eutrofizacja morza bałtyckiego - zlewnia rzeki kamiennej.pdf
TRANSCRIPT
Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie
Wydział Ogrodnictwa i Architektury Krajobrazu
Dariusz Zielonka 120680
Zanieczyszczenie zlewiska Morza Bałtyckiego związkami biogennymi azotu
i fosforu: Zlewnia rzeki Kamiennej
Baltic Sea drainage basin nitrogen and phosphorus nutrient pollution:
Kamienna river basin
Praca magisterska Na kierunku - Ogrodnictwo
Praca wykonana pod kierunkiem prof. dr hab. Stanisława Waldemara Gawrońskiego
w Samodzielnym Zakładzie Przyrodniczych Podstaw Ogrodnictwa
Warszawa 2010
2
Pragnę serdecznie podziękować Panu promotorowi prof. dr hab. Stanisławowi Waldemarowi Gawrońskiemu
za wsparcie, wskazówki i uwagi merytoryczne, które umożliwiły powstanie niniejszej pracy
5
Streszczenie
Tytuł: Zanieczyszczenie zlewiska Morza Bałtyckiego związkami biogennymi azotu i fosforu: Zlewnia rzeki Kamiennej Badania przeprowadzono w 2009 r. Omówiono teoretycznie globalny obieg związków chemicznych azotu i fosforu, sam proces eutrofizacji oraz eutrofizacji Morza Bałtyckiego. Analizowano stężenia biogennych związków chemicznych azotu i fosforu w zlewni rzeki Kamiennej, będącej lewobrzeżnym dopływem Wisły. Zmierzono średnie stężenia tych związków w miesiącach, latach 1996-2006, w 15 punktach pomiarowych, które należą do dopływów rzeki Kamiennej, będące zbiornikami retencyjnymi, oraz umiejscowione w potencjalnie istotnych i mających znaczący wpływ wobec ekosystemu rzeki, lokalizacjach. Na podstawie przeprowadzonych badań wywnioskowano iż obszary użytkowane rolniczo wpływają negatywnie na zawartość azotanów. Oddziaływanie sąsiadujących obszarów zindustrializowanych również było negatywne względem wód zlewni. W przypadku w pełni skanalizowanego obszaru zurbanizowanego nie zanotowano negatywnego wpływu na stężenia badanych związków azotu i fosforu w próbach. Słowa kluczowe: azot, fosfor, biogen, eutrofizacja, Morze Bałtyckie, rzeka Kamienna
Summary
Subject: Baltic Sea basin nitrogen and phosphorus nutrient pollution: Kamienna river basin The research was performed in year 2009. A theoretical review of global nitrogen and phosphorus cycle, eutrophication process, and Baltic Sea eutrophication also was reviewed. The research consisted in nitrogen and phosphorus nutrient concentration analysis of water samples from the Kamienna river basin. As Kamienna is for Vistula river’s left tributary. Vistula is part of Baltic Sea watershed, which has the greatest contribution in nitrogen and phosphorus loads to the sea among other rivers in Poland. The performed analysis contains relation in accordance to average nutrient concentrations in specific months, years from 1996 to 2006, 15 measurement points, which are Kamienna’s tributaries, storage reservoirs, and locations potentially essential to the river’s ecosystem. Basing on performed research it was noted that agronomical use of land has negative impact on nitrate concentration in Kamienna river basin. Vicinity of industrial areas has similar negative impact, but in matter of completely canalized urban area, there were no significant changes in nutrient concentrations. Keywords: nitrogen, phosphorus, nutrient, eutrophication, Baltic Sea, Kamienna river
6
SPIS TREŚCI I. WSTĘP …………………………………………………………………………………... II. PRZEGLĄD LITERATURY ……………………………………………………...………
2.1. Globalny obieg azotu ……………………………………………………………………… 2.2. Globalny obieg fosforu ……………………………………………………………………. 2.2.1. Wpływ człowieka na globalny obieg fosforu …………………………………… 2.2.2. Obieg fosforu na lądzie ………………………………………………………….. 2.2.3. Obieg fosforu w morzach i oceanach …………………………………………… 2.2.4. Obieg fosforu w rzekach ………………………………………………………… 2.3. Eutrofizacja Morza Bałtyckiego i ekosystem ……………………………………………. 2.3.1. Eutrofizacja słodkowodna ……………………………………………………….. 2.3.2. Czynnik ograniczający …………………………………………………………... 2.3.3. Stosunek N:P ……………………………………………………………………... 2.3.4. Źródła zanieczyszczenia związkami azotu i fosforu w Morzu Bałtyckim …….. 2.4. Zlewnia rzeki Kamiennej – zanieczyszczenia ……………………………………………. 2.5. Osady ściekowe i detergenty ……………………………………………………………… III. MATERIAŁY I METODY ………..……………………………………………………..
3.1. Punkty Pomiarowe – dopływy Kamiennej ……………………………………………….. 3.2. Punkty pomiarowe o wysokim znaczeniu ekologicznym ………………………………... 3.2.1. Skarżysko Kamienna …………………………………………………………….. 3.2.2. Marcinków ……………………………………………………………………….. 3.2.3. Wąchock ………………………………………………………………………….. 3.2.4. Starachowice ……………………………………………………………………... 3.3. Oznaczanie zawartości biogenów i analiza statystyczna ………………………………….. IV. WYNIKI ………………………………………………………………………………….
4.1. Stężenia związków azotu w punktach dopływowych ……………………………………. 4.1.1. Średnie stężenia roczne związków azotu na przestrzeni lat 1996-2006 ………... 4.1.2. Średnie stężenia miesięczne związków azotu na przestrzeni lat 1996-2006 …... 4.2. Stężenia związków fosforu w punktach dopływowych ………………………………….. 4.2.1. Średnie stężenia roczne związków fosforu na przestrzeni lat 1996-2006 ……… 4.2.2. Średnie stężenia miesięczne związków fosforu na przestrzeni lat 1996-2006 … 4.3. Stężenia związków azotu i fosforu w pkt o wysokim znaczeniu ekologicznym ………... V. DYSKUSJA ……………………………………………………………………………….. VI. WNIOSKI …………………………………………………………………………………. VII. LITERATURA ……………………………………………………………………………. VIII. ANEKSY …………………………………………………………………………………..
7 8 8 14 15 16 17 19 20 22 22 23 26 28 29 31 31 32 33 35 36 38 41 42 42 44 48 50 51 53 54 58 60 61 69
7
I. WSTĘP
Eutrofizacja zbiorników wodnych jest powszechnym zjawiskiem o
globalnym zasięgu. Uważa się iż proces eutrofizacji jest spowodowany bezpośrednio
napływem i koncentracją związków chemicznych fosforu, zaś w mniejszym stopniu
azotu, które jednak mają dużo wyższe tendencje do migracji pomiędzy
ekosystemami niż związki fosforu. Jest to proces naturalny, choć w większości
przypadków spowodowany oddziaływaniami antropogenicznymi, doprowadzającymi
do wzrostu stężeń biogenów w zbiornikach. Dzieje się tak za przyczyną
podwyższenia zużycia nawozów mineralnych w rolnictwie, erozją gleb w zlewni,
zrzutu ścieków, oraz detergentów o wysokiej zawartości fosforanów. Wzrost
stężenia form reaktywnych chemicznie związków azotu i fosforu w zbiornikach
wodnych związany jest z docierającymi do ich wód nawozami mineralnymi
stosowanymi w rolnictwie oraz w mniejszym stopniu poprzez ścieki, depozycję
atmosferyczną związków biogennych azotu, oraz fosforu - pochodzącego ze złóż
fosforytowych. Morze Bałtyckie jest morzem zamkniętym o małej powierzchni i
głębokości, do którego każdego roku wpływają tony substancji powodujących
eutrofizację. Wymiana wody trwa w nim ponad 20 lat. Należy ono do najbardziej
zanieczyszczonych mórz na świecie. Polska jest największym z polutantów
należących do zlewiska Morza Bałtyckiego. Rzeka Kamienna jest lewobrzeżnym
dopływem Wisły, której zlewnia znajduje się w znacznej części w województwie
Świętokrzyskim. Przepływa ona przez obszary zalesione, rolnicze, zurbanizowane,
przemysłowe i postindustrialne. Jest zbiornikiem wodnym wyjątkowo zagrożonym
postępującą eutrofizacją, oraz źródłem biogenów dla końcowych odbiorców,
którymi jest Wisła i Morze Bałtyckie.
Celem niniejszej pracy jest analiza średniej zawartości związków biogennych
azotu i fosforu w ciekach wodnych, będących dopływami rzeki Kamiennej oraz
zależności średniej zawartości tych substancji od punktu pomiarowego, lat w
których dokonywano pomiarów oraz różnic średnich stężeń miesięcznych w ciągu
roku. Dodatkowo przeprowadzono analizę stężeń związków azotu i fosforu
zawartych w próbach wody pochodzącej z biegu rzeki Kamiennej z lokalizacji o
wysokim znaczeniu toksykologicznym dla ekosystemu zlewni, w których do tego
czasu nie dokonano takich badań.
8
II. PRZEGLĄD LITERATURY
2.1. Globalny obieg azotu
W naukach o Ziemi, cykl biogeochemiczny, bądź cykl obiegu biogenów jest
szlakiem, przez który chemiczna cząstka, bądź pierwiastek krąży pomiędzy
środowiskiem biotycznym i abiotycznym (litosferą, hydrosferą i atmosferą). W
efekcie pierwiastek ulega przemianom chemicznym i transportowi, jednak istnieją w
pewnych przypadkach miejsca - rezerwuary, gdzie krążący biogen jest
akumulowany, bądź zatrzymywany przez określoną ilość czasu. Wszystkie
pierwiastki chemiczne występujące w organizmach podlegają cyklowi
biogeochemicznemu - globalnemu obiegowi. Jednym z najważniejszych z nich w
przypadku zjawiska eutrofizacji jest azot. Ziemska rezerwa N wynosi ok. 5 × 1021 g
N, z czego 80% znajduje się w atmosferze. Skały osadowe posiadają go niewielkie
ilości, zaś morza, oceany, żywa i martwa materia organiczna stanowi <1%
całkowitej ilości. Azot jest transportowany do atmosfery z lądów poprzez procesy
nisko- i wysokotemperaturowe. Wysokotemperaturowe procesy to m. in. spalanie
biomasy i paliw kopalnych, zaś niskotemperaturowe to ulatnianie się gazów z gleby,
lub wody oraz turbulencyjne dostarczanie mikropyłów. Gazy są głównie wytwarzane
dzięki działalności mikroorganizmów (nitryfikacja, denitryfikacja i amonifikacja). Z
atmosfery na powierzchnie lądów i oceanów jest przenoszony poprzez suche i
wilgotne osadzanie. Proces wilgotnego osadzania uwzględnia czynniki tj. deszcze,
śnieg, grad, zaś formy azotu - organiczne i nieorganiczne. Do suchego osadzania
włącza się gazy i aerozole. Dwa najistotniejsze rodzaje osadzanego azotu, to gazowy
HNO3 oraz NH3. Suche osadzanie się w przypadku aerozoli występuje, jednak jest
niewielkie w porównaniu do gazowego. Obie formy – nieorganiczne i organiczne są
przenoszone z kontynentów do stref przybrzeżnych oceanów poprzez wpływające
rzeki i wody gruntowe.
Rozróżniamy cztery grupy chemicznych form azotu krążącego w atmosferze oraz
rozpatrujemy reakcje pomiędzy nimi:
• Nieorganiczny zredukowany azot - amoniak (NH3) oraz jon amonowy
(NH4+);
• Nieorganiczny utleniony azot - NOy (NO + + N2O + NO2+ HNO3, PAN –
Plant Available Nitrogen);
9
• Organiczny zredukowany azot;
• Organiczny utleniony azot.
Wiązanie biologiczne N – BNF – Biological Nitrogen Fixation jest
charakterystyczne dla kultur mikrobiologicznych – niektórych rodzajów bakterii i
glonów, które wykorzystują do przekształcenia N2 w NH3 enzym - nitrogenazę,
funkcjonującą w środowisku beztlenowym. Przypuszcza się iż rocznie BNF
przekazywane do ekosystemów, nie uwzględniając czynników antropogenicznych
waha się od 100 Tg N/rok do 290 Tg N/rok (Galloway i in., 2003). Całkowita
wielkość Nr (reaktywnych form chemicznych N) wytwarzanego przez człowieka
zmieniła się w zakresie od ~15 Tg N/rok do ~165 Tg N/rok (1860, 2000). Z
perspektywy skali czasu, większość aktywnych form azotu została wytworzona
poprzez BNF. Sytuacja ta jednak zmieniła się z początkiem XX w., kiedy
dominującym lądowym źródłem powstawania Nr stał się proces Habera-Bosha,
który był metodą otrzymywania amoniaku w warunkach podwyższonego ciśnienia i
temperatury w obecności metalicznego katalizatora, czego efektem była następująca
sumaryczna reakcja: N2 + 3H2 → 2NH3. Wysokie temperatury występujące podczas
wyładowań atmosferycznych, produkują NO z tlenu i N2, co głównie zdarza się na
kontynentach tropikalnych. Wzrastające stężenia atmosferycznego N2O, stanowią
aktualnie znaczące zagrożenie dla środowiska. W troposferze wpływa on
pozytywnie na efekt cieplarniany, zaś w stratosferze do wyniszczania warstwy
ozonowej. Atmosferyczny azot o formie organicznej, zredukowanej, może być
rozpatrywany jako bakterie, mikropyły, oraz związki rozpuszczalne (tj. aminy).
Substancje te emitowane są do atmosfery w niskich temperaturach podczas
procesów turbulencji. W wysokich temperaturach poprzez spalanie biomasy
powstają jego utlenione formy (Ehhalt, 2001). Wiązanie azotu jest zjawiskiem, w
którym N2 zostaje zmieniony na każdą inną formę, gdzie atom azotu posiada zerowy
stopień utlenienia (Aneks 3.1, 4.1). Asymilacją amoniakalną określamy wychwyt
NH3 lub NH4+ przez organizmy do związków organicznych azotu. Nitryfikacja
(2NH4+ + 3O2 → 2NO2- + 2H2O + 4H; 2NO2
- + O2 → 2NO3-) jest zjawiskiem
aerobowym, w którym mikroorganizmy utleniają jon amonowy do azotanu,
uzyskując energię. Zjawisko to obejmuje dwa procesy bakteryjne: pierwsza grupa
organizmów utlenia amoniak do azotynu (np. Nitrosomonas), zaś następnie inna
grupa utlenia azotyn do azotanu (np. Nitrobacter). Amonifikacja jest
najważniejszym procesem przy zamianie organicznego azotu (R-NH2) do
10
nieorganicznego zredukowanego azotu (NH4+) dzięki udziale mikroorganizmów
heterotroficznych. Denitryfikacja (5CH2O + 4H+ + 4NO3- → 2N2 + 5CO2 + 7H2O)
jest to redukcja NO3- do dowolnej formy gazowego azotu, najczęściej N2. W ciągu
ostatnich dekad nastąpiło zachwianie globalnego obiegu azotu. Zmiany te dotyczą
podstawowych strumieni przepływu – BNF, denitryfikację w środowiskach
lądowych i morskich, antropogenicznej produkcji Nr, emisji Nr i osadzania, oraz
rozładunku rzecznego.
Rys.1. Poziom produkcji Nr na świecie w korelacji z wielkością populacji w latach
1850-2000
Wpływ znacznego wzrostu produkcji Nr w globalnym obiegu azotu (Rys. 1),
obserwuje się w jej wielkościach w latach 1890 i 1990. Pomimo, iż ludzka populacja
wynosiła wtedy 25% populacji ludzi na początku XXI w., większość gospodarki
skoncentrowana była na rolnictwie i produkowano wówczas 2% energii i 10% zbóż
wytwarzanych dzisiaj. Większość energii (75%) pochodziło z spalania biomasy,
reszta zaś z węgla. Benzynę i gaz ziemny, wykorzystywano w niewielkiej ilości,
dlatego też konsekwencje były nieznaczne, w porównaniu do globalnego
zaopatrzenia w energię i powstawanie Nr jako NOx poprzez procesy spalania.
Najbardziej znacznym efektem wzrostu produkcji Nr jest jego gromadzenie się w
niszach środowiskowych. Większość ludzkiej populacji utrzymuje się dzięki
zwiększonej produkcji żywności możliwej dzięki procesom Habera-Boscha i
uprawom roślin biologicznie wiążących azot. Niestety większość oddziaływań
11
nadmiaru Nr na środowisko jest wyraźnie negatywna. Wzrost Nr prowadzi do
produkcji troposferycznego ozonu i aerozoli, nasilających schorzenia dróg
oddechowych, nowotworów, oraz chorób serca u ludzi. Nr początkowo zwiększa
zalesienie i bujność terenów zielonych, jednak gdy stężenia Nr stają się krytyczne,
następuje ich degeneracja. Odpowiedzialny jest także za zmianę klimatu, zubożenie
stratosferycznej warstwy ozonowej, co ma swoje konsekwencje w ekosystemach i
zdrowiu ludzi. Pomimo iż większość efektów nadmiaru Nr w środowisku jest
badanych osobno, są one ściśle ze sobą powiązane. Dla przykładu ten sam azot
pochodzący z miejskich zanieczyszczeń powietrza, może również wpływać na
zanieczyszczenie wody. Azot krąży etapowo poprzez ekosystemy, częściowo jest
zatrzymywany oraz wywiera wpływ na te systemy.
