AUGUSTOWSKO-SUWALSKIE

TOWARZYSTWO NAUKOWE

Proszę chwilę zaczekać, ładuję stronę...

  

  

Andrzej Górniak

  

Zaawansowanie dystrofii sucharów

Wigierskiego Parku Narodowego

  

  

Kluczowym zagadnieniem analiz limnologicznych Wigierskiego Parku Narodowego jest wyodrębnienie grupy jezior o rozwoju harmonijnym i dysharmonijnym. Jak do tej pory, kolejne definicje limnologiczne i jakościowe typologie faunistyczne nie dawały jednoznacznych efektów (Stangenberg 1936; Zdanowski 1992). Dlatego podjęto próbę wydzielenia jezior dystroficznych w oparciu o nowy, ilościowy (mierzalny), syntetyczny wskaźnik hydrochemiczny, nawiązujący po części do liczbowego wskaźnika trofii (TSI) zaproponowanego przez Carlsona (1977).

Dystrofia jezior uwarunkowana jest specyficznym składem chemicznym wód, determinującym niską produktywność planktonu i pozostałych zespołów organizmów, mimo obfitości azotu i fosforu, dostępnych dla nich w wodzie (Wetzel 2001). W tego typu ekosystemach fosfor i azot, jako czynniki produktywności ekosystemu, występują w stężeniach optymalnych, toteż nie mogą być wykorzystywane przy określeniu zaawansowania dystrofii. Wyliczane wskaźniki trofii jezior uznawanych za dystroficzne, według wzoru Carlsona (1977), dają wartości typowe dla hypertrofii. Podobnie też zastosowanie innych parametrów do wyliczenia wskaźnika dystrofii, takich jak stężenie chlorofilu lub widzialności krążka Secchiego, dają wyniki nieadekwatne do oczekiwanych. Głównie jest to wynik zmiennej barwy wody, zależnej od ilości DOC, ale także od odczynu wody (Senesi, Schnitzer 1978). Należy pamiętać, że przy stałym stężeniu DOC, ale przy wzroście pH, wzrasta także zabarwienie wody wywołane głównie zmianą wewnętrznej struktury kwasów humusowych (Perdue 1998). Ograniczone też jest stosowanie stężeń chlorofilu w wodach do określenia zaawansowania dystrofii jezior, gdyż część z występujących barwników jest związana także z bakterioplanktonem (Czeczuga, Czerpak 1969; Górniak 1996; Hutorowicz 1998).

Dotychczasowe badania limnologiczne wskazują niezbicie, że najważniejszymi czynnikami utrzymującymi dystrofię jezior są: zasobność wód w makroskładniki mineralne, odczyn wody, odmienna struktura węgla w wodzie.

  

  

Metody badań

Dane do opracowania pochodzą z monitoringu hydrochemicznego jezior WPN przeprowadzonego przez Zakład Hydrobiologii UwB i zespół terenowy pracowników Pracowni Naukowo-Badawczej WPN pod kierunkiem dr. L. Krzysztofiaka, w okresie od 12 do 27 sierpnia 2002 roku. Okres prac terenowych charakteryzował się dogodnymi warunkami meteorologicznymi do prowadzenia badań limnologicznych i zapewniał uzyskanie miarodajnych danych dla jezior. Uzyskane dane charakteryzują jeziora podczas optimum letniego.

Stanowiska badań usytuowano na śródjezierzu, najczęściej w strefie największej głębokości jezior, tzw. głęboczka. W mniejszych powierzchniowo jeziorach pomiary wykonywano na jednym stanowisku. W jeziorach Pierty i Długie badania terenowe prowadzono na dwóch, a w ob­rębie jeziora Wigry – na 15 stanowiskach.

Metodyka prac terenowych nawiązywała do wytycznych monitoringu podstawowego jezior prowadzonego przez Państwową Inspekcję Ochrony Środowiska (Kudelska i in. 1994). Część badań limnologicznych wykonano bezpośrednio w terenie podczas sondowania z łodzi lub pontonu za pomocą sondy Hydrolab (prod. USA). W trakcie badań terenowych na każdym stanowisku określano widzialność krążka Secchiego, który od 1867 roku służy w limnologii do pośrednich pomiarów zasięgu strefy fotycznej w wodach.

