacionalinių aplinkos tyrimų parkų. Autorius analizavo savaiminį šio upelio apsivalymą naudojant biologinius žymeklius, kurie parodo patekusios medžiagos judėjimą, skilimą, pasišalinimą ir kitus procesus, sąlygojančius medžiagos koncentracijos sumažėjimą. Eksperimentiniai biogeninių medžiagų žymekliai, paleisti į tirtą upelį, parodė, kad šių medžiagų sulaikymo efektyvumas yra gana didelis ankstyvą pavasarį, kai aukštas šviesos energijos lygis ir didelis autotrofinių organizmų aktyvumas, ir rudenį, kai dėl nukritusių augalų lapų padidėja heterotrofinių organizmų aktyvumas [85, 87, 131]. Azoto pasisavinimas ir denitrifikacija miškingose pakrantėse gali sumažinti nitratų koncentraciją drenažiniuose vandenyse, patenkančiuose į upelius [40, 49]. Upeliai, tekantys per mišką, yra praturtinami medžiagomis, kuriose gausu anglies, ta- čiau mažai organinių medžiagų. Tokios medžiagos palaiko didelį grybų ir bakterijų aktyvu- mą [135, 84]. Azoto ir fosforo poreikis padidėja taip pat ir intensyvios vegetacijos periodu [50]. Mulholland [88] vertindamas gautus iš tiriamo upelio duomenis padarė išvadas, kad metinės ištirpusio neorganinio azoto ir ištirpusio reaktyvaus fosforo koncentracijos koreliuo- ja su metiniu nuotėkiu (atitinkamai R = 0,59 ir 0,93).

Didžiausios NO3-N ir IRF koncentracijos upelio vandenyje buvo vasarą ir ankstyvą rudenį. Mažiausios koncentracijos buvo vėlyvą rudenį, tada jos buvo arti arba žemiau prie- taiso aptikimo ribos. Taip pat labai mažos koncentracijos buvo aptinkamos ankstyvą pavasa- + rį. NH4 didžiausios koncentracijos taip pat buvo stebimos vasarą [87]. Buvo pastebėtas tam tikras azoto ir fosforo organinių ir neorganinių formų koncentra- cijų svyravimo sezoniškumas. Pavyzdžiui, vėlyvą vasarą ir rudenį IOAn koncentracijos buvo truputį mažesnės nei INA, o IOF – didesnės nei IRF [88]. Reddy ir kt. [114] nagrinėjo organinį ir neorganinį fosforą, patenkantį į upes, bei analizavo jo atsiradimo ir pašalinimo mechanizmus. Santykinės organinės ir neorganinės fosforo formų proporcijos priklauso nuo dirvožemio, augalijos ir žemės naudojimo upės baseine. Paviršiniame vandenyje fosforo junginiai gali būti ištirpę, koloidų ir skendinčių dalelių pavidalo. Fosforas gali būti organinių ir neorganinių (ortofosfatų, polifosfatų) junginių formo- - + se. Gamtinėse ekosistemose vyrauja mineralinis fosforas [H3PO4 → H+ + H2PO4 → H + 2- + 3- H2PO4 → H + PO4 ]. Neorganinių fosforo junginių formos priklauso nuo vandens pH. Esant pH daugiau 2- kaip 6,5, fosfatai daugiausia yra HPO4 pavidalo. Tam, kad galėtų atsekti fosforo judėjimą bei transformacijos procesus, autorius sus- kirstė fosforo formas į kelias grupes: ištirpęs neorganinis fosforas (INF), ištirpęs organinis fosforas (IOF), neorganinis dalelių fosforas (NDF) ir organinis dalelių fosforas (ODF).

1.6 pav. Fosforo formos ir judėjimas tarp sausumos, priekrantės zonos ir upės vagos (Reddy ir kt., 1999): INF – ištirpęs neorganinis fosforas; IOF – ištirpęs organinis fosforas; NDF – neorganinis dalelių fosforas; ODF – organinis dalelių fosforas Augalų fosforo asimiliacija priklauso nuo augalijos tipo ir augimo būdo. Plaukiojan- tys ir panirę augalai dažnai auga arčiau upelių pakrančių, ir fosforas, transportuojamas vandenyje, dažnai neturi tiesioginio kontakto su šių augalų šaknimis [112] (1.6 pav.). Tuo tarpu Kunishi ir kt. [63] teigia, kad dirvožemis upelių krantuose pasižymi didesniu fosforo ab- sorbsijos laipsniu nei paprastas dirvožemis. Atlikti tyrimai parodė, kad skendinčios medžia- gos, vyraujančios potvynio metu, gali labai sumažinti tirpaus fosforo koncentraciją upeliuose [63, 77]. Augalijos įtaka fosforo sulaikymui priklauso nuo jos tipo, šaknų sistemos tipo, detri- tinių audinių apykaitos, C/P santykio detritiniuose audiniuose, metabolinių procesų eigos ir

24 fizikinių ir cheminių vandens savybių. Daugiausia fosforo augalai pasisavina sparčios vegetacijos metu – tada fosforas augalams yra ypač reikalingas augimui, o rudens/žiemos periodu jo pasisavinama mažiausiai ar net visai nepasisavinama [115]. Fosforo sulaikymas taip pat priklauso ir nuo mikroorganizmų bei perifitono [45]. Perifitonas gali asimiliuoti organinį ir neorganinį fosforą [7]. Fosforo sulaikymas taip pat priklauso nuo upelio nuosėdų tipo [114]. Marti ir kitų [75] autorių pasirinktuose 15 upelių šiaurės rytų Ispanijoje, Katalonijos regione, buvo atlikti savaiminio apsivalymo žemiau NVĮ tyrimai. Remiantis atliktais tyrimais, chloridų kiekis žemiau nuotekų išleistuvų buvo apie 3,6 kartų didesnis nei aukščiau jo [75]. NH4-N, N-NO2, PO4-P ir ištirpusios organinės anglies koncentracijos nuotekose buvo daug didesnės nei pačiuose upeliuose (atitinkamai 20,7, 8,5, 12,2 ir 2,4 karto). Upelių vanduo ir nuotekos skyrėsi pagal biogeninių medžiagų kiekius ir N atveju pagal sudėtį. Ištirpusio neorganinio azoto dominuojanti upeliuose forma buvo NO3-N, o nuotekose – NH4-N. Marti su bendraautoriais pastebėjo tokias tendencijas: NH4-N koncentracija nuotekose buvo atvirkščiai proporcinga NO3-N koncentracijai (p = 0,01, r = -0,53, n = 28); aukščiau NVĮ nustatyta teigiama koreliacija tarp NH4-N ir PO4-P (p = 0,05, r = 0,51, n = 15); tarp NH4-N ir ištirpusios organinės anglies taip pat nustatyta teigiama koreliacija (p = 0,03, r = 0,59, n = 13). Marti su bendraautoriais [75] nustatė, kad skirtingose mėginių ėmimo vietose praskiedimas upeliuose svyravo nuo 0 (nėra praskiedimo) iki 57,5 %. Nagrinėjant skirtingais laikotarpiais tirtas upelių vietas, mažesnis nei 10 % praskiedimas buvo 54 % atveju. Apskaičiavęs praskiedimą autorius nustatė parametrų koncentracijų padidėjimą tirtose upelių atkarpose: NH4-N – 27 % atvejų, NO3-N – 35 %, ištirpusios organinės anglies – 31% ir PO4-P – 29 % atvejų. Marti su bendraautoriais [75] tirtuose upelių ruožuose nenustatė reikšmingo skirtumo tarp apsivalymo nuo skirtingų teršalų atstumų. Jų tyrimų metu nebuvo nustatytas reikšmingas ryšys tarp atstumo, reikalingo upeliui apsivalyti, debito ir NH4-N, NO3-N, ištirpusio neorganinio azoto, PO4-P ir ištirpusios organinės anglies koncentracijų. Autoriai pritaikė statistinės analizės ANOVA metodą priklausomybei tarp medžiagų sulaikymo atstumo ir baseino litologijos, hidrologijos, tyrinėjamos atkarpos morfologijos ir substrato tipo nustatyti. Buvo vertinama, kurie iš šių veiksnių veikia biogeninių medžiagų mažėjimo efektyvumą. Tyrimų rezultatai parodė, kad baseino litologija turi įtakos NO3-N sulaikymo atstumui (F = 8,053, p = 0,02, n = 10), o baseino hidrologinis režimas veikia PO4-P sulaikymo atstumą (F = 5,014, p = 0,04, n = 16). NO3-N sulaikymo atstumas buvo trumpesnis baseinuose, kuriuose vyrauja kalkingi dirvožemiai (2,2 ± 0,8 km), palyginus su baseinais, kurių dirvožemiai turi daugiau silicio (23,4 ± 8,5 km). PO4-P sulaikymo atstumas buvo trumpesnis upeliuose, kurie vasarą išdžiūsta (2,1 ± 0,6 km), palyginus su nuolat tekan- čiais upeliais (6,3 ± 2,1 km). Vertinant kitų parametrų sulaikymo efektyvumą priklausomai nuo šių fizikinių veiksnių, reikšmingos įtakos nebuvo pastebėta. Marti su bendraautoriais tyrimai patvirtino ankstesnes kitų autorių [52, 116, 61] išva- das apie tai, jog sutelktosios taršos šaltiniai kelia pagrindinę grėsmę mažų upelių vandens kokybei. Nuotekos iš NVĮ padidina biogeninių medžiagų koncentracijas vandens telkiniuose ir N atveju pakeičia dominuojančią formą. Šis transformavimas iš NO3-N į NH4-N neigia- mai veikia upelių biologinę įvairovę, ypač žuvų bendrijas [82]. Panašiai kaip ir anksčiau minėto autoriaus [80] atliktuose tyrimuose, Marti su bendraautoriais atliktuose tyrimuose 40 % visų atvejų NH4-N koncentracijos sumažėjimas koreliavo su NO3-N koncentracijos padidėjimu, įrodant, kad judant pasroviui upe NH4-N iš nuotekų iš dalies nitrifikuojasi. Šiuo atveju galima sakyti, kad vyksta NH4-N transformacijos procesai, bet ne sulaikymo.

Marti ir kt. [75] tirtuose upeliuose vidutiniai NO3-N, NH4-N ir PO4-P sulaikymo atstumai buvo apie kilometrą, tai parodo palyginti žemą biogeninių medžiagų sulaikymo laipsnį. Biogeninių medžiagų sulaikymo atstumai Marti su bendraautoriais analizuotuose upeliuose buvo panašūs kaip ir Reddy ir kt. [113] paskelbtuose tyrimų duomenyse upelių, į kuriuos patenka didelės fosforo apkrovos iš žemės ūkio plotų, ir Haggard ir kt. [42] paskelbtuose tyrimų duomenyse apie upelius, į kuriuos patenka papildomos biogeninių medžiagų apkrovos su nuotekomis iš NVĮ. Skirtumai tarp biogeninių medžiagų sulaikymo atstumų Marti ir kt. [75] tirtuose upeliuose buvo sąlygoti tik baseinų litologinės sandaros, veikiančios NO3-N sulaikymo efekty- vumą, ir hidrologinio režimo, turinčio įtakos PO4-P sulaikymui. Šie rezultatai iš dalies atitinka Munn ir Meyer [89] bei Marti ir Sabater [73] gautas išvadas iš švarių upelių tyrimų, kuriose jie nurodė, kad baseino geologinė struktūra, kaip ir upelio morfologija bei substrato tipas, turi įtakos biogeninių medžiagų sulaikymui. Šie panašūs švarių ir užterštų upelių rezultatai įrodo, kad fiziniai veiksniai, bent jau baseino lygmeniu, yra reikšmingi veiksniai vertinant NO3-N ir PO4-P sulaikymo efektyvumą. Lietuvos autoriai [32, 41, 65] taip pat teigia apie substrato ir baseino geologinės sandaros įtaką biogeninių medžiagų koncentracijoms upėse. Pavyzdžiui, Povilaičio [108] atlik- tų tyrimų rezultatai parodė, kad upių baseinuose, kuriuose vyrauja smėlingi dirvožemiai, azoto išsiplauna mažiau dėl to, kad tokiuose baseinuose dideli nitratinio azoto kiekiai gali būti pašalinti denitrifikacijos procesų metu. Gaigalis ir Kutra su bendraautoriais [32, 33, 64] tyrinėjo bendrojo azoto ir bendrojo fosforo koncentracijų kaitą 1996–2010 metais Vidurio, Rytų ir Pietryčių Lietuvos upeliuose. Nustatė, kad Graisupio upelyje, tekančiame Vidurio Lietuvoje per molingus dirvožemius, kaip ir šiame darbe analizuojami upeliai, nagrinėtu laikotarpiu Nb ir Pb koncentracijos visais sezonais buvo didžiausios. Kyllmar ir kt. [66] nurodo, kad azoto išplovimą skatina šiltos žiemos, didelis kritulių kiekis, smėliniai dirvožemiai ir didelis gyvulių tankis. Fosforo daugiau patenka į upelius, kurių baseinuose vyrauja molingi dirvožemiai ir gausūs krituliai. Autoriai paaiškina, kad fosforas per molio makroporas greitai patenka į drenažo kanalus ir taip išsiplauna iš laukų. Tuo tarpu smėlinguose dirvožemiuose molio dalelės juda lėčiau. Viena iš priežasčių yra rūgštesnis smėlingų dirvožemių pH ir Al bei Fe oksidų ir hidroksidų, kurie suriša fosforo jonus į kompleksus, gausa. Gudas ir Povilaitis [41], naudodamiesi faktorine analize, vertino skirtingų veiksnių sezoninę įtaką upių vandens kokybei. Jie išskyrė kelis veiksnius, turinčius neigiamos įtakos vandens kokybei visais sezonais. Be to, anot autorių, kai kurie veiksniai turi itin didelę reikšmę tik tam tikrais sezonais. Pavyzdžiui, nuotekų išleidimas, agrogeologinis (žemės ūkio ir geologinės upės baseino sąlygos) veiksnys ir sunkiai besiskaidančios organinės me- džiagos (SBO), išreikštos bendros organinės anglies (BOA), ChDSMn ir ChDSCr dydžiais, turi neigiamą įtaką upių vandens kokybei nepriklausomai nuo sezono. + Dėl nuotekų išleidimo į upes vandenyje didėja BDS7, NH4-N, NO2-N, Norg, Porg, Na , + - K , Cl , PO4-P koncentracijos, be to, labai mažėja deguonies kiekis vandenyje. Agrogeolo- 2– 2+ 2+ ginis veiksnys turi įtakos NO3-N, SO4 , Ca , Mg koncentracijų padidėjimui bei bendros geležies ir silicio kiekių sumažėjimui vandenyje. Daugiausia SBO turi įtakos Šiaurės ir Vidurio Lietuvos upių vandens kokybei, t. y. ten, kur yra daugiausiai tręšiami laukai ir susidaro dideli sezoninių augalų kiekiai. Augalinis detritas į upes patenka jau dalinai susiskaidęs, jo sudėtyje lieka tik organinės medžiagos, kurių irimo laikas yra daug ilgesnis. Autoriai taip pat mini kelis veiksnius, būdingus tik tam tikram sezonui, tai: fotosinte- zės-vegetacijos veiksnys, dėl kurio vandenyje staigiai padidėja BDS7, skendinčių medžiagų,

26 pH, O2, O2 % kiekiai, taip pat padidėja upės debitas, srovės greitis ir temperatūra, o vandens skaidrumas sumažėja, būdingas pavasario-vasaros periodui; aeracijos-organinio irimo veiksnys, kaip ir drumstumas, būdingas rudens-žiemos periodui. Iš autorių pateiktų rezultatų matyti, kad atlikta veiksnių analizė nusako tiek gamtinius, tiek antropogeninius veiksnius, turinčius įtakos upių vandens kokybei. Šis vertinimo būdas gali būti sėkmingai panaudotas Lietuvos sąlygomis. Įvertinus Lietuvos ir užsienio autorių atliktas upių savaiminio apsivalymo analizes, buvo parinkti mūsų sąlygomis tinkamiausi veiksniai, galintys turėti įtakos tirtų upelių savaiminio apsivalymo procesams. Srovės greitis yra reikšmingas biogeninių ir organinių medžiagų sulaikymo procesuose todėl, kad: 1. Deguonies pasiskirstymas vandenyje priklauso nuo vandens susimaišymo laipsnio ir turbulencijos, atsirandančios dėl greičio gradiento svyravimų [124]; 2. Optimalus srovės greitis suteikia galimybes organinėms ir biogeninėms medžiagoms laisvai judėti tarp nuosėdų ir vandens sluoksnio. Lėtėjant srovės greičiui pradeda dominuoti medžiagų sedimentacija, bet ne transformacija. Tuo tarpu esant dideliam greičiui, sutrinka apykaita tarp nuosėdų ir vandens storymės, susidaro nepalankios sąlygos mikroorganizmams, dalyvaujantiems medžiagų pasisavinimo procesuose [5, 13, 47]. Renkantis upelio morfologines charakteristikas, kaip vieną iš reikšmingų veiksnių, siekta patikrinti kitų autorių teikiamus duomenis apie upių gylio ir pločio įtaką savaiminio apsivalymo procesams [55, 47, 74, 80]. Bet kadangi vien gylis ar plotis apie upės morfologi- ją labai mažai pasako, kaip potencialiai reikšmingas veiksnys buvo parinkta charakteristika gylio ir pločio santykis. Buvo iškelta hipotezė, kad ši upelių charakteristika gali turėti įtakos tiek biotiniams (vagos užaugimas augalais, pasisavinančiais biogenines medžiagas, mikro- organizmų paplitimo skirtumai priklausomai nuo upelio morfologijos ir kt.), tiek ir abioti- niams veiksniams, kurie savo ruožtu turi įtakos savaiminio apsivalymo procesams (šviesos patekimas į priedugnio zoną, deguonies pasiskirstymas, sedimentacija, garavimas ir kt.). Temperatūra yra esminis veiksnys vandens ekosistemose dėl kelių priežasčių [124] : 1. Deguonies tirpumas vandenyje mažėja didėjant vandens temperatūrai. Todėl procesai, kurių metu yra sunaudojamas deguonis, esant aukštesnėms temperatūroms vyksta lėčiau. 2. Temperatūra turi įtakos daugeliui fiziologinių ir biocheminių procesų, vykstančių šalta- kraujuose vandens organizmuose. Dėl aukštos temperatūros suintensyvėja metaboliniai ir reprodukciniai procesai visoje mitybos grandinėje. 3. Daugelis vandens organizmų yra prisitaikę prie riboto aplinkos temperatūros diapazono. Keičiantis temperatūrai gali pasikeisti ir vandens ekosistemos rūšinė sudėtis. 4. Temperatūra turi įtakos daugeliui abiotinių cheminių procesų, tokių kaip reaeracijos tem- pas, organinių medžiagų dalelių sorbcija, garavimas. Organinių ir biogeninių medžiagų apkrova iš gyvenvietės į upelį ir atstumas iki tar- šos šaltinio yra veiksniai, limituojantys savaiminį upelių apsivalymą ir kaip reikšmingus veiksnius juos tiria daugelis mokslininkų, analizuojančių savaiminį vandens telkinių apsiva- lymą. Yra gerai žinoma, kad esant didesnei apkrovai iš antropogeninių taršos šaltinių, pate- kusiems teršalams pasisavinti upės vagoje reikia didesnio atstumo. Iš permanganatinės ir bichromatinės oksidacijos santykio sprendžiama apie lengvai oksiduojamas medžiagas, t. y. apie vandenyje esančių organinių junginių prigimtį. Jeigu vandenyje vyrauja humusiniai junginiai, šis santykis yra didesnis nei 0,40, o jeigu vandenyje daugiau šviežiai susidariusių lengvai besioksiduojančių organinių junginių – jis mažesnis nei 0,40 [105]. Šitaip buvo ieškota parametrų koncentracijų kitimo priklausomybės nuo or- ganinių medžiagų prigimties.

1.4 Literatūros apžvalgos apibendrinimas Apibendrinus užsienio ir Lietuvos mokslininkų tyrimus bei patirtį antropogeninės veiklos vertinimo ir upių savaiminio apsivalymo klausimais buvo prieita tokių išvadų: 1. Savaiminis apsivalymas yra apibrėžiamas kaip suminis visų fizinių, cheminių ir biologinių veiksnių procesas, kuris sumažina teršalų krūvį vandens telkinyje. 2. Savaiminiam apsivalymui svarbūs fiziniai procesai yra praskiedimas, adsorbcija, sedimentacija, garavimas, taip pat svarbios yra cheminės oksidacijos-redukcijos reakcijos. Tačiau svarbiausią reikšmę vandens telkinių savaiminio apsivalymo procesuose turi biologinis pasisavinimas. Mokslininkai nustatė, kad visi vandens organizmai – mikroorganizmai, augalai, bestuburiai ir žuvys – vienu ar kitu būdu prisideda prie savaiminio apsivalymo pro- cesų. 3. Ir Lietuvos, ir užsienio autoriai nurodo, kad upių vandens būklei didelę įtaką turi ir sutelktoji, ir pasklidoji tarša. Tačiau azoto junginių koncentracijos svyravimus labiau veikia žemės ūkio veiklos intensyvumas, o fosforo junginiams didesnės įtakos turi buitinės nuotekos iš gyvenviečių. Šios tendencijos aiškinamos tuo, kad azotas yra lengviau išplaunamas iš dirvožemio dėl mobilumo savybių. Tuo tarpu fosforas dirvožemyje dažniausiai yra stam- besnių junginių pavidalo, jam būdingas aukštas adsorbcijos ir augalų pasisavinimo lygis bei apribotas atpalaidavimas iš dirvožemio. 4. Pradinei upės taršos ir vėlesnio jos apsivalymo analizei yra būtina įvertinti teršalų iš antropogeninės veiklos šaltinių apkrovas, nustatyti jų prigimtį ir mastą. 5. Savaiminio apsivalymo procesams yra svarbūs tokie hidromorfologiniai ir meteo- rologiniai veiksniai kaip upės debitas ir greitis, upės vingiuotumas, plotis ir gylis, oro tem- peratūra bei krituliai. 6. Daugelis nagrinėtų autorių teigia, kad upių savaiminio apsivalymo procesuose di- delę reikšmę turi vandens bei pakrančių augalija, dugninis substratas bei geologinė baseino sandara. 7. Nors nagrinėtų autorių mokslinėse publikacijose randama daug informacijos apie atskiras charakteristikas, turinčias įtakos vienų ar kitų cheminių parametrų koncentracijų kaitai, tačiau vieningos sistemos, kuri apibendrintų gamtinius ir antropogeninius veiksnius, nepavyko rasti. 8. Lietuvos mokslininkai daugiau dėmesio skiria cheminių parametrų kaitos tenden- cijoms didžiosiose šalies upėse, kai tuo tarpu aktualūs klausimai dėl smulkių upelių savaiminio apsivalymo žemiau sutelktosios taršos šaltinių iki šiol nebuvo nagrinėti.