Rys.2. Losy azotu w środowisku od momentu uzyskania formy reaktywnej chemicznie
Pierwsza z form aktywnych azotu Nr (Rys. 2) – wytworzona poprzez spalanie paliw
kopalnych to NOx. Atom azotu aktywnego jako NOx, trafia najpierw do atmosfery i
początkowo zwiększa on stężenie ozonu, zaś później zmniejsza atmosferyczną
widoczność – poprzez zagęszczanie PM, zaś na końcu obniża pH opadów. Po tym
etapie ten sam atom azotu zostaje zdeponowany do lądowego ekosystemu, co może
skutkować obniżeniem: pH gleby, bioróżnorodności i/lub zwiększeniem bądź
obniżeniem produktywności ekosystemu. Jeżeli trafi zaś do ekosystemu wodnego,
12
atom azotu potrafi zwiększać kwasowość wód powierzchniowych w źródłach
górskich i jeziorach. Podczas transportu do ujścia, atom azotu może wywoływać
zjawisko przybrzeżnej eutrofizacji. Jeżeli zaś atom ten jest zamieniony na N2O i
powrotem wyemitowany do atmosfery, może on doprowadzać do zwiększenia efektu
cieplarnianego i skrócenia warstwy stratosferycznego ozonu. W przypadku
produkcji żywności atmosferyczny N2 zamieniany jest na NH3 w procesie Habera-
Boscha. NH3 jest wykorzystywany głównie do produkcji nawozów. Około połowa
nawozu Nr jest aplikowana do globalnego agroekosystemu, gdzie zostaje on
związany w zbiory upraw, używane jako żywność dla ludzi bądź pokarm dla
zwierząt gospodarskich. Druga połowa jest przekazywana atmosferze w postaci
NH3, NO, N2O i N2, ekosystemom wodnym, głównie w postaci azotanu lub
akumulowana w glebowych rezerwuarach azotu. Kiedy Nr jest już w obiegu, jego
pochodzenie nie ma większego znaczenia, ponieważ formy Nr mogą być prędko
przekształcane. Szacuje się, iż ok. 40% populacji ludzi zawdzięcza życie procesowi
Habera-Boscha. Większość aplikowanego do agroekosystemów Nr trafia także do
innych ekosystemów. Niewielka ilość jest dentryfikowana (Galloway i in., 2003).
Do atmosfery azot trafia głównie w postaci gazowych emisji NOx, NH3, oraz N2O z
lądowych i wodnych ekosystemów. NOx i NH3 (oraz produkty ich reakcji) mogą
gromadzić się w troposferze na określonych obszarach. Jednak większość
emitowanego NOx i NH3 (z powodu braku potencjału denitryfikacyjnego) jest
przenoszona znów na powierzchnię ziemi w ciągu godzin lub dni. Niesie to ze sobą
wiele konsekwencji – np. NO zwiększa ilość powstającego ozonu i aerozoli).
Czas rezydowania Nr w niezagospodarowanej glebie może osiągać poziom
lat lub wieków w zależności od historii, typu roślinności i ilości dostarczonego Nr.
Nagromadzenie Nr w ekosystemie niesie ze sobą sporo konsekwencji. Najbardziej
wpływa ono na stan roślinności oraz wydajność i funkcje mikroorganizmów
glebowych. Wysoko prawdopodobne jest również występowanie zjawiska transportu
Nr do atmosfery - NO, N2O, oraz wód powierzchniowych w postaci NO3-, gdy ilość
biodostępnego N przekracza zapotrzebowanie środowiska biotycznego.
Niezagospodarowane łąki/tereny zielone/pastwiska otrzymują większość Nr w
postaci biologicznie wiązanego azotu i atmosferycznego osadzania. Podobnie jak w
ekosystemach leśnych, mogą stanowić one obszerne rezerwy N.
Odpływ N z tych agroekosystemów jest głównym źródłem
antropogenicznego Nr dla wód podziemnych, jednak w niektórych rejonach ważnym
13
czynnikiem są ścieki. Azot w formie azotanu jest tutaj najczęściej spotykaną formą
występowania N. Azot z wód gruntowych ubywa zarówno jako produkt
denitryfikacji - N2, oraz Nr do wód powierzchniowych, skąd również do atmosfery.
Zjawiska te są zależne głównie od miejsca i czasu rezydowania Nr w wodach
podziemnych. Efektem podwyższonych stężeń aktywnych związków azotu w
wodach gruntowych może być ryzyko zatruć wody pitnej. W organizmie człowieka
azotan jest zmieniany na azotyn, który może powodować methemoglobinemię -
tworzenie hemoglobiny, w której cząstka hemu zawiera żelazo na +3 stopniu
utlenienia zamiast na drugim, czego skutkiem jest brak zdolności tego typu
hemoglobiny do przyłączania tlenu. Innymi potencjalnymi efektami podwyższonych
stężeń Nr w wodzie pitnej mogą być infekcje dróg oddechowych, zaburzenie
metabolizmu tarczycy, oraz nowotwory indukowane poprzez zamianę azotanów w
nitrozozwiązki w organizmie człowieka. Do ekosystemów wód powierzchniowych
zaliczamy m.in: tereny podmokłe (prerie, bagna, torfowiska, moczary), źródła,
jeziora (również zbiorniki antropogeniczne), oraz rzeki. Słodkowodne wody
powierzchniowe otrzymują większość Nr od połączonych z nimi działów wodnych,
atmosferycznego osadzania, oraz biologicznego wiązania azotu poprzez
zamieszkujące je organizmy. Potencjał akumulacji powierzchniowych ekosystemów
wodnych jest ograniczony ze względu na krótki czas trwania Nr w tych
ekosystemach oraz ruchy przepływowe wody. Czas trwania może być dłuższy, jeżeli
rozpatrujemy przypadek osadów dennych występujących na mokradłach, bądź
większych jeziorach, które przetrzymują Nr, jednak i tak okres ten jest o wiele
krótszy niż analogiczny dla ekosystemów lądowych lub morskich. Wiele źródeł w
górnym biegu, oraz jeziora znajdujące się rejonach, gdzie występują wysokie
stężenia azotu, mogą ulegać eutrofizacji. Dodatkowy negatywny wpływ wywierać
mogą słabo buforowane gleby, przez które przypływa woda (Mazur, 2006).
Większość Nr w ekosystemach brzegowych (np. ujściach rzek) pochodzi z
wód rzecznych i gruntowych. Osadzanie atmosferyczne jest ważne tylko dla
niektórych rejonów, zaś dopływ Nr z oceanów dla innych. Ze względu na
dynamiczną naturę tych ekosystemów, występuje tutaj niewielki potencjał do
gromadzenia Nr. Nr posiada także krótki okres trwania w tych miejscach (w
porównaniu do lądów), jednak pomimo to nadmierna akumulacja może wpływać
negatywnie na ich środowisko. Oczywistą konsekwencją tego zjawiska jest wzrost w
ostatnich dekadach całkowicie pozbawionych, bądź częściowo pozbawionych
14
odpowiedniego stężenia tlenu masywów wodnych. Te „martwe strefy” znajdują się
m. in. w Zatoce Meksykańskiej, Morzu Bałtyckim i Morzu Adriatyckim. Innymi
negatywnymi efektami jest zamieranie roślin wodnych, alg i raf koralowych.
2.2. Globalny obieg fosforu
Fosfor jest niezbędnym składnikiem wszelkich form życia. To kluczowy
element podstawowych, biochemicznych i strukturalnych właściwości organizmów
żywych. Gra on niezwykle ważną rolę w substancji genetycznej (struktura DNA,
RNA), transporcie energii (ATP), budowie błon plazmatycznych (fosfolipidy) oraz
kości (biomineralny hydroksyapatyt). Organizmy fotosyntetyzujące wykorzystują
rozpuszczony fosfor wraz z węglem i innymi składnikami odżywczymi do budowy
tkanek za pośrednictwem energii słonecznej. Biodostępność fosforu jest warunkiem
produktywności tych prostych organizmów, które stanowią nieodłączną część
zarówno lądowego jak i wodnego łańcucha pokarmowego (Grzebisz, Potarzycki,
2009). Fosfor znajdujący się w skałach macierzystych, glebach i osadach nie jest
bezpośrednio dla organizmów dostępny. Przemiana form niedostępnych na formy
przyswajalne, tj. ortofosforan – następuje podczas geochemicznych i
biochemicznych reakcji występujących na różnych etapach globalnego obiegu
fosforu (Aydina i in, 2009). Globalny obieg fosforu składa się z czterech etapów:
• Tektonicznego wznoszenia i ekspozycji skał fosforanowych do miejsc, gdzie
następuje proces wietrzenia.
• Fizycznej erozji i chemicznego wietrzenia skał macierzystych gleb,
dostarczających form rozpuszczonych fosforanów i cząstek stałych P do
zlewni rzek.
• Transportu rzecznego do jezior i oceanów.
• Osadzaniu się P związanego z materią organiczną i mineralną oraz etapu
zasypania innymi sedymentami.
Cykl ten zaczyna się ponownie w momencie erozji skał fosforanowych podczas ich
tektonicznej ekspozycji na czynniki wietrzenia (Lipski, Kostuch, 2005). W
przypadkach występowania erozji powierzchniowej, zachodzącej głównie na
gruntach ornych, wykonuje się transformacje użytkowania zwiększając kosztem
gruntów ornych powierzchnię trawiasto–leśną. W niektórych sytuacjach istnieje
potrzeba zmiany kierunków uprawy roli.
15
Rys.3. Charakterystyka największych akwenów wodnych i strumieni przepływu P w
globalnym obiegu P
Dystrybucja fosforu (Rys. 3) w różnych chemicznych/mineralnych formach
została przedstawiona w diagramach kołowych, gdzie zastosowano następujące
skróty: fosfor organiczny (Porg), fosfor związany z żelazem (PFe), detrytusowy
apatyt (Pdetr), autigeniczny/biogenny apatyt (Pauth). Zasoby Porg, PFe oraz Pauth,
reprezentują potencjalnie reaktywną pulę fosforu, natomiast Pdetr odzwierciedla
głównie detrytusowy apatyt zwietrzony z kontynentu i pośrednio zeskładowany w
morskich sedymentach (nie jest on ważnym składnikiem głębinowego osadu
fosforowego, w odróżnieniu od kontynentalnego).
2.2.1. Wpływ człowieka na globalny obieg fosforu
Kopalnictwo skały fosforowej dla produkcji nawozów gwałtownie wzrosło w
II połowie XX w. Dodatkowo zużycie nawozów, wylesianie terenów, intensyfikacja
produkcji rolnej, zrzut miejskich i przemysłowych zanieczyszczeń, miały wpływ na
wzrost transportu fosforu z lądu do zbiorników wodnych i jego toksyczne
oddziaływanie (Haygarth, 2005). Zwiększone stężenia fosforu w rzekach
przyczyniły się do eutrofizacji niektórych jezior, obszarów przybrzeżnych,
zakwitania alg/glonów oraz powstawanie warunków niedoboru tlenu lub jego braku,
16
będący szkodliwym, lub powodującym śmierć naturalnych populacji. Na wpływ
niedostatecznego natlenienia ma również wpływ grubości pokrywy lodowej
występującej sezonowo, ponieważ gdy jest ona cieńsza, natlenienie jest wyższe,
zmniejsza się również uwalnianie związków fosforu z osadów dennych (Vermaat,
Bouwer, 2009).
2.2.2. Obieg fosforu na lądzie
Na lądzie fosfor może znajdować się w trzech formach: skale macierzystej,
glebie oraz żywych organizmach (biomasa) (Tkaczyk, 2004). Wietrzenie
kontynentalnych skał macierzystych jest głównym źródłem fosforu w glebach, które
umożliwiają wegetację na kontynentach. Atmosferyczne osadzanie jest stosunkowo
mało ważne. Fosfor z poddawanych wietrzeniu skał macierzystych powstaje poprzez
rozkład minerałów fosforowych tj.: apatyt (Ca10(PO4)6(OH,F,Cl)2), występujący w
znacznych ilościach w skalnych skorupach. Reakcje wietrzenia napędza ekspozycja
minerałów na kontakt z naturalnymi kwasami organicznymi, związanymi z
biochemiczną aktywnością mikroorganizmów w podłożu (Cardon, Whitback, 2007).
Powstający, rozpuszczony fosforan, dostępny jest do pobrania przez rośliny lądowe, zaś
powraca do podłoża podczas rozkładu ściółki. Fosforany w roztworze glebowym są
utrzymywane na niewielkiej głębokości, jako efekt sorpcji-P przez odpowiednie
składniki gleby, najczęściej wodorotlenki żelaza i glinu. Sorpcja jest najważniejszym
elementem procesu kontroli biodostępności-P (Chadwick i in, 1999). Los fosforu
podczas formowania się gleby, kiedy jego forma mineralna (gł. apatyt) ulega
progresywnym przemianom. Jego część zostaje utracona przez wymywanie (straty P
całkowitego), zaś inna przekształcona w P niepochłaniany i pochłaniany, oraz we
frakcję organiczną gleby. Niepochłaniany fosfor jest określeniem fosforanów
sorbowanych do wodorotlenków żelaza, aluminium i węglanu wapnia. Pochłaniany, zaś
odnosi się do form fosforu matrycy mineralnej występującego w mniej ważnych fazach
przemian mineralnych (Bednarek, Rzeszka, 2002).
Początkowo, fosfor organiczny uzyskiwany jest poprzez powracające po okresie
wegetacji szczątki organiczne. Późniejszy spadek P organicznego wynika z
postępującej mineralizacji i wymywania z gleby. Okresy czasu tych przemian zależą od
składu prekursorów gleby, topografii oraz wielu innych czynników środowiskowych.
Rośliny posiadają różnorodne strategie fizjologicznego zwiększenia wychwytu fosforu
17
przy jego niskim stężeniu w roztworze glebowym. Niektóre z nich np. zwiększają
objętość systemu korzeniowego i powierzchnię chłonącą dla efektywniejszego
pochłaniania biodostępnego pierwiastka. Istnieje także zjawisko wytwarzania przez
korzeń, często żyjący w symbiozie z grzybami, związków chelatujących fosfor
związany z Fe, Al., Ca, bądź wydzielanie enzymów i/lub kwasów organicznych w
okolicach organów podziemnych w celu zwiększenia rozpuszczalności fosforanów
(Rynkiewicz, 2007). Rośliny regulują również straty większości P, sorbując go
ponownie przed opadem liści, oraz przez wydajne wchłanianie P ze ściółki. W
wyjątkowo nieurodzajnych glebach (np. w lasach tropikalnych), proces powrotu P do
obiegu jest tak wysoce wydajny, iż w górnych warstwach gleby praktycznie nie
znajdujemy fosforu, ponieważ związany on został z biomasą. Podczas powstawania
gleby następują systematyczne zmiany w całkowitej zawartości i formie występowania
fosforu. W początkowych fazach, P znajduje się głównie w postaci apatytu. W
pośrednim stadium zasoby apatytu ulegają zmniejszeniu, zaś mniej rozpuszczalne
pochodne minerały i organiczny-P stanowią zwiększającą się frakcję fosforu w glebie.
W późniejszych etapach powstawania gleby, fosfor występuje w formach trwałych
minerałów i organicznego-P (Galloway i in., 2003).
2.2.3. Obieg fosforu w morzach i oceanach
Fosfor jest transportowany z kontynentu do zlewiska oceanu w większości
przez prądy rzeczne. Osadzanie się atmosferycznych aerozoli stanowi stosunkowo
niewielką część fosforu docierającego do cieków wodnych i oceanów. Przesącz wód
gruntowych do brzegu oceanu jest ważnym strumieniem dystrybucji form tego
pierwiastka (Lua i in., 2009). Fosfor rzeczny pochodzi ze zwietrzałych skał i gleb.
Ponieważ jest on pierwiastkiem reaktywnym, jego znakomita większość istnieje
związana z cząstkami innych substancji. Uogólniając, ponad 90% P trafiającego do
oceanów z rzek to fosfor w fazie stałej. Rozpuszczone formy fosforu występują w
postaci organicznej jak również nieorganicznej. Dane dotyczące rozpuszczonego,
organicznego-P, sugerują iż może on stanowić ok. 50% całkowitych zasobów.
Chemiczna forma fosforu, związanego z cząstkami rzecznymi jest zależna od
geologii zbiornika, stopnia zwietrzenia substratu, oraz natury samej rzeki. Dostępne
informacje sugerują, iż 20-40% P zawartego w zawiesinie rzecznej to fosfor
18
organiczny, zaś nieorganiczne formy występują jako wodorotlenki żelaza, glinu oraz
mineralny apatyt i ił (Majoral, 2005).