Równolegle z pomiarami terenowymi pobierano próby wody do analiz chemicznych. Za po­mocą aparatu Bernatowicza o pojemności 5 litrów z jezior pobierano do pojemników wodę z warstwy powierzchniowej (głębokość 0,5 m). Łącznie analizowano 144 próby wody jeziornej. Tego samego dnia lub dnia następnego w laboratorium Zakładu Hydrobiologii Uniwersytetu w Białymstoku poddawano je szczegółowym analizom chemicznym. W laboratorium w każdej próbie wody oznaczano wiele parametrów chemicznych. W tym opracowaniu wykorzystano dane oznaczeń wodorowęglanów, fosforu całkowitego (TP), rozpuszczonych związków węgla organicznego (DOC). Metody oznaczeń powyższych zestawiono w tabeli 1.

Ponadto w każdej próbie wody oznaczono stężenie chlorofilu a i feofityny metodą spektrofotometryczną po ekstrakcji sączka GF/C z gorącym etanolem, według metody Nusch (1980).

  

  

Tabela 1. Zakres i metodyka stosowana w analizach chemicznych prób wody jezior WPN

 

Parametr
pomiaru
Metoda Dokładność
przewodność
właściwa wody (EC)
konduktometryczna – sonda Hydrolab,
pomiary przeliczone dla temp. 18oC
0,1

μS/cm

odczyn (pH) elektrometryczna – sonda Hydrolab 0,05 pH
fosfor całkowity próba niesączona, po mineralizacji UV i zbuforowaniu,
metoda spektrofotometryczna molibdenianowo-wanadowa
0,1μg

P/dm3

rozpuszczone związki
węgla organicznego (DOC)
wysokotemperaturowe spalanie z detektorem podczerwieni,
analizator Shimadzu 5050A (procedura według Zieliński, Górniak 1998) z zastosowaniem dwóch krzywych
kalibracyjnych dla stężeń <10 mgC/dm3
i dla stężeń > 10 mgC/dm3
0,01

mgC/dm3

chlorofil a i feofityna spektrofotometryczna po ekstrakcji we wrzącym
dziewięćdziesięcioprocentowym etanolu i pomiarze po 24h
0,01μg

chla/dm3

  

  

Wyniki i dyskusja

  

Zasobność wód w główne jony jest ściśle skorelowana z wartością przewodności właściwej (EC), dość prosto i szybko określana w badaniach (nawet bezpośrednio w terenie). Im mniejsza jest przewodność właściwa wody, tym większe jest prawdopodobieństwo warunków dystroficznych, co potwierdzono w licznych badaniach (Korycka 1991; Górniak 1996, 2001).

Odmienna struktura węgla w wodach jezior harmonijnych i dysharmonijnych znajduje swoje odzwierciedlenie nie tylko we wzroście stężeń DOC, jak dotychczas twierdzono (Hessen 1998). Przede wszystkim czynnikiem różnicującym te dwa typy hydrochemiczne i jednocześnie troficzne jezior jest wagowy stosunek (jako C) rozpuszczonych form organicznych do form nieorganicznych węgla (DOC/DIC). Rozpuszczone formy organiczne węgla reprezentowane są głównie przez substancje humusowe oraz inne związki organiczne pochodzące z niepełnego rozkładu biotycznego materii organicznej obecnej w toni wodnej (Górniak 1996). Nieorganiczne formy węgla w wodach powierzchniowych to przede wszystkim jony wodorowęglanowe, węglanowe lub CO2. Obecność w wodach gazowego CO2 jest relatywnie mała w stosunku do innych form węgla, dlatego w obliczeniach można ją pominąć (przy przeliczaniu stężeń HCO3 wyrażonych w mg/dm3 na DIC stosujemy mnożnik 0,2). W jeziorach harmonijnych w strukturze węgla formy nieorganiczne zawsze dominują nad organicznymi, natomiast w jeziorach o zaawansowanej dystrofii sytuacja jest odwrotna, formy organiczne znacznie przewyższają wagowo formy nieorganiczne.