28 2. TYRIMŲ OBJEKTAS IR METODIKA

2.1 Tyrimo objekto aprašymas Darbo pradžioje buvo ieškoma tinkamų tyrimo objektų. Buvo analizuojami maži upeliai Kėdainių, Panevėžio, Radviliškio, Kauno rajonuose. Iš analizuotų 14 upelių savaiminio apsivalymo tendencijų tyrimui buvo parinkti 5 reguliuoti upeliai, priklausantys Nevėžio upės pabaseiniui, esančiam Vidurio Lietuvos žemumoje (Kėdainių ir Panevėžio rajonai) (2.1 pav.). Šioje zonoje vyrauja panašūs dirvožemiai, augalija, geologinės sąlygos bei hidrologinis režimas. Upeliuose buvo matuojami hidromorfologiniai bei cheminiai parametrai aukš- čiau pasirinktos gyvenvietės, žemiau jos ir keliose vietose iki artimiausio intako arba žiočių. Pagrindiniai kriterijai, kuriais remiantis buvo parinktos tyrimų vietos: a) upelio dydis (analizuoti upeliai, kuriuose vagos debitas ne didesnis kaip 0,2 m3/s); b) gyvenvietės, žemiau kurių teka upelis, dydis ne didesnis kaip 2000 GE; c) vandens mėginių ėmimo galimybė (iki artimiausio stambesnio intako arba iki upelio žiočių); d) vietos gamtinės sąlygos (reljefas, žemės naudojimo paskirtis, upelių hidromorfolo- ginės sąlygos). 2.1 lentelė Tirtų objektų bendros charakteristikos

Upelio Visas Tiriamos Vyresn. Intakai pavadinimas ilgis, km atkarpos ilgis, km vandentakis Upelis 2,7 2,7 Liedas - Smilgaitis 34,2 8,5 Smilga Dangaučius (d), Amalis(d)

Jaugila 33,2 2,3 Smilga Skroblė (d), Želtupys (k), Girotakis (d) Upytė 39,5 8,2 Nevėžis Kairieji – Uslaja, Oželiškė, Dūkinė, Liaušė; dešinieji – Obelinė, Linelis, Dubulė, Vešeta Rudekšna 20,8 3,7 Obelis Geležė (k) Lietuvoje visos upės priklausomai nuo jų dydžio (ilgio) yra skirstomos į tokias kate- gorijas [56]: 1. Smulkiausios upės – nuo 0,25 iki 3 km ilgio (upeliūkščiai) – sudaro 80,14 % viso Lietu- vos upių skaičiaus; 2. Smulkios upės – nuo 3 iki 10 km ilgio (upokšniai ir upeliai) – sudaro 16,39 % visų upių: a) upokšniai nuo 3 iki 5 km ilgio; b) upeliai nuo 5 iki 10 km ilgio; 3. Vidutinės upės – nuo 10 iki 100 km ilgio – sudaro 3,39 % visų upių ; 4. Didelės upės – daugiau kaip100 km ilgio – sudaro tik 0,08 % visų Lietuvos upių. Tik viena darbe aptariama reguliuota upė (Upelis), kurios bendras ilgis yra 2,7 km, gali būti priskirta upeliūkščiams, visų kitų upių ilgis yra nuo 20 iki 40 km. Tačiau, kadangi darbo metu buvo tiriamos tik upių reguliuotos atkarpos, kurių ilgis svyravo nuo 2,3 iki 8,5 km, buvo nutarta visus tirtus objektus vadinti bendru upelių pavadinimu (2.1 lentelė).

2.1 pav. Tirtų upelių pabaseiniai (tamsesnė pabaseinio dalis – tirtos upelio atkarpos pabaseinis): 1 – Upelio; 2 – Smilgaičio; 3 – Jaugilos; 4 – Upytės; 5 – Rudekšnos Nevėžio pabaseiniui priklauso 1700 smulkių upokšnių iki 3 km ilgio, 333 upės nuo 3 iki 10 km ir 86 upės nuo 10 iki 60 km ilgio. Tiek pat arba daugiau smulkių upių yra tik 3 pabaseiniuose – Nemuno mažųjų intakų, Ventos bei Mūšos [35]. Nevėžio upės pabaseinio (2.1 pav.) plotas sudaro 6140 km2. Vakaruose jis ribojasi su Dubysos, šiaurėje – su Mūšos, rytuose – su Šventosios ir Neries pabaseiniais. Pabaseinis gana simetriškas (43 % ploto dešinėje pusėje, 57 % – kairėje). Visi geologiniai dariniai susi- formavo devono periodo laikotarpiu. Pabaseinis apima Vidurio žemumos dalį, kurioje vyrauja sunkesnės mechaninės sudėties karbonatingos uolienos, 10 % paviršiaus dengia smė- liai. Melioracija palengvino paviršinį nuotėkį ir šiek tiek padidino maksimalius debitus [2].

30 Pelkių daugiausia pabaseinio aukštupyje – apie 6%. Miškų tik apie 17 % (aukštupyje – apie 21%). Pabaseinyje yra 89 ežerai, bet jų suminis plotas tik 5,28 km2, todėl tai tesudaro 0,09 %; didžiausias ežeras – Lėnas (2,08 km2). Tačiau yra daug tvenkinių (iš viso 76) [2]. Dirvožemiai – glėjiškieji rudžemiai ir stagniškieji išplautžemiai (LTDK-99 klasifikacija) [146]. Nevėžio žemuma gana miškinga. Kraštovaizdžiai sukultūrinti, intensyviai nau- dojami žemdirbystei ir gyvulininkystei. Pasirinkta Lietuvos geografinė sritis pasižymi lygiu reljefu. Pakilimai siekia iki 80– 90 m aukščiau jūros lygio. Reljefo paviršius formavosi tirpstant ir traukiantis pleistoceno paskutinio ledynmečio ledyno Nevėžio plaštakai. Vidurio žemumos klimato rajoną nuo kitų skiria adiabatinis oro masių leidimasis nuo gretimų aukštumų, tai sąlygoja dirvožemių per- drėkimą dėl vandens blogo nutekėjimo plokščiu paviršiumi. Vidurio Lietuvos upių pagrindiniai maitinimo šaltiniai yra lietaus ir sniego vanduo (atitinkamai 41 % ir 43 %), gruntiniai vandenys sudaro tik 16 %, nes šioje srityje vyrauja vandeniui nepralaidūs dirvožemiai, upių vagos įsirėžusios negiliai. Mažesnės upės žiemą užšąla, o sausuoju laikotarpiu gali visai išdžiūti [35]. Buvo priimta, kad kaimo gyvenvietė su visais teršalų išleistuvais yra taršos šaltinis ir pradinis taškas, su kuriuo yra lyginami tiriamų parametrų koncentracijos pasikeitimai kitose vietose žemiau gyvenvietės, yra iš karto už gyvenvietės. Vandens mėginiai upeliuose buvo imami aukščiau ir žemiau pasirinktos gyvenvietės, kad būtų galima įvertinti gyvenvietės daromą įtaką vandens telkiniui, o tose vietovėse, kuriose yra įrengta nuotekų valymo sistema – aukščiau nuotekų išleistuvo, už jo, ir toliau kas tam tikrą atstumą priklausomai nuo reljefo ir upelio tėkmės ypatumų, pvz., iki artimiausio intako, žiočių, tvenkinio, stambaus miško (žr. 2.2–2.11 pav., šaltinis www.maps.lt ir nuo- traukos iš asmeninio darbo autorės archyvo). 2.1.1 Upelis žemiau Pernaravos gyvenvietės Upelis – visiškai sureguliuotas vandens telkinys Kėdainių rajone. Pradžioje kanali- zuotas. Teka per žemės plotus, skirtus ganykloms ir augalininkystei. Už 2,7 km nuo Perna- ravos gyvenvietės įteka į Liedo upę. Mėginių sėmimo vietų koordinatės (pagal LKS) (2.2 pav.): 1 vieta – prieš Pernaravos gyvenvietę: X – 477494, Y – 6126473; 2 vieta– iš nuotekų išleistuvo, už Pernaravos gyvenvietės: X – 477655, Y – 6125842; 3 vieta – 0,05 km už nuotekų išleistuvo: X – 477666, Y – 6125836; 4 vieta – 0,15 km už nuotekų išleistuvo: X – 477767, Y – 6125844; 5 vieta – 0,25 km už nuotekų išleistuvo: X – 477900, Y – 6125844; 6 vieta – 0,6 km už nuotekų išleistuvo: X – 478261, Y – 6125918; 7 vieta – 1,5 km už nuotekų išleistuvo: X – 478701, Y – 6125409; 8 vieta – 2,1 km už nuotekų išleistuvo, prieš įtekėjimą į Liedo upę: X – 478826, Y – 6124850. Upelio dugne ir pakrantėse vyraujančios žolės – pievinė vingiorykštė (Filipendula vulgaris), švendras (Typha sp.), balinis asiūklis (Equisetum fluviatile), neužmirštuolė (Myosotis sp.), papliauška (Sagittaria sp.), pelkinė puriena (Caltha palustris), smilga (Agrostis sp.), nendrinis dryžutis (Phalaris arundinacea), plūdenos (Lemna sp.). Šlaituose auga pievinės, kai kur stambiastiebės, žolės. Taip pat dažnai aptinkami pavieniai karklai (Salix sp.) arba net jų sąžalynai. Daugelyje vietų pakrantės yra nešienaujamos, todėl vaga yra dalinai arba visiškai užaugusi, srovės greitis minimalus, vietomis vanduo beveik stovin- tis (2.3 pav.).

Vagos gruntas yra priemolis, smėlio-dumblo nuosėdos ten minkštos, nesusigulėjusios, jų storis svyruoja nuo 20 iki 50 cm.

2.2 pav. Upelio tiriama atkarpa ir mėginių ėmimo vietos Beveik 2 km2, arba 89 %, Upelio pabaseinio užima žemdirbystės plotai (1 ir 3 priedas). Šiuose plotuose ne tik yra auginami pasėliai, bet ir ganomi gyvuliai. Likusią pabaseinio dalį užima nedideli gyvenamieji plotai. Dalis Pernaravos gyvenvietės taip pat priklauso Upelio pabaseiniui. Šis nedidelis pabaseinis yra visiškai agrarinis. Į Upelį tyrimo atkarpoje įteka tik vienas smulkus melioracijos griovys, kuris vasaros pabaigoje dažnai išdžiūsta, stambesnių intakų nėra. Upelis buvo tirtas aukščiau ir žemiau Perna- ravos gyvenvietės, kurioje gyvena 270 gyventojų. Joje nėra valymo įrenginių, nevalytos nuotekos koncentruotai patenka į upę per drenažo žiotis. Remian- tis topografiniais žemėlapiais, į Upelį nuotekos patenka iš 50 gyvenamųjų namų bei iš aplinkinių že- mės ūkio plotų.

2.3 pav. Upelis žemiau Pernaravos nevalytų nuotekų išleidimo vietos 2.1.2 Smilgaitis žemiau Krakių gyvenvietės Smilgaitis – upelis Kėdainių rajone, Smilgos dešinysis intakas. Dar vadinamas Asmilgiu. Prasideda į šiaurę nuo Krakių. Teka į pietus, vidurupyje pasuka į rytus ir teka pro Josvainių mišką. Įteka į Smilgą 9 km nuo jos žiočių, už Keleriškių kaimo. 0,2 km nuo žio- čių, ties Stasiūnais, upė patvenkta, padarytas 12 ha Keleriškių tvenkinys. Nuo versmių iki 15,9 km yra sureguliuotas [35]. Visa tiriama upės dalis įeina į šią atkarpą.

Ištiesinta upės dalis priskiriama rizikos grupės telkiniams dėl vandens kokybės ir iš- tiesinimo. Prateka bei ribojasi su Dotnuvos-Josvainių miškais, priskiriamais saugomoms teritorijoms pagal Paukščių direktyvą (79/409/EEB) (duomenys iš interaktyvaus AAA že- mėlapio). Natūrali, nepaveikta antropogeninio reguliavimo, Smilgaičio vagos dalis priskiriama rizikos grupei tik dėl vandens kokybės.

2.4 pav. Smilgaičio upelio tiriama atkarpa ir mėginių ėmimo vietos Mėginių sėmimo vietų koordinatės (pagal LKS) (2.4 pav.): 1 vieta – prieš nuotekų išleistuvą: X – 483088, Y – 6141209; 2 vieta – iš nuotekų išleistuvo: X – 483381, Y – 6141030; 3 vieta – 0,05 km už nuotekų išleistuvo: X – 483430, Y – 6140995; 4 vieta – 0,2 km už nuotekų išleistuvo: X – 483503, Y – 6140948; 5 vieta – 0,5 km už nuotekų išleistuvo: X – 483402, Y – 6140649; 6 vieta – 1,5 km už nuotekų išleistuvo: X – 483318, Y – 6139725; 7 vieta – 2,5 km už nuotekų išleistuvo: X – 482930, Y –6138868; 8 vieta – 5,10 km už nuotekų išleistuvo: X – 482557, Y – 6136504; 9 vieta – 6,0 km už nuotekų išleistuvo: X – 483050, Y – 6135798; 10 vieta – 8,5 km už nuotekų išleistuvo: X – 483036, Y – 6133446. Smilgaičio tiriamo ruožo pakrantėje vyrauja vienmetės ir daugiametės žolės, daugelyje vietų jos yra šienaujamos (2.5 pav.). Prie vagos dažnas nendrinis dryžutis (Phalaris arundinacea), kai kur vandenyje aptinkama kanadinė elodėja (Elodea canadensis), kuri pa- dengia visą vagos plotą. Aukščiau šlaituose dominuoja stambiastiebės žolės – kaulažolės (Symphytum sp.), dilgėlės (Urtica sp.), builiai (Anthriscus sp.), kiečiai (Artemisia sp.), paprastosios gervuogės (Rubus caesius), smilgos (Agrostis sp.), viksvos (Carex sp.), smiltyni- nis lendrūnas (Calamagrostis epigeios). Gluosnių (Salix sp.) krūmai aptinkami tik tiriamos

33 atkarpos pabaigoje. Dumblo nuosėdos buvo aptiktos tik keliose vietose, dažnai dugne buvo savigrindos sluoksnis (savigrinda – procesas, kurio metu vandens srautas išplauna smulkes- nes grunto daleles ir suklosto stambesnes taip, kad dugnas tampa atsparus išplovimui). Upelio vaga daug kur apaugusi žolėmis, dėl to smarkiai susiaurėjusi. Tarp 6 ir 7 matavimo vietos į Smilgaitį įteka mažas upelis Dangaučius, kurio ilgis tik 3,6 km, pabaseinio plotas tik 4,5 km2. Didesnę dalį pabaseinio ploto užima žemės ūkio naudmenos – ariami plotai, pievos, ganyklos (1 ir 4 priedas). Iš viso 69,2 km2 Smilgaičio pabaseinio buvo nagrinėjama tik 29 km2 ploto užimanti pabaseinio dalis. Didžiąją viso (63,38 %) ir nagrinėto (72,65 %) pabaseinio dalį sudaro žemdirbystės plotai. 28,36 % viso pabaseinio ir 17,99 % nagrinėto baseino sudaro miškai. Gana didelę pabaseinio dalį sudaro gyvenamosios vietovės – 3,06 % viso ir 4,78 % nagrinėto pabaseinio. Krakėse, žemiau Krakių I tvenkinio, yra įrengti biologiniai valymo įrenginiai. Prie jų yra prisijungę 263 gyventojai ir mokykla. Valymo įren- 3 ginių pajėgumas yra 11,7 tūkst.m /metus, o našu- 2.5 pav. Smilgaitis žemiau nuotekų mas – tik 5,9 tūkst.m3/metus. išleidimo vietos

2.1.3 Jaugila žemiau Akademijos gyvenvietės Jaugila – upelis Kėdainių rajone, Smilgos kairysis intakas. Prasideda prie Jaugilių kaimo, 4 km į šiaurę nuo Krakių. Prateka Jaugilių ežerą. Įteka į Smilgą ties Bartkūniškiais, 6 km nuo jos žiočių. 7 km nuo žiočių, netoli Urnėžių, patvenkta 16 ha Urnėžių tvenkiniu. Nuo versmių iki 28,9 km sureguliuota [35]. Priskiriama rizikos grupės telkiniams dėl vandens kokybės ir ištiesinimo. Prateka bei ribojasi su Dotnuvos-Josvainių miškais, priskiriamais saugomoms teritorijoms pagal Paukščių direktyvą (79/409/EEB) ir Dotnuvos- Josvainių miškų biosferos poligonu (duomenys iš interaktyvaus AAA žemėlapio). Mėginių sėmimo vietų koordinatės (pagal LKS) (2.6 pav.): 1 vieta – prieš nuotekų išleistuvą: X – 488940, Y – 6138956; 2 vieta – iš nuotekų išleistuvo: X – 489118, Y – 6138670; 3 vieta – 0,05 km už nuotekų išleistuvo: X – 489126, Y – 6138651; 4 vieta – 0,35 km už nuotekų išleistuvo: X – 489310, Y – 6138387; 5 vieta – 1,55 km už nuotekų išleistuvo: X – 489726, Y –6137548; 6 vieta – 2,15 km už nuotekų išleistuvo, prieš Valučių kaimą: X – 489944, Y – 6137149. Didesnę dalį pabaseinio ploto užima žemės ūkio naudmenos (1 ir 5 priedas). Iš viso 64,5 km2, buvo nagrinėjamas tik 6,3 km2 Jaugilos pabaseinio plotas. Didžiąją viso ir nagri- nėto pabaseinio dalį, kaip ir kituose pabaseiniuose, užima žemdirbystės laukai. Visame pabaseinyje jie užima apie 61 %, o nagrinėtame plote – apie 62 % pabaseinio dalies. Nagrinė- tame pabaseinio plote didelę dalį užima miškai – apie 30 %, arba 1,87 km2. Pagrindinę jų dalį – 1,66 km2 sudaro mišrūs miškai. Nagrinėtame pabaseinio plote neištisinis užstatymas užima tik apie 1,15 %. Į šią kategoriją nagrinėtame pabaseinyje įeina tik nuotekų valymo įrenginiai. Akademijos ir Vainotiškių gyvenvietės neįeina į Jaugilos pabaseinio plotą.

34 2.6 pav. Jaugilos upelio tiriama atkarpa ir mėginių ėmimo vietos

2.7 pav. Jaugila žemiau nuotekų išleistuvo Jaugilos tiriamo ruožo pakrantėje vyrauja vienmetės ir daugiametės žolės, vietomis jos yra šienaujamos, tačiau didesnėje tirtos atkarpos dalyje pakrantės yra neprižiūrimos (2.7 pav.). Upelio vagoje aptinkamas šakotasis šiurpis (Sparganium erectum), krantuose auga nendrinis dryžutis (Phalaris arundinacea), aukščiau šlaituose dominuoja dilgėlės (Urtica sp.), paprastosios gervuogės (Rubus caesius), paprastasis apynys (Humulus lupulus), builiai (Anthriscus sp.), – pievinė vingiorykštė (Filipendula vulgaris) ir kitos pievinės žolės. Tiria- mos atkarpos pradžioje ištisai auga krūmai ir medžiai: virbinis gluosnis (Salix pentandra), krantinis gluosnis (Salix triandra), ieva (Prunus sp.), baltalksnis (Alnus incana).

Dugne kas keli metrai kaitaliojasi sietuvos ir rėvos iš akmenų ir žvyro, tačiau dėl beb- rų užtvankų randama ir minkštų nuosėdų su medienos liekanomis. Vaga daug kur apaugusi žolėmis, dėl to smarkiai susiaurėjusi (2.7 pav.). Tiriamoje atkarpoje buvo pastebėtos dvi bebrų užtvankos, viena iš jų 2011 metais buvo pašalinta. Jaugilos upelis buvo tirtas prie Akademijos gyvenvietės, aukščiau ir žemiau nuotekų išleistuvo. Prieš Valučių kaimą į Jaugilą įteka Giratakio upelis. Už jo Jaugilos debitas buvo vertinamas, įskaitant Giratakio debitą. Šalia Akademijos gyvenvietės yra įrengti nuotekų valymo įrenginiai. Tinklai surenka nuotekas ne tik iš Akademijos (prijungti 788 gyventojai), bet ir iš Vainotiškių gyvenvietės (prijungti 843 gyventojai). Yra įrengti biologinio valymo įrenginiai, jų būklė yra gera, kaip deklaruojama, išvalo nuotekas iki DLK normos. 2.1.4 Upytė žemiau Ramygalos gyvenvietės Upytė – upė Panevėžio rajone, Nevėžio kairysis intakas. Prasideda rajono pietuose, Ramygalos seniūnijoje, į vakarus nuo Daniūnų kaimo. Teka į šiaurės vakarus, ties Ramygala kerta Via Baltica plentą. Įteka į Nevėžį į vakarus nuo Naujarodžių. Ant Upytės yra įrengti 2 tvenkiniai: ties Ėriškiais (14 ha) ir Stepononiais (59 ha). Nuo versmių iki 24,1 km, nuo 23,4 iki 22,8 km ir nuo 9,9 iki 7,0 km sureguliuota [35]. Didelę dalį tiriamo pabaseinio ploto užima nešienaujamos pievos ir žemdirbystės plotai (1 ir 6 priedas). Upytė buvo tiriama aukščiau ir žemiau Ramygalos miesto (1677 gyventojai, 2012 metų Statistikos departamento duomenys) iki pat Ėriškių tvenkinio, už 5,2 km nuo Ramygalos. Maždaug 1,2 km atstumu nuo Ramygalos nuotekų išleistuvo į Upytę įteka nedidelis Oželiškės upelis, jo ilgis tik apie 10 km, pabaseinis užima apie 22 km2. Gyvenvie- tės užima apie 5 %, žemdirbystės plotai – apie 62 %, ganyklos – daugiau nei 17 % Oželiškės pabaseinio. Mėginių sėmimo vietų koordinatės (pagal LKS) (2.8 pav.): 1 vieta – prieš Ramygalos miestą: X – 519825, Y – 6151451; 2 vieta – prieš nuotekų išleistuvą, už Ramygalos miesto: X – 518768, Y – 6153638; 3 vieta – iš nuotekų išleistuvo: X – 518714, Y – 6153785; 4 vieta – 0,05 km už nuotekų išleistuvo: X – 518532, Y – 6154255; 5 vieta – 0,35 km už nuotekų išleistuvo: X – 518561, Y – 6154173; 6 vieta – 0,7 km už nuotekų išleistuvo: X – 518455, Y – 6154453; 7 vieta – 1,14 km už nuotekų išleistuvo, prieš Oželiškės upę: X – 518071, Y – 6154612; 8 vieta – 1,25 km už nuotekų išleistuvo, už Oželiškės upės: X – 517973, Y – 6154638; 9 vieta – 1,72 km už nuotekų išleistuvo: X – 517744, Y – 6155129; 10 vieta – 5,2 km už nuotekų išleistuvo, prieš Ėriškių tvenkinį: X – 516941, Y – 6157886.

2.8 pav. Upytės tiriama atkarpa ir mėginių ėmimo vietos Už maždaug 4,3 km nuo Ramygalos nuotekų išleistuvo į Upytę įteka Obelinės upė, kurios ilgis vos 6,4 km, pabaseinio plotas 23,3 km2. 72,5 % jos pabaseinio užima žemdir- bystės plotai, iš kurių beveik 67 % tenka dirbamoms žemėms, o gyvenvietės ir kiti statiniai užima tik apie 1 %. Į Obelinės pabaseinį nepatenka jokios stambios gyvenvietės, kurios ga- lėtų turėti įtakos upės vandens kokybei. Panašiai kaip ir kituose tirtuose pabaseiniuose, didžiąją Upytės pabaseinio dalį užima žemdirbystės plotai – tirtame pabaseinyje jie sudaro apie 65,6 %. Tirtame pabaseinyje palyginti nemažą ploto dalį sudaro gyvenvietės – net 3,6 %. Visame Upytės pabaseinyje vaismedžių ir uogų plantacijos, vandens telkiniai, pelkės, pra- moniniai ir komerciniai objektai užima mažiau nei po 1 % pabaseinio teritorijos. Nagrinėtame pabaseinyje miškai užima tik 22 %, o mišrus miš- kas – mažiau nei 0,02 %. Upytės tiriamo ruožo pakrantėje vyrauja vienmetės ir daugiametės žolės, daugelyje vietų jos yra nešienaujamos (2.9 pav.). Vietomis vanduo yra pažaliavęs nuo perteklinio dumblių kiekio. Pastebėta daug visiškai ir dalinai panirusių vandens augalų. Dugne ir pakrantėse dominuoja paprastosios nendrės (Phragmites australis), balinis asiūklis (Equisetum fluviatile), smilga (Agros- tis sp.), nendrinis dryžutis (Phalaris arundinacea), šakotasis šiurpis (Sparganium erectum), kanadinė elodėja (Elodea canadensis), paskutinė- je matavimo vietoje visas vandens paviršius yra padengtas lūgnių (Nuphar sp.) lapais. Šlaituose vyrauja pievinės, kai kur stambiastiebės žolės – 2.9 pav. Upytė žemiau valymo įrenginių

37 dilgėlės (Urtica sp.), paprastasis varputis (Elytrigia repens), pievinė vingiorykštė (Filipen- dula vulgaris), kiečiai (Artemisia sp.), varnalėšos (Arctium sp.). Kai kur aptinkami krūmai – šunobelės (Rhamnus sp.), juosvasis karklas (Salix myrsinifolia). Dugno nuosėdų storis tiriamoje atkarpoje svyruoja nuo 10 iki 50 cm (prie pat Ėriškių tvenkinio), tiriamos atkarpos pradžioje dugno gruntas – priemolis, toliau dugne dažni akmenys ir žvyras. Remiantis Aplinkos apsaugos agentūros duomenimis, Upytė taip pat neatitinka geros ekologinės būklės/potencialo reikalavimų dėl vandens kokybės problemų. Upytė priskiriama vidutinio ekologinio potencialo telkinių grupei. Žiotyse teka per Krekenavos regioninį par- ką. Ramygaloje yra įrengti biologiniai nuotekų valymo įrenginiai (našumas 146 m3/metus), prie kurių prisijungę 752 gyventojai (328 abonentai). 2.1.5 Rudekšna žemiau Pagirių gyvenvietės Rudekšna – upė Kėdainių rajone, Obels dešinysis intakas. Prasideda Pagirių apylinkė- se, Panevėžio rajono paribyje. Aukštupyje vadinama Žiežmojumi, visa sureguliuota [35]. Teka į pietvakarius, pro Pagirių miestelį, įteka į Obelį 42 km nuo jos žiočių, už Pagirių sodų. Remiantis Aplinkos apsaugos agentūros duomenimis, Rudekšna nėra priskiriama rizikos grupės vandens telkiniams, jos vandens cheminė būklė yra gera, ekologinis potencialas taip pat yra geras. Keliose vietose buvo pastebėtos bebrų užtvankos – tai apsunkimo Ru- dekšnos tyrimų rezultatų vertinimą. Taip pat kliūtį tyrimų vertinimui sudarė 2012 metais stipriai padidėjęs upelio debitas. Tačiau įvertinus šiuos neigiamus veiksnius bei išanalizavus gautus duomenis, tyrimų rezultatai vis dėlto buvo įtraukti į bendrą duomenų imtį.