Losy fosforu wprowadzanego do oceanu są zróżnicowane. Rozpuszczone
formy u ujść kontynent-ocean nie wykazują ścisłości, jeżeli chodzi o ich
zachowanie. Różnice te występujące w tych samych lokalizacjach mogą zależeć np.
od pory roku (Witek i in., 1999, 2003). Na otwartym oceanie większość biogennego
P, powraca do obiegu w górnych warstwach wody. Sprawne pobieranie fosforu
przez organizmy fotosyntezujące z górnych warstw wody, połączone z wzrostem
stężenia P w głębinach, stanowią o klasycznym profilu stężeń substancji
pokarmowej w oceanach (Łukawska-Matuszewska, Bolałek, 2008). Postępująca
akumulacja fosforanów w głębinie wzdłuż głębinowej trajektorii ruchów wody,
skutkuje podwyższonym stężeniem P w niższych warstwach Oceanu Spokojnego
pod koniec trajektorii, w porównaniu do analogicznych warstw Północnego
Atlantyku, gdzie swój początek bierze woda głębinowa (Rys. 3). Przepływ P do
szelfów oraz osadów spadkowych jest większy niż do głębin morskich z kilku
powodów. Przybrzeżne wody otrzymują składniki odżywcze pochodzące z lądów i
transportowanych przez rzeki (m.in. N, Si, Fe), które stymulują intensywność
produkcji pierwotnej związanej z głębinami, co skutkuje dużą wartością przepływu
organicznej materii do osadów na krawędziach kontynentów (Worsfolda, 2008).
Większej części strumienia przepływu morskiego do krawędzi przybrzeżnych,
organicznego-P, towarzyszy znaczny, bezpośredni przepływ cząsteczek P z lądu
(organicznego i nieorganicznego), oraz podwyższona jego sedymentacja na
krawędziach. Czynniki te wiążą się aby usprawnić retencję P w osadach. W górnych
warstwach stanowisk morskich, rezerwa osadowego fosforu na krawędziach
kontynentalnych rozszerza się, jednocześnie oddziałując na wzrost strumienia
usuwającego P, skracając tym samym czas rezydowania fosforu oceanicznego.
Zdominowane przez ląd szelfy i osady spadkowe (hemipelagiczne), osady denne i
głębinowe (pelagiczne) posiadają różnorodne szlaki dystrybucji P. Oba z nich
zdominowane są przez autigeniczny fosfor (Pauth), którego rezerwa składa się z
większej frakcji całkowitego fosforu w pelagicznych osadach. Pozostały
hemipelagiczny P zawarty w osadach jest rozdzielony na P związany przez żelazo
(PFe), detrytusowy apatyt (Pdetr), oraz fosfor organiczny (Porg).
Wyjątkowym procesem przyczyniającym się do tworzenia się rezerwy
osadowej Fe-P, jest sorpcyjne wiązanie fosforanów z wodorotlenkami w grzbietach
19
środkowooceanicznych. Dysocjacja P w osadach inicjowana przez aktywność
mikrobiologiczną podczas diagenezy, wpływa na gromadzenie się fosforanów w
porach osadów, które prowadzą do bentosowego odpływu fosforanów do wód
głębinowych, lub do wbudowania ich w drugorzędowe autigeniczne minerały.
Szacuje się, iż połączony przybrzeżny przepływ bentosowy (sFcbf), oraz
głębinowych osadów (sFabf) przewyższa całkowity przepływ rzeczny fosforu
(F24(dtp)). Ponowne wytrącanie się diagenetycznie zdysocjowanego fosforu w fazach
drugorzędnych, znacznie usprawnia wydajność zagrzebywania fosforu, hamując
powracanie fosforanu do kolumny wodnej. Oba procesy oddziałują na cykle obiegu
fosforu w morzu, wpływając na pierwotną produkcję organizmów wód
powierzchniowych (Gray, Eliott, 2009).
2.2.4. Obieg fosforu w rzekach
Rzeki i strumienie należą do głównych szlaków transportowych fosforu do
oceanów i wielu jezior. Rzeki same w sobie są ekosystemem, który ma zdolność do
modyfikowania przepływających form fosforu, co może skutkować jego zmiennymi
właściwościami chemicznymi i dostępnością biologiczną przy ujściach do morza.
Większość fosforu w rzekach związana jest z cząstkami stałymi, głównie dzięki
zjawisku sorpcji. Wiele opracowań naukowych (Lehtoranta, 2008) zakłada, iż w
rzekach o naturalnej czystości o zmętnieniu wpływającym na zmniejszenie
pobierania P, poziom rozpuszczonego fosforu nieorganicznego jest ustalany poprzez
równowagę z sorpcją do koloidu. Podczas laboratoryjnych eksperymentów,
dotyczących pobierania i uwalniania P od syntetycznych wodorotlenków żelaza,
oraz z naturalnej zawiesiny rzecznej, w różnych warunkach środowiska rzeki i
ujścia, (Fox, 1993) bardziej jasno określił mechanizm buforowania fosforu - jako
termodynamiczną równowagę pomiędzy rozpuszczonymi, nieorganicznymi
fosforanami (DIP), a stałym roztworem fosforowodorotlenku żelaza w koloidzie i
osadach. Mechanizm ten wydaje się prawdopodobny u wielu zmętnionych rzekach o
niskim poziomie zawartości wapnia, włączając trzy największe z nich: Amazonkę,
Zair i Orinoko, co świadczy o jego globalnym znaczeniu. W rzekach bogatych w
wapń, tj. Missisipi, rozpuszczalność DIP, zależy od równowagi pomiędzy
mineralnym fosforanem wapnia. Bodźcem dla badań zjawiska buforowania fosforu,
było uznanie, m.in. iż: buforowanie fosforanów przez koloid rzeczny może
20
utrzymywać, biodostępne DIP na niemalże stałym poziomie w rzekach, źródłach i
ujściach, koloid rzeczny może zachowywać się jak obszerne źródło potencjalnie
biodostępnego fosforu, sorpcja-P w podłożu i koloidzie, może efektownie
kompleksować toksyczny fosfor (np. pochodzenia nawozowego, ze ścieków, itp.) w
formy o niższej biodostępności, co wpływa na zmniejszanie odpływu toksycznego P
do lądowych i wodnych ekosystemów (Bowes i in., 2003). Dowiedziono, że związki
fosforu z ścieków miejskich (źródła punktowe) są bardziej toksyczne i powodujące
eutrofizację niż te pochodzące z rolnictwa (Jarvie i in., 2006, Komisja Europejska,
2006).
Współczesne opracowania zwykle określają stężenia i przepływ fosforanów
osobno dla rzek w naturalnym stanie i tych, na które oddziałuje np. rolnictwo. Rzeki
są głównym źródłem fosforu dla oceanów i mórz, tak więc bilans P jest najczęściej
szacowany na podstawie ilości wprowadzanego rzecznego P i ilości P
zagrzebywanego w osadach. Istotnym czynnikiem w określeniu ilości
wprowadzanego P do oceanów ze względu na dokładne określenie ilości
biodostępnego P i bilansu P w morzach, jest fakt, iż pewna frakcja rzecznej
zawiesiny przekazuje zawarty tam P do wód morskich. Wielkość tej frakcji P
oscyluje w okolicach 25%-45% strumienia przepływu zawiesiny rzecznej.
Szczegółowe badania nad specjacją P w dwu największych rzekach, Amazonce i
Missisipi, wskazują, iż odpowiedzialne za uwalnianie P z rzecznej zawiesiny w
obszarach przybrzeżnych oceanów jest fosfor związany z wodorotlenkami żelaza i
stały organiczny fosfor cząsteczkowy.
Podwyższona ilość fosforu i innych składników pokarmowych wprowadzana
do jezior bądź oceanów przez rzeki jest powodem eutrofizacji wielu zbiorników
wodnych.
2.3. Eutrofizacja Morza Bałtyckiego i ekosystem
Eutrofizacja wód powierzchniowych jest aktualnie znaczącym wiele dla
ekologii problemem. Charakterystycznym dla tego procesu jest wzrost alg wraz z
zwiększonym występowaniem zakwitów sinic oraz spadek bioróżnorodności i zanik
gatunków wyższych organizmów (Lilover, Stips, 2008). Niektóre z oczywistych
skutków obfitych zakwitów alg to m.in.: zmętnienie wody, powstawanie warunków
beztlenowych, nieprzyjemny zapach, oraz plagi muchówek i komarowatych. Tego
21
typu problemy określamy jako eutrofizację sensu lato, ponieważ są głównie
konsekwencją wzrostu stężeń substancji pokarmowych (eutrofizacja sensu stricto).
Dlatego też, zarządzanie zeutrofizowanymi zbiornikami wodnymi polega na redukcji
napływu nadmiernej ilości składników pokarmowych, do tych zbiorników, co jest
propagowane poprzez politykę zmniejszonej emisji biogennych form fosforu
znajdujących się w detergentach, ściekach komunalnych oraz ogólnie generowanych
przez rolnicze dziedziny gospodarki (Banaszuk i in., 2009).
W poprzedniej dekadzie, okazało się, że istnieje wyraźna zależność pomiędzy
obniżonym żerowaniem na algach przez rozwielitkowate (Daphnidae), która
determinuje, czy podwyższone stężenie substancji pokarmowych może prowadzić do
eutrofizacji. Biomanipulacja płytkich zbiorników wodnych wpływająca na poprawę
ekologicznej kondycji rozwielitkowatych została regularnym narzędziem w praktyce
walki z eutrofizacją. Metoda ta polega na polepszeniu warunków życiowych
odpowiednich dla rozwielitkowatych w wodnym łańcuchu pokarmowym.
Przykładami takich zabiegów są: redukcja populacji organizmów planktonożernych.
Wysokie koncentracje cząsteczek nieorganicznych utrudniają żer rozwielitkowatych,
jednocześnie działają stymulująco na rozrost alg, zaś odgórna wydajność populacji
rozwielitek w warunkach eutrofii może być redukowana przez obecność
niejadalnych gatunków alg (gł. sinic) (Danielsson i in, 2008), które mogą stanowić
większość wobec gatunków jadalnych. Wrażliwość dafnii (Daphnia sp.) na
zasolenie jest głównym powodem wyższej podatności słonych wód na proces
eutrofizacji. Toksyczne efekty pestycydów oraz innych substancji chemicznych
wpływających na zdolność do przetrwania organizmów z grupy wioślarek (podrząd
Cladocera), powodują spadek zdolności pochłaniania przez nie alg (Hartgers i in.,
1999).
Eutroficzny oznacza dosłownie „dobrze odżywiony”. W ekologii
rozróżniamy oligotroficzne, mezotroficzne oraz eutroficzne i hipertroficzne
zbiorniki wodne, w zależności od relatywnych ilości dostępnych substancji
odżywczych takich jak fosfor, azot i mniej znaczący krzem (Aneks 4.3) (Umiński,
1995; Harborne, 1997). Oligotroficzne zbiorniki są stosunkowo mało zasobne w te
substancje, podczas gdy hipertroficzne posiadają ich nadmiar.
22
2.3.1. Eutrofizacja słodkowodna
W XIX w. rozładunek ścieków do słodkich wód był problemem w dużych
miastach i doprowadził on do wymogu budowania systemów kanalizacji i
oczyszczalni. Ścieki zawierają wysoką zawartość roślinnych substancji
pokarmowych. Efektem rozładunku ścieków był wzrost żyzności w większości
zbiorników wodnych tj.: jeziora, rzeki, rowy i kanały. Już w 1947 roku
zaobserwowano iż podczas XIX w., 47 jezior w Europie i U.S.A. ze stanu
oligotroficznego stało się eutroficzne (OECD, 1982). Istnieje ścisły związek
pomiędzy eutrofizacją słodkowodną oraz morską, ponieważ napływ eutroficznych
wód słodkich do zbiorników o wodzie słonej jest głównym czynnikiem wzbogacania
mórz i oceanów w czynniki indukujące procesy eutrofizacji. Przepływ wód słodkich
z lądu do morza jest jednym z głównych źródeł substancji odżywczych dla wód
przybrzeżnych. Bardziej ważnym czynnikiem dla produkcji pierwotnej, oprócz
dostępu światła i temperatury, jest dostępność substancji odżywczych (Håkanson,
Bryhn, 2008). Rejony oceaniczne o dużej wielkości produkcji pierwotnej są
ograniczone głównie do wód przybrzeżnych, ponieważ otrzymują one organiczne
bądź nieorganiczne substancje pochodzące z lądu. Środkowe części światowych
oceanów są uważane z punktu widzenia tej produkcji jako morskie pustynie (Smil,
2001). Rozładunek organicznej materii i substancji odżywczych do wód
przybrzeżnych był początkowo uważany za pożyteczny, ponieważ poprzez
stymulację produkcji pierwotnej wpływał na rozrost populacji ryb i skorupiaków.
Jednakże przy zbyt dużym wzroście substancji odżywczych w wodach następowało
zmniejszenie się zawartości rozpuszczonego tlenu.
2.3.2. Czynnik ograniczający
Na konferencji zatytułowanej: „Substancje odżywcze i eutrofizacja: spór o
czynnik ograniczający” (OECD, 1982) przedyskutowano kwestie wpływu dwu
najważniejszych grup związków (fosfor i węgiel), mających bezpośrednią zależność
z procesem eutrofizacji oraz sposoby redukcji zanieczyszczeń fosforanami ścieków i
detergentów. Efektem tego naukowego sympozjum było wywnioskowanie iż nie
istnieje tylko jeden czynnik ograniczający proces eutrofizacji wód. W zależności od
czasu i miejsca, zarówno fosfor, azot, jak i dostępność światła, bądź kombinacje
23
pomiędzy tymi czynnikami miały znaczący wpływ na wzrost populacji alg. Jednak
w większości przypadków fosfor pełnił rolę najważniejszego czynnika regulującego
te procesy. Okazało się również, iż węgiel nie należy do kluczowych czynników
ograniczających.
2.3.3. Stosunek N:P
Pomimo, iż każdego roku do Bałtyku trafia ogromna ilość azotu w stosunku
do fosforu, to właśnie ten drugi pierwiastek odgrywa ważniejszą rolę w procesach
eutrofizacji. Azot, głównie w postaci azotanów, jonu NH4+ i w mniejszej ilości
azotynów występuje wodach w ilościach uniemożliwiających jego unieczynnienie.
Poza tym niektóre gatunki sinic występujące w Bałtyku potrafią, wykorzystując
proces nitryfikacji, uniezależniać się od zasobu azotu w morzu, wiążąc azot
cząsteczkowy z atmosfery. Z powyższego wynika, że azot tylko w szczególnych
przypadkach może mieć charakter znacząco ograniczający. Fosfor występuje w
naturze w najniższych koncentracjach w stosunku do pozostałych biogenów,
stosunkowo jest go najmniej w wyprodukowanej masie organicznej oraz jako jedyny
biogen nie przyjmuje postaci gazowej. W związku z tym, już niewielka ilość P
determinuje wielkość produkcji pierwotnej, co wynika z proporcji ilościowych
C:N:P w komórkach glonów. Stosunek azotu do fosforu 15:1 warunkuje optymalny
ich rozwój. Przyjmuje się, że wprowadzenie do zbiornika wodnego 1 kg fosforu
powoduje rozwój 1000 kg świeżej masy alg, zaś 1 kg azotu odpowiednio 25 kg
alg/glonów (Kajak, 1979). Stosunek mas atomowych C:N:P 106:16:1 (Danielsson,
2008) w wodzie stanowi optymalną proporcję pierwiastków dla produkcji
pierwotnej. Kiedy stosunek N:P < 16:1, glony posiadają mniej dostępnego azotu na
jednostkę fosforu i produkcja ich jest limitowana azotem. Kiedy N:P > 16:1, glony
będą miały więcej dostępnego azotu na jednostkę fosforu i produkcja ich będzie
limitowana fosforem. Główne, regulujące strumienie przepływu substancji
odżywczych N i P (Aneks 4.4) dla odpowiednich miejsc w ekosystemie (napływ z
atmosfery, przepływ rzeczny), strumienie wewnętrzne (pobieranie przez organizmy
żywe, osadzanie, resuspensję, dyfuzję, denitryfikację, oraz zagrzebywanie) oraz
bardzo ważną zależność pomiędzy ilością substancji rozpuszczonej (biodostępnej) i
w formie stałej. Skład chemiczny alg (C106N16P) jest określany poprzez stosunek
Redfielda (N:P = 7,2 masy). Oznacza to iż algi potrzebują do budowy zarówno
24
fosforu jak i azotu, zaś ze względu na przybrzeżną eutrofizację, istotnym
wskaźnikiem ilości możliwej do zbudowania przez te organizmy biomasy jest
stężenie chlorofilu a w wodzie (Vuorio i in,, 2005). Aktualny poziom biomasy w
konkretnym momencie jest funkcją początkowej produkcji fitoplanktonu minus żer
roślinożernego zooplanktonu, minus zamieranie fitoplanktonu. W krótkich okresach
czasu (sekundy bądź dni) czynnikiem regulującym/ograniczającym jest stężenie
biodostępnych form substancji (DIN i DIP, azotanów, fosforanów i amoniaku).