Proponowana nowa formuła jest próbą określenia hydrochemicznego zaawansowania dystrofii jezior. Do wyliczenia takiego wskaźnika dystrofii, nazywanego dalej jako HDI (ang. Hydrochemical Dystrophy Index), wykorzystuje się letnie wartości czterech parametrów po­wierzchniowej warstwy wody śródjezierza zbiorników wodnych, tj. pH, EC (μS/cm), DIC, DOC (mgC/dm3). Dane hydrochemiczne dla jezior dystroficznych, pochodzące z okresu letniego, re­prezentują najczęściej największe wartości w sezonie wegetacyjnym pH, przewodności właści­wej wody, stężeń DIC i jednocześnie najmniejsze stężenia DOC. Wówczas dla danego jeziora są to warunki (dane) odpowiadające „najmniejszej dystrofii” w ciągu roku.

Ze względu na zróżnicowane wielkości liczbowe omawianych parametrów, należy zasto­sować następujące formuły przeliczenia na niemianowane, dodatnie wartości liczbowe: dla EC wskaźnik dystrofii ma postać D1 = 100/Log (EC) (1); dla relacji form C org. do DIC D2 = 10×(DOC/DIC) (2); dla pH wskaźnik dystrofii ma postać: D3 = (9,5 – pH)×20 (3).

Produktywność ekosystemów (trofia) wiąże się głównie z biomasą roślin, a ta z kolei jest warunkowana przez czynniki środowiskowe będące w minimum (zasada beczki Liebiega). Dla­tego przy określaniu poziomu dystrofii winno się uwzględnić znacząco ten z parametrów, który ma najmniejszą wartość wśród trzech wyliczanych formuł. Przy wyliczaniu hydrochemiczne­go wskaźnika HDI najbardziej poprawne wydaje się więc wyliczenie średniej geometrycznej z trzech wartości D1, D2, D3, czyli (4).

Dla zobrazowania zastosowanych składowych formuł i wyliczenia wskaźnika HDI w tabeli 2 podano konkretne wartości parametrów, a w tabeli 3 wartości dla jezior WPN.

  

  

Tabela 2. Tabela wartości hydrochemicznego wskaźnika dystrofii wód (HDI) i odpowiadającym im wartościom poszczególnych parametrów

stosowanych przy jego obliczaniu;

EC w μS/cm, DOC/DIC wyliczone ze stężeń w mgC/dm3

   

Wartość

wskaźnika HDI

pH EC DOC/DIC
150 2 4,64 15
130 3 5,9 13
120 3,5 6,8 12
110 4 8,1 11
100 4,5 10 10
90 5 13 9
80 5,5 18 8
70 6 27 7
60 6,5 45 6
50 7 100 5
40 7,5 300 4
30 8 1900 3
25 8,25 10000 2,5

  

  

Tabela 3. Wskaźnik dystrofii (HDI) jezior WPN, wyliczony według wzorów 1– 4

  