2.10 pav. Rudekšnos upelio tiriama atkarpa ir mėginių ėmimo vietos Mėginių sėmimo vietų koordinatės (pagal LKS) (2.10 pav.): 1 vieta – prieš Pagirių gyvenvietę: X – 525941, Y – 6138300; 2 vieta – prieš nuotekų išleistuvą, už Pagirių gyvenvietės: X – 524787, Y – 6135349; 3 vieta – iš nuotekų išleistuvo: X – 524769, Y – 6135300;

38 4 vieta – 0,05 km už nuotekų išleistuvo: X – 524747, Y – 6135213; 5 vieta – 0,6 km už nuotekų išleistuvo: X – 524554, Y – 6134678; 6 vieta – 1,4 km už nuotekų išleistuvo: X – 524275, Y – 6133491; 7 vieta – 3,7 km už nuotekų išleistuvo, prieš įtekėjimą į Obelies upę: X – 523490, Y – 6131983. Rudekšnos tiriamo ruožo pakrantėje vyrauja vienmetės ir daugiametės žolės – paprastosios nendrės (Phragmites australis), kanadinė elodėja (Elodea canadensis), nendrinis dry- žutis (Phalaris arundinacea), viksvos (Carex sp.), šakotasis šiurpis (Sparganium erectum), aukščiau šlaituose – dilgėlės (Urtica sp.), varnalėšos (Arctium sp.), pelkinė miglė (Poa palustris), paprastosios gervuogės (Rubus caesius). Daugelyje vietų jos yra nešienaujamos (2.11 pav.). Kai kur aptinkami gluosninių (Salix sp.) šeimos pavieniai krūmai – juosvasis karklas (Salix myrsinifolia), pilkasis karklas (Salix cinerea), šunobelės (Rhamnus sp.).

2.11 pav. Rudekšna žemiau nuotekų išleistuvo Didžiąją viso ir nagrinėto pabaseinio ploto dalį užima dirbamos žemės. Taip pat ne- mažą pabaseinio plotą užima kompleksinės žemdirbystės plotai (1 ir 7 priedas). Pabaseinis pasižymi dideliais vaismedžių plantacijų plotais. Tačiau 1999 metais valstybinė įmonė „Pa- girių sodai“ buvo oficialiai išregistruota iš kadastro. Šiuo metu sodai yra visiškai apleisti. Miškai visame pabaseinio plote užima gana nedidelę teritoriją – apie 9 %, o tirtame pabaseinyje – tik apie 0,1% teritorijos. Rudekšna buvo tiriama aukščiau ir žemiau Pagirių gyvenvietės iki pat Obelies upės, esančios už beveik 4 km nuo Pagirių gyvenvietės. Visas Rudekšnos pabaseinis užima apie 40 km2, tirtas – apie 18 km2. Tirtame pabaseinyje į Rudekšnos upę įteka tik keli smulkūs grioviai, kurie tiriamu laikotarpiu neturėjo įtakos jos vandens kokybei. Į Rudekšną patenka nuotekos iš biologinių valymo įrenginių, kuriuose yra valomos 238 Pagirių gyvenvietės gyventojų nuotekos. Pagiriuose yra įrengtas valymo įrenginys su smėlio- nendrių filtrais, jo pajėgumas yra 29,2 tūkst.m3/metus, o apkrova – tik 3,5 tūkst.m3/metus, jo būklė yra gera. 2.2 Eksperimentinių tyrimų metodika Vandens mėginiai buvo imami 2010–2012 metais upelių nuosėkio periodu – nuo bir- želio iki spalio mėnesio (2.2 lentelė), kai drenažo nuotėkis buvo mažiausias. Sausuoju laiko-

39 tarpiu papildomas praskiedimas teršalais, patekusiais su drenažo vandenimis iš žemdirbystės plotų, būna minimalus. Taigi buvo sudaryta galimybė tirti upelius, kai dėl mažiausių jų debi- tų buvo patiriamas didžiausias artimiausių gyvenviečių poveikis. Vidutinis metinis kritulių kiekis nagrinėtame rajone yra 600–650 mm, o šiltuoju laikotarpiu – apie 400 mm. Mėginių ėmimo laikotarpiu – Vidurio Lietuvos upėse vasaros– rudens nuosėkio periodo trukmė yra vidutiniškai 80–207 dienų, upeliuose yra minimalūs debitai [35]. 2.2 lentelė. Vandens mėginių ėmimo datos Tyrimo metai Upelis Smilgaitis Jaugila Upytė Rudekšna 2010 metai 06-09 06-17 06-17 07-28 07-01 08-04 10-06 10-12 08-26 10-05 10-05 2011 metai 06-21 06-21 07-07 07-07 07-28 07-13 08-03 07-19 07-28 08-10 08-03 08-30 09-12 09-08 09-08 08-30 09-12 09-26 09-19 09-19 09-26 2012 metai 07-22 07-24 07-23 07-24 07-24 09-04 09-04 09-06 09-05 09-11 10-03 10-03 10-03 10-04 Gailiušio ir kt. [35] pateiktais duomenimis, Vidurio Lietuvos hidrologinėje srityje mažiausias upių nuotėkis būna nuo liepos iki spalio mėnesio. Vidutinio vandeningumo metais procentinė nuotėkio dalis svyruoja nuo 7 (rugsėjo mėn.) iki 15 % (rugpjūčio mėn.), tuo tarpu balandžio–gegužės mėnesiais ji sudaro 51–56 % viso metinio nuotėkio.

60 Krituliai, mm 30 Temperatūra, oC

50 20 Temperatūra,

40 10 , mm

30 0

o Krituliai

20 -10 C

10 -20

0 -30

2010.01.01 2010.04.01 2010.07.01 2010.10.01 2011.01.01 2011.04.01 2011.07.01 2011.10.01 2012.01.01 2012.04.01 2012.07.01 2012.10.01

2.12 pav. Kritulių ir oro temperatūros pasiskirstymas analizuojamu laikotarpiu (Dotnuvos meteorolo- gijos stotis, Kėdainių rajonas). Paryškinti stačiakampiai parodo mėginių sėmimo periodus Kritulių ir oro temperatūros pasiskirstymas analizuojamu 2010–2012 matų laikotarpiu yra pavaizduotas 2.12 pav. 2010 metais liepos-spalio mėnesiais nagrinėjamoje teritorijoje iškrito 470 mm kritulių, 2011 metais tuo pačiu laikotarpiu kritulių kiekis sudarė 425 mm, o

40 2012 metais – 423 mm. Ankstyva 2012 metų vasarą buvo pakankamai drėgna, todėl pirmieji vandens mėginiai buvo paimti tik liepos pabaigoje. Mėginių sėmimo datos buvo pasirenka- mos, kai nusistovėdavo sausasis laikotarpis ir vandens lygis upeliuose buvo nukritęs. Vandens mėginiai buvo imami, konservuojami ir tvarkomi pagal nustatytus reikala- vimus (LST EN ISO 5667-1:2007+AC:2007 Vandens kokybė. Mėginių ėmimas. 1 dalis. Mėginių ėmimo programų ir būdų sudarymo nurodymai (ISO 5667-1:2006), LST EN ISO 5667-3:2006 Vandens kokybė. 1 Mėginių ėmimas. 3 dalis. Nurodymai, kaip konservuoti ir tvarkyti vandens mėginius (ISO 5667-3:2003), ISO 5667-4:1987 Vandens kokybė. Mėginių ėmimas. 4 dalis). Tiriami parametrai laboratorijoje yra nustatomi pagal teisės aktuose patvir- tintą metodiką (2.3 lentelė). 2.3 lentelė. Tiriamų parametrų ir jų nustatymo metodo normatyvų sąrašas

BDS7, mgO2/l LAND 47-1:2007 LAND 47-2:2007 Bendrasis N, mg/l LAND 59:2003 NH4-N, mg/l LAND 38-2000 NO3-N, mg/l LST EN ISO 13395:2000 (LAND 65-2005) Bendrasis P, mg/l LAND 58:2003 PO4-P, mg/l LAND 58:2003 Chloridai, mg/l LAND 63-2004 ChDS(Cr), mgO2/l LST ISO 6060:2003 ChDS (Mn), mgO2/l Unifikuoti …tyrimų metodai* *Unifikuoti nuotekų ir paviršinių vandenų kokybės tyrimų metodai I d. 1994 Mėginių ėmimo vietose naudojantis portatyviniu matuokliu buvo nustatoma vandens temperatūra. Be to, buvo matuojamas vandens telkinio plotis ir gylis (gylis buvo matuotas prie abiejų krantų ir upelio viduryje), o hidrometriniu suktuku išmatuotas vandens srovės greitis. Siekiant įvertinti bendrą upelių būklę 2012 metais buvo tirti papildomi parametrai. Jie buvo nustatomi vandens kokybės matavimo zondu MPS-K16 tiesiogiai tyrimų mėginių sė- mimo metu (2.13 pav.).

2.13 pav. Vandens kokybės matavimo zondas MPS-K16

Papildomų parametrų, matuotų upeliuose 2012 metais, sąrašas:  Savitasis laidumas mS;  Druskingumas;  Ištirpusios dalelės mg/l;  pH;  Ca mg/l. 2.3 Tyrimo duomenų vertinimo metodika 2.3.1 Antropogeninės įtakos vandens telkiniams vertinimas Antropogeninė įtaka tiriamiems upeliams buvo analizuojama kaip apkrova iš sutelktosios taršos šaltinių (iš gyvenvietės, žemiau kurios yra analizuojamas upelio ruožas). Gyvenviečių įtaka upeliams (apkrova) apskaičiuota pasirinkus sąlygą, kad gyvenvietė yra taršos šaltinis. Išmatuotų nagrinėtų cheminių parametrų krūvių upelyje aukščiau ir že- miau gyvenvietės skirtumas yra laikomas gyvenvietės apkrova upeliui. Taip yra apskaičiuo- jama ne tik sutelktoji tarša iš nuotekų išleistuvo, bet ir pasklidoji tarša iš neprijungtų prie centralizuotos nuotekų tvarkymo sistemos gyventojų. Pagal 6 lygtį buvo apskaičiuotos ana- lizuojamų vandens telkinių teršalų apkrovos pagal BDS7, bendrąjį azotą ir bendrąjį fosforą:

( ) , (6) čia T – apkrova pagal atitinkamą parametrą g/d; 3 CL – parametro koncentracija žemiau gyvenvietės arba išleistuvo g/m ; 3 C0 – parametro koncentracija aukščiau gyvenvietės arba išleistuvo g/m ; 3 Qup.– upelio debitas vandens mėginių ėmimo metu m /d. Vertinant upelių vandens kokybę naudotasi „Paviršinių vandens telkinių būklės nustatymo metodika“, patvirtinta Lietuvos Respublikos aplinkos ministro 2007 m. balandžio 12 d. įsakymu Nr. D1-210 (Žin., Nr. 47-1814; 2010, Nr. 29-1363; 2011, Nr. 109-5146) (2.4 lentelė). 2.4 lentelė. Upių ekologinės būklės klasės pagal fizikinių-cheminių kokybės elementų rodiklius (Žin., Nr. 109-5146, 2011) Etaloninių Upių ekologinės būklės klasių kriterijai pagal fizikinių- Eil. sąlygų cheminių kokybės elementų rodiklių vertes Rodiklis Nr. rodiklių Labai Labai Gera Vidutinė Bloga vertė gera bloga 1 NO3-N, mg/l 0,90 <1,30 1,30–2,30 2,31–4,50 4,51–10,00 >10,00 2 NH4-N, mg/l 0,06 <0,10 0,10–0,20 0,21–0,60 0,61–1,50 >1,50 3 Nb, mg/l 1,40 <2,00 2,00–3,00 3,01–6,00 6,01–12,00 >12,00 4 PO4-P, mg/l 0,03 <0,05 0,05–0,09 0,09–0,18 0,18–0,40 >0,400 5 Pb, mg/l 0,06 <0,10 0,10–0,14 0,14–0,23 0,23–0,47 >0,470 6 BDS7, mg/l 1,80 <2,30 2,30–3,30 3,31–5,00 5,01–7,00 >7,00 Vandens telkinio ekologinė būklė – tai ekosistemų, susijusių su paviršiniais vandens telkiniais, funkcionavimo ir struktūros kokybės išraiška, vertinama pagal vandens telkinio biologinius, hidromorfologinius, fizinius ir cheminius kokybės elementus. Tačiau dirbtinių ir labai pakeistų vandens telkinių yra vertinama ne esama būklė, bet ekologinis potencialas. Geras ekologinis potencialas – tai nustatyti labai pakeisto ar dirbtinio vandens telkinio būk- lės biologiniai, hidromorfologiniai, fiziniai ir cheminiai kokybės parametrai, atitinkantys tokio tipo vandens telkiniams keliamus vandensaugos tikslus (Žin., Nr. 109-5146, 2011).

42 Bendram upelių savaiminiam apsivalymui įvertinti buvo pasitelkta Phelpso lygtis (7) [1, 114, 138]:

( ), (7)

čia CL – medžiagos koncentracija upelio analizuojamoje vietoje mg/l; C0 – medžiagos koncentracija pirmoje už sutelktosios taršos šaltinio matavimo vietoje po visiško susimaišymo su patekusia iš nuotekų išleistuvo tarša mg/l; KT – empirinis koeficientas, kompleksiškai rodantis fizikinius-cheminis ir biologinis savaiminio apsivalymo procesus, nustatomas iš lauko tyrimo ir matavimo duomenų; t – medžiagos pasisavinimo laikas d. Medžiagos pasisavinimo laikas buvo apskaičiuotas pagal 8 formulę:

, (8)

čia L – atstumas iki taršos šaltinio m; W – upelio vagos vidutinis plotis m; y – upelio vagos vidutinis gylis m; n – vandens laisvosios tėkmės, netrukdant augalijai ar šiukšlėms, laipsnis, išreikštas vieneto dalimi; Q – vidutinis upelio debitas m3/d. Kadangi vandens laisvosios tėkmės laipsnis nebuvo atskirai matuotas, medžiagos iš- buvimo laikas buvo apskaičiuojamas tariant, kad n=1. Pritaikant 7 ir 8 lygtis buvo nustatomi analizuotų upelių savaiminio apsivalymo koeficientai KT (9 lygtis):

( ) . (9)

Vertinant KT koeficientus buvo daromos išvados apie kiekvieno upelio savaiminio apsivalymo nuo patekusių teršalų galimybes ir potencialą. 2.3.2 Statistinis rezultatų vertinimas Siekiant parinkti reikšmingus veiksnius, turinčius įtakos savaiminiam upelių vandens apsivalymui, buvo analizuojama užsienio autorių patirtis šioje srityje ir natūrinių stebėjimų metu įgytos žinios. Toliau, analizuojant kiekvieno veiksnio įtaką atskirai, buvo parinkti mū- sų sąlygomis tinkamiausi bei labiausiai turintys įtakos pasirinktų upelių vandens kokybei veiksniai. Išanalizavus turimus geografinius, geologinius, hidrologinius ir botaninius tiriamos srities duomenis, buvo prieita prie išvados, kad tyrimo sąlygos nagrinėtuose upeliuose yra vienodos. Todėl, sujungus visų tirtų upelių duomenis, ieškota priklausomybės tarp cheminių parametrų koncentracijos (mg/l) ir atstumo iki gyvenvietės, iš kurios nuotekos yra išlei- džiamos į nagrinėjamą upelį, upelio hidromorfologinių parametrų, gyvenvietės apkrovos upeliui bei vyraujančių organinių medžiagų prigimties (pagal ChDSMn/ ChDSCr). Matematinis-statistinis duomenų įvertinimas atliktas STATISTICA-7 programa naudojantis daugialypės regresinės analizės metodais. Analizuojant skirtingų veiksnių poveikį cheminių parametrų koncentracijai, į statistinę eilę buvo įtraukti visi turimi trijų metų duomenys iš visų penkių tirtų upelių atkarpų. Remiantis regresine analize buvo nustatyti veiksniai, kurie labiausiai turi įtakos cheminių parametrų koncentracijos pasikeitimui tirtose upe- lių atkarpose. Tam taikytas koeficientas β, apskaičiuotas tam atvejui, kai kintamieji X ir Y yra standartizuoti. Standartizuotų duomenų vidurkis yra lygus nuliui, o standartinis nuokry-

43 pis – vienetui [117]. Pagal β koeficientų reikšmes galima nuspręsti, koks kintamasis X daro didesnę įtaką Y prognozei. Absoliučiąja reikšme didesnė koeficiento β reikšmė rodo stip- resnę Y priklausomybę nuo X. Jeigu yra keli nepriklausomi kintamieji, jų standartizuoti regresijos koeficientai leidžia palyginti kiekvieno nepriklausomo kintamojo indėlį į priklau- somo kintamojo prognozę [57]. Standartizuotas nedimensinis regresijos koeficientas β išreiškiamas tokia lygtimi [117]:

, (10)

čia B1 – atitinkamas regresijos lygties koeficientas; Sx – nepriklausomojo kintamojo x vidutinis kvadratinis nuokrypis; Sy – priklausomojo kintamojo y vidutinis kvadratinis nuokrypis. Įvertinus veiksnius, galinčius turėti įtakos cheminei upių vandens kokybei, daugialy- pės regresinės analizės metodu buvo sudarytos lygtys, leidžiančios prognozuoti įvairių me- džiagų pokyčius, žinant koncentraciją analizuojamo ruožo pradiniame taške bei nustatytų empirinių parametrų reikšmes. Tyrimų rezultatų tarpusavio ryšiams nustatyti buvo taikytas koreliacijos analizės me- todas. Koreliacijos lygčių kintamųjų ryšio stiprumui įvertinti apskaičiuotas koreliacijos ir determinacijos koeficientai r ir R2. Jų patikimumas nustatytas pagal Fišerio kriterijų, kai reikšmingumo lygmuo =0,05. Koreliacijos ir determinacijos koeficientai patikimi, o ryšiai tarp nagrinėjamų reiški- nių reikšmingi, kai atitinka sąlyga Fapsk.>Fkrit. Fkrit šiuo atveju yra lygus 2,216.

44 3. TYRIMŲ REZULTATAI

3.1 Sutelktosios taršos poveikio nagrinėtiems upeliams analizė Kadangi nagrinėtų upelių pabaseiniai yra visiškai agrariniai, jie patiria antropogeninį poveikį ir iš pasklidosios taršos šaltinių – žemdirbystei naudojamų plotų bei neprijungtų prie centralizuotos nuotekų tvarkymo sistemos gyventojų, ir iš sutelktosios taršos šaltinių (iš centralizuotai surinktų nuotekų išleistuvų). Iškart už gyvenvietės labiau vyrauja sutelktosios taršos įtaka, tačiau tolstant nuo gyvenvietės, vis daugiau reiškiasi ir pasklidosios taršos, pa- tenkančios iš dirbamų laukų ir kitų žemės ūkio paskirties plotų, įtaka. Dažniausiai skirtinguose upelių ruožuose vyrauja skirtingos taršos rūšys priklausomai nuo aplinkos, kurioje upelis teka. Kadangi tyrimai buvo atliekami sausmečio laikotarpiu, norint įvertinti pasklidosios taršos įtaką analizuotuose upeliuose reikėjo nustatyti, ar nuotėkis iš dirbamų laukų yra reikšmingas. Kaip žinia [27, 75, 80, 133, 36], chloras yra pakankamai konservatyvi medžia- ga ir jo koncentracija gali pasikeisti tik dėl praskiedimo arba dėl antropogeninės veiklos. Upelių vandens praskiedimui drenažiniais vandenimis arba gausiais krituliais įvertinti buvo analizuojamas chloridų koncentracijų pasikeitimas tolstant nuo sutelktosios taršos šaltinio (tirtos gyvenvietės).

50 45 40 35 30 25 R² = 0,012 20

Chloridų koncnetracija [mg/l] 15 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 7,5 8 8,5 9 Atstumas nuo gyvenvietės [km]

3.1 pav. Chloridų koncentracijų pasiskirstymas tirtuose upeliuose priklausomai nuo atstumo iki taršos šaltinio Analizės metu buvo nustatyta, kad chloridų koncentracijos sumažėjimas yra nereikš- mingas (determinacijos koeficientas pernelyg mažas). 3.1 pav. matyti, kad chloridų koncentracijos priklausomybės nuo atstumo išsibarstymas yra labai didelis, koreliacinių ryšių tarp šių parametrų nėra. Šis faktas įrodo, kad tiriamuoju laikotarpiu šiame darbe nagrinėtuose upeliuose potencialus praskiedimas yra minimalus. Kadangi tyrimų mėginiai buvo imami sausmečio laikotarpiu, kai neveikia drenažas, o potencialaus praskiedimo vertinimo metu buvo nustatyta, kad jis analizuotuose upeliuose yra minimalus, vadinasi, upelių savaiminio apsivalymo procesui praskiedimas įtakos netu- rėjo ir nebuvo didelio pasklidosios taršos poveikio. Todėl pagrindinis dėmesys buvo skirtas upelio savaiminiam apsivalymui nuo sutelktosios taršos, patekusios su nuotekomis iš gy- venviečių. Į nagrinėtus upelius patenka skirtingo gyventojų skaičiaus tarša. Kaip buvo anksčiau minėta, į upelius taršos apkrovos patenka ir iš prisijungusių prie centralizuotos nuotekų

45 tvarkymo sistemos abonentų, ir iš gyventojų, kurie nėra prisijungę prie šios sistemos ir ku- rių buitinės nuotekos į upę patenka per drenažo, kanalizacijos vamzdžius ar per gruntinius vandenis iš nesandarių išgrėbimo duobių decentralizuotai. Buvo apskaičiuotos vidutinės paros apkrovos vienam gyventojui (3.2 pav.). Iš grafiko matyti, kad tarp vieno gyventojo apkrovos, ir gyventojų skaičiaus gyvenvietėje egzistuoja koreliaciniai ryšiai – didėjant gyventojų skaičiui vieno gyventojo paros apkrova, tenkanti upeliams, didėja. Darbe nagrinėtose gyvenvietėse šiuos ryšius geriausiai atspindi laipsninės krypties kreivės.

BDS7BDS7 N bendras P bendras . . .

18 1,6 16 0,5806 1,4

T (Pb) = 0,0164x

14 R² = 0,55 1,2 12 1,0 10 T(BDS ) = 0,1833x0,5313 0,8 apkrova [g/d/žm.] 7

8 b R² = 0,30 0,6

ir ir N

apkrova [g/d/žm.]