Jednakże informacje dotyczące DIN i DIP w naturalnych zbiornikach wodnych nie
są dobrym wyznacznikiem stanu trofii, ponieważ:
• DIN i DIP są szybko regenerowane. Dla przykładu, zooplankton może
dokonywać ekskrecji ponad 100% DIN konsumowanych przez fitoplankton.
W wysoce produktywnych środowiskach, może istnieć trudność z
określeniem ilości substancji w formach rozpuszczonych, gdyż formy te są
bardzo szybko pobierane przez algi. Uważa się iż DIN i DIP nie są dobrymi
wskaźnikami trofii w systemach zbiorników wodnych w porównaniu do TN i
TP (całkowitego azotu i fosforu);
• Fitoplankton i inni pierwotni producenci pobierają również rozpuszczone,
organiczne formy azotu i fosforu;
• Pierwotna produkcja w naturalnych ekosystemach wodnych może być
ograniczana krótkofalowo i długofalowo poprzez różne nutrienty. Ze
względu na różnicę stosunku nutrientów w morzu i w fitoplanktonie, uznaje
się iż P jest tu czynnikiem krótkofalowo ograniczającym, co potwierdzają
badania naukowe i częściowa niezależność producentów od obecności
związków N ze względu na możliwość wiązania biologicznego tego
pierwiastka. Nie zmienia to faktu iż związki azotu mogą wpływać
długofalowo na proces eutrofizacji, zwłaszcza w poszczególnych porach roku
(Kowalewski, 2009).
Z danych z Zatoki Himmerfjärden (Aneks 4.6), znajdującej się na
wschodnim wybrzeżu Szwecji, można wnioskować iż redukcję zanieczyszczeń
należałoby skupić na fosforze, ponieważ stosunek TN:TP jest wyższy od 7,2
Redfielda. Jednak patrząc na stosunek DIN/DIP nasuwa wniosek iż redukcji należy
dokonać na związkach azotu, ponieważ stosunek ten jest < 7,2. Stężenie chlorofilu a
wykazuje typowo sezonową zależność, zaś jego szczytowa wartość występowała w
25
kwietniu (Aneks 4.5). W momencie wyższej produkcji pierwotnej, następowało
wyższe zużycie przez algi następujących związków:
• azotu (azotany, amoniak, itp., zaś w momencie wiosennych zakwitów
głównie cząsteczki N2);
• fosforu (fosforany).
Ostatecznie stężenie azotanów spada blisko zera, zaś wzrasta gdy produkcja
pierwotna zmniejsza się. Najważniejszym faktem jest iż biomasa i stężenie
chlorofilu przez cały okres wegetacji pozostaje na stałym, wysokim poziomie.
Oznacza to iż stężenie biodostępnych frakcji takich jak DIN i DIP w pewnym sensie
nie określa wielkości produkcji pierwotnej. Stężenie to może być bardzo niskie, zaś
produkcja fitoplanktonu i biomasa może być znaczna z tych względów iż
regeneracja i/lub napływ DIN i DIP osiąga wysoki poziom (Sholten i in., 2005).
Podobną zależność w rzekach i zbiornikach słodkowodnych zaobserwowano w
zlewni rzeki Potomac w Stanach Zjednoczonych (Seitzinger, 2002; Neumann, 2007;
Jones i in,, 2008). Regeneracja DIN i DIP jest rozumiana jako wielkość TN i TP
dostępnego w masie wody, np. TN i TP oznacza pulę substancji odżywczej w
wodzie, która może przyczynić się do powstawania nowego DIN i DIP. Ważnym
faktem jest iż cykl życiowy fitoplanktonu trwa zazwyczaj 3 dni, zaś
bakterioplanktonu niewiele mniej niż 3 dni, co wskazuje na to, że w miesiącu może
wystąpić 10 pokoleń fitoplanktonu, który posiada zapotrzebowanie na DIN i DIP w
stosunkach scharakteryzowanych przez Redifielda (7,2). Dane dotyczące wielkości
wiązanego azotu w Morzu Bałtyckim wykazują jej wzrost w ciągu ostatniego
dziesięciolecia (Aneks 3.11). Z tego powodu, redukcję zanieczyszczeń należałoby
skupić na związkach azotu. Głównymi pobudkami ku nie podejmowaniu walki z
zanieczyszczeniem azotem są:
• Ze względu na duże nieścisłości dotyczące określenia wielkości wiązanego
przez sinice azotu, mokre i suche osadzanie, sedymentację i denitryfikację,
jest niemożliwe przewidzieć dokładnie wynik oraz opłacalność redukcji
zanieczyszczeń azotowych. Obejmuje to sytuację w Morzu Bałtyckim oraz w
innych przybrzeżnych ekosystemach;
• Niższe stężenie TN może zwiększać ryzyko zakwitów sinicowych;
• Argumenty za zwalczaniem zanieczyszczenia azotem są często poparte przez
laboratoryjne doświadczenia opierające się na DIN i DIP, zaś takie rezultaty
często dostarczają skąpych informacji dla decyzji dotyczących zarządzania
26
zbiornikami wodnymi;
• Produkcja pierwotna w obszarach przybrzeżnych generalnie sprawia
wrażenie kontrolowanej długofalowo poprzez fosfor (miesięcznie, rocznie i
wieloletnio).
2.3.4. Źródła zanieczyszczenia związkami azotu i fosforu w Morzu
Bałtyckim
Powierzchnia Bałtyku wynosi ok. 0,415 mln km2, jej zlewiska ok. 1,72 mln
km2, zaś na stan czystości ma wpływ 14 sąsiadujących krajów. Najgęściej
zaludnionym krajem w zlewisku jest Polska (Saychuk, Wulff, 2005; Saychuk, 2009).
Jest tu również najwyższa ilość i proporcje ziem uprawnych względem inaczej
użytkowanych (Aneks 4.8). U nas występuje także jedna z największych ilości łąk i
pastwisk będących razem z ziemiami uprawnymi głównymi źródłami rozproszonymi
(obszarowymi), z których pochodzi największa ilość zanieczyszczeń związkami
azotu i fosforu (Andrulewicz i in., 1999; Rönnberg, Bonsdorff, 2004; Henriksson,
2007; Jennings i in., 2009; Jouni i in., 2008; Palmer-Felgate i in. 2009). Azot i
fosfor oraz inne substancje zanieczyszczające przedostają się do Morza Bałtyckiego:
z wodą rzek (większość), ze spływem powierzchniowym, podpowierzchniowym
wzdłuż wybrzeża, z opadem atmosferycznym, z wymiany wody z Morzem
Północnym oraz działalnością człowieka na morzu (Sapek, 2000).
Rys.4. Powstawanie i drogi przemieszczania się ładunku całkowitego N i P w
Polsce, trafiającego do Morza Bałtyckiego, wg HELCOM
27
Największy ładunek azotu i fosforu (Rys. 4) pochodzi ze źródeł obszarowych
(rozproszonych) – agrarnych w znakomitej przewadze - odpływów z terenów
rolniczych - nawozów i pestycydów, środków ochrony roślin (GUS, 2008, 2009).
Rys
.5. Dystrybucja całkowitego azotu i całkowitego fosforu ze źródeł obszarowych
zlewiska Morza Bałtyckiego w 2000 r.
Rolnictwo i ogrodnictwo (Rys. 5) jest jednym z głównych źródeł
zanieczyszczeń związkami azotu i fosforu zlewiska Morza Bałtyckiego (GUS,
2003). Te gałęzie gospodarki najbardziej oddziałują na powstawanie zanieczyszczeń
związkami azotu i fosforu. Większość tych pierwiastków zostaje zużyta do
produkcji nawozów mineralnych (Eldor, Clark, 2000), (Aneks 3.10).
Wkład naszego kraju w zanieczyszczanie Morza Bałtyckiego jest znaczny, co
spowodowane jest faktem, że 40% użytków rolniczych i ok. połowa ludności
zamieszkującej zlewisko tego akwenu należy do Polski. Kraj nasz wytwarza w
przybliżeniu ok. 30% całkowitego ładunku azotu i 40% całkowitego ładunku fosforu
docierających do Morza Bałtyckiego (Wasmunda i in., 2001; Vuorio i in., 2005;
Ostojski, 2008; GUS, 2008).
28
Wyk.1. Ilości całkowitego azotu i fosforu odprowadzanych z wodami rzek z obszaru
Polski do Bałtyku w latach 1996-2006.
Zlewisko Odry doprowadza ok. 33,9% wody z obszaru naszego kraju, zaś
Wisły 55,7%. Wykres 1 przedstawia ilości całkowitego ładunku N i P docierającego
drogą rzeczną do Morza Bałtyckiego w latach 1996-2006 (Falenty, 2009).
2.4. Zlewnia rzeki Kamiennej – zanieczyszczenia
Kamienna to rzeka znajdująca się w dziale wodnym II rzędu. Należy do
zlewiska Morza Bałtyckiego, jest lewobrzeżnym dopływem Wisły. Jej długość
wynosi 118,5 km w granicach województwa Świętokrzyskiego, zaś całkowita 138,3
km. Uchodzi do Wisły w 324,5 km jej biegu. Powierzchnia dorzecza Kamiennej
wynosi 2007,9 km2. Poza granicami województwa świętokrzyskiego znajduje się
źródłowy i ujściowy odcinek Kamiennej. Na rzece zlokalizowanych jest 9 punktów
pomiarowo kontrolnych (WIOŚ, 2008).
Wyk. 2. Zużycie nawozów sztucznych (NPK), wapniowych i obornika w
przeliczeniu na czysty składnik w latach 2000-2007 w województwie
Świętokrzyskim.
Rolnictwo i ogrodnictwo jest głównym źródłem obszarowych zanieczyszczeń
związkami azotu i fosforu dla zlewni rzeki Kamiennej (Stawicki, 1995; Rauba,
2009; WIOŚ, 2009). W ostatnich latach w województwie Świętokrzyskim
29
odnotowano wzrost zużycia nawozów mineralnych i obornika (Wyk. 2). Do
Kamiennej odprowadzane są również zanieczyszczenia ze źródeł punktowych, przy
czym największymi są: Miejskie Przedsiębiorstwo Wodociągów i Kanalizacji Sp. z
o.o., Oczyszczalnia Komunalna w Skarżysku-Kamiennej, Przedsiębiorstwo
Wodociągów i Kanalizacji Sp. z o.o., Oczyszczalnia Komunalna w Starachowicach,
Miejskie Wodociągi i Kanalizacja Sp. z o.o. (GUS, 2003, 2009; WIOŚ, 2009).
W punktach pomiarowo-kontrolnych zlokalizowanych w zlewni rzeki
Kamiennej odnotowano jedynie wody zaliczone do klasy III i IV, z nieznaczną
przewagą wód zadowalającej nad wodami niezadowalającej jakości (odpowiednio
52,6 i 47,4% ppk w klasie III i IV) (WIOŚ, 2009).
2.5. Osady ściekowe i detergenty
Procesy biologicznego oczyszczania ścieków związane są z powstawaniem
dużych ilości osadów ściekowych. Ilość tych osadów to na ogół 1-2% objętości
oczyszczanych ścieków (de-Bashana, Bashan, 2004; Strom, 2006).
Rys.6. Osady ściekowe wytworzone w Polsce w 2000 r. (po lewej) i sposoby
zagospodarowania komunalnych osadów ściekowych (po prawej)
Dominującą metodą wykorzystania komunalnych osadów ściekowych w Polsce
jest ich składowanie (Wiater i in., 2001).. W ten sposób w roku 2000 zostało
zagospodarowane ponad 42% osadów ściekowych z oczyszczania ścieków
komunalnych; najwięcej w województwach: dolnośląskim – 71%, podlaskim – 70%,
lubuskim – 68%, małopolskim – 65%, kujawsko-pomorskim – 60% i łódzkim 59%.
30
Wykorzystaniu rolniczemu osadów ściekowych z oczyszczania ścieków komunalnych
poddano jedynie 14% ich całkowitej ilości. Największy udział agrarnego wykorzystania
osadów odnotowano w województwach: wielkopolskim - ok. 38% oraz w
świętokrzyskim, lubelskim i zachodniopomorskim – ok. 29% (Rys.6).
Kompostowanie, spalanie i wykorzystanie przemysłowe osadów ściekowych stanowiły
nieznaczny procent wśród pozostałych sposobów zagospodarowania osadów
ściekowych z oczyszczania ścieków komunalnych – metodami tymi zagospodarowano
niecałe 17% osadów. Dość duża ilość komunalnych osadów ściekowych została
przetworzona za pomocą innych metod, co obejmowało m.in. ich zużycie do
wypełniania wyrobisk pokopalnianych, rekultywacji obszarów zdegradowanych, bądź
niwelacji terenu.
Tab.1. Zawartość fosforanów w popularnych detergentach
Bez fosforanów
Bryza (Reckitt Benckiser)
Clever Free (Ciovin) Dosia (Reckitt Benckiser) JELP (JELP) OMO (Unilever)
Persil (Henkel) Pollena 2000 (Unilever) Rex (Henkel)
Zawierają fosforany Ariel (Procter and Gamble) Bonux (Procter and Gamble) Booster (Gold Drop)
Cypisek (Pollena Silesia) Dzidziuś (Pollena Ostrzeszów) Enzymatyczny 83 (Pollena Ostrzeszów) FF (Pollena Ostrzeszów) Izabella (Pollena Silesia)
Meteor (Pollena Ostrzeszów)
Mirax (Pollena Silesia)
Pollena Nasza (Pollena Silesia) Pollena Premium (Pollena Silesia) Proszek E (PZ Cussons) Vizir (Procter and Gamble)
Fosforany są często stosowane jako składnik detergentów, dlatego ze względu
na potencjał do zwiększenia się trofii zbiorników wodnych do której przyczyniają się
związki fosforu, powinno się stosować te, które mają ich obniżoną zawartość, bądź są
ich w ogóle pozbawione. Powyżej zestawiono (Tab. 1) detergenty popularne na polskim
rynku, z których niewiele ponad połowa jest pozbawiona tych nietoksycznych,
aczkolwiek szkodliwych długofalowo związków fosforu (Komisja Europejska, 2008).
31
III. MATERIAŁY I METODY
3.1. Punkty Pomiarowe – dopływy Kamiennej
Materiałem do badań była woda pochodząca bezpośrednio ze zlewni rzeki
Kamiennej, z 9 punktów pomiarowych (Rys. 7) będącymi głównie jej dopływami.
Dodatkowo przebadano wodę z 6 punktów mających wysokie znaczenie w
ekosystemie zlewni rzeki.
Rys.7. Rozmieszczenie punktów pomiarowych dopływów rzeki Kamiennej
Punkty pomiarowe stanowią dorzecza rzeki Kamiennej, z wyjątkiem
Zbiornika Brody, Bzin i Rejów (Rys. 7). Są to lokalizacje monitorowane przez
Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Kielcach. Brody Iłżeckie są
największym zbiornikiem retencyjnym na rzece Kamiennej, położonym na
Przedgórzu Iłżeckim w miejscowości Brody. Czerpana jest stąd woda dla zakładów
przemysłowych znajdujących się w Starachowicach. Posiada on powierzchnię 260
ha, zaś głębokość maksymalną do 6 m. Pojemność całkowita wynosi 7,3 mln m³,
natomiast pojemność użytkowa to 5 mln m³.
32
3.2. Punkty pomiarowe o wysokim znaczeniu ekologicznym
Punkty pomiarowe znajdujące się na Kamiennej (Rys. 8) wybrano do badań
ze względu na ich znaczenie w ekosystemie zlewni rzeki oraz na brak monitoringu
ze strony organów państwowych odpowiedzialnych za ochronę środowiska:
Rys.8. Rozmieszczenie punktów pomiarowych o wysokim znaczeniu ekologicznym
na rzece Kamiennej
• Punkt pomiarowy na ul. Dygasińskiego, gdzie z terenów zalesionych rzeka
wpływa do uprzemysłowionego miasta Skarżyska Kamiennej.
• Punkt pomiarowy na ul. 11 listopada, gdzie znajduje się centrum miasta
Skarżyska Kamiennej.
• Punkt pomiarowy w Marcinkowie, zlokalizowany pomiędzy obszarami
uprzemysłowionymi oraz rolniczymi.
• Dopływ w Wąchocku, wpływający bezpośrednio z terenów agrarnych do
rzeki Kamiennej.
• Zbiornik retencyjny Wąchock, wybudowany w roku 2008.
• Zalew Pasternik położony w dolinie postindustrialnej części miasta
Starachowic.
33
3.2.1. Skarżysko Kamienna
Miasto położone w północnej części województwa Świętokrzyskiego o
powierzchni 345 km2 i 86 tys. mieszkańców. Zlokalizowane jest w kotlinie
otoczonej zalesionymi wzniesieniami, przez które przepływa rzeka Kamienna i jej
dopływy.