Jezioro wartości parametrów wskaźnik dystrofii
 (HDI)
DOC DIC EC pH D1 D2 D3 HDI
Białe Pierciańskie 6,00 60,0 265,3 8,5 41,3 1,0 20,0 9,4
Białe Wigierskie 5,70 25,2 110,9 9,0 48,9 2,3 10,0 10,3
Błotniste 26,93 69,0 336,6 7,5 39,6 3,9 40,0 18,3
Czarne koło Bryzgla 6,49 36,6 197,3 8,9 43,6 1,8 12,0 9,8
Czarne koło Gawrych Rudy 1,58 60,0 317,4 8,0 40,0 0,3 30,0 6,8
Długie 6,41 38,4 202,3 8,6 43,4 1,7 18,0 10,9
Gałęziste 12,76 40,2 161,9 8,8 45,3 3,2 14,0 12,6
Rzepiskowe 9,52 49,2 273,4 8,6 41,0 1,9 18,0 11,3
Królówek 6,07 72,0 324,0 8,7 39,8 0,8 16,0 8,1
Krusznik 11,66 36,0 162,8 8,9 45,2 3,2 12,0 12,1
Leszczewek 15,08 51,6 259,1 8,7 41,4 2,9 16,0 12,5
Mulaczysko 8,06 32,4 137,4 8,8 46,8 2,5 14,0 11,8
Muliczne 7,91 40,2 202,8 8,7 43,3 2,0 16,0 11,1
Okrągłe 5,72 42,0 209,2 8,7 43,1 1,4 16,0 9,8
Omułówek 6,73 49,2 250,4 8,6 41,7 1,4 18,0 10,1
Pierty 7,63 46,8 243,1 8,8 41,9 1,6 14,0 9,9
Postaw 9,09 38,4 207,0 8,7 43,2 2,4 16,0 11,8
Przetaczek 4,79 66,0 324,4 7,8 39,8 0,7 34,0 9,9
Samle Duże 3,90 57,0 275,4 8,5 41,0 0,7 20,0 8,2
Samle Małe 6,34 57,0 310,0 8,3 40,1 1,1 24,0 10,2
Ślepe/Krzyżańskie 18,97 40,8 192,1 8,4 43,8 4,6 22,0 16,5
Suchar I 22,53 2,9 11,8 6,3 93,3 78,2 64,6 77,8
Suchar II 13,93 2,8 19,8 5,9 77,1 50,5 71,8 65,4
Suchar III 31,57 1,6 13,4 4,6 88,7 202,4 98,6 121,0
Suchar IV 38,54 2,6 20,0 4,5 76,9 146,0 100,8 104,2
Suchar V 32,10 2,9 17,4 5,1 80,6 111,5 89,0 92,8
Suchar VI 17,86 3,8 18,2 6,0 79,4 46,5 69,4 63,5
Suchar VII 14,10 3,4 13,1 5,0 89,5 42,0 90,4 69,8
Suchar Wielki 5,45 1,8 19,9 5,8 77,0 30,3 74,0 55,7
Suchar Dembowskich 7,50 2,1 18,3 5,6 79,2 36,3 78,0 60,8
Suchar Rzepiskowy 9,69 2,9 16,2 7,9 82,7 33,6 32,0 44,7
Konopniak 15,35 4,1 19,2 5,2 77,9 37,6 86,0 63,2
Pietronajcie 10,77 3,5 18,0 6,2 79,7 30,9 66,0 54,6
Wądołek 18,14 3,8 19,0 6,6 78,2 47,2 58,0 59,8
Suchar Wschodni 14,35 2,4 17,0 6,1 81,3 61,0 68,0 69,6
Suchar Zachodni 30,36 1,9 12,6 5,9 90,9 158,1 72,0 101,1
Sucharek koło Bryzgla 28,87 3,8 11,5 5,6 94,3 75,2 78,0 82,1
Ślepe/Zielone 32,34 4,9 25,3 6,6 71,3 65,7 58,0 64,8
Ślepiec/Wygorzele 28,78 2,8 16,2 4,9 82,7 104,3 92,0 92,6
Widne 18,53 2,4 21,8 7,2 74,7 77,2 46,0 64,3
Klonek 23,30 11,6 109,1 8,8 49,1 20,1 14,0 24,0
Wigry – średnia 43,0 2,0 16,9 11,3

  

  

Dotychczasowe doświadczenia limnologiczne na terenie Wigierskiego Parku Narodowego oraz analiza dość bogatego materiału analitycznego z jezior dystroficznych na Ziemi (Górniak 1996; Keskitalo, Eloranta 1999) pozwala na wyznaczenie dolnej wartości (granicy) wskaźnika HDI, powyżej której mamy do czynienia z dystroficznymi warunkami hydrochemicznymi. Wartość wskaźnika dystrofii (HDI) 50, jako dolnej granicy warunków dystroficznych w wodach jezior, ma duże uzasadnienie. Dla HDI > 50 wody jezior mają zawsze odczyn kwaśny, przewodność właściwa jest mniejsza niż 100 μS/cm, a stężenie DOC stanowi ponad połowę stężenia DIC, bez względu na bezwzględne stężenie DOC.

Dla jezior Wigierskiego Parku Narodowego wyliczone wartości D1, D2, D3 (tab. 4) dla dwóch zasadniczych grup jezior harmonijnych i dysharmonijnych, obejmują następujące odrębne przedziały wartości:

  

  jeziora harmonijne jeziora dysharmonijne
D1 (EC) 39–49 71–94
D2 (C) 0,3–4,6 30–202
D3 (pH) 10–40 46–101

  

  

Z powyższego zestawienia wynika, iż odmienność hydrochemiczna sucharów WPN od innych jezior harmonijnych polega przede wszystkim na wyraźnie różnej strukturze węgla obecnego w wodzie (parametr D2), a w mniejszym stopniu na ilości substancji mineralnych rozpuszczonych w wodach (D1). Odczyn wód latem nie był czynnikiem wyraźnie różnicującym rozpatrywane grupy jezior.