7 0,4 4 1,1907 b T(N ) = 0,0015x P 2 b 0,2 BDS R² = 0,86 0 0,0 0 500 1000 1500 2000 2500 Gyventojų skaičius

3.2 pav. BDS7, Nb ir Pb apkrovų į upelį priklausomybės nuo gyventojų skaičiaus gyvenvietėje Buvo nustatyta, kad vieno gyventojo biogeninių ir organinių medžiagų apkrovos yra didesnės stambesnėse gyvenvietėse. Tuo tarpu analizuotose mažesnėse gyvenvietėse vieno gyventojo teršalų apkrovos buvo daug mažesnės. Šis reiškinys aiškinamas tuo, kad didesnė- se gyvenvietėse, ypač miestuose, žmonės suvartoja daugiau vandens ir išleidžia daugiau nuotekų. Tuo tarpu mažose gyvenvietėse ir kaimuose žmonės linkę taupyti vandenį, dažnai tokiose gyvenvietėse net nėra centralizuoto vandentiekio, o teršalai, patekę į upelius iš ne- sandarių išgrėbimo duobių, šiek tiek išsivalo judėdami per dirvožemį. Teršiančių medžiagų koncentracijos parodo upės vandens taršos lygį, o apkrova iš sutelktosios taršos šaltinių įvertinamas taršos mastas. Kadangi ši apkrova yra cheminių me- džiagų koncentracijos ir upės debito sandauga, tai jos dydis betarpiškai susijęs ir su upės debito kaita. Siekiant gauti palyginamuosius rodiklius, buvo apskaičiuota upelių sąlyginė 3 apkrova pagal BDS7, bendrą N ir bendrą P išreikšta g/m (3.3 pav.). Pati smulkiausia iš visų tirtų upių yra Upelis, jo debitas svyravo apie 0,002 m3/s. Jam tenka mažiausio gyventojų skaičiaus apkrovos. Tačiau vidutinės sąlyginės apkrovos, ypač pagal BDS7 ir bendrąjį fosforą, buvo labai didelės (3.3 pav.). Vidutinė sąlyginė bendrojo fosforo apkrova 2010–2012 metais vasaros sausmečio laikotarpiu Upelyje buvo didžiausia iš 3 3 visų tirtų objektų ir sudarė 0,64 g/m . BDS7 vidutinė sąlyginė apkrova sudarė 3,54 g/m . Didesnė nei Upelyje BDS7 apkrova buvo tik Upytėje žemiau Ramygalos. Tuo tarpu bendrojo N sąlyginė apkrova Upelyje buvo viena iš mažiausių.

46 3 3 3 Pb,Pb [ g/m3g/m ] Nb, Nb [g/m3g/m ] BDS7,BDS7 [ g/mg/m3]

5 4,71

] 3 4 3,54 3 3,08 5,08 4,17 4,41 2,73 2,37 2 1,83 Apkrova [g/m 1 0,64 1,25 0 0,44 0,59 0,41 Upelis 0,31 Smilgaitis Jaugila Upytė Rudekšna

3.3 pav. Tirtų upelių sąlyginės apkrovos pagal BDS7, bendrąjį azotą ir bendrąjį fosforą Į Jaugilos upę patenka didžiausios sąlyginės bendrojo azoto apkrovos, jos skiriasi nuo Upelio ir Rudekšnos atitinkamai 2,7 ir 4 kartus. Tai galima paaiškinti tuo, kad Akade- mijos valymo įrenginiai nepakankamai gerai išvalo iš nuotekų bendrąjį azotą. Iš visų tirtų gyvenviečių Ramygaloje gyvena daugiausiai gyventojų. Mažiau nei pusė jų yra prisijungę prie nuotekų tvarkymo sistemos. Nustatyta, kad BDS7 sąlyginės apkrovos Upytėje yra didžiausios iš visų tirtų upelių. Tuo tarpu bendrojo azoto ir bendrojo fosforo apkrovos yra palyginti nedidelės. Jos yra panašios kaip ir Smilgaičio upelyje. Ramygalos nuotekų valymo įrenginiai pakankamai gerai apvalo nuotekas nuo biogeninių medžiagų. Tyrimai buvo atliekami tik sausuoju metų laikotarpiu, kai į upelius patenka daugiausiai sutelktosios taršos, o dėl mažesnių debitų ir minimalaus praskiedimo su paviršiniu nuo- tėkiu jiems yra sunkiausiai ją pašalinti savaiminio apsivalymo proceso metu. Apskaičiuotų taršos apkrovų iš gyvenviečių į upelius poveikiui įvertinti buvo analizuojami organinių ir biogeninių medžiagų koncentracijų svyravimai. Buvo įvertinta, kaip pasikeičia parametrų koncentracijos žemiau gyvenviečių, lyginant su duomenimis iš matavimo vietos prieš gyvenvietę. Remiantis 2.4 lentele buvo lyginama upelių vandens kokybė aukščiau gyvenviečių ir žemiau jų (3.4 pav.). Buvo nustatyta, kad aukščiau gyvenvietės vidutinės BDS7 koncentracijos upeliuose svyravo nuo 1,3 iki 5,9 mg/l, Nb – nuo 2 iki 3 mg/l, NH4-N – nuo 0,05 iki 0,1 mg/l, Pb – nuo 0,03 iki 0,12 mg/l, o PO4-P – nuo 0,02 iki 0,05 mg/l. Tokios koncentracijos upelių vandenyje šiuo metu atitinka gerą ir labai gerą ekologinę būklę. Tačiau žemiau gyvenvie- čių visuose tirtuose upeliuose, išskyrus Rudekšnos upelį, BDS7, NH4-N, P bendrojo ir PO4- P koncentracijos padidėdavo kelis arba net keliasdešimt kartų. Didžiausi koncentracijų padidėjimai buvo nustatyti NH4-N, jie svyravo nuo 4 (Rudekšnoje) iki 105 (Jaugiloje) kar- tų. BDS7 koncentracijos vidutiniškai žemiau gyvenviečių padidėdavo nuo 1,5 iki 3,5 karto, bendrojo azoto koncentracijų svyravimai nesiekė 2 kartų. Bendrojo fosforo ir PO4-P koncentracijos žemiau gyvenviečių vidutiniškai didėdavo atitinkamai nuo 3 iki 18 ir nuo 4 iki 30 kartų. NO3-N koncentracijos gerokai pasikeitė tik Smilgaityje – lyginant su matavimo vieta prieš nuotekų išleistuvą, koncentracijos vidutiniškai padidėdavo net 7 kartus. Kituose upeliuose tokių tendencijų nebuvo nustatyta.

aukščiau gyvenvietės žemiau gyvenvietės aukščiau gyvenvietės žemiau gyvenvietės

]

bloga būklė ] bloga būklė mg/l

[ 20 14 mg/l [ 12 15 10 8 10 6 oncentracija

k 4

5 7 koncnetracija

2 b

0 N

BDS 0 Upelis Smilgaitis Jaugila Upytė Rudekšna Upelis Smilgaitis Jaugila Upytė Rudekšna a b

aukščiau gyvenvietės žemiau gyvenvietės

aukščiau gyvenvietės žemiau gyvenvietės ] ] bloga būklė bloga būklė mg/l mg/l [ [

6 10 5 8 4 6 3 4 2 N koncnetracija N koncentracija - - 2 3

4 1 NO

NH 0 0 Upelis Smilgaitis Jaugila Upytė Rudekšna Upelis Smilgaitis Jaugila Upytė Rudekšna c d

3.4a pav. Palyginimai tarp nagrinėtų parametrų koncentracijų aukščiau ir žemiau gyvenviečių: a – BDS7; b – Nb; c – NH4-N; d – NO3-N

aukščiau gyvenvietės žemiau gyvenvietės aukščiau gyvenvietės žemiau gyvenvietės

] ] bloga būklė bloga būklė 1,4 1 mg/l mg/l [ [ 1,2 0,8 1 0,8 0,6 0,6 0,4 0,4 koncnetracija

0,2

b 0,2 P koncentracija,P P - 0 4 0

Upelis Smilgaitis Jaugila Upytė Rudekšna PO Upelis Smilgaitis Jaugila Upytė Rudekšna e f

3.4b pav. Palyginimai tarp nagrinėtų parametrų koncentracijų aukščiau ir žemiau gyvenviečių: e – Pb; f – PO4-P koncentracijos svyravimai

Upelyje vertinant bendrojo fosforo, PO4-P ir NH4-N duomenis didžiausi jų koncentraci- jų svyravimai buvo žemiau gyvenvietės. Šių parametrų koncentracijos žemiau Pernaravos vidutiniškai padidėdavo nagrinėjamu laikotarpiu atitinkamai 18, 12,3 ir 25,4 karto. BDS7 koncentracija vidutiniškai padidėdavo 3,5, o bendrojo azoto – 2 kartus. Taigi tai dar kartą įrodo kad gyvenvietės įtaka nagrinėjamam vandens telkiniui yra didelė. NO3-N vidutinės koncentracijos Upelyje žemiau Pernaravos gyvenvietės buvo mažes- nės nei aukščiau jos todėl, kad nedidelės NO3-N foninės koncentracijos, buvusios prieš gy- venvietę, sumažėjo augalams ir mikroorganizmams pasisavinus nitratus. Tuo tarpu nitrifikacijos procesai, kurių metu amonio jonai virsta nitratais, pirmoje vietoje už gyvenvietės dar nebuvo tokie intensyvūs. Kaip ir kitose upėse, Smilgaityje buvo įvertintos cheminių parametrų koncentracijos aukščiau nuotekų išleistuvo ir žemiau jo. Didžiausi koncentracijų svyravimai žemiau nuotekų išleistuvo, lyginant su duomenimis aukščiau jo, buvo užfiksuoti NH4-N. Vidutiniškai šio parametro koncentracija analizuojamu laikotarpiu padidėdavo 36 kartus. BDS7 ir bendrojo azoto koncentracijos žemiau gyvenvietės vidutiniškai padidėdavo atitinkamai 1,5 ir 2,5 karto, o bendrojo fosforo ir PO4-P koncentracijos – apie 6 kartus. Kadangi į Jaugilą yra išleidžiamos ir Akademijos, ir Vainotiškių gyventojų buitinės nuotekos, upė patiria didelį neigiamą sutelktosios taršos poveikį. Aukščiau išleistuvo Jaugilo- je NH4-N, bendrojo fosforo ir PO4-P vidutiniai koncentracijų dydžiai svyravo atitinkamai apie 0,07, 0,05 ir 0,02 mg/l ir pagal šiuo metu galiojančius teisės aktus atitiko etaloninių są- lygų vertes (žr. 2.4 lent.). Tačiau žemiau nuotekų išleidimo vietos padėtis staigiai suprastėja. Analizuojamu laikotarpiu žemiau išleistuvo labiausiai padidėdavo NH4-N koncentracija – vidutiniškai apie 100 kartų. Upė patiria ir didelius fosfatinių medžiagų koncentracijų svyravimus. Bendrojo fosforo koncentracija vidutiniškai padidėdavo 12 kartų, o PO4-P – apie 30 kartų. Kaip buvo minėta anksčiau, į Upytę yra išleidžiamos nuotekos, surenkamos iš 752 gy- ventojų. Nors Ramygaloje, žemiau kurios buvo tiriama Upytė, yra įrengti biologinio valymo įrenginiai, tačiau žemiau nuotekų išleistuvo buvo nustatytos labai padidėjusios organinių ir biogeninių medžiagų koncentracijos. BDS7 ir bendrojo azoto koncentracijos vandenyje padi- dėjo apie 2 kartus, bendrojo fosforo ir PO4-P – atitinkamai apie 6 ir 10 kartų. Buvo nustatyti ir NH4-N koncentracijos svyravimai – žemiau nuotekų išleistuvo šio parametro koncentracija nagrinėjamu laikotarpiu vidutiniškai padidėdavo apie 11 kartų. Aukščiau Pagirių gyvenvietės Rudekšnos vandens būklė pagal daugelį parametrų atitiko etaloninių sąlygų vertes (3.4 pav.). Taip pat žemiau Pagirių nuotekų išleistuvo nei pagal vieną parametrą upės vandens kokybė nebuvo prastesnė už vidutinę ekologinę būklę. Šis faktas įrodo, kad nauji Pagirių nuotekų valymo įrenginiai pakankamai gerai apvalo nuotekas nuo buitinės gyventojų taršos. Rudekšna patiria mažiausią iš visų nagrinėtų upelių buitinės taršos poveikį. Žemiau nuotekų išleistuvo, upelio vandeniui visiškai susimaišius su nuotekomis, Rudekšnoje buvo nustatyti mažiausi koncentracijų svyravimai. BDS7 koncentracija Rudekšnoje žemiau nuotekų išleistuvo analizuojamu laikotarpiu buvo padidėjusi labai nedaug, NH4-N, bendrojo fosforo ir PO4-P koncentracijos žemiau nuotekų išleistuvo vidutiniškai padidėdavo tik 3–4 kartus. Ly- ginant su kitais upeliais, tokie koncentracijų svyravimai yra išties labai maži. Į Rudekšną patenka mažiausios bendrojo azoto apkrovos, tuo tarpu šio upelio debitas, lyginant su kitais tirtais objektais, analizuojamu laikotarpiu buvo pakankamai didelis (vidutinis debitas sausmečio laikotarpiu 2011–2012 metais apie 0,1 m3/s). Kadangi patekę teršalai yra praskiedžiami dideliu upelio vandens tūriu, žemiau nuotekų išleistuvo buvo nustatytos mažesnės Nb koncentracijos nei aukščiau jo.

50 Buitinės nuotekos iš gyvenviečių didžiausios įtakos turėjo NH4-N ir fosfatinių medžia- gų koncentracijų svyravimams. Tuo tarpu organinių medžiagų koncentracijos žemiau gyven- viečių padidėdavo apie 1,5–3,5 karto. Kalbant apie parametrus, kurie buvo nagrinėjami tik 2012 metais, vertinant bendrą upelių vandens cheminę būklę, jų vidutinės reikšmės yra pateikiamos 3.1 lentelėje. Nebuvo nustatyta šių parametrų reikšmingų pasikeitimų žemiau gyvenvietės. Druskingumas ir pH visuose upeliuose minėtu laikotarpiu buvo labai panašūs. 3.1 lentelė. 2012 metais tirtų parametrų vidutinės reikšmės nagrinėtuose upelių ruožuose Upelis Druskingumas pH Ca, mg/l Upelis 0,48 7,75 150,2 Smilgaitis 0,38 8,02 95,5 Jaugila 0,45 8,00 189,7 Upytė 0,42 7,78 116,8 Rudekšna 0,42 7,76 122,4 Didžiausios kalcio jonų koncentracijos buvo nustatytos Upelyje žemiau Pernaravos, o mažiausios – Smilgaityje. Be 3.1 lentelėje esančių parametrų, galima paminėti savitojo elektros laidumo bei iš- tirpusių vandenyje dalelių koncentracijos pasikeitimą upeliuose žemiau nagrinėtų gyvenvie- čių. Vandens savitasis elektrinis laidumas parodo vandens galimybes praleisti elektros sro- vę. Ši galimybė didėja esant didesnei chloridų, nitratų, sulfatų ir fosfatų anijonų koncentracijai (šie jonai neša neigiamą krūvį), arba natrio, magnio, kalcio, geležies ir aliuminio katijonų koncentracijai (šie jonai neša teigiamą krūvį). Tokie organiniai junginiai kaip aliejai, fenoliai, alkoholiai ir angliavandeniai neperduoda elektros srovės, todėl, esant šiems junginiams, vandens elektrinis laidumas mažėja. Taip pat laidumas priklauso nuo temperatūros – esant aukš- tesnei temperatūrai laidumas didėja, todėl stengiamasi šį parametrą matuoti esant vienodai, t. y. 25 °C, oro temperatūrai [72]. Savitasis elektrinis laidumas upėse labai priklauso nuo vagos geologinės prigimties – upių, tekančių per granitines uolienas, vanduo turi mažesnį laidumą nei tų, kurios teka per molingus dirvožemius. Šį faktą galima paaiškinti tuo, kad molyje yra daugiau jonų dalelių, galinčių pernešti elektros krūvį. Kiekviena upė turi tam tikrą, gana pastovų savitąjį elektros laidumą. Staigus šio parametro pasikeitimas byloja apie taršą, išsiliejusią į upę. Ištirpusios vandenyje dalelės – tai kalcio, chloridų, nitratų, fosforo, geležies, sieros ir kitų jonų dalelės, kurios praeina per 0,002 cm (2 µm) filtrą. Skendinčias medžiagas sudaro druskų ir molio dalelės, planktono, dumblių, organinių šiukšlių ir kitų medžiagų stambios dalelės, kurios nepraeina per 0,002 cm filtrą. Ištirpusių dalelių koncentracija turi įtakos organizmų viduląsteliniam vandens balan- sui – jeigu ji itin maža (kaip distiliuotame vandenyje), organizmas gali ištvinkti dėl to, kad vanduo skverbsis į organizmo ląstelių vidų, kur yra didesnė dalelių koncentracija. Esant labai didelei ištirpusių dalelių koncentracijai, sutrinka organizmo gebėjimas palaikyti pusiausvyrą vandenyje, nes vanduo yra linkęs skverbtis iš ląstelių vidaus į išorę, dėl to jos praranda savo formą ir organizmas gali atsidurti tokiose sąlygose, prie kurių nėra adaptavęsis [38]. Pirmoje už nuotekų išleistuvo matavimo vietoje tirtuose upeliuose buvo nustatyti elektros laidumo ir ištirpusių dalelių koncentracijos padidėjimai. Tačiau, remiantis Stjudento kriterijumi, šie svyravimai buvo nereikšmingi tfakt.(0,03) < tkrit.(1,86).

3.1.1 Pirmojo tyrimų rezultatų skyriaus apibendrinimas 1. Chloridų koncentracijų svyravimų tendencijos įrodė, kad tirtuose upeliuose 2010–2012 metų vasaros sausmečio laikotarpiu savaiminio apsivalymo procesams mažiau- sios įtakos turėjo praskiedimas, o pasklidoji tarša iš žemės ūkio plotų organinių ir biogeninių medžiagų koncentracijų padidėjimui reikšmės neturėjo. 2. Didžiausios sąlyginės BDS7 apkrovos vasaros sausmečio laikotarpiu 2010–2012 metais iš gyvenvietės tenka Upytei žemiau Ramygalos – 4,7 g/m3, bendrojo N – Jaugilai že- miau Akademijos – 5,1 g/m3, bendrojo P – Upeliui žemiau Pernaravos– 0,64 g/m3. 3. Tarp gyventojų skaičiaus gyvenvietėje ir apkrovos kiekio, patenkančio į upelius iš vieno gyventojo, nustatytas laipsninės krypties ryšys, parodantis, kad nuolat didėjant gy- ventojų skaičiui gyvenvietėje, apkrova iš jos tolygiai didėja. 4. Buvo nustatyta, kad aukščiau gyvenvietės vidutinės BDS7 koncentracijos upeliuose svyravo nuo 1,3 iki 5,9 mg/l, Nb – nuo 2 iki 3 mg/l, NH4-N – nuo 0,05 iki 0,1 mg/l, Pb – nuo 0,03 iki 0,12 mg/l. Žemiau gyvenviečių labiausiai padidėdavo NH4-N koncentracijos – nuo 4 iki 105 kartų, BDS7 koncentracijos vidutiniškai padidėdavo nuo 1,5 iki 3,5 karto, bendrojo azoto – apie 2 kartus, bendrojo fosforo ir PO4-P – nuo 3 iki 30 kartų. 5. Nustatytas gyvenviečių poveikis upeliams yra netolygus – dėl pakankamai dide- lių debitų Rudekšnai mažiausiai turėjo įtakos Pagirių gyvenvietė, o labiausiai buitinė tarša analizuojamu laikotarpiu turėjo įtakos Jaugilos žemiau Akademijos vandens kokybei. 3.2 Organinių ir biogeninių medžiagų koncentracijų svyravimai upeliuose Kitame sutelktosios taršos vertinimo etape buvo analizuojamos organinių ir biogeni- nių medžiagų svyravimų žemiau gyvenviečių tendencijos. 3.2.1 Organinių medžiagų koncentracijų kitimo tendencijos Su buitine tarša iš gyvenviečių daugiausia patenka lengvai besioksiduojančios organi- nės medžiagos, išreikiamos BDS7. Iš pateiktų grafikų (3.5 pav.) matyti, kad tolstant nuo sutelktosios taršos šaltinių, šių medžiagų koncentracijos palaipsniui mažėjo. Geriausiai BDS7 koncentracijų mažėjimą, tolstant nuo taršos šaltinio, pavaizduoja laipsninės krypties kreivės. Lengvai oksiduojamos organinės medžiagos yra prieinamas mikroorganizmams maisto šaltinis, todėl jie intensyviai skaidydami šias medžiagas ir gaudami iš jų reikalingą metabo- lizmui energiją pakankamai greitai atstato pradines, buvusias aukščiau taršos šaltinio, BDS7 koncentracijas. Tačiau tokių junginių vandenyje yra maža dalis, lyginant su sunkiai besiskai- dančiais polimeriniais organiniais junginiais. Lyginant BDS7 ir ChDSCr sulaikymą nagrinėtuose upeliuose, buvo nustatyta, kad dau- gumoje tirtų upelių BDS7 koncentracijos paskutinėse matavimo vietose buvo panašios kaip ir prieš taršos šaltinį (2 priedas). Tik Jaugiloje už 2,15 km nuo nuotekų išleistuvo BDS7 koncentracija buvo 2,3 karto didesnė nei prieš nuotekų išleistuvą. Smilgaityje ir Upytėje vidutinis atstumas, reikalingas patekusių organinių medžiagų, išreikštų BDS7 parametru, sulaikyti, nagrinėtuose upeliuose buvo apie 1 km, o Upelyje – apie 2 km. Tuo tarpu ChDSCr parodo sunkiai besiskaidančių organinių medžiagų koncentraciją vandenyje. Buitinė tarša nagrinėtų upelių ChDSCr koncentracijai turėjo mažos įtakos, todėl koreliacijos tarp sunkiai skaidomų medžiagų koncentracijos ir atstumo iki gyvenvietės nebuvo nustatyta.

Upelis Smilgaitis

10 20 20 80 8 15 15 60

tracija tracija 6 ] Cr Cr 10 40 en 10 4 [mg/l] mg/l koncentracija koncentracija [ 5 20

konc

5 ChDS ChDS 7 2 7 0 0 0 0 BDS BDS

0 2 4 6 8 10 [mg/l] koncentracija 0 0,5 1 1,5 2 2,5 [mg/l] koncentracija a Atstumas [km] b Atstumas [km] Jaugila Upytė

8 28 10 60 ] 8

6 mg/l ] [

26 40 6 Cr 4 Cr mg/l

[ 4 koncentracija koncentracija 24 20 [mg/l] 7

2 koncentracija ChDS ChDS 2 7

BDS 0 22 0 0 BDS koncentracija koncentracija 0 0,5 1 1,5 2 2,5 0 1 2 3 4 5 6 [mg/l] koncentracija c Atstumas [km] d Atstumas [km] Rudekšna

6 60

4 40

Cr Cr

[mg/l] 2 20 koncentracija koncentracija

ChDS 7 0 0 BDS

0 1 2 3 4 [mg/l] koncentracija e Atstumas [km]

3.5 pav. BDS7 ( ) ir ChDSCr ( ) koncentracijų svyravimai žemiau sutelktosios taršos šaltinio Didžioji lengvai oksiduojamų organinių medžiagų, patekusių su buitine tarša, dalis buvo skaidoma nagrinėtuose upeliuose iki maždaug 2 km atstumo nuo sutelktosios taršos šalti- nio (3.6 pav.). Toliau tolstant nuo taršos šaltinio lengvai ir sunkiai oksiduojamų organinių medžiagų santykis beveik nesikeitė. Vadinasi, lengvai oksiduojamos organinės medžiagos, išreikštos BDS7 parametru, patenka su buitine tarša iš gyvenviečių ir pakankamai greitai yra suskaidomos mikroorganizmų ir kitų hidrobiontų. Tuo tarpu sunkiai besiskaidančios organi- nės medžiagos, išreikštos ChDSCr parametru, nepriklauso nuo buitinės taršos apkrovos. Jos yra sunkiai prieinamos mikroorganizmams, todėl jų koncentracijų svyravimų tolstant nuo sutelktosios taršos šaltinio nebuvo nustatyta.