Rys.9. Rozmieszczenie punktów pomiarowych w Skarżysku Kamiennej
Podłoże stanowią głównie gleby piaszczyste i piaszczysto gliniaste, chociaż w całej
dolinie rzeki mogą występować żyźniejsze osady rzeczne z pokładami torfowych
gleb. Spora część rzeki w skrajnych wschodnich i zachodnich częściach miasta jest
nieregulowana i tworzy złożone meandry. Na południowo-zachodnich krańcach
miasta wzdłuż rzeki rozciągają się łąki pochodzenia naturalnego, zalewane podczas
roztopów i intensywnych letnich opadów. Dominujące gatunki naturalnych
zadrzewień leśnych w obrębie Nadleśnictwa Skarżysko-Kamienna to Pinus sp. (~70)
oraz Abies sp. (~20%). Innymi powszechnymi gatunkami są: Betula sp., Alnus sp.,
Quercus sp., Picea sp., Larix sp., Fagus sp. oraz Carpinus sp. Powierzchnia lasów w
2005 r. w granicach administracyjnych miasta wynosiła 2571 ha. Na przemysłowo-
usługowy charakter miasta ma wpływ istnienie i funkcjonowanie przemysł
elektromaszynowy i energetyczny. W południowej części miasta znajdują się
34
Zakłady Metalowe Mesko S.A., produkujące amunicję, przenośne zestawy
rakietowe, Mesko-AGD, wytwarzający zmechanizowany sprzęt dla gospodarstw
domowych oraz kosiarki do trawy, Mesko-Oprawy Sp. z o.o. - oprawy
oświetleniowe, Mesko Rol Sp. z o.o. - maszyny rolnicze. Dnia 8 października 2007
roku w Zakładach Metalowych Mesko S.A. dokonano uruchomienia Zakładu
Utylizacji Zbędnych Środków Bojowych. Ponadto funkcjonują również przemysł
odzieżowy, obuwniczy, chemiczny i materiałów budowlanych.
Fot.1. Miejskie Przedsiębiorstwo Wodociągów i Kanalizacji Spółka z o.o. w
Skarżysku Kamiennej
Miejska oczyszczalnia ścieków komunalnych położona jest w południowo-
wschodniej części miasta przy ul. Cichej. Jest to oczyszczalnia typu mechaniczno-
biologicznego z podwyższonym usuwaniem substancji biogennych ze ścieków,
przetwarzającą osady ściekowe i wykorzystująca powstający biogaz. Punktami
przebadanymi był punkt na Ul. Dygasińskiego (Rys. 9), gdzie rzeka Kamienna
wpływa z obszarów zalesionych do zachodniej, granicznej części miasta. W pobliżu
znajdują się nieliczne zabudowania mieszkalne. Następnym zaś na ul. 11 listopada,
gdzie punkt ten znajduje się w centralnej części miasta w pobliżu zabudowań
przemysłowych na północy oraz m.in. elektrowni cieplnej "Energetyka Cieplna
35
Miasta Skarżyska Kamiennej" sp. z o.o. od strony południowej na ul. 11 Listopada
7.
3.2.2. Marcinków
Jest to mała miejscowość o charakterze wiejskim leżąca w biegu rzeki
Kamiennej. Znajduje się ona jako następująca po Skarżysku-Kamiennej, oddzielona
od niego naturalnym zalesieniem, zaś odległość od granic miasta wynosi 10 km.
Rys.10. Lokalizacja punktu pomiarowego w Marcinkowie
Ogół mieszkańców to 674 osoby, zaś powierzchnia całkowita to 465,40 ha, w
tym 25 ha lasów państwowych. Miejsce poboru próbki znajduje się, od strony
południowej - w pobliżu domostw, w których sąsiedztwie zlokalizowane są
wielohektarowe obszary upraw rolnych, położone kilkadziesiąt metrów nad
poziomem rzeki. Od strony północnej graniczy z gospodarstwami rolnymi
zlokalizowanymi kilka metrów powyżej powierzchni rzeki.
36
3.2.3. Wąchock
Wąchock jest miastem leżącym w dolinie rzeki Kamiennej, o charakterze
gminy, obejmującej obszarem oraz będącej siedzibą władz samorządowych pięciu
sołectw:
• Marcinkowa,
• Parszowa,
• Ratajów,
• Węglowa,
• Wielkiej Wsi.
Rys.11. Obszar agrarny Gminy Wąchock
Jest ona położona w północnowschodniej części województwa
Świętokrzyskiego i stanowi obszar zachodniej części powiatu Starachowickiego.
Znajduje się pomiędzy miastami Skarżyska Kamiennej - w odległości 12 km, oraz
Starachowicami - w odległości 5 km. Miasto i Gmina Wąchock zajmuje
powierzchnię 8182 ha, w czym samo miasto - 1601 ha. Powierzchnia miasta i gminy
stanowi 15,5% obszaru Powiatu Starachowickiego. Gminę otaczają rozległe
kompleksy leśne, które obejmują 64% jej obszaru. Użytki rolne stanowią 1677 ha co
stanowi 20,49 % ogólnej powierzchni gminy. Gospodarstwa rolne w są niewielkie o
średniej powierzchni około 2 ha, co determinuje charakter wiejski gminy. Na terenie
gminy Wąchock obowiązuje rozdzielczy system kanalizacji. Południowowschodnia
37
część gminy dysponuje zbiorczym systemem odprowadzania ścieków, w pozostałej
zaś części brak jest zbiorczej kanalizacji. W 2004 r. stopień skanalizowania gminy
wynosił 43,6 % .
Rys.12. Schemat zbiornika retencyjnego w Wąchocku
Rys.13. Schemat dopływu strumienia pochodzącego z terenów uprawnych w
Wąchocku
38
W roku 2008 wybudowano nowy zbiornik retencyjny ze względów
bezpieczeństwa, ponieważ wielokrotnie najniżej położone obszary miasta były
często zalewane podczas roztopów i powodzi. Powierzchnia zwierciadła wody
wynosi 18,76 ha, zaś średnia głębokość to 1,65 m. Zbiornik ten mieści 319 tys. m3
wody. Nie jest on jednak widoczny na zdjęciach satelitarnych. Niewielki strumień
wody (Rys. 13) pochodzący z terenów użytków rolnych w Wąchocku (Rys. 11).
Wpływa on bezpośrednio do rzeki Kamiennej.
3.2.4. Starachowice
W powiecie Starachowickim użytki rolne zajmują blisko 241 km2, co stanowi
45% powierzchni powiatu. Miasto stanowi 6,08% powierzchni powiatu.
Rys.14. Schemat zbiornika Pasternik w Starachowicach Zachodnich
Zbiornik Pasternik zlokalizowany jest w zachodniej części miasta. Jest to zbiornik
sztuczny o powierzchni 52,3 ha, zaś lustro wody zajmuje ~42 ha. Zalew ten
podzielony jest groblą na dwie części. Sąsiaduje on z dworcem PKP i PKS.
39
Fot.2. Zbiornik Pasternik z widokiem na Starachowice Wschodnie
Został wybudowany w 1920 r., zaś dopiero w 1996 r. zakończono jego
eksploatację jako rezerwuaru wód przemysłowych. Rozporządzeniem Wojewody
Kieleckiego z 5 września 1997 r. został uznany za użytek ekologiczny. Wody rzeki
Kamiennej jak i zbiornika Pasternik, nie mieszczą się w żadnej z trzech klas
czystości wód powierzchniowych. Na północnym wzniesieniu, stycznym do
zbiornika znajduje się przemysłowy kompleks zabudowań, który obejmuje zakłady
tj. Odlewnie Polskie S.A., Matrans S.A., Ekomedia Sp. z o.o., Przedsiębiorstwo
Topienia Bazaltu Sp. z o.o., oraz Poligrafia Bis Sp. z o.o (Rys. 14, Fot. 2) oraz
Specjalna Strefa Ekonomiczna „Starachowice”. Została utworzona w roku 1997 na
okres 20 lat. Powierzchnia jej wynosi 580,76 ha. Podstawowym celem powstania
strefy ekonomicznej było zagospodarowanie majątku przemysłowego i
infrastruktury przemysłowej w istniejących i nowych branżach produkcyjnych
poprzez aktywizację potencjału technicznego oraz złagodzenie poziomu bezrobocia
występującego w regionie.
40
Fot.3, Fot.4. Rzeka Kamienna bezpośrednio poniżej zalewu Pasternik (odpływ)
Na powyższych (Fot. 3 i 4) fotografiach można organoleptycznie zanotować
wysoki, stopień zmętnienia rzeki w obrębie Starachowic Wschodnich i sąsiedztwie
kompleksów przemysłowych.
41
3.3. Oznaczanie zawartości biogenów i analiza statystyczna
Badania fizykochemiczne prób pochodzących z punktów pomiarowych o
wysokim znaczeniu w ekosystemie rzeki Kamiennej przeprowadzono w
laboratorium Centrum Analitycznego SGGW, ogólnouczelnianej jednostce
analitycznej Szkoły Głównej Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, znajdujące
się na ul. Ciszewskiego 8 (Aneks 1). Metodą badawczą była analiza
spektrofotometryczna zgodna z wewnętrznymi procedurami Centrum Analitycznego
- PB 12 wyd. 7 z dn 27.07.2009 r., gdzie niepewność złożona wynosiła ± 15 % .
Termin badania to 8-9 września 2009 r. Próby wody były pobierane 7 września 2009
r. bezpośrednio z biegu rzeki do pojemników z tworzywa sztucznego o objętości 500
ml, trzykrotnie wypełnionych i opróżnionych dwukrotnie pobieraną próbą. W celu
uzyskania próbek reprezentatywnych dla miejsc ich pobierania, czerpano je z
lokalizacji w biegu rzeki w odległości zbliżonej do połowy średnicy liczonej od
lewego do prawego brzegu zaś w przypadku zbiornika „Wąchock” oraz „Pasternik”
zaistniała ku temu okoliczność użycia dwuosobowej łodzi, by uzyskać próbę z
centralnej części zbiorników. Badania punktów dopływowych rzeki Kamiennej
przeprowadzono w laboratorium Wojewódzkiego Inspektoratu Ochrony Środowiska
w Kielcach, umiejscowionym na Al. IX Wieków Kielc 3 (Aneks 2).
Próby poddane badaniu fizykochemicznemu pobierano zgodnie z normą PN-
EN ISO 5667-1:2008, zaś ich analiza spektrofotometryczna była zgodna z normami:
• Dla azotanów (NO3/l) - PN-EN ISO 10304-1:2001;
• Dla azotynów (NO2/l) - PN-EN 26777:1999;
• Dla fosforanów (PO4/l) - PN-EN ISO 6878:2006.
Przeprowadzenie i otrzymanie wyników badań sfinansowano z grantu Ministerstwa
Nauki i Szkolnictwa Wyższego nr 6/COS/2006/01 dzięki uprzejmości prof.
Stanisława Waldemara Gawrońskiego.
Wyniki poddano jednoczynnikowej analizie statystycznej. Analizę
statystyczną badanych parametrów przeprowadzono w programie STATGraphics
Plus metodą testu 95% LSD R. A. Fishera.
42
IV. WYNIKI
4.1. Stężenia związków azotu w punktach dopływowych
Badanie spektrofotometryczne próbek wody pochodzących z punktów
pomiarowych jak w tytule, przeprowadzone w Wojewódzkim Instytucie Ochrony
Środowiska, pozwoliło na zapoznanie się z zawartością azotanów i azotynów w
próbach wody zlewni rzeki Kamiennej. Wyniki analizy danych pomiarowych zostały
opracowane w postaci tabel i wykresów.
Wyk.3. Średnie stężenie azotanów na przestrzeni lat 1996-2006 w 9 pkt.
pomiarowych
Najwyższą średnią zawartością azotanów na przestrzeni lat 1996-2006
charakteryzował się punkt pomiarowy „Lubianka”, gdzie średnia wartość ta
osiągnęła pułap 12,85 NO3/l w badanych próbach. Według wartości granicznych,
dotyczących podstawowych wskaźników eutrofizacji dla wód płynących (Dz. U. Nr
241, poz. 2093, 2002 r., aneks 3.12), Lubianka jest ciekiem zeutrofizowanym.
43
Zagrożone eutrofizacją są natomiast punkty pomiarowe dopływów
Kamiennej w Starorzeczu Kamiennej – 9,35 NO3/l oraz na rzece Wolance – 9,29
NO3/l, kolejne po Lubiance ze względu na wysoką średnią zawartość azotanów na
przestrzeni lat badań. Najmniej zanieczyszczony azotanami okazał się zbiornik
Rejów położony w okolicach Skarżyska Kamiennej – 3,73 NO3/l. Istotne
zróżnicowanie statystyczne w wynikach średnich zawartości azotanów dla punktów
pomiarowych ( ) zanotowano w przypadku zbiornika Rejów, zbiornika Bzin, i
Lubianki (Tab. 2).
Wyk.4. Średnie stężenie azotynów na przestrzeni lat 1996-2006 w 9 pkt.
pomiarowych
Najwyższą średnią zawartością azotynów charakteryzował się punkt
pomiarowy na zbiorniku „Brody”, gdzie średnia wartość ta osiągnęła w badanych
próbach pułap 0,19 mg NO2/l, czyli o 0,01 mg NO2/l więcej niż w Lubiance.
Najmniej zanieczyszczeń azotynami odnotowano w wodach Wolanki – 0,07 mg
NO2/l.
44
4.1.1. Średnie stężenia roczne związków azotu na przestrzeni lat 1996-2006.
Najwyższą średnią, roczną zawartość azotanów z prób wszystkich punktów
pomiarowych odnotowano w roku 1999 - 9,41 mg NO3/l, zaś najniższą w 2002 r. -
6,93 mg NO3/l (Tab. 2, Wyk. 5).
Tab.2. Średnie roczne wartości stężeń azotanów i azotynów w pkt. pomiarowych
Kamiennej w latach 1996-2006 Pkt
pomiar. Subst. 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006
Bzin NO3/l 8.44
c 7.87
bc 6.65
abc 6.79
abc 4.51
a 6.78
abc 5.53
ab 4.92
a 4.72
a 4.36
a 5.36
ab 5.99 *
b
NO2/l 0.09
ab 0.11
b 0.10
ab 0.08
ab 0.08
ab 0.07
ab 0.08
ab 0.06
a 0.06
ab 0.09
ab 0.07
ab 0.08 *
ab
Rejów NO3/l 4.11
ab 6.94
b 4.02
ab 3.96
ab 3.00
ab 5.34
ab 1.92
ab 1.18
a 3.85
ab 3.80
ab 2.95
ab 3.73 *
a
NO2/l 0.11
bcd 0.19
d 0.14
cd 0.09
abc 0.07
abc 0.08
abc 0.04
ab 0.07
abc 0.04
a 0.05
a 0.04
a 0.08 *
ab
Starorzecze Kamiennej
NO3/l 8.22
a 9.11
a 9.66
a 9.95
a 10.09
a 9.04
a 8.76
a 9.25
a 9.20
a 9.94
a 9.66
a 9.35
e
NO2/l 0.23
c 0.09
ab 0.10
ab 0.06
a 0.06
a 0.08
ab 0.11
ab 0.13
b 0.10
ab 0.10
ab 0.05
a 0.10
abc
Lubianka NO3/l 12.04
ab 12.74
abc 13.35
abc 15.37
bc 12.86
abc 10.88
a 10.95
a 15.68
c 11.19
a 12.15
ab 14.16
abc 12.85
f
NO2/l 0.20
abc 0.29
c 0.21
abc 0.26
bc 0.19
abc 0.14
ab 0.17
abc 0.16
abc 0.11
a 0.14
ab 0.15
ab 0.18
d
Brody NO3/l 5.02
abc 9.12
bcd 9.12
bcd 10.59
d 9.51
cd 9.13
bcd 5.65
abcd 8.80
bcd 5.08
ab 5.3
abc 3.97
a 7.39 *
c
NO2/l 0.18
ab 0.15
ab 0.26
b 0.27
b 0.27
b 0.21
ab 0.19
ab 0.27
b 0.09
a 0.14
ab 0.09
a 0.19 *
d
Dopływ z Lubieni
NO3/l 8.75
abc 10.11
c 8.47
abc 9.71
bc 8.36
abc 7.99
abc 6.29
a 7.64
abc 6.38
ab 6.91
abc 7.35
abc 8.00
cd
NO2/l 0.13
a 0.16
a 0.14
a 0.10
a 0.12
a 0.11
a 0.13
a 0.13
a 0.16
a 0.15
a 0.11
a 0.13
c
Świślina NO3/l 8.20
a 8.20
a 7.82
a 8.84
a 8.29
a 7.71
a 6.64
a 7.05
a 6.54
a 6.85
a 7.63
a 7.62
c
NO2/l 0.12
ab 0.11
ab 0.15
b 0.09
a 0.09
a 0.08
a 0.09
a 0.11
ab 0.09
ab 0.10
ab 0.10
ab 0.10
abc
Kamionka NO3/l 7.55
a 9.00
a 9.08
a 9.58
a 9.97
a 8.94
a 7.77
a 8.43
a 8.37
a 8.78
a 9.62 a
8.83
de
NO2/l 0.18
d 0.10
abc 0.13
bcd 0.08
ab 0.07
a 0.08
ab 0.13
bcd 0.16
cd 0.12
abc 0.13
bcd 0.08
ab 0.12
bc
Wolanka NO3/l 8.14
a 8.67
a 9.58
a 9.93
a 9.96
a 8.96
a 8.83
a 9.64
a 9.27
a 9.45
a 9.75
a 9.29
e
NO2/l 0.12
c 0.06
ab 0.07
ab 0.05
ab 0.07
ab 0.07
ab 0.06
ab 0.08
b 0.07
ab 0.07
ab 0.04
a 0.07 a
NO3/l 7.83 9.08 8.64 9.41 8.50 8.31 6.93 8.07 7.18 7.50 7.83
NO2/l 0.15 0.14 0.14 0.12 0.11 0.10 0.11 0.13 0.09 0.11 0.08
0.00
x Różnice statystycznie istotne dla azotanów
0.00
x Wynik maksymalny 0.00
x Wynik maksymalny 0.00 *
x Niezgodność
0.00
x Różnice statystycznie istotne dla azotynów
0.00
x Wynik minimalny 0.00
x Wynik minimalny 0.00
abcd… Grupy homogeniczne
Niezgodności wartości średnich zawartości substancji w danym punkcie występują:
w zbiorniku Bzin, ponieważ w marcu 1996 r. i w styczniu 2005 nie dokonano pomiarów zarówno azotanów jak i azotynów, w zbiorniku Rejów nie przeprowadzano pomiarów w marcu w żadnym z przebadanych lat,
na Brodach w styczniu, lutym i grudniu nie dokonywano pomiarów.