  

  

Tabela 4. Porównanie typologii jezior WPN według Zdanowskiego (1999)

i innych klasyfikacji: OECD (1982), wskaźnika TSI według Carlsona (1977)

oraz wskaźnika dystrofii (HDI)

  

Jezioro Typ limnologiczny
według

Zdanowskiego

OECD (1982) TSI
według

Carlsona

Wskaźnik
dystrofii
(HDI)
jeziora harmonijne
Białe Wigierskie a-mezotroficzne mezotroficzne 41,9 – M 10,3
Białe Pierciańskie eutroficzne eutroficzne 43,2 – M 9,4
Gałęziste jeziorko hypertroficzne 43,9 – M 12,6
Samle Małe jeziorko eutroficzne 47,6 – M 10,2
Muliczne eutroficzne hypertroficzne 48,1 – M 11,1
Samle Duże jeziorko eutroficzne 48,3 – M 8,2
Pierty b-mezotroficzne eutroficzne 51,0 – E 9,9
Przetaczek jeziorko hypertroficzne 51,2 – E 9,9
Czarne koło Bryzgla b-mezotroficzne hypertroficzne 51,3 – E 9,8
Krusznik eutroficzne hypertroficzne 51,9 – E 12,1
Omułówek staw eutroficzne 53,1 – E 10,1
Leszczewek staw eutroficzne 54,1 – E 12,5
Czarne koło Gawrych Rudy eutroficzne hypertroficzne 54,2 – E 6,8
Mulaczysko eutroficzne eutroficzne 54,7 – E 11,8
Długie eutroficzne hypertroficzne 55,0 – E 10,9
Królówek staw eutroficzne 55,4 – E 8,1
Okrągłe eutroficzne eutroficzne 55,4 – E 9,8
Postaw staw eutroficzne 55,8 – E 11,8
Rzepiskowe dystroficzne eutroficzne 56,3 – E 11,3
Ślepe/Krzyżańskie dystroficzne hypertroficzne 64,1 – E 16,5
Błotniste jeziorko hypertroficzne 59,8 – E 18,3
jeziora humoeutroficzne
Klonek stawowe hypertroficzne 62,4 – E 24
Suchar Rzepiskowy dystroficzne hypertroficzne 63,5 – E 44,7
jeziora dysharmonijne – dystroficzne
Pietronajć dystroficzne hypertroficzne 56,1 54,6
Suchar Wielki dystroficzne eutroficzne 53,7 55,7
Wądołek dystroficzne hypertroficzne 61,6 59,8
Suchar Dembowskich dystroficzne eutroficzne 54,3 60,8
Konopniak dystroficzne hypertroficzne 67,1 63,2
Suchar VI dystroficzne hypertroficzne 67,3 63,5
Widne dystroficzne hypertroficzne 62,7 64,3
Ślepe/Zielone dystroficzne hypertroficzne 78,3 64,8
Suchar II dystroficzne hypertroficzne 59,2 65,4
Suchar Wschodni dystroficzne eutroficzne 61,8 69,6
Suchar VII dystroficzne hypertroficzne 60,8 69,8
Suchar I dystroficzne hypertroficzne 64,3 77,8
Sucharek koło Bryzgla dystroficzne hypertroficzne 72,6 82,1
Ślepiec/Wygorzele dystroficzne hypertroficzne 71,2 92,6
Suchar V dystroficzne hypertroficzne 65 92,8
Suchar Zachodni dystroficzne hypertroficzne 64,3 101,1
Suchar IV dystroficzne hypertroficzne 61,5 104,2
Suchar III dystroficzne hypertroficzne 55,2 121

  

  

Po wyliczeniu średniej wartości HDI dla wszystkich jezior WPN (tab. 4) okazało się, że pomiędzy grupą jezior o pełnych warunkach dystrofii (HDI>50), a grupą jezior harmonijnych (mezo- i eutroficznych) istnieją dwa: Klonek i Suchar Rzepiskowy o cechach przejściowych. Można je nazwać jeziorami humoeutroficznymi (Górniak 1996), będącymi stadium przejściowym między jeziorem dystroficznym a eutroficznym (harmonijnym). Stangenberg (1936) nazywał je jeziorkami. W takich sytuacjach obok podwyższonych stężeń DOC utrzymuje się silne wysłodzenie wód (EC< 200μS/cm), a wzrasta ilość substancji biogenicznych dostępnych dla fito­planktonu oraz wartość pH (odczyn alkaliczny).