0,7 0,6

0,5

santykis

Cr 0,4 y = 0,1031x-0,245 0,3

R² = 0,2253 /ChDS 7 0,2

BDS 0,1 0 0 2 4 6 8 10 Atstumas [km]

3.6 pav. Lengvai ir sunkiai oksiduojamų organinių medžiagų santykio kaitos dinamika tolstant nuo sutelktosios taršos šaltinio Kiekvienoje matavimo vietoje buvo apskaičiuoti pašalintų organinių medžiagų kiekiai, lyginant su artimiausia sutelktosios taršos šaltiniui vieta. Taikant regresinę statistinę analizę buvo gauta 11 lygtis, kuri išreiškia BDS7 organinių medžiagų sulaikymo priklausomybę nuo atstumo iki taršos šaltinio ir sąlygotos apkrovos į upelį: z = 0,811 + 0,428x + 0,499y , (11) R² = 0,41; p < 0,05; 0 < x < 6; 0,5 < y < 10, 3 čia z – BDS7 sumažėjimas g/m ; x – atstumas nuo sutelktosios taršos šaltinio km; 3 y – BDS7 sąlyginė apkrova iš sutelktosios taršos šaltinio g/m . Šia lygtimi buvo naudotasi analizuojant upelių savaiminį apsivalymą nuo lengvai oksi- duojamų organinių medžiagų. Sulaikymas buvo išreikštas procentine dalimi nuo patekusios su nuotekomis taršos. Rezultatai pateikti 3.7 pav.

54 110 Apkrova 4gBDS /m3

7 ] 100 %

[ 3 Apkrova 7gBDS7/m 90

80 sulaikymas 70 7 3 Apkrova 10gBDS7/m

BDS 60

50 0 1 2 3 4 5 6 Atstumas [km]

3.7 pav. BDS7 skirtingų apkrovų sulaikymo priklausomybė nuo atstumo iki taršos šaltinio 3 Buvo nustatyta, kad, esant 4 gBDS7/m apkrovai, jau už 3 km visa patekusi su nuotekomis iš gyvenvietės organinė tarša yra sulaikoma. Tačiau, esant beveik 2 kartus didesnei 3 apkrovai, tuo pačiu atstumu yra sulaikoma tik apie 80 %. Patekus 7 gBDS7/m apkrovai, ji yra visiškai sulaikoma už 6 km. Tuo tarpu esant 10 gN/m3 apkrovai už 6 km sulaikoma tik apie 85 % apkrovos. Tokia analizė parodė, kad nagrinėti upeliai greičiau apsivalo nuo mažes- nių organinių medžiagų kiekių. 3.2.2 Bendrojo ir organinio azoto koncentracijų kitimo tendencijos Didesnę bendrojo azoto dalį vandenyje sudaro prieinamos augalams neorganinio azoto formos (NH4-N ir NO3-N). Bendrojo azoto koncentracija vandenyje didėja ir dėl buitinės tar- šos, ir dėl pasklidosios taršos iš žemdirbystės laukų. Tačiau, kadangi šiame darbe buvo analizuojamas tik vasaros-rudens sausmečio laikotarpis, o jo metu azoto išplovimas iš laukų yra minimalus, tirtuose upeliuose Nb koncentracijai vandenyje daugiausia įtakos turėjo buitinė tarša iš gyvenviečių. Organinio azoto yra buitinių nuotekų sudėtyje, taip pat jo randama vandens organizmų audinių baltymuose ir jų irimo produktuose, taip pat jo koncentracija vandenyje didėja dėl organizmų metabolizmo. Organiniai azoto junginiai vandenyje yra suspenduotų medžiagų, koloidų ir ištirpusių molekulių pavidalo. 3.9 pav. iliustruoja bendrojo azoto sudėtį žemiau sutelktosios taršos šaltinio. Esant didesnei bendrojo azoto koncentracijai, vandenyje dominuoja ištirpusios neorganinės azoto formos, kurios yra lengvai prieinamos augalams ir mikroorganizmams. Be to, neorganinės azoto formos yra lengvai transportuojamos vandens tėkmės ir esant tinkamoms sąlygoms (deguonies kiekiui, šviesos intensyvumui, temperatūrai ir kt.) nitrifikacijos ir denitrifikacijos procesų metu pereina iš vienos formos į kitą. Tai parodo ir 3.8 pav. pateiktos diagramos – arčiau sutelktosios taršos šaltinio bendrojo azoto koncentracijos vandenyje mažėja, tačiau už tam tikro atstumo (Upelyje, Jaugiloje, Upytėje ir Rudekšnoje nutolus apie 1,5 km) jos pradeda kilti arba nusistovi pusiausvyra ir koncentracijos beveik nesikeičia. Smilgaityje bendrojo azoto koncentracijos tolygiai mažėjo iki paskutinės matavimo vietos, esančios už 8,5 km nuo taršos šaltinio.

3.8a pav. Nb ir Norg koncentracijų svyravimai žemiau sutelktosios taršos šaltinio: a – Upelyje; b – Smilgaityje; c – Jaugiloje

3.8b pav. Nb ir Norg koncentracijų svyravimai žemiau sutelktosios taršos šaltinio: d – Upytėje; e – Rudekšnoje

100

]

% [

80 b

60 y = 23,9ln(x) + 38,5 40 R² = 0,52

20 INA INA nuodalis N 0 0 5 10 15 20 Nb koncentracija [mg/l]

100

]

% 80

[

b 60 y = -23,91ln(x) + 61,49 R² = 0,52

40 dalis dalis nuo N

20 org

N 0 0 5 10 15 20

Nb koncentracija [mg/l]

3.9 pav. Organinio ir ištirpusio neorganinio azoto (INA) priklausomybės nuo bendrojo azoto koncentracijos upeliuose žemiau sutelktosios taršos šaltinio Tuo tarpu organinio azoto dalis yra didesnė esant mažesnėms bendrojo azoto koncentracijoms (3.9 pav.). Esant mažesniems srovės greičiams, Norg iš vandens gali būti pašalina- mas sedimentacijos procesų metu. Be to, jo koncentraciją vandenyje mažina mikroorganizmai. Organinio azoto koncentracijų kaita žemiau sutelktosios taršos šaltinio buvo nustatyta tik Smilgaityje – panašiai kaip ir Nb koncentracija, Norg tolygiai mažėjo iki paskutinės matavimo vietos. Kituose upeliuose koreliacijos tarp Norg koncentracijos ir atstumo iki sutelktosios taršos šaltinio nebuvo. Kaip ir BDS7 atveju, kiekvienoje matavimo vietoje buvo apskaičiuoti pašalinti Nb kiekiai, lyginant su artimiausia sutelktosios taršos šaltiniui vieta. Taikant regresinę statistinę analizę buvo gauta 12 lygtis, kuri parodo bendrojo azoto sulaikymo priklausomybę nuo atstumo iki taršos šaltinio ir į upelį patenkančios sąlyginės apkrovos: z = 0,324 + 0,442x + 0,209y (12) R² = 0,46; p < 0,05; 0 < x < 6; 0,5 < y < 10, čia z –bendrojo N sumažėjimas g/m3; x – atstumas nuo sutelktosios taršos šaltinio km; y – bendrojo N sąlyginė apkrova iš sutelktosios taršos šaltinio g/m3.

Sulaikymas buvo išreikštas procentine dalimi nuo patekusios su nuotekomis taršos. Rezultatai pateikti 3.10 pav.

58 100 3 ] Apkrova 3gNb/m

% 80 [ 3 Apkrova 6gNb/m 60

40 Apkrova 10gN /m3 20 b Nb sulaikymas 0 0 1 2 3 4 5 Atstumas [km] 3.10 pav. Bendrojo azoto skirtingų apkrovų sulaikymo priklausomybė nuo atstumo iki taršos šaltinio Buvo nustatyta, kad, esant 3 gN/m3 apkrovai, jau už 4 km apie 90 % bendrojo azoto yra sulaikoma. Tačiau, esant 2 kartus didesnei apkrovai, tuo pačiu atstumu yra sulaikoma mažiau nei 60 %, o esant 10 gN/m3 apkrovai, sulaikymas tesiekia 45 %. Dodds su bendraautoriais [25] taip pat teigia, kad biogeninių medžiagų sulaikymo atstumas buvo didesnis tuose upeliuose, į kuriuos patekdavo daugiau teršalų. 3.2.3 Mineralinio azoto formų koncentracijų kitimo tendencijos Amonio azoto koncentracijos nagrinėtuose reguliuotuose upeliuose labiausiai padidė- davo dėl buitinės taršos iš gyvenviečių. Karbamidą ((NH2)2CO), atsiradusį kaip organizmų baltyminių medžiagų apykaitos produktą, bakterijos nuotekose paverčia amonio karbonatu, toliau skylančiu į amoniaką ir anglies dioksidą [( ( ) . Pri- klausomai nuo nuotekų pH, amoniakas gali būti laisvas arba amonio druskų pavidalo. Buitinė tarša iš gyvenviečių nitratinio azoto koncentracijai tirtų upelių vandenyje įta- kos beveik neturėjo. Tačiau tolstant nuo sutelktosios taršos šaltinio, vykstant nitrifikacijos procesams (13 ir 14 lygtys), kurių metų amonio jonai yra oksiduojami iki nitratų, NO3-N koncentracijos vandenyje padidėdavo. Šios tendencijos pavaizduotos 3.11 pav.

, (13)

. (14) Visuose tirtuose upeliuose buvo nustatytos amonio jonų virtimo nitratais tendencijos. Išskyrus Jaugilą, tirti upeliai sugebėdavo atkurti pradines, buvusias prieš sutelktosios taršos šaltinius, NH4-N koncentracijas (2 priedas). Sulaikymo atstumas svyravo nuo 1,5 (Upytėje) iki 5 km (Smilgaityje) (3.11 pav.). Tirtuose upeliuose nitrifikacijos procesai vyko skirtingu intensyvumu. Iš gyvenviečių su buitine tarša patekus didelėms amonio azoto apkrovoms, NH4-N koncentracijos staigiai padidėdavo. Tolstant nuo taršos šaltinio, vykstant amonio jonų pasisavinimui ir nitrifikaci- jai, jo koncentracija mažėjo. Tuo tarpu NO3-N koncentracijos palaipsniui didėjo. Aiškus vienos mineralinio azoto formos virtimas kita skirtinguose upeliuose vyko už 0,3–1,5 km. Tik Rudekšnoje šis atstumas žymiai didesnis ir siekia 3 km. Toliau tolstant nuo taršos šalti- nio Smilgaityje ir Upytėje NO3-N koncentracijos palaipsniui mažėjo, o Upelyje, Jaugiloje ir Rudekšnoje ir toliau didėjo.

Upelis Smilgaitis 3 3 5 6 2 4 4

2 3 1 2 2

1 [mg/l] [mg/l] [mg/l] 0 [mg/l[ 0

N koncentracija N koncentracija 1 N koncentracija N koncentracija N koncentracija N koncentracija N koncentracija N koncentracija - - - - 4 4 3 0 -1 3 0 -2 NH NH NO 0 0,5 1 1,5 2 2,5 NO 0 2 4 6 8 10 a Atstumas [km] b Atstumas [km] Jaugila Upytė 5 8 6 1,5 5 4 6 1,0

4 3 4 3 0,5 2 [mg/l] [mg/l]

[mg/l] [mg/l] 2 2 0,0 N koncentracija N koncentracija

1 N koncentracija N koncentracija N koncentracija N koncentracija

- 1 - - - 4 4 3 0 0 3 0 -0,5 NH NH NO 0 0,5 1 1,5 2 2,5 NO 0 1 2 3 4 5 6 c Atstumas [km] d Atstumas [km] Rudekšna 5 0,4 4 0,3

3 0,2

2 0,1 [mg/l [mg/l] N koncentracija N koncentracija N koncentracija N koncentracija -

- 1 0 4 3 0 -0,1 NH NO 0 1 2 3 4 e Atstumas [km]

3.11 pav. NH4-N ( ) ir NO3-N ( ) koncentracijų svyravimai žemiau sutelktosios taršos šaltinio Tik Rudekšnoje paskutinėje matavimo vietoje NO3-N koncentracija buvo žemesnė, nei prieš sutelktosios taršos šaltinį. Kituose upeliuose ji buvo šiek tiek didesnė (skirtumai, lyginant su matavimo vieta aukščiau gyvenvietės svyravo nuo 1,4 iki 2,5 karto) ir tik Smilgaityje paskutinėje matavimo vietoje NO3-N koncentracija buvo 11 kartų didesnė, nei prieš nuotekų išleistuvą. Marti su bendraautoriais [75], analizuodama NH4-N koncentracijų sumažėjimą, nusta- tė, kad 40 % atvejų jis koreliavo su NO3-N koncentracijos padidėjimu. Šias tendencijas patvirtina ir kitų autorių gauti rezultatai [52, 116, 61], kurie savo tyrimais įrodo, kad jų nagrinė- toms upėms didžiausią įtaką turėjo sutelktosios taršos šaltiniai. Teršalų prietaka iš nuotekų išleistuvo labai pakeičia dominuojančių azoto formų sudėtį vandenyje. Tokios transformacijos negatyviai veikia ekosistemų biologinę įvairovę, ypač nukenčia žuvų bendrijos, nes nedi- socijuotos amonio formos joms yra toksiškos [82].

3.2.4 Bendrojo fosforo ir PO4-P koncentracijų kitimo tendencijos

Visuose upeliuose tolstant nuo taršos šaltinio mažėjo bendrojo fosforo ir PO4-P koncentracijos. Tačiau koncentracijos lygis, buvęs prieš taršos šaltinį, buvo pasiektas tik Smilgai- tyje už 8,5 km nuo taršos šaltinio, paskutinėje matavimo vietoje. Mineralinės fosforo formos į vandens telkinius patenka daugiausia dėl buitinės taršos. Jų gausu skalbimo priemonėse, vandens minkštikliuose, detergentuose, kurie kartu su nuotekomis patenka į upes. Nagrinėtuose upeliuose aukščiau gyvenviečių PO4-P vidutiniškai sudarė apie 40,1 % bendrojo fosforo koncentracijos. Tačiau žemiau gyvenviečių šis santykis padidėjo beveik iki 77 %. Vidutiniškai analizuojamu laikotarpiu tirtuose reguliuotuose upeliuose nutolus nuo sutelktosios taršos šaltinio apie 0,5 km fosforo buvo sulaikoma daugiau nei 23 %, o už 2 km – daugiau nei 45 % nuo taršos lygio, buvusio pirmoje matavimo vietoje po visiško susimaišy- mo su nuotekomis (3.12 pav.). PO4-P sulaikymas analizuojamu laikotarpiu vyko panašiu intensyvumu.

100 ]

% 80

dalis dalis [ 60 b

40 y = 17,40ln(x) + 32,44 20 R² = 0,5167

Pašalinta P 0 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 Atstumas [km]

3.12 pav. Pašalinto bendrojo fosforo dalis priklausomai nuo atstumo iki sutelktosios taršos šaltinio

Intensyviausiai Pb ir PO4-P pasisavinimas vyko Smilgaityje, Upytėje ir Rudekšnoje (3.13 pav.). Vidutiniškai šiuose upeliuose fosfatinių medžiagų koncentracijos už 1,5 km su- mažėdavo apie 40 %. Kituose upeliuose sulaikymas vyko kiek mažesniu intensyvumu.

61 a

c 3.13a pav. Bendrojo fosforo ir PO4-P koncentracijų svyravimai žemiau sutelktosios taršos šaltinio: a – Upelyje; b – Smilgaityje; c – Jaugiloje d

3.13b pav. Bendrojo fosforo ir PO4-P koncentracijų svyravimai žemiau sutelktosios taršos šaltinio: d – Upytėje; e – Rudekšnoje Kaip BDS7 ir Nb atveju, kiekvienoje matavimo vietoje buvo apskaičiuoti pašalinto Pb kiekiai, lyginant su artimiausia sutelktosios taršos šaltiniui vieta. Taikant regresinę statistinę analizę buvo gauta 15 lygtis, kuri parodo bendrojo fosforo sulaikymo priklausomybę nuo atstumo iki taršos šaltinio ir sąlyginės apkrovos į upelį: z = 0,059x + 0,392y – 0,095 (15) R² = 0,69; p < 0,05; 0 < x < 6; 0,01 < y < 2, čia z –bendrojo P sumažėjimas g/m3; x – atstumas nuo sutelktosios taršos šaltinio km; y – bendrojo P sąlyginė apkrova iš sutelktosios taršos šaltinio g/m3. Šia lygtimi buvo remiamasi analizuojant upelių savaiminį apsivalymą nuo Pb. Sulai- kymas buvo išreikštas procentine dalimi nuo patekusios su nuotekomis taršos. Rezultatai pateikti (3.14 pav.).

100 3 Apkrova 0,3gPb/m 80

%] 3 Apkrova 1gPb/m 60

40 3 Apkrova 2gPb/m Sulaikymas Sulaikymas [ 20

0 0 1 2 3 4 5 6 Atstumas [km]

3.14 pav. Bendrojo fosforo skirtingų apkrovų sulaikymo priklausomybė nuo atstumo iki taršos šaltinio Buvo nustatyta, kad esant 0,3 gP/m3 apkrovai sulaikymas vyko intensyviausiai. Esant 1 ir 2 gP/m3 apkrovai, sulaikymas tirtuose upeliuose iki 2,5 km vyko panašiu intensyvumu. Tai rodo ir tiesių pasvirimo kampai. Už 4,5 km 0,3 gP/m3 dydžio apkrova yra visiškai sulaikoma. Tačiau, esant 3 kartus didesnei apkrovai, tuo pačiu atstumu yra sulaikoma tik apie 65 %, o esant 2 gP/m3 – 50 %. Marti su bendraautoriais [75] savo tyrimuose nustatė, kad fosfatų sulaikymo atstumas svyruoja jų tirtose upėse nuo 0,14 iki 14 km. Sulaikymo atstumas buvo didesnis užterštose upėse, lyginant su to paties dydžio švariomis upėmis. Haggard su bendraautoriais [42, 43] savo ruožtu pastebėjo, kad ir bendrojo fosforo sulaikymo atstumai žemiau nuotekų išleistuvų svyruoja apie kelis kilometrus. Siekiant palyginti Povilaičio [106] gautus duomenis apie ortofosfatinio fosforo resuspensijos procesų intensyvumą jo nagrinėtose upėse, buvo išnagrinėtos priklausomybės tarp +2 PO4-P ir kalcio katijonų koncentracijų (PO4-P/(Ca )×1000). Buvo apskaičiuojamas tik PO4-P ir Ca jonų santykis, kadangi nebuvo duomenų apie Mg jonus. Todėl 2012 metais analizuoti nauji parametrai padėjo sužinoti tik bendrą upelių būklę ir juose vykstančius procesus. Remiantis 2012 metų duomenimis, intensyviausi PO4-P dezorbcijos procesai vyko Jau- gilos upelyje – anksčiau minėtas santykis jame siekė 4,0. Kituose tirtuose upeliuose šis santykis svyravo nuo 1,15 iki 2,29. Povilaičio [106] nagrinėtose upėse intensyviausiais resuspensijos procesais pasižymėjo Skroblus, Merkys ir Nevėžis. Jų santykis tarp ortofosfatinio fosforo ir pagrindinių vandens +2 +2 katijonų (PO4-P/(Ca +Mg )×1000) buvo atitinkamai 1,385; 0,685 ir 0,889.

64 3.2.5 Empirinis tirtų upelių savaiminio apsivalymo įvertinimas Analizuojant gautus duomenis buvo įvertinti ir tarpusavyje palyginti tirtų upelių vidutiniai savaiminio apsivalymo nuo organinių ir biogeninių medžiagų koeficientai. Rezultatai parodė, kad upelių savaiminio apsivalymo koeficientai pagal skirtingus cheminius parametrus labai skiriasi (3.2 lentelė). Vandens telkinio valymosi koeficientas yra tuo didesnis, kuo didesnis santykis tarp teršalų koncentracijų paskutiniame ir pradiniame analizuojamojo ruožo taške ir kuo mažesnis atstumas, reikalingas visiškam patekusios taršos sulaikymui. Kadangi upių tirtos atkarpos buvo nevienodo atstumo, bet jų savaiminio apsivalymo koeficientų dydžiams palyginti reikėjo vertinti vienodą nuotolį nuo taršos šaltinio, buvo pasi- rinktas vieningas visoms atkarpoms 1,5 km atstumas nuo sutelktosios taršos šaltinio.

3.2 lentelė. Savaiminio apsivalymo koeficientai KT

Objektas BDS7 N bendras NH4-N NO3-N P bendras PO4-P Upelis 0,21 0,18 0,55 -0,14 0,07 0,08 Smilgaitis 0,30 0,07 0,72 -0,36 0,15 0,12 Jaugila 0,25 -0,79 0,49 -1,99 0,03 0,13 Upytė 0,33 0,07 0,93 -0,09 0,25 0,21 Rudekšna 0,14 0,01 0,05 -0,31 0,08 0,09 Apskaičiuoti empiriniai savaiminio apsivalymo koeficientai parodė, kad geriausią apsivalymo nuo NH4-N, bendrojo P ir PO4-P potencialą turi Upytė. BDS7 organinių medžiagų sulaikymas tirtuose upeliuose vyko panašiu intensyvumu – Upelyje, Smilgaityje, Jaugiloje ir Upytėje apsivalymo koeficientai svyravo nuo 0,2 iki 0,3 (3.2 lent.). Upelis pasižymėjo dideliais bendrojo N savaiminio apsivalymo koeficientais, o Smil- gaityje buvo pakankamai gerai sulaikomas NH4-N ir bendrasis P. Jaugiloje buvo apskaičiuo- tas neigiamas bendrojo N apsivalymo koeficientas, nes į šį upelį iš visų tirtų objektų patenka didžiausios jo apkrovos. Visuose upeliuose buvo apskaičiuoti neigiami NO3-N apsivalymo koeficientai. Kaip jau buvo minėta, šio parametro koncentracijų padidėjimą tirtuose upeliuose daugiausiai lėmė amonio jonų nitrifikacija. Buvo nustatyta koreliacija tarp savaiminio apsivalymo koeficiento dydžio ir sąlyginės apkrovos į upelius – kuo didesnė apkrova tenka upeliui, tuo jo sugebėjimas apsivalyti nuo patekusios taršos yra mažesnis. Apskaičiuoti empiriniai savaiminio apsivalymo koeficientai dar kartą patvirtina anks- čiau išdėstytus dėsningumus ir tendencijas bei išryškina atskirų upelių biogeninių ir organinių medžiagų sulaikymo sugebėjimus. 3.2.6 Antrojo tyrimų rezultatų skyriaus apibendrinimas

1. Upelyje, Smilgaityje ir Upytėje vidutinis BDS7 sulaikymo atstumas svyravo nuo 1 iki 2 km. Kituose upeliuose sulaikymas vyko ne taip intensyviai ir paskutinėje matavimo vietoje koncentracijos liko didesnės, nei buvo prieš sutelktosios taršos šaltinį. 2. Buitinės taršos poveikis ChDSCr koncentracijos svyravimams buvo minimalus, sunkiai skaidomų organinių medžiagų koncentracijų mažėjimo tolstant nuo sutelktosios tar- šos šaltinio nebuvo nustatyta. 3. Didžioji dalis lengvai skaidomų organinių medžiagų tirtuose upeliuose buvo paša- linta iki 2,5 km atstumu nuo gyvenvietės. 4. Esant buitinei taršai ir didesnėms bendrojo azoto koncentracijoms, vandenyje dominuoja ištirpusios neorganinės azoto formos, tuo tarpu organinio azoto dalis yra didesnė esant mažesnėms bendrojo azoto koncentracijoms. 65