45
Najwyższe rozbieżności na przestrzeni lat w wysokości stężenia azotanów
wystąpiły w zbiorniku Brody, gdzie w 1999 r. stanowiło ono 10,59 mg NO3/l, zaś w
2006 r. osiągnęło tylko 3,97 mg NO3/l, co stanowi różnicę w wartościach równą
6,62. Najmniejsze na Wolance – w 2000 r. było to 9,96 mg NO3/l, w 1996 8,14 mg
NO3/l, co stanowi różnicę 1,82 mg NO3/l.
Wyk.5. Średnie stężenia roczne azotanów dla wszystkich pkt. pomiarowych
Średnia stężeń rocznych azotynów z prób wszystkich punktów pomiarowych była
największa w roku 1996 (0,15 mg NO2/l), zaś najmniejsza w 2006 r. – 0,08 mg
NO2/l (Tab. 2, Wyk. 6).
Wyk.6. Średnie stężenia roczne azotynów dla wszystkich pkt. pomiarowych
46
Najwyższe rozbieżności na przestrzeni lat w wysokości stężenia azotynów
wystąpiły w zbiorniku Brody, gdzie w 1999 r. i 2000 r. wynosiło ono 0,27 mg
NO2/l, zaś w 2006 r. osiągnęło 0,09 mg NO2/l, co stanowi różnicę w wartościach
równą 0,18. Najmniejsze rozbieżności nastąpiły w zbiorniku Bzin, ponieważ w 1997
r. stężenie azotynów osiągnęło 0,11 mg NO2/l, zaś w 2003 i 2004 jedynie 0,06 mg
NO2/l, co stanowi różnicę 0,05 mg NO2/l.
Wyk.7. Średnie stężenia roczne azotanów dla pkt. pomiarowego Lubianka
Ten dopływ rzeki Kamiennej należy do najbardziej zanieczyszczonych
azotanami ze wszystkich przebadanych punktów pomiarowych. Jest on pod
względem tego wskaźnika zeutrofizowany. Najwięcej azotanów zanotowano tu w
roku 1999 i 2003, gdzie średnio ich stężenie wyniosło kolejno 15,37 oraz 15,68 mg
NO3/l (wynik maksymalny spośród przeanalizowanych). Najmniej
zaobserwowano w 2001 i 2002 r., gdzie średnia zawartość w próbach była na
poziomie, kolejno: 10,88 mg NO3/l i 10,95 mg NO3/l. Największa rozbieżność
występuje pomiędzy rokiem 2003, a 2001, gdzie różnica w stężeniu azotanów
wynosi 4,80.
47
Wyk.8. Średnie stężenia roczne azotynów dla pkt. pomiarowego Lubianka
Najwięcej azotynów odnotowano w wodach Lubianki w roku 1997, gdzie
średnio ich stężenie osiągnęło 0,29 mg NO2/l, czyli maksimum spośród
przeanalizowanych wyników. Najmniej zaobserwowano w 2004 r., gdzie średnia
zawartość w próbach była na poziomie 0,11 mg NO2/l. Największa rozbieżność
występuje pomiędzy rokiem 1997, a 2004, gdzie różnica w stężeniu azotynów
wynosi 0,18. Tak wysokie stężenie zanieczyszczeń jest prawdopodobnie
spowodowane brakiem skanalizowania wielu domostw oraz obszarów agrarnych
leżących w obrębie Lubianki, ponieważ jej znakomita większość znajduje się na
terenach wiejskich. Niektórych właścicieli takich gospodarstw charakteryzuje niska
świadomość ekologiczna ich postępowania ze ściekami, co często skutkuje
bezpośrednim ich odprowadzaniem do wód rzeki.
48
4.1.2. Średnie stężenia miesięczne związków azotu na przestrzeni lat 1996-2006.
Najwyższą średnią miesięczną zawartość azotanów w latach 1996-2006, z
prób wszystkich przebadanych punktów pomiarowych odnotowano w styczniu -
11,80 mg NO3/l, zaś najniższą w sierpniu - 4,92 mg NO3/l (Tab. 2, Wyk. 9).
Tab.3. Średnie miesięczne wartości stężeń azotanów i azotynów w pkt.
pomiarowych Kamiennej w latach 1996-2006 Pkt
pom. Subst. I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII
1 NO3/l 9.59
fg 10.45
g 8.75
efg 7.31
de 5.53
cd 3.88
abc 3.53
abc 2.74
ab 1.98
a 4.35
bc 6.60
de 8.01
ef 6.06 *
NO2/l 0.05
a 0.06
ab 0.04
a 0.05
a 0.09
bc 0.14
d 0.16
d 0.10
c 0.08
abc 0.10
c 0.06
ab 0.05
a 0.08 *
2 NO3/l 7.17
de 5.98
cde - 8.61
e 5.58
d 3.70
bcd 2.57
abc 0.62
a 2.29
ab 1.04
ab 1.71
ab 5.70
de 4.09 *
NO2/l 0.06
ab 0.04
ab - 0.04
ab 0.10
b 0.09
ab 0.08
ab 0.04
ab 0.05
a 0.02
a 0.03
ab 0.05
ab 0.05 *
3 NO3/l 13.13
e 12.26
e 10.18
cd 7.56
ab 8.41
bc 8.79
bc 7.56
ab 6.36
a 8.38
bc 8.58
bc 9.54
c 11.47
de 9.35
NO2/l 0.11
ab 0.09
ab 0.08
a 0.10
ab 0.13
ab 0.14
ab 0.08
a 0.17
b 0.08
a 0.08
a 0.08
a 0.07
abc 0.10
4 NO3/l 13.64
bc 11.02
ab 11.71
abc 9.64
a 13.43
bc 13.25
bc 13.51
bc 13.68
bc 14.82
c 13.89
bc 13.19
abc 12.42
abc 12.85
NO2/l 0.12
ab 0.10
a 0.19
abcd 0.13
ab 0.32
d 0.27
cd 0.27
cd 0.21
abcd 0.24
bcd 0.14
abc 0.13
ab 0.09
a 0.18
5 NO3/l - - 6.59
b 6.95
b 6.43
b 6.74
b 1.31
a 1.18
a 7.05
b 7.38
b 8.69
b - 5.81 *
NO2/l - - 0.06
a 0.11
ab 0.21
bc 0.28
c 0.11
ab 0.05
a 0.14
ab 0.10
a 0.10
a - 0.13 *
6 NO3/l 12.89
e 12.64
e 11.49
e 6.76
c 6.46
bc 6.63
c 4.24
ab 3.52
a 4.21
a 6.52
c 9.04
d 11.53
e 8.00
NO2/l 0.09
a 0.08
a 0.08
a 0.09
a 0.19
bc 0.25
c 0.17
b 0.18
b 0.13
ab 0.14
ab 0.08
a 0.08
a 0.13
7 NO3/l 12.34
h 11.73
h 9.39
fg 6.94
de 6.07
bcd 6.81
de 4.50
ab 3.58
a 4.90
abc 6.44
cde 8.06
ef 10.62
gh 7.62
NO2/l 0.09
ab 0.08
ab 0.07
ab 0.08
ab 0.14
c 0.20
d 0.11
bc 0.11
bc 0.14
c 0.09
ab 0.06
a 0.06
a 0.10
8 NO3/l 12.88
e 12.58
e 10.01
cd 7.51
b 7.44
b 8.21
bc 6.56
ab 5.54
a 6.82
ab 7.28
ab 9.59
c 11.49
de 8.83
NO2/l 0.13
ab 0.11
ab 0.09
a 0.09
a 0.16
bc 0.20
c 0.11
ab 0.12
ab 0.12
ab 0.10
ab 0.09
a 0.07
a 0.12
9 NO3/l 12.76
e 12.34
e 10.36
cd 7.65
ab 8.45
ab 8.52
ab 7.05
a 7.02
a 7.98
ab 9.07
bc 9.26
bc 11.05
de 9.29
NO2/l 0.09
c 0.09
c 0.08
bc 0.08
bc 0.09
c 0.07
abc 0.05
ab 0.06
abc 0.04
a 0.07
abc 0.06
abc 0.07
abc 0.07
NO3/l 11.80 11.12 9.81 7.66 7.53 7.39 5.65 4.92 6.49 7.17 8.41 10.29
NO2/l 0.09 0.08 0.09 0.08 0.16 0.18 0.13 0.12 0.11 0.09 0.08 0.07
1. Bzin 2.Rejów 3.Starorzecze Kamiennej 4. Lubianka 5. Brody 6. Dopływ z Lubieni 7. Świślina 8. Kamionka 9. Wolanka 0.00
x Różnica statystycznie istotna dla azotanów
0.00
x Wynik maksymalny 0.00
x Wynik maksymalny 0.00 *
x Niezgodność
0.00
x Wynik minimalny 0.00
x Wynik minimalny 0.00
abcd… Grupy homogeniczne
Niezgodności wartości średnich zawartości substancji w danym punkcie występują:
w zbiorniku Bzin, ponieważ w marcu 1996 r. i w styczniu 2005 nie dokonano pomiarów zarówno azotanów jak i azotynów, w zbiorniku Rejów nie przeprowadzano pomiarów w marcu w żadnym z przebadanych lat,
na Brodach w styczniu, lutym i grudniu nie dokonywano pomiarów.
49
Najwyższe rozbieżności średnich miesięcznych z lat 1996-2006 w wysokości
stężenia azotanów wystąpiły w dopływie z Lubieni, gdzie w styczniu zanotowano aż
12,89 mg NO3/l, zaś w sierpniu osiągnęło tylko 3,52 mg NO3/l, co stanowi różnicę
w wartościach równą 9,37. Najmniejsze w Lubiance – pomiędzy kwietniem i
wrześniem 5,18 mg NO3/l.
Wyk.9. Średnie stężenia miesięczne azotanów w latach 1996-2006 dla wszystkich
pkt. pomiarowych
Wyk.10. Średnie stężenia miesięczne azotynów w latach 1996-2006 dla wszystkich
pkt. pomiarowych
Najwyższe rozbieżności na przestrzeni lat w wysokości stężenia azotynów
wystąpiły w Lubiance, gdzie w maju wyniosło ono 0,32 mg NO2/l, zaś w grudniu
osiągnęło 0,09 mg NO2/l, co stanowi różnicę w wartościach równą 0,23.
Najmniejsze rozbieżności nastąpiły w Wolance, ponieważ w styczniu, lutym i maju
stężenie azotynów osiągnęło 0,09 mg NO2/l, zaś we wrześniu 0,04 mg NO2/l, co
stanowi różnicę 0,05.
50
4.2. Stężenia związków fosforu w punktach dopływowych
Badanie spektrofotometryczne próbek wody pochodzących z punktów
pomiarowych jak w tytule, przeprowadzone w Wojewódzkim Instytucie Ochrony
Środowiska, pozwoliło na zapoznanie się z zawartością fosforanów w próbach
pochodzących z 9 punktów pomiarowych.
Wyk.11. Średnie stężenie fosforanów na przestrzeni lat 1996-2006 w 9 pkt.
pomiarowych
Najwyższą średnią zawartością fosforanów na przestrzeni lat 1996-2006
charakteryzował się punkt pomiarowy „Lubianka”, gdzie średnia wartość ta
osiągnęła pułap 0,39 PO4/l w badanych próbach. Lubianka jest ciekiem
zeutrofizowanym (Tab. 4, Wyk. 11). Najmniej zanieczyszczony azotanami okazał
się zbiornik Rejów położony w okolicach Skarżyska Kamiennej – 0,07 PO4/l.
Istotne zróżnicowanie statystyczne zanotowano w przypadku zbiornika Brody w
2000 r. (Tab. 4).
51
4.2.1. Średnie stężenia roczne związków fosforu na przestrzeni lat 1996-
2006
Najwyższą średnią, roczną zawartość fosforanów z prób wszystkich punktów
pomiarowych zaobserwowano w roku 1996 i 1999 - 0,34 mg PO4/l, zaś najniższą w
2002 i 2004 r. - 0,18 mg PO4/l.
Tab.4. Średnie roczne wartości stężeń fosforanów w pkt. pomiarowych Kamiennej w
latach 1996-2006 Pkt
pomiar. Substancja 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006
Bzin PO4/l 0.12
b 0.11
ab 0.10
ab 0.10
ab 0.10
ab 0.10
ab 0.09
ab 0.08
a 0.08
a 0.09
ab 0.11
ab 0.10
Rejów PO4/l 0.05
a 0.07
a 0.11
a 0.09
a 0.08
a 0.06
a 0.08
a 0.06
a 0.07
a 0.08
a 0.10
a 0.07 *
Starorzecze Kamiennej PO4/l 0.53
d 0.36
abc 0.41
bcd 0.46
cd 0.27
ab 0.28
ab 0.22
a 0.31
abc 0.23
a 0.28
ab 0.32
abc 0.33
Lubianka PO4/l 0.57
c 0.37
ab 0.43
abc 0.52
bc 0.53
bc 0.39
abc 0.32
a 0.33
a 0.27
a 0.30
a 0.28
a 0.39
Brody PO4/l 0.12
a 0.18
a 0.10
a 0.44
a 1.10
b 0.46
a 0.18
a 0.29
a 0.20
a 0.33
a 0.25
a 0.33 *
Dopływ z Lubieni PO4/l 0.30
b 0.17
ab 0.21
ab 0.30
b 0.21
ab 0.14
a 0.21
ab 0.24
ab 0.25
ab 0.26
ab 0.16
ab 0.22
Świślina PO4/l 0.31
c 0.15
a 0.15
a 0.27
bc 0.17
ab 0.12
a 0.18
ab 0.22
abc 0.16
a 0.20
ab 0.19
ab 0.19
Kamionka PO4/l 0.61
d 0.32
abc 0.40
bc 0.47
cd 0.26
ab 0.27
ab 0.19
a 0.30
abc 0.20
a 0.33
abc 0.35
abc 0.33
Wolanka PO4/l 0.48
e 0.32
bcd 0.34
cd 0.37
de 0.24
abcd 0.27
abcd 0.19
ab 0.25
abcd 0.17
a 0.22
abc 0.28
abcd 0.28
PO4/l 0.34 0.23 0.25 0.34 0.33 0.23 0.18 0.23 0.18 0.23 0.23
0.00
x Różnica statystycznie istotna dla fosforanów oraz wynik maksymalny
0.00
x Wynik maksymalny 0.00 *
x Niezgodność
0.00
x Wynik minimalny 0.00
x Wynik minimalny 0.00
abcd… Grupy homogeniczne
Niezgodności wartości średnich zawartości substancji w danym punkcie występują:
w zbiorniku Rejów, ponieważ w do 2004 r. przeprowadzono mniej niż 5 powtórzeń pomiarów na rok, w zbiorniku Brody w styczniu nie dokonywano pomiarów, do 2003 r. wykonano mniej niż 5 powtórzeń na rok.
W analizowanych wynikach odnotowaną istotną różnicę statystyczną w
zbiorniku Brody w 2000 r. w porównaniu do innych lat z okresu 1996-2006.
Jednocześnie wynik 1,10 mg PO4/l jest najwyższym wynikiem spośród
przebadanych średnich rocznych. Najniższy zanotowano w 1996 r. w zbiorniku
Rejów – 0,05 mg PO4/l. Najwyższe rozbieżności na przestrzeni lat w wysokości
stężenia fosforanów wystąpiły w zbiorniku Brody, gdzie w 2000 r. stanowiło ono
1,10 mg PO4/l, zaś w 1998 r. osiągnęło 0,10 mg PO4/l, co stanowi różnicę w
52
wartościach równą 1,00. Najmniejsze rozbieżności nastąpiły w zbiorniku Bzin,
ponieważ w 1996 r. stężenie fosforanów osiągnęło 0,12 mg PO4/l, zaś w 2003 i 2004
jedynie 0,08 mg PO4/l, co stanowi różnicę 0,04.