Jeziora WPN uznane za dystroficzne pod względem hydrochemicznym (tab. 4) reprezentują dość zróżnicowane zaawansowanie dysharmonijności ekosystemów wodnych. Najmniejszy poziom dystrofii wśród jezior WPN występuje w jeziorach Pietronajć i Suchar Wielki, a największy w Sucharze III i IV. Dla utrzymania tak specyficznych warunków siedliskowych niezbędna jest szczególna troska administracji parkowej o utrzymanie odpowiednich warunków zlewniowych tych dwóch ostatnich jezior. Należy bacznie monitorować, czy wprowadzony ruch turystyczny na ścieżkach edukacyjnych wytyczonych przy tych najcenniejszych jeziorach nie wpływa negatywnie na poziomu dystrofii jezior.

Hydrochemiczne zaawansowanie dystrofii w 18 jeziorach – sucharach WPN jest dość duże i reprezentatywne dla pojeziernego pasa krajobrazowego. Spośród ponad 300 jezior województwa podlaskiego, rozpoznanych pod względem hydrochemicznym (Górniak, dane niepublikowane), jedynie w rezerwatowym jeziorze Tobolinka utrzymuje się dystrofia ekosystemu wodnego (tab. 5). Częściej zaawansowaną dystrofię spotyka się w jeziorach lobeliowych Pojezierza Pomorskiego, o maksymalnych wartościach HDI porównywalnych z sucharami wigierskimi. Jednakże maksymalny poziom dystrofii zanotowany w jeziorach Suwalszczyzny wyrażony wskaźnikiem HDI jest o połowę niższy niż niektórych jezior Skandynawii (tab. 5). Tak duże zgrupowanie jezior o najbardziej zaawansowanej dystrofii w Polsce na stosunkowo niewielkim obszarze WPN jest dość unikatowe, co potwierdza słuszność objęcia ich ochroną w parku narodowym.

  

  

Tabela 5. Wartości hydrochemicznego wskaźnika dystrofii (HDI) wybranych jezior Polski

i Skandynawii

  

Region Jezioro wartość HDI
Puszcza Augustowska
– dane własne, niepublikowane
Aszyrynis 34,0
Tobolinka 52,9
Garb Wiżajn
– dane własne, niepublikowane
Makowszczyzna 30,4
Białe koło Smolnik 31,6
Czarne koło Smolnik 30,6
Jeziora lobeliowe Pomorza
(według Kraska i in. 1994)
Zmarłe 41,0
Jeleń 45,5
Oborowo Małe 51,5
Chińskie 52,7
Czarne koło Laski 65,4
Gacno Wielkie 65,8
Nierybno 66,8
Piecki 67,2
Żabionek 80,7
Sosnówek 81,6
Nowoparszenickie 86,4
Pomysko 107,9
Tatry – dane z 1991 roku Czarny Staw Gąsienicowy 51,3
Długi Staw Gąsienicowy 93,8
Morskie Oko 33,3
Dolina górnej Narwi
– dane własne niepublikowane
zbiornik Siemianówka 14–26
Finlandia – dane według Munster 1994 Mekkojärvi 157,6
Szwecja
– dane według Bertilsson, Tranvik 2000
38 jezior 7,8–280,9

  

  

Ponadto na terenie Wigierskiego Parku Narodowego, obok jezior dystroficznych i dwóch jezior humoeutroficznych, znajdują się 23 jeziora harmonijne. Wśród nich sześć jezior reprezentuje typ mezotroficzny: Białe Wigierskie, Białe Pierciańskie, Samle Małe, Samle Duże, Gałęziste i Muliczne. Pozostałe jeziora reprezentują zbiorniki eutroficzne, lecz ich zasobność w substancje biogenne nie jest zbyt wysoka. Natomiast jezioro Wigry w północnej części po ploso Szyja ma charakter eutroficzny, a od tego plosa zachowuje dalej poziom mezotroficzny.