5. NH4-N sulaikymo atstumas svyravo nuo 1,5 (Upytėje) iki 5 km (Smilgaityje). Jau- giloje iki paskutinės matavimo vietos, esančios už 2,1 km nuo taršos šaltinio, NH4-N koncentracijos, buvusios prieš sutelktosios taršos šaltinį, nebuvo atkurtos. 6. Nors patikimų koreliacinių ryšių tarp NH4-N koncentracijos mažėjimo ir NO3-N koncentracijos didėjimo tirtuose upeliuose nebuvo nustatyta, tačiau buvo pastebėtos aiškios vienos formos virtimo kita tendencijos. 7. Aukščiau gyvenviečių PO4-P nagrinėtuose upeliuose vidutiniškai sudarė apie 40,1 % bendrojo fosforo koncentracijos, žemiau jų dėl buitinės taršos šis santykis padidėjo iki 77 %. 8. Bendrojo P ir PO4-P koncentracijų lygis, buvęs prieš taršos šaltinį, buvo pasiektas tik Smilgaityje už 8,5 km nuo taršos šaltinio. 9. Vidutiniškai analizuojamu laikotarpiu P ir PO4-P sulaikymas nutolus nuo sutelktosios taršos šaltinio apie 0,5 km siekė daugiau nei 23 %, o už 2 km – daugiau nei 45 % nuo taršos lygio, buvusio pirmoje matavimo vietoje po visiško susimaišymo su nuotekomis. 10. BDS7, Nb ir Pb intensyviausias sulaikymas vyko esant mažesnėms apkrovoms, geriausiai upeliai sugebėjo apsivalyti nuo patekusios organinės taršos. 11. Apskaičiuoti empiriniai savaiminio apsivalymo koeficientai KT priklauso nuo upelio gaunamos apkrovos – kuo didesnė apkrova, tuo upelio sugebėjimas apsivalyti nuo patekusios taršos yra silpnesnis. 3.3 Veiksnių, turinčių įtakos savaiminio apsivalymo procesams, analizė Savaiminio apsivalymo procesai priklauso nuo daugelio veiksnių. Vienas iš pagrindi- nių šio darbo uždavinių buvo nustatyti, kokie būtent veiksniai turi didžiausios įtakos chemi- nių parametrų koncentracijų svyravimui žemiau gyvenvietės nagrinėtose upėse. 3.3 lentelė. Tirtų upelių tėkmių vidutinės, mažiausios ir didžiausios temperatūros ir hidrolo- ginių parametrų reikšmės nagrinėjamu laikotarpiu Debitas iš Parametras Srovės Temperatūra, Plotis, Gylis, Debitas, nuotekų Gyvenvietė/ greitis, °C m m m3/s išleistuvo, upė m/s l/s Pernarava*/ Vid 16,28 0,30 0,08 0,10 0,002 0,17 Upelis Min. 12,00 0,10 0,02 0,03 0,0003 0,09 Max. 18,00 0,45 0,12 0,175 0,0052 0,20 Krakės/ Vid 16,75 1,05 0,23 0,14 0,03 1,32 Smilgaitis Min. 12,00 0,52 0,12 0,07 0,005 0,60 Max. 21,48 1,47 0,39 0,25 0,08 1,76 Akademija/ Vid 15,58 1,22 0,24 0,19 0,05 3,20 Jaugila Min. 10,00 0,78 0,09 0,14 0,02 0,52 Max. 19,00 1,70 0,61 0,35 0,10 7,10 Ramygala/ Vid 15,53 1,44 0,41 0,21 0,12 3,10 Upytė Min. 10,00 0,60 0,06 0,11 0,01 1,20 Max. 20,72 1,90 0,72 0,33 0,27 5,15 Pagiriai/ Vid 16,89 1,44 0,30 0,14 0,10 0,37 Rudekšna Min. 14,00 0,40 0,13 0,05 0,015 0,05 Max. 20,76 3,40 0,55 0,23 0,48 0,94 * Pernaravos gyvenvietėje nėra nuotekų valymo įrenginių, nevalytos nuotekos koncentruotai patenka į upelį per drenažinį vamzdį

Ištirtos ir išmatuotos hidromorfologinės nagrinėtų upelių sąlygos yra pateiktos 3.3 len- telėje. Parinktų tyrimams upelių vidutinis debitas nagrinėjamu laikotarpiu svyravo nuo 0,002 m3/s iki 0,12 m3/s, vidutinis gylis svyruoja nuo 8 iki 40 cm, plotis – nuo 30 cm iki 1,5 m. Nedidelius tirtų upelių hidromorfologinių parametrų svyravimus lėmė tai, kad buvo tiriamos tik upelių atkarpos iki artimiausio stambaus intako, žiočių arba gyvenvietės. Tokios atkarpos dažniausiai nepasižymi ilgais atstumais, nes tiriamuosiuose rajonuose dėl jų derlingų žemių ir palankių sąlygų žemdirbystei yra palyginti didelis gyvenviečių tankis. Iš kiekvienos gyvenvietės į upę patenka papildomas buitinių teršalų apkrovos kiekis, dėl to sunkiau yra vertinti savaiminio apsivalymo tendencijas. Taip pat upeliai dažnai būna patvenkti, turi stam- besnius intakus arba patys įteka į didesnę upę. Dėl visų šių priežasčių, taip pat dėl geografinių sąlygų bei dėl mėginių sėmimo galimybių, tirtas upelių atstumas nėra vienodas (2 priedas). Atlikta analizė nustatyti ryšiui tarp parametrų koncentracijų (y) dydžio ir tokių veiksnių: - atstumo nuo taršos šaltinio (atstumas nuo nuotekų išleistuvo arba, jeigu jo nėra, nuo gyvenamosios vietovės pabaigos) km; - vandens greičio m/s; - upelio gylio ir pločio santykio (h/L); - vandens temperatūros °C; - gyvenvietės sąlyginės apkrovos upeliui g/m3; - ChDSMn/ ChDSCr santykio. Eksperimentiniai tyrimai buvo atliekami ir gautos priklausomybės galioja esant veiks- nių ribinėms vertėms, nurodytoms 3.4 lentelėje. 3.4 lentelė. Veiksnių ribinės vertės Veiksnys Vid. Min. Max. Srovės greitis m/s 0,15 0,01 0,35 h/L 0,27 0,07 1,20 Temperatūra °C 16,14 10,00 22,30 3 BDS7 apkrova g/m 3,53 0,03 20,60 3 Nb apkrova g/m 4,37 0,05 26,88 3 NH4-N apkrova g/m 3,12 0,015 17,68 3 NO3-N apkrova g/m 0,14 0,08 5,14 3 Pb apkrova g/m 0,53 0,014 2,50 3 PO4-P apkrova g/m 0,44 0,011 2,28 Atsižvelgiant į anksčiau nurodytas sąlygas, buvo nagrinėjami visi tirtų upelių duomenys. Kiekvienam nagrinėjamam parametrui daugialypės regresinės statistinės analizės būdu buvo nustatyti labai reikšmingi veiksniai, mažiau reikšmingi ir tie veiksniai, kurie konkretaus parametro koncentracijai reikšmės neturi. Atskirai kiekvienam parametrui buvo atlikta analizė, koks veiksnys konkretaus parametro koncentracijos svyravimui yra svarbiausias bei kokia yra priklausomybės nuo visų veiksnių lygtis, į kurią įstačius žinomus kintamuosius galima nustatyti koncentracijos (y) dydį.

3.3.1 Veiksnių, turinčių įtakos BDS7 koncentracijos kaitai, analizė

Daugialypės regresinės analizės būdu buvo nustatyti reikšmingi veiksniai BDS7 koncentracijos (y) kaitai (3.5 lent.). Pagal šią lentelę, BDS7 koncentracijos sumažėjimui nagrinėtuose upeliuose didžiausios įtakos turi sąlyginė apkrova iš gyvenvietės. Organinių medžiagų priklausomybė nuo teršalų apkrovos į upelį yra tiesioginė. Taip pat reikšmingi veiksniai organinių medžiagų koncentra- cijų kaitos procese yra atstumas nuo taršos šaltinio ir organinių junginių prigimtis, išreikšta ChDSMn/ChDSCr santykiu. Buvo nustatytas atvirkštinis proporcingumas nuo šių veiksnių. 67

3.5 lentelė. Veiksnių reikšmingumas pagal BDS7 koncentracijos pokyčius Veiksnys Beta koeficientas Reikšmingumo lygmuo p Atstumas km (x1) -0,34 < 0,001 Srovės greitis m/s (x2) 0,10 0,08 h/L (x3) -0,06 0,28

Temperatūra °C (x4) 0,09 0,09 3 Apkrova iš gyvenvietės g/m (x5) 0,53 < 0,001 ChDSMn/ ChDSCr (x6) -0,11 0,04

Kaip buvo teigiama ankstesnėje BDS7 patekimo į nagrinėtus upelius ir koncentracijos kaitos analizėje (3.1. ir 3.2. poskyriai), lengvai oksiduojamos medžiagos į vandens telkinius daugiausia patenka su buitine tarša. Todėl didžiausią įtaką BDS7 koncentracijos kaitai turi šios taršos mastas. Organinės medžiagos tolstant nuo gyvenvietės yra sunaudojamos bakterijų ir kitų heterotrofinių organizmų, dalis medžiagų nusėda ant upės dugno. Kuo apkrova yra ma- žesnė ir didesnis atstumas nuo sutelktosios taršos šaltinio, tuo BDS7 koncentracija mažesnė. ChDSMn/ChDSCr santykis parodo, kokios medžiagos vyrauja vandenyje. Tolstant nuo sutelktosios taršos šaltinio, lengvai oksiduojamos organinės medžiagos yra pasisavinamos heterotrofiniais organizmais. Taip jų koncentracija vandenyje mažėja. Tuo tarpu sunkiai skai- domų organinių medžiagų koncentracija nepriklauso nuo atstumo iki tašos šaltinio. Todėl tolstant nuo taršos šaltinio pasikeičia lengvai (išreikštų BDS7) ir sunkiai (išreikštų ChDS) skaidomų organinių medžiagų santykis. Iš kitos pusės, heterotrofiniams mikroorganizmams, skaidantiems organinius junginius yra palankesnės sąlygos, kai vandenyje vyrauja humusinės medžiagos. Atsižvelgiant į regresinės statistinės analizės duomenis buvo sudaryta matematinė lygtis, išreiškianti BDS7 koncentracijos dydžio priklausomybę nuo reikšmingų veiksnių.

3.6 lentelė. Ryšio tarp BDS7 koncentracijos pokyčio ir reikšmingų veiksnių matematinė išraiška 2 Regresijos lygtis R r Ffakt.

y = 2,04 – 0,39x1 + 0,48x5 – 2,66x6 0,42 0,65 27,960 Daugialypės regresinės analizės būdu gautos lygties determinacijos koeficientas R2 = 0,42 yra palyginti neaukštas, tačiau apskaičiuota Fišerio kriterijaus reikšmė F = 27,960 yra daug didesnė už Fkrit. (2,216), esant reikšmingumo lygmeniui  = 0,05 (3.6 lent.). Vadina- si, determinacijos koeficientas yra patikimas, o ryšiai tarp BDS7 koncentracijos pokyčio ir reikšmingų veiksnių yra pakankamai glaudūs. Panašiomis sąlygomis, žinant visų reikšmingų veiksnių vertes, šią lygtį būtų galima taikyti apskaičiuojant BDS7 koncentracijų pokyčius išilgai tėkmės nuo taršos šaltinio ir kitose upėse.

3.3.2 Veiksnių, turinčių įtakos N bendrojo koncentracijos kaitai, analizė Atlikus bendrojo azoto duomenų statistinę analizę buvo nustatyta, kad bendrojo azoto koncentracijos pasikeitimui reikšmingiausias veiksnys yra apkrova iš gyvenvietės. Ši priklau- somybė yra tiesioginė – kuo didesnė yra apkrova iš gyvenvietės, tuo didesnės yra Nb koncentracijos. Bendrojo azoto koncentracijos vandenyje gali padidėti ir dėl buitinės, ir dėl žemės ūkio taršos. Tačiau tyrimai buvo vykdomi sausmečio laikotarpiu, kai azoto junginių išplovi- mas iš žemdirbystės laukų yra mažiausias, todėl pagrindinė šio parametro koncentracijos kaitos priežastis buvo sutelktoji tarša iš gyvenvietės. Atlikta statistinė analizė šį faktą patvirtino.

3.7 lentelė. Nagrinėtų veiksnių reikšmingumas N bendrojo koncentracijos pokyčiui Veiksnys Beta koeficientas Reikšmingumo lygmuo p Atstumas km (x1) -0,32 < 0,001

Srovės greitis m/s (x2) 0,12 0,01

h/L (x3) -0,02 0,72

Temperatūra °C (x4) -0,16 0,001 3 Apkrova iš gyvenvietės g/m (x5) 0,65 < 0,001

ChDSMn/ ChDSCr (x6) 0,09 0,06 Taip pat paaiškėjo kiti reikšmingi veiksniai – atstumas nuo sutelktosios taršos šaltinio, vandens temperatūra (atvirkštinės priklausomybės) ir upės srovės greitis (tiesioginė priklau- somybė) (3.7 lent.). Tuo tarpu nei upės geometriniai duomenys, nei vyraujančių medžiagų prigimtis neturi didelės įtakos Nb koncentracijos pasikeitimui. Esant mažesniam srovės greičiui, susidaro palankesnės sąlygos bendrojo azoto formų (pvz., organinio azoto) nusėdimui ant dugno, tokiu būdu mažinant jų koncentraciją vandenyje. Taip pat, esant lėtesnei tėkmei susidaro palankesnės sąlygos Nb mineralines formas pasisavinti augalams, nes šie procesai reikalauja ilgesnio laikotarpio. Heterotrofinių mikroorganizmų aktyvumas padidėja aukštesnėje temperatūroje, jie intensyviau pradeda skaidyti medžiagas. Taigi, kuo palankesnės sąlygos mikroorganizmų, pasi- savinančių azotą savo gyvybinėms funkcijoms palaikyti, veiklai, tuo bendrojo N koncentracija upės vandenyje mažesnė. ChDSMn/ChDSCr santykis yra reikšmingas veiksnys Nb koncentracijos kaitai, tačiau jo reikšmingumo lygmuo yra 0,06, todėl į bendrą matematinę išraišką jis nebuvo įtrauktas. Ben- drojo azoto organinių ir nitratinių formų pasisavinimui heterotrofiniais organizmais yra pa- lankesnės sąlygos, kai vandenyje vyrauja šviežiai susidariusios lengvai skaidomos organinės medžiagos.

3.8 lentelė. Ryšio tarp N bendrojo koncentracijos pokyčio ir reikšmingų veiksnių matematinė išraiška 2 Regresijos lygtis R r Ffakt.

y = 4,59 – 0,42x1 + 6,42x2 – 0,19x4 + 0,44x5 0,49 0,70 36,652 Gautos lygties determinacijos koeficientas yra R2 = 0,49, o daugialypės regresinės ana- lizės metodu apskaičiuota Fišerio kriterijaus reikšmė F = 36,652 yra daug didesnė už Fkrit. (2,216), esant reikšmingumo lygmeniui  = 0,05 (3.8 lent.). Vadinasi, determinacijos koeficientas yra patikimas, o ryšiai tarp Nb koncentracijos pokyčio ir reikšmingų veiksnių yra pakankamai glaudūs. Panašiomis sąlygomis, žinant visų reikšmingų veiksnių vertes, šią lygtį būtų galima taikyti ir apskaičiuojant Nb koncentracijų pokyčius išilgai tėkmės nuo taršos šal- tinio kitose upėse.

3.3.3 Veiksnių, turinčių įtakos NH4-N koncentracijos kaitai, analizė Statistiškai vertinant amoniakinio azoto koncentracijų svyravimų tendencijas buvo nustatyta, kad panašiai, kaip ir kitų cheminių parametrų, NH4-N koncentracijos svyravimai labiausiai priklauso nuo apkrovos iš sutelktosios taršos šaltinio (3.9 lent.), nes šios medžiagos koncentracijoms didžiausios įtakos turi buitinė tarša. Priklausomybė yra tiesioginė. Antroje vietoje pagal reikšmingumą šio parametro koncentracijos pokyčiui yra atstumas nuo taršos šaltinio.

Tolstant nuo gyvenvietės NH4-N koncentracijos tik mažėjo, nes iš žemdirbystės laukų šios medžiagos į upelius nepatenka, todėl nesant papildomos apkrovos žemyn upe gali vykti tik nitrifikacijos procesai, kurių metu amonio jonai virsta nitratais.

3.9 lentelė. Nagrinėtų veiksnių reikšmingumas NH4-N koncentracijos pokyčiui Veiksnys Beta koeficientas Reikšmingumo lygmuo p

Atstumas km (x1) -0,39 < 0,001 Srovės greitis m/s (x2) 0,06 0,17 h/L (x3) -0,04 0,40

Temperatūra °C (x4) -0,02 0,74 3 Apkrova iš gyvenvietės g/m (x5) 0,75 < 0,001 ChDSMn/ ChDSCr (x6) -0,08 0,07 Kitų veiksnių, kurių reikšmingumo lygmuo p < 0,05, poveikis nenustatytas. Tačiau buvo nustatyta priklausomybė nuo ChDSMn/ChDSCr santykio su reikšmingumo lygmeniu 0,07. Ji parodo, kad tolstant nuo taršos šaltinio daugiau vandenyje atsiranda gamtinės kilmės sunkiai besioksiduojančių organinių junginių (humusinių medžiagų), o NH4-N, kuri rodo lengvai besioksiduojančių medžiagų gausą, koncentracija mažėja. Mikroorganizmai, oksiduo- jantys amonį, yra aerobai, optimalios jų veiklai sąlygos yra 25–30°C ir pH 7,5–8. Derlingiau- siam plačialapių medynų dirvožemiui, kuris dominuoja nagrinėtoje teritorijoje, būdingas taip vadinamasis švelnusis humusas, kuris yra neutralios reakcijos. Todėl mikroorganizmams, oksiduojantiems amonį, tokios sąlygos yra labai palankios.

3.10 lentelė. Ryšio tarp NH4-N koncentracijos pokyčio ir reikšmingų veiksnių matematinė išraiška 2 Regresijos lygtis R r Ffakt.

y = 1,25 – 0,39x1 + 0,53x5 0,61 0,78 60,356 Gautos lygties determinacijos koeficientas yra pakankamai aukštas, o daugialypės reg- resinės analizės metodu apskaičiuota Fišerio kriterijaus reikšmė F = 60,356 yra daug didesnė už Fkrit. (2,216), esant reikšmingumo lygmeniui  = 0,05 (3.10 lent.).Vadinasi, panašiomis sąlygomis, žinant sąlyginės apkrovos į upelį dydį ir atstumą nuo taršos šaltinio, šią lygtį būtų galima taikyti apskaičiuojant NH4-N koncentracijų pokyčius išilgai tėkmės nuo taršos šaltinio ir kitose upėse.

3.3.4 Veiksnių, turinčių įtakos NO3-N koncentracijos kaitai, analizė

Skirtingai, nei anksčiau nagrinėti parametrai, NO3-N koncentracijos pokytis nepriklauso nuo atstumo iki sutelktosios taršos šaltinio, o apkrovos reikšmingumas yra ne taip stipriai išreikštas (3.11 lent.). Mažesnis apkrovos reikšmingumas NO3-N koncentracijos pokyčiui yra aiškinamas tuo, kad buitinės nuotekos nėra pagrindinis nitratų šaltinis, tačiau yra pagrindinė amonio jonų, kurie nitrifikuojantis virsta nitratais, patekimo į vandens telkinį priežastis. Taigi apkrova iš gyvenvietės veikia NO3-N koncentracijos kaitą netiesiogiai. Kiti reikšmingi NO3-N koncentracijos (y) svyravimui veiksniai yra upelio srovės greitis, vandens temperatūra bei ChDSMn/ChDSCr santykis. Vandens temperatūra bei ChDS santykis yra maždaug vienodai reikšmingi nitratų koncentracijos pokyčiui, srovės greitis – ma- žiau reikšmingas. Priklausomybė nuo srovės greičio, apkrovos ir ChDS santykio yra tiesiogi- nės, o nuo temperatūros – atvirkštinė.

3.11 lentelė. Nagrinėtų veiksnių reikšmingumas NO3-N koncentracijos pokyčiui Veiksnys Beta koeficientas Reikšmingumo lygmuo p

Atstumas km (x1) -0,02 0,67

Srovės greitis m/s (x2) 0,17 0,002

h/L (x3) 0,05 0,36

Temperatūra °C (x4) -0,31 < 0,001 3 Apkrova iš gyvenvietės g/m (x5) 0,35 < 0,001

ChDSMn/ ChDSCr (x6) 0,30 < 0,001 Mikroorganizmai, vandenyje redukuojantys nitratus iki nitritų, o vėliau iki dujinės azo- to formos, yra fakultatyviniai anaerobiniai mikroorganizmai, kurie biologiškai aktyviausi yra esant 30–35 °C temperatūrai ir pH 7–7,5. Tiesioginė nitratinio azoto koncentracijos priklau- somybė nuo srovės greičio aiškinama keliais būdais: + - 1) Pirmiausia, nitrifikacijos procesai, kurių metu NH4 jonai virsta NO3 jonais, vyksta, esant pakankamam deguonies kiekiui vandenyje. Tačiau trūkstant deguonies šis procesas sustoja. Esant mažesniam srovės greičiui vandenyje pradeda trūkti deguonies, kadangi vanduo nesimaišo ir nevyksta turbulencija. Todėl nitrifikacijos procesai sulėtėja ir sumažėja NO3-N koncentracija; 2) Kadangi mikroorganizmai, pasisavinantys nitratus, yra anaerobai, jiems yra būtina bedeguonė aplinka. Be to, kai trūksta deguonies, bakterijos pradeda naudoti nitratus kaip elektronų akceptorius. Tuomet nitratų koncentracija vandenyje gali labai sumažėti (vasaros ir rudens laikotarpiais) [122]. Esant mažesniam srovės greičiui būtent tokios sąlygos ir susidaro; 3) Esant lėtesniems srovės greičiams susidaro palankesnės sąlygos nitratus pasisavinti augalams, nes šie procesai reikalauja ilgesnio laikotarpio. Heterotrofinių organizmų, redukuojančių nitratus iki nitritų, gyvybinei veiklai palaikyti yra palankesnė aukšta temperatūra. Be to, esant aukštesnei temperatūrai, vandenyje ištirpsta mažesnis deguonies kiekis. Todėl nitratinio azoto pasisavinimui yra svarbios kuo aukštesnės vandens temperatūros bei lėtesni tėkmės greičiai. ChDSMn/ChDSCr santykis NO3-N koncentracijos svyravimui pasireiškia tuo, kad mikroorganizmai efektyviai redukuoja nitratus esant neutralioms pH reikšmėms, ir jų veiklai yra būtinos lengvai besioksiduojančios organinės medžiagos. Kuo mažesnis ChDS santykis (<0,4), tuo daugiau vandenyje vyrauja šviežiai susidariusių organinių medžiagų ir tuo palan- kesnės sąlygos yra pasisavinti nitratus. Kaip ir kitiems parametrams, remiantis regresine analize buvo sudaryta NO3-N pri- klausomybių nuo reikšmingų veiksnių lygtis (3.12 lent.).

3.12 lentelė. Ryšio tarp NO3-N koncentracijos pokyčio ir reikšmingų veiksnių matematinė išraiška 2 Regresijos lygtis R r Ffakt.

y = 2,51 – 4,97x2 – 0,22x4 +0,51x5 + 5x6 0,41 0,64 27,110 Šios lygties determinacijos koeficientas nėra labai aukštas, tačiau daugialypės regresi- nės analizės metodu apskaičiuota Fišerio kriterijaus reikšmė F yra daug didesnė už Fkrit. (2,216), esant reikšmingumo lygmeniui  = 0,05.Vadinasi, determinacijos koeficientas yra patikimas, o ryšiai tarp NO3-N koncentracijos pokyčio ir reikšmingų veiksnių yra pakankamai glaudūs. Panašiomis sąlygomis, žinant visų reikšmingų veiksnių vertes, šią lygtį galima būtų taikyti apskaičiuojant NO3-N koncentracijų pokyčius ir kitose upėse.