Wyk.12. Średnie stężenia roczne fosforanów dla wszystkich pkt. pomiarowych
Wyk.13. Średnie stężenia roczne w punkcie pomiarowym Lubianka
Podobnie jak w przypadku stężenia azotynów i azotanów, Lubianka jest
ciekiem najbardziej zeutrofizowanym pośród przebadanych, pod względem
zawartości PO4.
53
4.2.2. Średnie stężenia miesięczne związków fosforu na przestrzeni
lat 1996-2006
Najwyższą średnią miesięczną zawartość fosforanów w latach 1996-2006, z
prób wszystkich przebadanych punktów pomiarowych odnotowano we wrześniu -
0,39 mg PO4/l, zaś najniższą w kwietniu - 0,17 mg PO4/l (Tab. 5, Wyk. 14).
Najwyższe rozbieżności średnich miesięcznych z lat 1996-2006 w wysokości
stężenia fosforanów wystąpiły w zbiorniku Brody, gdzie we wrześniu wyniosło ono
0,58 mg PO4/l, zaś w lutym 0,10 mg PO4/l, co stanowi różnicę w wartościach równą
0,48. Najmniejsze w zbiorniku Bzin – w grudniu było to 0,13 mg PO4/l, w maju
0,07 mg PO4/l, co stanowi różnicę 0,06 mg PO4/l.
Tab.5. Średnie miesięczne wartości stężeń fosforanów w pkt. pomiarowych
Kamiennej w latach 1996-2006 Pkt
pomiar. Subst. I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII
Bzin PO4/l 0.12
Cd 0.11
abcd 0.08
ab 0.09
abc 0.07
a 0.09
abc 0.10
abcd 0.12
bcd 0.10
abcd 0.09
abc 0.09
abc 0.13
d 0.10
Rejów PO4/l 0.09
ab 0.09
ab - 0.07
a 0.06
a 0.06
a 0.03
a 0.08
a 0.07
a 0.16
b 0.16
b 0.05
a 0.08 *
Starorzecze Kamiennej PO4/l 0.31
ab 0.32
ab 0.24
ab 0.19
a 0.31
ab 0.38
bc 0.38
bc 0.50
cd 0.56
d 0.30
ab 0.22
a 0.27
ab 0.33
Lubianka PO4/l 0.35
ab 0.35
ab 0.37
ab 0.32
a 0.39
ab 0.41
ab 0.47
ab 0.41
ab 0.54
b 0.39
ab 0.40
ab 0.28
a 0.39
Brody PO4/l - 0.10
ab 0.16
ab 0.24
ab 0.33
ab 0.12
a 0.38
ab 0.46
ab 0.58
a 0.27
ab 0.25
ab 0.20
ab 0.28 *
Dopływ z Lubieni PO4/l 0.24
ab 0.24
ab 0.18
a 0.13
a 0.13
a 0.15
a 0.19
a 0.35
bc 0.43
c 0.27
ab 0.19
a 0.17
a 0.22
Świślina PO4/l 0.18
ab 0.19
ab 0.15
ab 0.12
a 0.12
a 0.18
ab 0.20
ab 0.31
cd 0.35
d 0.23
bc 0.11
a 0.16
ab 0.19
Kamionka PO4/l 0.34
abc 0.32
ab 0.26
ab 0.19
a 0.29
ab 0.35
abc 0.42
bcd 0.56
d 0.53
cd 0.26
ab 0.22
ab 0.27
ab 0.33
Wolanka PO4/l 0.28
abc 0.29
abc 0.21
ab 0.16
a 0.26
abc 0.33
bcd 0.30
bcd 0.44
d 0.40
cd 0.29
abc 0.22
ab 0.25
ab 0.28
PO4/l 0.24 0.22 0.21 0.17 0.22 0.23 0.28 0.36 0.39 0.25 0.21 0.20
0.00
x Wynik maksymalny 0.00
x Wynik maksymalny 0.00 *
x Niezgodność
0.00
x Wynik minimalny 0.00
x Wynik minimalny 0.00
abcd… Grupy homogeniczne
Niezgodności wartości średnich zawartości substancji w danym punkcie występują:
w zbiorniku Rejów, ponieważ w do 2004 r. przeprowadzono mniej niż 5 powtórzeń pomiarów na rok, w zbiorniku Brody w styczniu nie dokonywano pomiarów, do 2003 r. wykonano mniej niż 5 powtórzeń na rok.
54
Wyk.14. Średnie stężenia miesięczne fosforanów w latach 1996-2006 dla wszystkich
pkt. pomiarowych
4.3. Stężenia związków azotu i fosforu w punktach o wysokim znaczeniu
ekologicznym
Badanie spektrofotometryczne próbek wody pochodzących z newralgicznych
punktów pomiarowych (umiejscowionych w sąsiedztwie gruntów agrarnych,
obszarów industrialnych i zurbanizowanych), przeprowadzone w Centrum
Analitycznym SGGW, pozwoliło na poznanie zawartości azotanów, azotynów i
fosforanów w analizowanych próbach. Wyniki te zostały opracowane w postaci
wykresów, poniżej. Stężenie azotynów we wszystkich próbach pochodzących z 6
punktów pomiarowych wynosiły ~1 mg NO2/l, co zilustrowane zostało na
powyższym wykresie. Podobna sytuacja występuje w wypadku stężeń fosforanów,
które we wszystkich sześciu punktach pomiarowych wyniosły ~0,20 mg PO4/l
badanej próbki wody. Wartości te są przybliżone, uzależnione również od
parametrów technicznych aparatury spektrofotometrycznej Centrum Analitycznego
SGGW. Wyniki dotyczące stężeń azotynów i fosforanów są zadowalające, ponieważ
wielkość stężeń tych związków znajduje się poniżej granic wyznaczonych jako
potencjalnie powodujących eutrofizację zbiorników wodnych.
55
Wyk.15. Stężenia azotanów i azotynów w punktach o wysokim znaczeniu
ekologicznym
Wyk.16. Stężenia fosforanów w punktach o wysokim znaczeniu ekologicznym
Przy badaniach próbek wody na zawartość azotanów, wyniki okazały się o
wiele bardziej zróżnicowane i zależne są one od miejsca ich pochodzenia (Wyk. 15).
Najwyższe stężenie azotanów zanotowano w dopływie w Wąchocku, najniższe zaś
w zbiorniku „Pasternik” w Starachowicach.
56
W punkcie pomiarowym w Skarżysku Kamiennej na ul. Dygasińskiego,
stężenie azotanów w badanej próbce wody wyniosło 6,68 mg NO3/l. Jest to trzeci
pod względem wysokości stężenia wynik w badanych próbach. Podwyższona
wartość stężenia azotanów w tym punkcie jest związana z wpływem obszarów
wiejskich i terenów agrarnych, umiejscowionych w górnym biegu rzeki, zanim
Kamienna uchodzi do miasta Skarżyska Kamiennej. Spowodowane jest spływem
powierzchniowym i napływem wód podziemnych, transportujących pozostałości
nawozów mineralnych z terenów uprawnych, nawożonych związkami azotu. W
następnym punkcie pomiarowym w biegu rzeki w Skarżysku Kamiennej na ul. 11
listopada, stężenie azotanów w próbie wody wyniosło 4,42 mg NO3/l, co stanowi
czwarty wynik względem maksimum wysokości stężenia azotanów w przebadanych
próbach. Jest on niższy od wyniku z ul. Dygasińskiego, ponieważ miasto Skarżyska
Kamiennej jest w pełni skanalizowane i nie odprowadza bezpośrednio
zanieczyszczeń komunalnych i przemysłowych do zlewni rzeki. Widoczny jest tu
wpływ mikroorganizmów wodnych, wiążących część zanieczyszczeń związków
chemicznych azotu z zlewni.
Próba wody pochodząca z punktu pomiarowego w Marcinkowie zawierała
9,35 mg NO3/l, co sprawia że wynik ten jest na drugim miejscu pod względem
wysokości stężenia azotanów, wśród pięciu pozostałych. Wartość ta jest wyjątkowo
niebezpieczna i sugeruje wysokie ryzyko powstania eutrofizacji, ponieważ graniczna
wartość stężenia azotanów dla wód płynących, powyżej której występuje
eutrofizacja to 10 mg NO3/l. Punkt pomiarowy w Marcinkowie znajduje się w
obszarze typowo agrarnym zlewni rzeki. Graniczy on w promieniu 5 km z
wielohektarowymi gospodarstwami rolniczymi, prowadzącymi co roku uprawy,
gdzie nawozi się glebę nawozami mineralnymi zawierającymi związki azotu.
Umiejscowienie na wzniesieniach tych gospodarstw ma tutaj znaczący wpływ na
ilości ładunków związków azotu, docierających do biegu rzeki poprzez spływ
powierzchniowy i podziemny.
W dwu punktach pomiarowych znajdujących się w Wąchocku, z badania
prób wody wynikło iż próba wody z dopływu, posiadała najwyższą zawartość
azotanów, bo aż 20 mg NO3/l, co jest najwyższym wynikiem spośród przebadanych
sześciu newralgicznych dla zlewni punktów. Wartość ta jest dwukrotnością wartości
granicznej stężenia azotanów powodujących eutrofizację, co sugeruje że dopływ ten,
docierający bezpośrednio do biegu rzeki jest jednym z bezpośrednich źródeł
57
lokalnego zanieczyszczenia jej wód. Dopływ ten wpływa w poniżej zbiornika
„Wąchock”. Tak wysoka zawartość zanieczyszczenia wiąże się z położeniem
górnego biegu dopływu rzeki na terenach uprawnych, zlokalizowanych w Wąchocku
na wzniesieniach, które sięgają do 100 metrów nad powierzchnią rzeki. Próba z
punktu pomiarowego zbiornika „Wąchock” pod względem zawartości azotanów była
na bezpiecznym poziomie 3,5 mg NO3/l, co stanowi iż zbiornik ten nie jest
zagrożony eutrofizacją, jednak z obserwacji organoleptycznych, rok rocznie w
zbiorniku postępuje kolonizacja dna przez organizmy samożywne.
Zawartość w punkcie pomiarowym zbiornika „Pasternik” była najniższa
spośród przebadanych i wyniosła 0,2 mg NO3/l. Jest to wartość pozornie
satysfakcjonująca, jednakże zbiornik ten jest silnie zeutrofizowany, ponieważ
postępuje w nim rozwój fitoplanktonu i alg. Niskie stężenie azotanów jest
spowodowane wiązaniem tych związków przez mikroorganizmy i organizmy wodne.
58
V. DYSKUSJA
Eutrofizacja jest naturalnym procesem, występującym globalnie coraz
częściej w ciekach i zbiornikach wodnych. Większość tych zjawisk jest indukowana
poprzez antropopresję. Efektem końcowym jest dominacja organizmów
beztlenowych i wymieranie wyższych organizmów z powodu niewystarczającej
ilości rozpuszczonego w wodzie tlenu cząsteczkowego.
Pomiary przedstawione w niniejszej pracy, wykonane na próbach wody z
dopływów rzeki Kamiennej w latach 1996-2006 oraz pomiary prób wody z
newralgicznych dla ekosystemu rzeki punktów pomiarowych przeprowadzone w
2009 r., wykazały zależność sezonową stężeń azotanów, azotynów i fosforanów,
wpływ obszarów zurbanizowanych na wysokość stężeń biogenów, wpływ praktyk
rolniczych i ogrodniczych na wysokość stężeń badanych substancji oraz
oddziaływanie obszarów przemysłowych i postindustrialnych na zawartość tych
związków w próbach wody pochodzących ze zlewni.
W zaobserwowanym sezonowym zróżnicowaniu zawartości azotanów,
azotynów i fosforanów w przebadanych i analizowanych próbach istnieje
podobieństwo względem zależności zanotowanych przez Seitzingera w 2002 r.,
Neumanna w 2007 r, oraz Jonesa i in, w 2008 r., podczas badań na rzece Potomac i
innych. Nie jest to jedynie charakterystyczne dla cieków i zbiorników
słodkowodnych, ale jest również specyficzne dla zbiorników morskich wg
Hakansona i in. Zróżnicowanie sezonowe wahań stężeń biogenów w odpływie
rzecznym poza wpływem warunków hydrometeorologicznych (opady, roztopy), jest
zależne od sezonowości procesów biologicznych oraz napływu substancji
wytworzonych antropogenicznie. Ogólnie wysokie stężenia azotu w formie
azotanowej i azotynowej są specyficzne dla okresu zimowego, kiedy występuje
ograniczona asymilacja tych związków przez organizmy. Schemat ten może być
zakłócony przez dopływ azotu i fosforu z ściekami komunalnymi lub
zanieczyszczeniami pochodzenia rolniczego. Zależność sezonowa stężenia
fosforanów jest również uwarunkowana tymi czynnikami. Stężenie fosforanów
osiągające maksimum w sezonie wiosenno-jesiennym są analogiczne jak u
wspomnianych autorów badań, zaś niewielkie różnice w schematach są związane
m.in. z regulującym wpływem występowania i grubości pokrywy lodowej w zlewni
na transport fosforanów z osadów dennych oraz ze spływu powierzchniowego.
59
Wpływ praktyk rolniczych w zlewniach rzek jest częstym przedmiotem
badań fizykochemicznych wód zlewni rzek (Fox, 1993 r., Rauba, 2009 r., oraz
Banaszuk i in., 2009 r., Mazur, 2006), zaś badania przeprowadzone w niniejszej
pracy potwierdzają wyraźną relację pomiędzy wzrostem stężenia biogenów w
wodzie rzeki, znajdującej się w pobliżu gruntów nawożonych mineralnie (Wąchock,
Marcinków). Wpływ na wzrost biogenów w wodach zlewni w tym przypadku
wywierają słabo buforowane gleby, przez które przepływa woda gruntowa i opady.
Jest to efekt występowania erozji powierzchniowej, zachodzącej głównie na
gruntach ornych nawożonych mineralnie, gdzie potencjał buforowy jest zazwyczaj
obniżony. Wpływ ma na to również brak występowania pasów buforowych,
zwłaszcza w przypadku Wąchocka. Lokalizacje pobliskie rozproszonym źródłom
biogenów są wysoce zagrożone wystąpieniem zjawiska eutrofizacji.
Badania obszarów miejskich i industrialnych wykazują iż obszary te są
również dużym zagrożeniem dla ekosystemu zlewni rzeki (Starachowice -
Lubianka), zaś tereny zurbanizowane w przypadku pełnego skanalizowania nie
emitują bezpośrednio zanieczyszczeń do biegu rzeki (Skarżysko-Kamienna).
Podobne wnioski uzyskali m.in.: Sapek A., Sapek B. w 2000 r., Stawicki H.,
Skowron M, Starachowski M. w 1995 r. Podczas występowania opadów o dużym
natężeniu lub w okresie roztopów często spotykanym zjawiskiem są przepełnienia
kolektorów ściekowych i szybki odpływ substancji biogennych do koryta ze zlewni
rzeki, ponadto związki te intensywnie wypłukiwane są z pokrywy glebowej i
poprzez transport powierzchniowy dostarczane do cieku.
Źródła punktowe, podobnie jak w badaniach Bowsa z 2003 r., Jarviego z
2006 r. i KE z 2006 r., przyczyniają się konsekwentnie do szybkiego postępowania
procesu eutrofizacji ze względu na wyższy potencjał eutrofizacyjny substancji
biogennych pochodzących ze ścieków miejskich i industrialnych (głównie
fosforanów). W niniejszej pracy zjawisko to można zauważyć na przykładzie silnie
zeutrofizowanego dopływu Kamiennej – Lubianki, która znajduje się w biegu rzeki
Kamiennej poniżej Starachowic i Oczyszczalni Komunalnej w Starachowicach, oraz
Miejskich Wodociągów i Kanalizacji Sp. z o.o. w Starachowicach.
60
VI. WNIOSKI
Na podstawie przeprowadzonych badań sformułowano następujące wnioski:
1. Średnie zawartości azotynów od roku 1996-2006 w przebadanych próbach
wykazują wyraźną tendencję spadkową, brak wyraźnych różnic w średniej
zawartości azotanów.
2. Średnie stężenie azotanów w sezonie jesienno-zimowym od sierpnia do stycznia
wzrasta stopniowo do maksimum, zaś od stycznia do sierpnia stopniowo ulega
zmniejszeniu.
3. Średnie stężenie azotynów wzrasta od listopada do maja, osiąga maksimum na
przełomie maja i czerwca, następnie spada, w listopadzie osiągając najniższe
średnie stężenie.
4. Średnie stężenie fosforanów w od roku 1996-2006 wykazuje niewielką
tendencję spadkową.
5. Średnie stężenie fosforanów w sezonie wiosenno-jesiennym wykazuje tendencję
wzrostową od kwietnia do września, we wrześniu osiągając maksimum i
ulegając spadkowi stężeń do minimum w kwietniu.
6. Rolnictwo ma największy wpływ na zanieczyszczenie azotanami cieków
wodnych poprzez spływ powierzchniowy i podziemny (Marcinków, Wąchock).
7. W pełni skanalizowany obszar zurbanizowany, nie wykazuje negatywnego
wpływu na zawartość biogenów w próbach wody rzeki.