  

  

Abstract

  

Dystrophy level in the suchars of Wigry National Park

The new limnological index – Hydrochemical Dystrophy Index (HDI) was used for determination of dystrophy level in polyhumic („suchar” type) lakes in Wigry National Park, NE Poland. HDI is calcu­lated from pH, EC, DIC, and DOC in surface water. When HDI values are higher than 50 dystrophic conditions occur. Only two lakes in WNP: Klonek lake, and Suchar Rzepiskowy Lake, earlier described as „suchar”, do not present typical dystrophic hydrochemical conditions, and resamble harmonic lakes. The most dystrophic conditions exist in lakes: Suchar IV, Suchar III and Suchar Zachodni.

  

  

Literatura

  

Bertilsson S., Tranvik L. J., 2000: Photochemical transformation of dissolved organic matter in lakes. Limnol. Oceanogr. 45:753–762.

Carlson R. E., 1977: A trophic state index for lakes. Limnol. Oceanogr., 22:361–369.

Czeczuga B., Czerpak R., 1969: Studies on dynes found in Chlorobium limicola Nads (Chlorobacteria­ceae) from the Wądołek Lake. Hydrobiologia, 31:561–571.

Górniak A., 1996: Substancje humusowe i ich rola w funkcjonowaniu ekosystemów słodkowodnych. Dis­sertationes Univ.Varsoviensis, 448, Białystok., 151 ss.

Górniak A., 2001: Dissolved organic carbon in lake waters of Eastern Poland. Limnological Rev., 1:117–124.

Hessen D. O., 1998: Food webs and carbon cucling in humic lakes. W: Hessen D. O., Tranvik L. J. (red.): Aquatic humic substances-ecology and biogeochemistry. Berlin, Springer, s. 285–315.

Hutorowicz A., 1998: Bacteriochlorophylls in the water of some lakes and their significance in spectro­photometric measurement of chlorophyll a concentration. Acta Hydrobiol., 40:265–275.

Keskitalo J., Eloranta P. (red.), 1999: Limology of humic waters. Leiden, Backhuys.

Kraska M., Szyper H., Romanowicz W., 1994: Charakterystyka trofii wód 37 jezior lobeliowych Borów Tucholskich i Pojezierza Bytowskigo. Idee Ekologiczne, t. 6. Seria Szkice, 4:135–147.

Korycka A., 1991: Charakterystyka składu chemicznego wody w jeziorach północnej Polski. Rocz. Nauk Rol. Seria H, 102.

Kudelska D., Cydzik D., Soszka H., 1994: Wytyczne monitoringu podstawowego jezior. Bibl. Monit. Środowiska, PIOŚ, Warszawa, 42 ss.

Munster U.,1994: Studies on phosphatase activities in humic lakes. Env. Int., 20:49–59.

Nutsch E. A., 1980: Comparition of different methods for chlorophyll and phaeopigment determination. Arch. Hydrobiol. Beih. Ergebn. Limnol., 14:14–36.

Perdue E. M., 1998: Chemical composition, structure and metal binding properties. W: Hessen D. O., Tranvik L. J. (red.): Aquatic humic substances – ecology and biogeochemistry. Berlin, Springer, s. 41–61.

Senesi N., Schnitzer M., 1978: Free radicals in humic substances. W: Krumbein W. E. (red.): Enviorn­mental biogeochemistry and geomicrobiology. Michigan, Ann Arbor, s. 467–481.

Stangenberg M., 1936: Szkic limnologiczny na tle stosunków hydrochemicznych Pojezierza Suwalskiego. „Su­char” i „jeziorko” jako stadium przejściowe zanikania jezior. Prace Inst. Bad. Lasów Państw. Seria A, s. 19, 55.

Wetzel R. G., 2001: Limnology. Lake and river ecosystems. San Diego, Academic Press.

Zdanowski B., (red.) 1992: Jeziora Wigierskiego Parku Narodowego. Stan eutrofizacji i kierunki ochrony. Zesz. Nauk. Kom. Nauk. PAN „Człowiek i Środowisko”, 2, 249 ss.

Zdanowski B., 1999: Eutrofizacja jezior Wigierskiego Parku Narodowego. Zagrożenie i ocena. W: Zda­nowski B., Kamiński M., Martyniak A., (red.): Funkcjonowanie i ochrona ekosystemów wodnych na obsza­rach chronionych. Olsztyn, Wyd. IRŚ, s. 261–302.

Zieliński P., Górniak A, 1999: Oznaczanie rozpuszczonych związków węgla organicznego w wodach. Aparatura Naukowo-Badawcza, 3, 37–45.

  

  

  


  

do spisu treści

następny artykuł