3.3.5 Veiksnių, turinčių įtakos P bendrojo koncentracijos kaitai, analizė Didžiausias bendrojo fosforo, kaip ir lengvai skaidomų organinių medžiagų ir amoniakinio azoto, kiekis į paviršinius vandens telkinius patenka su buitinėmis nuotekomis iš gyven- tojų. Todėl bendros tendencijos tolstant nuo taršos šaltinio ir reikšmingiausi veiksniai yra panašūs. 3.13 lentelė. Nagrinėtų veiksnių reikšmingumas bendrojo P koncentracijos pokyčiui Veiksnys Beta koeficientas Reikšmingumo lygmuo p

Atstumas km (x1) -0,40 < 0,001

Srovės greitis m/s (x2) 0,03 0,52

h/L (x3) 0,02 0,54

Temperatūra °C (x4) 0,03 0,41 3 Apkrova iš gyvenvietės g/m (x5) 0,73 < 0,001

ChDSMn/ ChDSCr (x6) -0,14 < 0,001 Reikšmingiausias veiksnys bendrojo fosforo koncentracijos pasikeitimui, nustatytas daugialypės regresinės analizės būdu, yra apkrova iš sutelktosios taršos šaltinio (3.13 lent.). Kadangi būtent fosforas dažniausiai yra pagrindinis veiksnys, apsprendžiantis pavirši- nių vandens ekosistemų biologinį produktyvumą, jo koncentracija vandenyje neblogai apibū- dina trofinę būseną. Fosforas yra svarbus augalų fotosintezei bei medžiagų apykaitai. Didelė fosforo junginių koncentracija sukelia vandens telkinių eutrofikaciją, blogina vandens koky- bę. Vandens telkinyje suveši vandens augalija, dumbliai, tai turi įtakos ir vandens faunos su- dėčiai, jos gausėjimui. Tačiau tam, kad augalai jį galėtų pasisavinti, fosforas turi būti jiems prieinamos būsenos – ištirpęs. Tuo tarpu jis turi savybę jungtis į koloidus, be to, su aliuminio, kalcio, geležies, magnio katijonais P sudaro netirpius junginius, iškrentančius netirpiomis nuosėdomis vandens ekosistemose ir nusėdančius į vandens telkinių dugną. Taigi yra du fosforo pašalinimo iš vandens mechanizmai – pasisavinimas augalais ir mikroorganizmai bei nusėdimas ant upės dugno. Neorganinių fosforo junginių formos priklauso nuo vandens pH. Esant pH daugiau 2- kaip 6,5, fosfatai daugiausia yra HPO4 pavidalo. Dėl to, kad fosforas yra greitai akumuliuojamas į netirpius junginius, sudaro chelati- nius kompleksus su metalų jonais, iš žemės ūkio plotų jis mažiau išsiplauna nei azoto junginiai. Todėl tolstant nuo sutelktosios taršos šaltinio bendrojo fosforo koncentracijos vandenyje mažėja. Tai parodo ir 3.2. skyriuje pateiktos diagramos. Kaip jau buvo minėta, pagrindinis fosforo šaltinis upėse yra buitinės nuotekos, todėl priklausomybė nuo apkrovos yra tiesioginė. Jungiantis su humuso dalelėmis, fosforas sudaro su jomis kompleksus ir pasišalina iš vandens – dalis jo nusėda ant upės dugno, kita dalis suvartojama mikroorganizmų. Todėl kuo didesnis yra ChDSMn/ChDSCr santykis, t. y. kuo daugiau vandenyje humusinių dalelių, tuo fosforo koncentracija jame yra mažesnė. Remiantis regresine analize, buvo sudaryta P bendrojo priklausomybių nuo reikšmingų veiksnių lygtis (3.14 lent.). 3.14 lentelė. Ryšio tarp bendrojo P koncentracijos pokyčio ir reikšmingų veiksnių charakteristika 2 Regresijos lygtis R r Ffakt.

y = 0,314 – 0,06x1 + 0,58x5 – 0,43x6 0,71 0,84 93,429

Šios lygties determinacijos koeficientas yra vienas aukščiausių iš visų lygčių. Daugia- lypės regresinės analizės metodu apskaičiuota Fišerio kriterijaus reikšmė F yra daug didesnė už Fkrit. (2,216), esant reikšmingumo lygmeniui  = 0,05. Vadinasi, determinacijos koeficientas yra patikimas, o ryšiai tarp Pb koncentracijos pokyčio ir reikšmingų veiksnių yra pakankamai glaudūs. Panašiomis sąlygomis, žinant visų reikšmingų veiksnių vertes, šią lygtį galima taikyti apskaičiuojant Pb koncentracijų pokyčius ir kitose upėse.

3.3.6 Veiksnių, turinčių įtakos PO4-P koncentracijos kaitai, analizė

Kadangi PO4-P įeina į bendrojo fosforo sudėtį ir esant neutralioms pH reikšmėms sudaro didžiąją neorganinio fosforo dalį, jo koncentracijų kitimo tendencijos yra labai panašios. Reikšmingi PO4-P koncentracijų savaiminiam apsivalymui veiksniai yra tie patys kaip ir bendrojo fosforo (3.15 lent.). Reikšmingumo lygmuo, išreikštas β koeficientu, skiriasi tik keliomis šimtosiomis.

3.15 lentelė. Nagrinėtų veiksnių reikšmingumas PO4-P koncentracijos pokyčiui Veiksnys Beta koeficientas Reikšmingumo lygmuo p

Atstumas km (x1) -0,38 < 0,001

Srovės greitis m/s (x2) 0,03 0,52

h/L (x3) 0,03 0,54

Temperatūra °C (x4) 0,05 0,41 3 Apkrova iš gyvenvietės g/m (x5) 0,78 < 0,001

ChDSMn/ ChDSCr (x6) -0,10 < 0,001 Fosfatai – tai prieinama augalams fosforo forma. Jie juos gali laisvai pasisavinti. Ta- čiau esant pertekliniam fosfatų kiekiui, prasideda vandens telkinių eutrofikacija, dėl to eko- sistema pakinta ar net sunyksta. Kaip ir kitiems parametrams, remiantis daugialype regresine analize buvo sudaryta PO4-P priklausomybių nuo reikšmingų veiksnių lygtis (3.16 lent.)

3.16 lentelė. Ryšio tarp PO4-P koncentracijos pokyčio ir reikšmingų veiksnių charakteristika 2 Regresijos lygtis R r Ffakt.

y = 0,314 – 0,06x1 + 0,58x5 – 0,43x6 0,76 0,87 118,91 Šios lygties determinacijos koeficientas, kaip ir atveju su bendruoju fosforu, yra vienas aukščiausių iš visų lygčių. Daugialypės regresinės analizės metodu apskaičiuota Fišerio kriterijaus reikšmė F yra daug didesnė už Fkrit. (2,216), esant reikšmingumo lygmeniui  = 0,05. Vadinasi, determinacijos koeficientas yra patikimas, o ryšiai tarp PO4-P koncentracijos poky- čio ir reikšmingų veiksnių yra pakankamai glaudūs. Panašiomis sąlygomis, žinant visų reikšmingų veiksnių vertes, šią lygtį galima taikyti apskaičiuojant PO4-P koncentracijų poky- čius ir kitose upėse. 3.3.7 Trečiojo tyrimų rezultatų skyriaus apibendrinimas Apibendrinant daugialypės regresinės analizės metodu gautus duomenis (3.15 pav.), buvo nustatyta, kad: 1. Visiems nagrinėtiems parametrams reikšmingiausias veiksnys yra sąlyginė apkrova iš gyvenvietės į upelį. Mažiausią įtaką šis veiksnys turėjo NO3-N koncentracijų svyravimams, šio parametrui apkrovos β koeficientas yra 0,35. Kitų parametrų jis svyruoja nuo 0,53 iki 0,78. 73

atstumas apkrova ChDS greitis temperatūra 1,4

1,2 0,16 0,14 0,10

0,12 1,0 0,31 0,11 0,8 0,75 0,17 0,73 0,78

koeficientas 0,65

0,6 0,53 β 0,30 0,4

0,2 0,34 0,32 0,39 0,35 0,40 0,38 0,0 BDS7BDS NNb NHNH4-N-N NONO3-N-N PPb PO4-PPO -P 7 b 4 3 b 4 3.15 pav. Cheminių parametrų koncentracijos pokyčiui reikšmingų veiksnių β koeficientai 2. Antroje pagal reikšmingumą vietoje yra atstumas nuo taršos šaltinio, jis buvo reikš- mingas visiems parametrams, išskyrus NO3-N. Skirtingų parametrų β koeficientai buvo pana- šūs ir svyravo nuo 0,32 iki 0,40. 3. Organinių medžiagų prigimtis, išreikšta ChDSCr/ChDSMn santykiu esant patikimumo lygmeniui p < 0,05, buvo reikšminga BDS7, NO3-N, Pb ir PO4-P koncentracijų svyravimams. NH4-N ir Nb koncentracijos svyravimui šis veiksnys buvo reikšmingas patikimumo lygmeniui p < 0,07. Kitų parametrų β koeficientai svyravo nuo 0,1 iki 0,3. 4. Srovės greitis ir vandens temperatūra yra reikšmingi Nb ir NO3-N koncentracijų poky- čiams. 5. Nors, remiantis literatūros analize, didesnėse upėse morfologinės charakteristikos (vagos plotis ir gylis) turi įtakos medžiagų sulaikymo procesams, tačiau disertacijoje nagrinėtuo- se mažuose reguliuotuose upeliuose šios telkinių savybės nebuvo reikšmingos nei vieno parametro koncentracijų svyravimams. 6. Visų lygčių determinacijos koeficientai svyravo nuo 0,41 iki 0,76, daugialypės regresi- nės analizės metodu apskaičiuotos Fišerio kriterijaus reikšmės F yra daug didesnės už Fkrit., esant reikšmingumo lygmeniui  = 0,05. 7. Kadangi determinacijos koeficientai yra patikimi, o ryšiai tarp koncentracijų pokyčio ir reikšmingų veiksnių yra pakankamai glaudūs, panašiomis sąlygomis, žinant visų reikšmingų veiksnių vertes, šias lygtis galima taikyti apskaičiuojant nagrinėtų parametrų koncentracijų pokyčius ir kitose upėse.

BENDROS IŠVADOS

1. Vasaros–rudens sausmečio laikotarpiu dėl mažos vandens prietakos iš žemdirbystės laukų tirtuose upeliuose vyravo sutelktoji tarša. 2. Per gyvenvietes tekančių reguliuotų upelių apkrova biogeninėmis ir organinėmis me- džiagomis priklauso nuo gyvenvietės dydžio. Kintant gyventojų skaičiui nuo 200 iki 2000 gyventojų, upeliui tenkanti apkrova pagal BDS7 didėja nuo 4,0 iki 10,0 g/d/žmogui, bendrojo azoto – nuo 1,0 iki 14,0 g/d/žmogui, bendrojo fosforo – nuo 0,4 iki 1,4 g/d/žmogui. 3. Vasaros–rudens sausmečio laikotarpiu upelių vandens kokybė žemiau gyvenviečių ženkliai blogėja. Aukščiau gyvenvietės vidutinės BDS7 koncentracijos upeliuose svyravo nuo 1,3 iki 5,9 mg/l, Nb – nuo 2 iki 3 mg/l, NH4-N – nuo 0,05 iki 0,1 mg/l, Pb – nuo 0,03 iki 0,12 mg/l, o PO4-P – nuo 0,02 iki 0,05 mg/l; žemiau jų BDS7 koncentracijos padidėjo nuo 1,5 iki 3,5 karto, NH4-N – nuo 4 iki 100 kartų, Pb – nuo 3 iki 18 kartų, PO4-P – nuo 4 iki 30 kartų. 4. Esminiai veiksniai, sąlygojantys savaiminio apsivalymo procesus reguliuotuose upeliuose sausmečio laikotarpiu, yra šie: a) Apkrova iš gyvenvietės. Ji yra reikšminga visiems nagrinėtiems parametrams – BDS7, Nb, NH4-N, NO3-N, Pb ir PO4-P; b) Atstumas nuo taršos šaltinio nereikšmingas NO3-N koncentracijų kaitai, kitiems parametrams – reikšmingas; c) Organinių medžiagų prigimtis, išreikšta ChDSCr/ChDSMn santykiu, esant patikimumo lygmeniui p < 0,05, yra reikšminga BDS7, NO3-N, Pb ir PO4-P koncentracijų svyravimams; NH4-N ir Nb koncentracijų svyravimai buvo reikšmingi esant patikimumo lygmeniui p < 0,07. d) Srovės greitis ir vandens temperatūra yra reikšmingi veiksniai Nb ir NO3-N koncentra- cijų pokyčiams; 5. Daugialypės regresinės analizės būdu gautos matematinės priklausomybės tarp savaiminio vandens apsivalymo ir jį lemiančių veiksnių yra tinkamos modeliuojant vandens koky- bės pokyčius upeliuose žemiau sutelktosios taršos šaltinių ir nustatant leistiną išleidžiamų teršalų kiekį.

LITERATŪROS SĄRAŠAS

1. Adomaitis, A.; Vaikasas, S. Vandens apsivalymo nuo biogeninių medžiagų tyrimai Nemuno žemupyje mažo pavasario potvynio metu. Vandens ūkio inžinerija, 2011, 39 (59), p. 85–92. 2. Aplinkos apsaugos agentūra. Nemuno upių baseinų rajono valdymo planas. 2010, Vilnius. 3. Behrendt, H.; Opitz, D. Retention of nutrients in river sys-tems: Dependence on specific runoff and hydraulic load. Hydrobiologia, 2000, 410, 111–122. 4. Behrendt, H.; Opitz, D.; Korol, R.; Stronszka, M. Changes of nutrient loads of the Odra River during the last century their causes and consequences. ICID 21st European Regional Conference, 2005, Frankfurt (Oder). 5. Bencala, K.E; Walters, R.A. Simulation of solute transport in amountain pool-and-riffle stream: a transient storage model. Water Resources Research, 1983, 19(3):718–724. 6. Benoit, R.J. Self-purification in natural waters. Ciaccio, L.L. (Ed.), Water and Water Pollution Handbook, 1971, vol. 1. Dekker, New York. 7. Bentzen, E.; Millard, E. S.; Taylor, W. D. The importance of dissolved organic phosphorus to phosphorus uptake by limnetic plankton. Limnology and Oceanography, 1992, 37(2):217–231. 8. Bernal, S.; Butturini, A.; Sabater, F. Variability of DOC and nitrate responses to storms in a small Mediterranean forested catchment. Hydrology and Earth System Sciences, 2002, 6:1031– 41. 9. Bernhardt, ES.; Hall, Jr. RO.; Likens, GE. Whole-system estimates of nitrification and nitrate uptake in streams of the Hubbard Brook experimental forest. Ecosystems, 2002, 5:419 –30. 10. Billen, G;, Lancelot, C.; Maybeck, M. N, P, and Si retention along the aquatic continuum from land to ocean. In: Ocean Margin Processes in Global Change (R. F. C. Mantoura, J.-M. Martin&R.Wollast, eds).Wiley&Sons,Chichester, 1991, pp. 19–44. 11. Bowes, MJ.; House, WA.; Hodgkinson, RA. Phosphorus Dynamics along a river continuum. Science of the Total Environment, 2003, 313:199–212. 12. Brusseau, M.L.; Bohn, H.L.; 1996. Chemical processes affecting contaminant fate and transport in soil and water. Pollution Science, 1996, Academic Press, San Diego, pp. 61–78. 13. Butturini, A.; Sabater, F. Ammonium and phosphate retention in a Mediterranean stream. Hydrological versus temperature control. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 1998, 55:1938–1945. 14. Carpenter, SR. et al. Nonpoint pollution of surface waters with phosphorus and nitrogen. Journal of Applied Ecology, 1998, 8:559– 68. 15. Casey, H.; Clarke, R.T.; Smith, S.M. Increases in nitrate concentrations in the River Frome (Dorset) catchment related to changes in land use, fertiliser applications and sewage input. Chemistry and Ecology, 1993, 8:105–117. 16. Chambers, P.A.; Prepas, E.E. Nutrient dynamics in riverbeds: the impact of sewage effluent and aquatic macrophytes. Water Research, 1994 28 (2), 453–464. 17. Chanson, H. The hydraulics of open channel flow. Oxford, Auckland Boston, Johaunesburg, Melbourne; New Delhi, 2001. 495 p. 18. Chorus, I.; Bartram, J. Toxic Cyanobacteria in Water – A Guide to Their Public Health Consequences, Monitoring and Management. E & FN Sponsored on behalf of WHO, 1999. 19. Chrost. RJ. Environmental control of the synthesis and activity of aquatic microbial ectoenzymes. In: Chrost RJ (ed) Microbial enzymes in aquatic environments, 1991, 29-59. Springer Verlag, Heidelberg. 20. Cunningham, S.D.; Davi, W.O. Promises and prospect of phytoremediation. Plant Physiology, 1996, 110, 715–719.

21. D’Angelo, D.J.; Webster, J.R.. Phosphorus retention in streams draining pine and hardwood catchments in the southern Appalachian mountains. Freshwater Biology, 1991, 26:335–345. 22. Dent, C.L.;. Grimm, N.B. Spatial heterogeneity of stream water nutrient concentrations over successional time. Ecology, 1999, 80: 2283–2298. 23. Dodds, W. K. What controls the levels of dissolved phosphate and ammonium in surface waters? Aquatic Sciences, 1993, 55:132–142. 24. Dodds, W. K.; Welch, E. Establishing nutrient criteria in streams. Journal of the North American Benthological Society, 2000, 19:186–196. 25. Dodds, W. K. et al. N uptake as a function of concentration in stresams. Journal of the North American Benthological Society, 2002, 21(2):206–220. 26. Duff, J. H.; Triska, F. J. Denitrification in Sediments From the Hyporheic Zone Adjacent to a Small Forested Stream. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Science, 1990, 47:1140–1147. 27. Dumbrauskas, A.; Larison, R. The influence of farming on water quality in the Nevezis basin, Aplinkos tyrimai, inžinerija ir vadyba, 1997, 2(5): 48–55. 28. Elosegui, A.; Arana, X.; Basaguren A.; Pozo J. Self-purification processes along a medium- sized stream. Environmental Management, 1995, 19, 931–939. 29. Evans, D.J.; Johnes, P. J.; Lawrence, D. S. Physicochemical controls on phosphorus cycling in two lowland streams. Part 2 – The sediment phase. Science of the Total Environment, 2004. Vol. 329, P. 16–182. 30. Fisher, SG. et al. Material spiraling in stream corridors: a telescoping ecosystem model. Ecosystems, 1998, 1:19–34. 31. Gasith, A.; Resh, V.H. Streams in Mediterranean climate regions: Abiotic influences and biotic responses to predictable seasonal events. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, 1999, 30:51–81. 32. Gaigalis, K.; Račkauskaitė, A. Azoto ir fosforo išplovimo agroekosistemose ypatumai. Vandens ūkio inžinerija, 2001, 16 (38), p. 39–46. 33. Gaigalis, K.; Šileika, A.S.; Baigys, G. Gamtinių ir antropogeninių veiksnių įtaka azoto ir fosforo išplovai upelių baseinuose. Vandens ūkio inžinerija, 2011, 38 (58), p. 85–95. 34. Gaigalis, K.; Šileika, A.S.; Šmitienė, A. Azoto ir fosforo koncentracijų kaita žemės ūkio veikiamuose upeliuose. Vandens ūkio inžinerija, 2006, 30(50), 44–56. 35. Gailiušis, B.; Jablonskis, J.; Kovalenkovienė, M. Lietuvos upės. Hidrografija ir nuotėkis. 2001, Kaunas, Lietuvos energetikos institutas. 36. Gasiūnas, V.; Lysovienė, J. Nutrient retention efficiency of small regulated streams during the season of low-flow regime in Central Lithuanian lowland. Hydrology Research, 2013, in press. 37. Gintaraitė, I.; Šaulys, V. Pakrančių augalijos įtaka reguliuotų upelių vandens kokybei. Vandens ūkio inžinerija, 2012, 41 (61), 17–22. 38. Gippel, Ch. J. Potential of turbidity monitoring for measuring the transport of suspended solids in streams. Hydrological Processes, 1995, Vol. 9, Issue 1, pp. 83–97. 39. Grizzetti, B.; Bouraoui, F.; Marsily, G.; Bidoglio, G. A statistical method for source apportionment of riverine nitrogen loads. Journal of Hydrology, 2005, 304, 302. 40. Groffman, P.M.; Howard, G.; Gold, A.J.; Nelson, W.M. Microbial nitrate processing in shallow groundwater in a riparian forest. Journal of Environmental Quality, 1996, 25: 1309–1316. 41. Gudas, M.; Povilaitis, A. Factors affecting seasonal and spatial patterns of water quality in Lithuanian rivers. Journal of Environmental Engineering and Landscape Management, 2013, Volume 21(1): p. 26–35. 42. Haggard, B.E.; Storm, D.E.; Stanley, E.H. Effects of a point source input on stream nutrient retention. The Journal of the American Water Resources Association, 2001, 37:1291–1299.

43. Haggard, B. E., Stanley, E. H. & Storm, D. E. Nutrient retention in a point-source-enriched stream. Journal of the North American Benthological Society, 2004, 24 (1), 29–47. 44. Hall, RO.; Bernhardt, ES.; Likens, GE. Relating nutrient uptake with transient storage in forested mountain streams. Limnology and Oceanography, 2002, 47:255–65. 45. Hansson, L. A. The influence of a periphytic biolayer on phosphorus exchange between substrate and water. Archiv für Hydrobiologie, 1989, 115:21–26. 46. Harrison, L. A. ir kt. The regional and global significance of nitrogen removal in lakes and reservoirs. Biogeochemistry, 2009, 93, 143–157. 47. Heidenwag, I.; Langheinrich, U.; Lüderitz, V. Self-purification in Upland and Lowland Streams. Acta Hydrochimica et Hydrobiologica, 2001, 29, 1, 22–33. 48. Hejzlar, J. ir kt. Nitrogen and phosphorus retention in surface waters: an inter-comparison of predictions by catchment models of different complexity. Journal of Environmental Monitoring, 2009, 11, 584–593. 49. Hill, A.R. Nitrate removal in stream riparian zones. Journal of Environmental Quality, 1996, 25: 743–755. 50. Hill, W.R.; Mulholland, P.J.; Marzolf, E.R. Stream ecosystem responses to forest leaf emergence in spring. Ecology, 2001, 82: 2306–2319. 51. Hoppe, H-G. Microbial extracellular enzyme activity: a new key parameter in aquatic ecology. In: Chrost RJ (ed) Microbial enzymes in aquatic environments, 1991, 60-80. Springer Verlag, Heidelberg. 52. House, W.A.; Denison, F.H.. Nutrient dynamics in a lowland stream impacted by sewage effluent: Great Ouse. England. Science of the Total Environment, 1997, 205:25–49. 53. Howarth, R.W., et al. Regional nitrogen budgets and riverine N and P fluxes for the drainages to the North Atlantic Ocean: Natural and human influences. Biogeochemistry, 1996, 35:75–139. 54. Hussian, M.; Grimvall, A.; Petersen, W. Estimation of the Human Impact on Nutrient Loads Carried by the Elbe River. Environmental Monitoring and Assessment, 2004, vol. 96, p. 15–33. 55. Ifabiyi, I.P. Self Purification of a Freshwater Stream in Ile-Ife: Lessons for Water Management. Journal of Human Ecology, 2008, 24(2), 131–137. 56. Jablonskis, J.; Kovalenkovienė, M.; Tomkevičienė, A. Lietuvos upių ir upelių vagų tinklas. Annales Geographicae. 2007, 40(1) t. 57. Janilionis, V. Mokomoji medžiaga „Mokymai apie kiekybinių ir kokybinių HSM tyrimų duomenų analizės metodus“ Daugialypės regresinės analizės taikymas socialiniuose tyrimuose (interaktyvus) [žiūrėta 2013-07-16]. Prieiga per internetą: http://www.lidata.eu/index.php?file=files/mokymai/Janilionis_IV/jan_IV.html&course_file=jan_IV_1. html. 58. Jordan,T.E.; Weller, D.E. Human contributions to terrestrial nitrogen flux. Bioscience, 1996, 46:655–664. 59. Jordan T.E., Correll D.L. and Weller D.E. Effects of agriculture on discharges of nutrients from Coastal Plain watersheds of Chesapeake Bay Journal of Environmental Quality. 1997. Vol.26, No.3. P.836–848. 60. Klotz, R. L. Sediment Control of Soluble Reactive Phosphorus in Hoxie Gorge Creek, New York. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Science, 1988, 45:2026-2034. 61. Koning, N.; Roos, J.C. The continued influence of organic pollution on the water quality of the turbid Modder River. Water SA, 1999, 25:285–292. 62. Kummert, R.; Stumm, W. Gewasser als Okosysteme. Grundlagen des Gewisserschutzes, 1989, vdf - Verlag der Fachvereine, ZiJrich und Verlag B.G. Teubner, Stuttgart (in Obst, U. Strategies of Maintaining the Natural Purification Potential of Rivers and Lakes. Environmental Science and Pollution Research, 2003, 10 (4) 251–255).

63. Kunishi, H. M. et al. Phosphate movement from an. agricultural watershed during two rainfall periods. Journal of Agriculture and Food Chemistry, 1972, 20: 900-5. 64. Kutra, G.; Račkauskaitė, A. Ūkinės veiklos poveikis upelių vandens kokybei. Vandens ūkio inžinerija, 2001, 16 (38), p. 34–38. 65. Kutra, G.; Gaigalis, K.; Šmitienė, A. Land use influence on nitrogen leaching and options for pollution mitigation. Zemdirbyste / Agriculture, 2006, vol. 93, No. 4, p. 119-129. 66. Kyllmar, K.; Carlsson, C.; Gustafson, A.; Ulen, B.; Johnsson, H. Nutrient discharge from small agricultural catchments in Sweden. Characterisation and trends. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2006, 115, p. 15–26. 67. Lernlec, L. Self purification of freshwater streams as affected by temperature and oxygen, nitrogen and other substances. Advances in Water Pollution Research. B. A. southgate (Ed.). Proceedings of International Conference, held in London /Sept 1962. Macmillan, London, 1964, p. 91– 96. 68. Linnik, P.M.; Zubenko, I.B. Role of bottom sediments in the secondary pollution of aquatic environments by heavymetal compounds. Lakes and Reservoirs: Research and Management, 2000. 5 (1), 11–21. 69. Lock, M. A. et al. Phosphorus Limitation in an Arctic River Biofilm — A Whole Ecosystem Experiment. Water Research, 1990, 24:1545-1549. 70. Lutscher, F.; McCauley, E. A probabilistic framework for nutrient uptake length. Theoretical Ecology, 2012, Volume 6, Issue 1, P. 71–86. 71. Manahan, S.E. Environmental Chemistry. 1994. Lewis Publishers by CRC Press, Boca Raton, FL. 72. Mariely, H.B. Effects of Urban Sewage on Dissolved Oxygen, Dissolved Inorganic and Organic Carbon, and Electrical Conductivity of Small Streams along a Gradient of Urbanization in the Piracicaba River Basin. Water, Air, and Soil Pollution, 2002, Vol. 136, Issue 1–4, pp 189–206. 73. Marti, E.; Sabater, F. High variability in temporal and spatial nutrient retention in Mediterranean streams. Ecology, 1996, 77:854–869. 74. Marti, E.; Grimm, NB.; Fisher, SG. Pre- and post-flood retention efficiency of nitrogen in a Sonoran Desert stream. Journal of the North American Benthological Society, 1997, 16:805– 19. 75. Marti, E.; Autmatell, J.; Godé, L.; Poch, M.; Sabater, F. Nutrient retention efficiency in streams receiving inputs from wastewater treatment plants. Journal of Environmental Quality, 2004, 33(1), 285−293. 76. Masseret, E.; Amblard, C.; Bourdier, G. Changes in the structure and metabolic activities of periphytic communities in a stream receiving treated sewage from a waste stabilization pond. Water Research, 1998, 32:2299–2314. 77. McColl, R. H. S. Self‐purification of small freshwater streams: Phosphate, Nitrate, and Ammonia removal. New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research, 2010, 8:2, 375-388. 78. Meagher, R.B. Phytoremediation of toxic elemental and organic pollutants. Current Opinion in Plant Biology, 2001, 3 (2), 153–162. 79. Meyer, J.L. et al. Elemental dynamics in streams. Journal of the North American Benthological Society, 1988, Soc. 7:410–432. 80. Merseburger, G.C.; Marti, E.; Sabater, F. Net changes in nutrient concentrations below a point source input in two streams draining catchments with contrasting land uses. Science of the Total Environment, 2005, 347, 217–229. 81. Milius, P.; Baigys, G. Maisto medžiagų migracijos procesų poveikis paviršinio vandens kokybei. Vandens ūkio inžinerija, 2001, 16 (38), 116–125. 82. Miltner, R.J.; Rankin E.T. Primary nutrients and the biotic integrity of rivers and streams. Freshwater Biology, 1998, 40:145–158.

83. Molot, L. A.; Dillon, P. Nitrogen mass balances and denit-rification rates in central Ontario Lakes. Biogeochemistry, 1993, 20, 195–212. 84. Mulholland, P.J. et al. Phosphorus uptake by decomposing leaf detritus: effect of microbial biomass and activity. Verhandlungen des Internationalen Verein Limnologie, 1984, 22: 1899–1905. 85. Mulholland, P.J.; Newbold, J.D.; Elwood, J.W.; Webster, J.R. Phosphorus spiraling in a woodland stream: seasonal variations. Ecology, 1985, 66: 1012–1023. 86. Mulholland, P.J.; Hill, WR. Seasonal patterns in streamwater nutrients and dissolved organic carbon concentration: separating catchment flow path and in-stream effects. Water Resources Research, 1997, 33:1297–306. 87. Mulholland, P.J. et al. Nitrogen cycling in a forest stream determined by a 15N tracer addition. Ecological Monographs, 2000, 70: 471–493. 88. Mulholland, P.J. The importance of in-stream uptake for regulating stream concentrations and outputs of N and P from a forested watershed: evidence from long-term chemistry records for Walker Branch Watershed. Biogeochemistry, 2004, 70: 403–426. 89. Munn, N.L.; Meyer, J.L. Habitat-specific solute retention in two small streams: An intersite comparison. Ecology, 1990, 71:2069–2082. 90. Munster, U. Investigations about structure, distribution, and dynamics of different organic substrates in the DOM of lake Plubsee. Archiv fuer Hydrobiologie. Supplementband, 1985, 70, 429– 480. 91. Munster, U. Extracellular enzyme activity in eutrophic and polyhumic lakes. In: Chrost R.J. (ed) Microbial enzymes in aquatic environments, 1991, 96–122. Springer Verlag, Heidelberg. 92. Neal, C. et al. The water quality of the River Kennet: initial observations on a lowland chalk stream impacted by sewage inputs and phosphorus remediation. Science of the Total Environment, 2000, 251/252:477–95. 93. Newbold, JD; Elwood, JW.; O’Neill, RV.; VanWinkle, W. Measuring nutrient spiralling in streams. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 1981, 38:860– 3. 94. Obst, U. Strategies of Maintaining the Natural Purification Potential of Rivers and Lakes. Environmental Science and Pollution Research, 2003, 10 (4) 251 – 255. 95. Odum, E.P.; Finn, J.T.; Franz, E.H. Perturbation theory and subsidy-stress gradient. Bioscience, 1979, 29, 349–352. 96. Ogbogu, S.S.; Hassan, A.T. Effects of sewage on physico-chemical variables and Ephemeroptera (Mayfly) larvae of a stream–reservoir system. Journal of Aquatic Sciences, 1996, 11:43–55. 97. Ongley, E.D. Scale effects in fluvial sediment associated chemical data. Hydrological Processes, 1987, 2, 171–179. 98. Ongley, E.D. Pollutant loadings and river flux assessment. A critical assessment. In: Information Needs for Water Quality Assessment and Management. Report of WHO/WHO UNEP Expert Consultation (Bratislava 26 to 30 August, 1991). World Metrological Organization Tech. Reports in Hydrology and Water Resources No. 34, 1991. 99. Ostroumov, S.A., Rivista di Biology/Biology Forum, 1998, no. 91, p. 221. 100. Ostroumov, S.A. Biocontrol of Water Quality: Multifunctional Role of Biota in Water Self- Purification. Russian Journal of General Chemistry, 2010, Vol. 80, No. 13, pp. 2754–2761. 101. Overbeck, J. Early studies on ecto- and extracellular enzymes in aquatic environments. In: Chrost RJ (ed) Microbial enzymes in aquatic environments, 1-5. Springer Verlag, Heidelberg, 1991. 102. Pauliukevičius, H. Žemės naudmenų transformacijų poveikis azoto ir fosforo koncentracijoms upių vandenyje. Lietuvos žemės ūkio universiteto ir Lietuvos vandens ūkio instituto mokslo darbai, 2000, 13(35), p. 24–29.

103. Peterson, B. J. Stream processes alter the amount and form of nitrogen exported from small watersheds. Science, 2001, 292:86–90. 104. Pocius, S. Drėgmės ir nitratų dinamikos sausinamajame dirvožemyje tyrimai ir modeliavimas: daktaro disertacija. Kaunas, Akademija, 2006. 105. Povilaitis, A. Vandens cheminės sudėties kaita ir jos priežastys Nemunėlio upės aukštupyje. Vagos, 2003, Nr.58(11), p. 98–106. 106. Povilaitis, A. Phosphorus Trends in Lithuanian Rivers Affected by Agricultural Non-point Pollution. Environmental research, engineering and management, 2004, No. 4(30), p. 17–27. 107. Povilaitis, A. Impact of agriculture decline on nitrogen and phosphorus loads in Lithuanian rivers. Ekologija, 2006, Nr. 1, p. 32–39. 108. Povilaitis, A. Nutrient Retention in Surface Waters of Lithuania. Polish Journal of Environmental Studies, 2011, Vol. 20, No. 6, 1575–1584. 109. Povilaitis, A. ir kt. Lietuvos šlapynės ir jų vandensauginė reikšmė. Monografija, 2011, Vilnius, p. 90–97. 110. Povilaitis, A.; Stalnacke, P.; Vassiljev, A. Nutrient retention and export to surface waters in Lithuanian and Estonian river basins. Hydrology Research, 2012, 43.4, pp. 359–373. 111. Prenda, J.; Gallardo-Mayenco, A. Self-purification, temporal variability and the macroinvertebrate community in small lowland Mediterranean streams receiving crude domestic sewage effluents. Archiv fuer Hydrobiologie, 1996, 136:159–170. 112. Reddy, K. R.; DeBusk, W. F. Nutrient storage capabilities of aquatic and wetland plants. Aquatic Plants for Water Treatment and Resource Recovery, K. R. Reddy and W. H. Smith, Eds. Magnolia Publ., 1987, pp. 337–357. 113. Reddy, K.R. et al. Phosphorus assimilation in a stream system of the Lake Okeechobee basin. Water Resources Bulletin, 1996, 32:901–915. 114. Reddy, K. R.; Kadlec, R. H.; Flaig, E.; Gale, P. M. Phosphorus Retention in Streams and Wetlands: A Review. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 1999, 29(1):83-146. 115. Richardson, C. J.; Marshall, P. E. Processes controlling movement, storage and export of phosphorus in a fen peatland. Ecological Monographs, 1986, 56:279–302. 116. Robson, A.J.; Neal, C. Regional water quality of the river Tweed. Science of the Total Environment, 1997, 194–195:173–192. 117. Rudzkienė, V. Socialinė statistika. Mykolo Romerio universitetas, 2005, 125 p. 118. Ruminaitė, R.; Šileika, A.S.; Lukianas, A. Analysis of the Mūša catchment pollution with total nitrogen. Ekologija, 2009, Vol. 55. No. 2. p. 114–122. 119. Ruminaitė, R. Antropogeninės veiklos įtakos upių nuotėkiui ir vandens kokybei tyrimai ir vertinimas: daktaro disertacija. Vilnius, Technika, 2010. 120. Sabater F. et al. Effects of riparian vegetation removal on nutrient retention in a Mediterranean stream. Journal of the North American Benthological Society, 2000, 19: 609–620. 121. Saunders, D. L.; Kalff, J. Nitrogen retention in wetlands, lakes and rivers. Hydrobiologia, 2001, 443, 205–212. 122. Somwille, M.; Pauw, N. Influence of temperature and river discharge on water quality of the Western Scheldt estuary. Water Research, 1982. Vol. 16, p. 1349–1356. 123. Stålnacke, P.; Grimvall, A.; Sundblad, K.; Tonderski, A. Estimation of riverine loads of nitrogen and phosphorus to the Baltic Sea, 1970-1993. Environmental Monitoring and Assessment, 1999, 58, p. 173–200. 124. Stream Corridor Restoration - Principles, Processes and Practices. Federal Interagency Stream Restoration Working Group. 1998. 125. Stream Solute Workshop. Concepts and methods for assessing solute dynamics in stream ecosystems. Journal of the North American Benthological Society, 1990, 9, 95–119. 81

126. Suzuky, M. Role of adsorption in water environment processes. Water Science and Technology, 1997, 35 (79), 1–11. 127. Šileika, A.S.; Gaigalis, K.; Baigys, G. Azoto ir fosforo junginių kaita Nevėžio upėje. Vandens ūkio inžinerija, 2007, 31(51), p. 15–26. 128. Šileika, A.S. Bendrojo azoto ir bendrojo fosforo kaitos tendencijos Nevėžio upėje. Vandens ūkio inžinerija, 2012a, 40(60), 14–21. 129. Šileika, A.S. Bendrojo azoto ir bendrojo fosforo apkrovų ir sulaikymo kaita Mūšos upės baseine, apskaičiuota taikant FYRISNP 3.1 modelį. Vandens ūkio inžinerija, 2012b, 41 (61), 23–31. 130. Šmitienė, A.; Gaigalis, K. Mažų upių nuotėkio ypatumai. Vandens ūkio inžinerija, 2010, 37 (57), 102–108. 131. Tank, J.L. et al. Analysis of nitrogen cycling in a forest stream during autumn using a 15N tracer addition. Limnology and Oceanography, 2000, 45: 1013–1029. 132. The Habitat planet. Unit 4: Ecosystems // Section 4: Biogeochemical Cycling in Ecosystems, prieiga per internetą: http://www.learner.org/courses/envsci/unit/text.php?unit=4&secNum=4 (2013- 09-25) 133. Tilickis B. Hydrological performance regularities of natural-anthropogenical hydroecosystems. Kaunas, University of Agriculture, 1993. 192 p. 134. Thompson, R.M.; Townsend, C.R. Land-use influences on New Zealand stream communities effects on species composition, functional organization, and food-web structure. New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research, 2004, 38:595–608. 135. Triska, F.J.; Buckley, B.M. Patterns of nitrogen uptake and loss in relation to litter disappearance and associated invertebrate biomass in six streams of the Pacific Northwest, USA. Verhandlungen des Internationalen Verein Limnologie. 1978, 20: 1324–1332. 136. Triska, F. J.; Jackman, A. P.; Duff, J. H.; Avanzino, R. J. Ammonium Sorption to Channel and Riparian Sediments: A Transient Storage Pool for Dissolved Inorganic Nitrogen. Biogeochemistry, 1994, 26:67–83. 137. Tufford D. L., McKellar H. N., Hussey J. R. In-Stream Nonpoint Source Nutrient Prediction with Land-Use Proximity and Seasonality // Journal of Environmental Quality. 1998. Vol.27, No.1. P.100–110. 138. Tumas, R. Vandens ekologija. 2003, Lietuvos žemės ūkio universitetas. Kaunas. 139. Vagnetti, R.; Miana, P.; Fabris, M.; Pavoni, B. Self-purification ability of a resurgence stream. Chemosphere, 52, 2003, 1781–1795. 140. Vaikasas, S.; Rimkus, A. Nemuno deltos potvynio nešmenų dinamikos tyrimai. Vandens ūkio inžinerija, 2000, 11(33), p. 30–42. 141. Vaikasas, S. Nevėžio upės slėnio dumblo skendimo greitį vertinančių formulių analizė. Vandens ūkio inžinerija, 2012, 41 (61), 65–70. 142. Valett, H. M.; Morrice, J. A.; Dahm C. D.; Campana, M. E. Parent Lithology, Surface- GroundWater Exchange, and Nitrate Retention in HeadWater Streams. Limnology and Oceanography, 1996, 41: 333–345. 143. Vismara, R. Ecologia Applicata. 1998, Hoepli U, Milano (in: Vagnetti, R.; Miana, P.; Fabris, M.; Pavoni, B. Self-purification ability of a resurgence stream. Chemosphere, 52, 2003, 1781– 1795). 144. Vollenweider, R. A. Scientific fundamentals of the eutrophication of lakes and flowing waters with particular reference to nitrogen and phosphorus as factors in eutrophication. Organisation for Economic Co-operation and Development, Directorate of Scientific Affairs, Paris, 1968, 220 pp. 145. Volterra, L.; Mancini, L. Fitodepurazione e riuso successivo delle macrofite. Ambiente Risorse Salute, 1994, 30–36 (in: Vagnetti, R.; Miana, P.; Fabris, M.; Pavoni, B. Self-purification ability of a resurgence stream. Chemosphere, 52, 2003, 1781–1795).

146. Volungevičius, J.; Kavaliauskas, P. Lietuvos dirvožemiai. Mokomoji priemonė. Vilniaus universitetas. Gamtos mokslų fakultetas. Geografijos ir kraštotvarkos katedra. Vilnius, 2012. 147. Vuorenmaa, S.; Rekolainen, S.; Lepisto, A.; Kenttamies, K.; Kauppila, P. Losses of Nitrogen and Phosphorus from Agricultural and Forest Areas in Finland during the 1980s and 1990s. Environmental Monitoring and Assessment, 2002, 76, p. 213–248. 148. Windolf, J.; Jeppesen, E.; Jensen, J. P.; Kristensen, P. Modelling of seasonal variation in nitrogen retention and in-lake concentration: A four year mass balance study in 16 shallow Danish lakes. Biogeochemistry, 1996, 33, 25–44. 149. Aльтшуль, А. Д.; Киселёв, П.Г. Гидравлика и аэродинамика. Москва, 1965 . 273 стр. 150. Ильинский. В.В. Нефтяные загрязнения: контроль и реабилитация экосистем (Oil Pollution: Control and Reabilitation of Ecosystem), Moscow: FIAN, 2003, pp. 4–47. 151. Остроумов, С.А. Биотический механизм самоочищения пресных и морских вод. Элементы теории и приложения (Biotic Mechanism of Self-Purification of Freshwater and Marine Water. Elements of Theory and Applications), Moscow: MAKS-Press, 2004. 152. Хлебович, Т.В. Гидробиологические основы самоочищения вод (Hydrobilogical Fundamentals of Self-Purification of Water), Leningrad, Nauka, 1976, pp. 25–29.

MOKSLINIŲ PUBLIKACIJŲ DISERTACIJOS TEMA SĄRAŠAS

Straipsniai recenzuojamuose mokslo žurnaluose Ignatavičius, G.; Sakalauskienė, G.; Liaškevič, J.; Raulinaitis, M. Cooperation of State Institutions and the Public in Solving Water Protection Issues. Aplinkos tyrimai, inžine- rija ir vadyba, 2009, Nr.1(47), 76–84 psl. Lysovienė, J.; Gasiūnas, V. The Analysis of Wastewater Management State in Rural Areas of Lithuania. Vandens ūkio inžinerija, 2010, 37 (57), 46–51. Lysovienė, J.; Gasiūnas, V. Mažųjų upelių ir melioracijos griovių savaiminio apsivalymo nuo P bendrojo procesų analizė ir įvertinimas. Vandens ūkio inžinerija, 2011, 39(59), 61–67. Gasiūnas, V.; Lysovienė, J. Nutrient retention efficiency of small regulated stresams during the season of low-flow regime in Central Lithuanian lowland. Hydrology Research, 2013, in press. Straipsniai kituose leidiniuose Lysovienė, J.; Gasiūnas, V. The Impact of Rural Settlements on Water Quality in Small Rivers and Drainage Channels. In Proceedings of 8th International Conference on Environmental Engineering, May 19–20, 2011, Vilnius, Lithuania, ISBN: 978-9955-28-831-2, pp. 599–606. Lysovienė, J.; Gasiūnas, V.; Ziemelnieks, R. The Ability of Small Streams for Self- purification from Phosphorus. Proceedings of 5th International Scientific Conference Rural development 2011 in global changes, November 24-25, 2011, Akademija, Lithuania. ISSN 1822-3230, p. 303–309.

PRIEDAI

1 PRIEDAS. Tirtų pabaseinių žemėnaudos procentinis pasiskirstymas (kairėje – viso, dešinė- je – tirto pabaseinio). 1. Upelio pabaseinis; 2. Smilgaičio pabaseinis; 3. Jaugilos pabaseinis; 4. Upytės pabaseinis; 5. Rudekšnos pabaseinis

2 PRIEDAS. Analizuotų parametrų vidutinės koncentracijos ± standartinė paklaida aukščiau gyvenvietės, žemiau jos ir paskutinėje matavimo vietoje

Upelis/ Matavimo BDS7, mg/l Nb, mg/l NH4-N, mg/l NO3-N, Pb, mg/l PO4-P, gyvenvietė vieta mg/l mg/l Upelis/ 1 1,59±0,94 1,99±0,77 0,09±0,03 1,51±0,70 0,03±0,01 0,03±0,01 Pernarava 2 5,58±2,24* 4,16±1,59 2,29±1,33 0,58±0,38 0,54±0,34 0,37±0,26 3 už 2,1 km 2,11±1,23 2,96±1,56 0,05±0,02** 2,10±1,78 0,39±0,20 0,29±0,16 Smilgaitis/ 1 5,86±1,57 2,24±1,03 0,09±0,05 0,15±0,07 0,12±0,06 0,05±0,03 Krakės 2 8,59±6,75 5,63±2,82 3,22±2,81 1,08±0,99 0,71±0,59 0,33±0,18 3 už 8,5 km 2,17±1,62 2,58±1,06 0,05±0,01 1,71±1,05 0,15±0,07 0,10±0,07 Jaugila/ 1 2,45±1,42 3,09±2,39 0,07±0,04 1,60±1,43 0,05±0,02 0,02±0,01 Akademija 2 6,14±2,09 8,17±4,93 7,01±3,86 2,16±1,02 0,62±0,42 0,58±0,40 3 už 2,2 km 5,71±2,77 7,28±2,35 2,10±1,64 4,04±3,43 0,57±0,34 0,46±0,29 Upytė/ 1 2,38±1,13 3,08±1,39 0,11±0,06 1,90±1,81 0,07±0,04 0,03±0,01 Ramygala 2 5,30±2,77 6,22±2,65 1,25±0,87 3,75±1,37 0,41±0,22 0,31±0,18 3 už 5,2 km 2,67±1,76 5,73±2,78 0,08±0,05 4,11±1,98 0,26±0,21 0,23±0,20 Rudekšna/ 1 1,34±0,39 3,15±2,29 0,05±0,04 2,46±2,41 0,06±0,04 0,04±0,03 Pagiriai 2 2,78±1,40 2,88±2,40 0,21±0,17 3,02±2,56 0,20±0,14 0,16±0,13 3 už 3,7 km 1,44±0,56 2,61±1,71 0,05±0,03 1,88±1,75 0,11±0,07 0,08±0,05 Matavimo vietos: 1 – aukščiau gyvenvietės, 2 – žemiau gyvenvietės, 3 – paskutinėje matavimo vietoje * Raudona spalva pažymėti koncentracijų vidurkiai, atitinkantys blogą ir labai blogą upių ekologinės būklės klases ** Pajuodintu šriftu pažymėtos koncentracijos, atitinkančios labai gerą ir etaloninę upių eko- loginės būklės klases

87 3 PRIEDAS. Upelio pabaseinis

88 4 PRIEDAS. Smilgaičio pabaseinis

5 PRIEDAS. Jaugilos pabaseinis

6 PRIEDAS. Upytės pabaseinis

7 PRIEDAS. Rudekšnos pabaseinis

PADĖKA

Dėkoju visiems padėjusiems man rengti šį darbą ir palaikiusiems sunkiais momentais, o ypač: Vadovui dr. Valerijui Gasiūnui už suteiktą visapusišką pagalbą doktorantūros studijų ir disertacijos rengimo metu. Mokslinio darbo konsultantui prof. dr. Arvydui Povilaičiui už visada operatyvius, taiklius ir kompetentingus atsakymus į iškilusius klausimus, nepriklausomai nuo paros laiko ir užimtu- mo; už metodinę, organizacinę ir moralinę pagalba ir už tai, kad palaikė sunkiuoju disertacijos rengimo pabaigos laikotarpiu. Vaclovui Poškui už įdomias ir gražias keliones po Vidurio Lietuvą ir didelį darbo indėlį vandens mėginių sėmimo metu. ASU Vandens išteklių inžinerijos instituto Kėdainių kolektyvui už šiltą priėmimą, rūpes- tingumą ir palaikymą. Šeimos nariams ir draugams už supratimą, palaikymą ir nuolatinį domėjimąsi mano disertacijos rengimo eiga. Ypatingai noriu padėkoti savo mamai, kuri visą laiką mane drąsino, kartu pergyveno ir padėjo, auginant mano sūnelį; jo turėčiau atsiprašyti už tai, kad pastaruoju metu skirdavau jam per mažai dėmesio. Taip pat noriu padėkoti savo vyrui už besąlygišką pakantumą ir supratimą dėl mano nuolatinio užimtumo.