8. Sąsiedztwo obszarów industrialnych i postindustrialnych wywiera negatywny
wpływ na stopień eutrofizacji obszarów zlewni (Pasternik, Lubianka).
61
VII. LITERATURA:
1. „Aneks do programu monitoringu środowiska województwa
Świętokrzyskiego na lata 2007-2009”, Świętokrzyski Wojewódzki Inspektor
Ochrony Środowiska, Kielce 2008 r.
2. „Aneks Nr 2 do programu monitoringu środowiska województwa
Świętokrzyskiego na lata 2007-2009”, Świętokrzyski Wojewódzki Inspektor
Ochrony Środowiska, Kielce, 24 kwietnia 2009 r.
3. „Ekologiczne zakupy – Zmiana na lepsze dzięki GPP”, Zestaw narzędzi
szkoleniowych w zakresie zielonych zamówień publicznych, Local
Governments for Sustainability, Komisja Europejska 2008 r.
4. „Gospodarka materiałowa”, Zakład Wydawnictw Statystycznych, Warszawa
2008 r., ISSN 1506-6886.
5. „Mały Rocznik Statystyczny Polski”, Zakład Wydawnictw Statystycznych,
Warszawa 2009 r., ISSN 1640-3630.
6. „Program państwowego monitoringu środowiska województwa
Świętokrzyskiego na lata 2010-2012”, Wojewódzki Inspektorat Ochrony
Środowiska w Kielcach, Kielce, listopad 2009 r.
7. „Regiony Polski”, Zakład Wydawnictw Statystycznych, Warszawa, 2009 r.
8. „Rozpraszanie azotu i fosforu z rolnictwa do środowiska w Polsce”, Falenty,
22-23 kwietnia 2009 r.
9. „Środki produkcji w rolnictwie”, Zakład Wydawnictw Statystycznych,
Warszawa 2008 r., ISSN 1507-1154.
10. „Stan Środowiska w województwie Świętokrzyskim w latach 2000-2006”,
Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Kielcach, Kielce, sierpień
2008 r.
11. „Stan Środowiska w województwie Świętokrzyskim w latach 2007-2008",
Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Kielcach, Kielce 2009 r.
12. „Użytkowanie gruntów i ich jakość 2002”, Zakład Wydawnictw
Statystycznych, Warszawa, sierpień 2003 r.
13. „Wyniki klasyfikacji i oceny stanu wód powierzchniowych w województwie
Świętokrzyskim w roku 2008”, Wojewódzki Inspektorat Ochrony
Środowiska w Kielcach, Kielce, czerwiec 2009 r.
62
14. „Wyniki produkcji roślinnej w 2008 r.”, Zakład Wydawnictw Statystycznych,
Warszawa 2009 r., ISSN 1507–9678.
15. Andrulewicz E., Wielgat M., “Selection of southern Baltic banks – future
marine protection areas”, “Hydrobiologia”, Nr 393, str. 271-277, Kluwer
Academic Publishers, Holandia, Dordrecht 1999 r., ISSN 1573-5117.
16. Aydina I., Aydin F., Saydut A., Hamamci C., “A sequential extraction to
determine the distribution of phosphorus in the seawater and marine surface
sediment”, “Journal of Hazardous Materials, Nr 168, str. 664–669, Elsevier
2009 r., ISSN 0304-3894.
17. Banaszuk P., Szymojko M, Kamocki A., „Źródła i drogi migracji azotu i
fosforu podczas wezbrań w małej zlewni rolniczej”, Politechnika
Białostocka, 2009 r.
18. Baohua G., Xin Y., Jinhui J., Ziqiang T., Shuqing A., Binhe G., Ying C.,
“Phosphorus removal ability of three inexpensive substrates:
Physicochemical properties and application”, Ecological Engineering, Nr 35,
str. 576-581, Elsevier 2009 r., ISSN 0925-8574.
19. Bednarek W., Rzeszka R., „Oddziaływanie wapnowania i nawożenia różnymi
formami azotu na zawartość ruchomych form i mineralnych frakcji fosforu w
glebie”, „Agricultura”, Nr 57, str. 234–242.”, Acta Scientiarum Polonorum,
Lublin 2002 r., ISSN 1644-0730.
20. Bowes M. J., House W. A., Hodgkinson R. A., “Phosphorus dynamics along
a river continuum”, “The Science of the Total Environment”, Nr 313, str.
199–212, Elsevier 2003 r., ISSN 0048-9697.
21. Cardon G. Z., Whitbeck L. J., “The Rhizosphere, an Ecological Perspective”,
Elsevier 2007 r., ISBN 01-20-88775-4.
22. Chadwick O. A., Derry L. A., Vitousek P. M., Buebert B. J., Hedin L. O.
“Changing sources of nutrients during four million years of ecosystem
development”, "Nature” Nr 397, str. 491–497, Nature Publishing Group 1999
r., ISSN 0028-0836.
23. Danielsson Å., Papush L., Rahm L., “Alterations in nutrient limitations —
Scenarios of a changing Baltic Sea”, “Journal of Marine Systems”, Nr 73,
263–283, Elsevier 2008 r., ISSN 0924-7963.
63
24. de-Bashana L. E., Bashan Y., “Recent advances in removing phosphorus
from wastewater and its future use as fertilizer (1997–2003)”, “Water
Research”, Nr 38, str. 4222–4246, International Water Association 2004 r.,
ISSN 0043-1354.
25. Ehhalt D., Prather M., Dentener F., Derwent R., Dlugokencky E., Holland E.,
Isaksen I., Katima J., Kirchhoff V., Matson P., Midgley P., Wang M.
“Atmospheric chemistry and greenhouse gases. In Climate Change 2001: The
Scientific Basis. Third Assessment Report”,” Intergovernmental Panel on
Climate change” , str. 239–288, Cambridge University Press, Cambridge
2001 r.
26. Eldor A. P., Clark F. E., „Mikrobiologia i biochemia gleb”, UMCS, Lublin
2000 r., ISBN 83-227-1529-3.
27. Fox L. E., “The chemistry of aquatic phosphate: inorganic processes in
rivers”, “Hydrobiologia” Nr 253, Kluwer Academic Publishers, Holandia,
Dordrecht 1993 r., ISSN 1573-5117.
28. Galloway J. N., “Treatise on Geochemistry”, vol. 1, 'The Global Nitrogen
Cycle', Elsevier, Charlottesville 2003 r., ISBN 00-80-43751-6.
29. Gray J. S., Michael Elliott, “Ecology of Marine Sediments”, Oxford
University Press, Nowy Jork 2009 r., ISBN 978–0–19–856901–5.
30. Grzebisz W., Potarzycki J., „Mechanizmy pobierania fosforu przez rośliny
uprawne - od teorii do praktyki”, Katedra Chemii Rolnej, Akademia Rolnicza
w Poznaniu, luty 2009 r.
31. Håkanson L. • Bryhn A.C., “Eutrophication in the Baltic Sea: Present
Situation, Nutrient Transport Processes, Remedial Strategies”, Springer-
Verlag Berlin Heidelberg 2008 r., ISBN 978-3-540-70908-4.
32. Harborne J. B., „Ekologia Biochemiczna”, str. 351, PWN, Wydawnictwo
Naukowe PWN, Warszawa 1997 r.; ISBN 83-01-12242-0.
33. Hartgers E. M., Heugens E. H. W., Deneer J. W., “Effect of Lindane on the
Clearance Rate of Daphnia magna”, ”Environmental Contamination and
Toxicology”, Nr 36, str. 399–404, Springer-Verlag, Nowy Jork 1999 r.,
ISSN: 00904341.
34. Haygarth P., “Linking landscape sources of phosphorus and sediment to
ecological impacts in surface waters”, “Science of the Total Environment”,
Nr 344, str. 1– 3, Elsevier 2005 r. , ISSN 0048-9697.
64
35. Henriksson A., Miljökonsulter A., “Actions against Phosphorus Losses from
Agriculture in the Countries surrounding the Baltic Sea”, Swedish
Environmental Protection Agency, Uppsala, 26 styczeń 2007 r.
36. Jarvie H. P., Neal C., Withers P. J. A., “Sewage-effluent phosphorus: A
greater risk to river eutrophication than agricultural phosphorus?”, “Science
of the Total Environment”, Nr 360, str. 246–253, Elsevier 2006 r., ISSN
0048-9697.
37. Jennings E. i in., “Impacts of climate change on phosphorus loading from a
grassland catchment: Implications for future management”, “Water
Research”, International Water Association 2009 r., ISSN 0043-1354.
38. Jones R. C., Kelso D. P., Schaeffer E., “Spatial and seasonal patterns in water
quality in an embayment-mainstem reach of the tidal freshwater Potomac
River, USA: a multiyear study”, “Environmental Monitoring Assessment”,
Nr 147, Springer-Verlag, 2008 r., ISSN: 1573-2959.
39. Jouni L., Ekholm P., Pitkänen H., “Eutrophication-driven sediment microbial
processes can explain the regional variation in phosphorus concentrations
between Baltic Sea sub-basins”, “Journal of Marine Systems”, Nr 74, str.
495-504, Helsinki 2008 r., ISSN 0924-7963.
40. Kajak Z., „Hydrobiologia-Limnologia”, Wydawnictwo Naukowe PWN,
Warszawa 1998 r., ISBN 83-01-12537-3.
41. Kowalewski Z., „Metody oceny stanu troficznego wód powierzchniowych”,
Katedra Kształtowania i Ochrony Środowiska, Wydział Geodezji Górniczej i
Inżynierii Środowiska, AGH, Kraków 2009 r.
42. Lilover M.-J., Stips A., “The variability of parameters controlling the
cyanobacteria bloom biomass in the Baltic Sea”, “Journal of Marine
Systems”, Nr 74, str. 108–115, Elsevier 2008 r., ISSN 0924-7963.
43. Lipski C., Kostuch R., „Kształtowanie krajobrazów terenów erodowanych",
“Acta Agrophysica”, Nr 5, str. 245-252, Katedra Ekologicznych Podstaw
Inżynierii Środowiska, Kraków 2005 r., ISSN 1234-4125.
44. Lua S.Y., Wua F.C., Lub Y.F., Xiang C.S., Zhang P.Y., Jin C.X.,
“Phosphorus removal from agricultural runoff by constructed wetland”,
“Ecological Engineering”, Nr 35, str. 402–409, International Ecological
Engineering Society 2009 r., ISSN 1860-188X.
65
45. Łukawska-Matuszewska K., Bolałek J., “Spatial distribution of phosphorus
forms in sediments in the Gulf of Gdańsk (southern Baltic Sea)”,
“Continental Shelf Research”, Nr 28, str. 977–990, Gdańsk, Gdynia 2008 r.
46. Machnicka A., „Asymilacja i uwalnianie fosforu przez mikroorganizmy
nitkowate w procesach oczyszczania ścieków”, Wydawnictwo Akademii
Techniczno-Humanistycznej, Bielsko-Biała 2006 r.
47. Majoral J. P., “New Aspects in Phosphorus Chemistry V”, Springer Berlin
Heidelberg 2005 r., ISBN 3-540-22498-X.
48. Mazur Z., Mazur T., „Skutki azotowej eutrofizacji gleb”, “Acta
Agrophysica”, Nr 8, str. 699-705, Olsztyn 2006 r., ISSN 1234-4125.
49. Neumann T., “The fate of river-borne nitrogen in the Baltic Sea. An example
for the River Oder”, “Estuarine, Coastal and Shelf Science”, Nr 73, str. 1-7,
Niemcy, Warnemunde 2007 r., ISSN 0272-7714.
50. Ostojski M., „Ramowa Dyrektywa Wodna Unii Europejskiej – stan
wdrażania w Polsce”, Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej, Warszawa,
2008 r., ISBN 978-83-61102-09-0.
51. Palmer-Felgate E. J., Jarvie H. P., Withers P. J.A., Mortimer R. J.G., Krom
M. D., “Stream-bed phosphorus in paired catchments with different
agricultural land use intensity”, “Agriculture, Ecosystems and Environment”,
14 str., Elsevier Science 2009 r., ISSN 0167-8809.
52. Rauba M., „Zawartość związków azotu fosforu w wodach gruntowych zlewni
użytkowanej rolniczo na przykładzie zlewni rzeki Śliny", Ochrona
Środowiska i Zasobów Naturalnych”, nr 40, 2009 r., ISSN 1230-7831-08-7.
53. Rönnberg C., Bonsdorff E., “Baltic Sea eutrophication: area-specific
ecological consequences”, “Hydrobiologia” Nr 514, Kluwer Academic
Publishers, Holandia, Dordrecht 2004 r., ISSN 1573-5117.
54. Rynkiewicz A., „Problemy eutrofizacji wód w Polsce i ich ograniczanie w
sposób naturalny”, Krajowy Zarząd Gospodarki Wodnej, Poznań, 22
listopada 2007 r.
55. Sapek A., Sapek B., Identifying regions of various risk of water pollution by
agriculturally derived nitrogen, phosphorus and potassium in Poland.
Scientific basis to mitigate the nutrient dispersion in the environment”,
Instytut Melioracji i Użytków Zielonych, Polska, Falenty 2000 r.
66
56. Savchuk O. P., “Resolving the Baltic Sea into seven subbasins: N and P
budgets for 1991–1999”, “Journal of Marine Systems”, Nr 56, str. 1– 15,
Szwecja, Sztokholm 2005 r., ISSN 0924-7963.
57. Savchuk O. P., Wulff F., “Long-term modeling of large-scale nutrient cycles
in the entire Baltic Sea”, “Hydrobiologia” Nr 629, str. 209–224, Kluwer
Academic Publishers, Holandia, Dordrecht 2009 r., ISSN 1573-5117.
58. Scholten M.C. Th., Foekema E.M., Dokkum H.P., Kaag N.H.B.M., Jak R.G.,
“Eutrophication Management and Ecotoxicology”, Springer Berlin
Heidelberg 2005 r., ISBN 3-540-22210-3.
59. Seitzinger S. P., Styles R. V., Boyer E., Alexander R. B., Billen G., Howarth
R., Mayer B., Breemen N., “Nitrogen retention in rivers: model development
and application to watersheds in the Northeastern USA”, “Biogeochemistry”,
Nr 57, 199–237, Springer 2002 r., ISSN 0168-2563.
60. Smil V. “Enriching the Earth”, MIT Press, Cambridge 2001 r., ISBN 02-
6269313-5.
61. Stawicki H,, Skowron M., Starachowski M., „Wybrane problemy zagrożeń
wód, powietrza i gleb w dorzeczu Kamiennej”, Ośrodek Ochrony
Zabytkowego Krajobrazu Narodowa Instytucja Kultury, Warszawa 1995,
ISBN 83-85548-36-X.
62. Strom P. F., “Technologies to Remove Phosphorus from Wastewater”,
Rutgers University, sierpień 2006 r.
63. Tkaczyk P., Chwil S., „Formy i frakcje fosforu mineralnego w glebie
nawożonej nawozami mineralnymi i obornikiem”, Katedra Chemii Rolnej i
Środowiskowej, Akademia Rolnicza w Lublinie, Lublin 2004 r.
64. Umiński T., „Ekologia, Środowisko, Przyroda”, str. 415, Wydawnictwa
Szkolne i Pedagogiczne, Warszawa 1995, ISBN 83-02-05649-9.
65. Vermaat J. E., Bouwer L. M., “Less ice on the Baltic reduces the extent of
hypoxic bottom waters and sedimentary phosphorus release”, “Estuarine,
Coastal and Shelf Science”, Nr 82, str. 689–691, Academic Press 2009 r.,
ISSN 0272-7714.
67
66. Vuorio K., Lagus A., Lehtimaki J. M., Suomelac J., Helminen H.,
“Phytoplankton community responses to nutrient and iron enrichment under
different nitrogen to phosphorus ratios in the northern Baltic Sea”, “Journal
of Experimental Marine Biology and Ecology”, Nr 322, str. 39–52, Holandia,
Elsevier 2005 r., ISSN: 0022-0981.
67. Vuorio K., Lagusa A., Lehtimaki J.M., Suomela J, Helminen H,
“Phytoplankton community responses to nutrient and iron enrichment under
different nitrogen to phosphorus ratios in the northern Baltic Sea”,
Department of Biology, Section of Ecology, 10 luty 2005 r.
68. Wasmunda N., Andrushaitisb A., Łysiak-Pastuszak E., Muller-Karulis B.,
Nauscha G., Neumann T., Ojaveerd H., Oleninae I., Postela L. and Witek Z.,
“Trophic Status of the South-Eastern Baltic Sea: A Comparison of Coastal
and Open Areas” , “Estuarine, Coastal and Shelf Science”, Nr 53, str. 849–
864, Niemcy, Łotwa, Polska, Estonia, Litwa 2001 r., ISSN 0272-7714.
69. Wiater J., Łukowski A., Fitko A., Stelmach S., „Wstępne badania aplikacyjne
granulowanych nawozów organiczno-mineralnych na bazie osadów
ściekowych”, Politechnika Białostocka, Katedra Badań Technologicznych,
Instytut Chemicznej Przeróbki Węgla w Zabrzu, 2001 r.
70. Witek Z., Humborgb C. Savchukb O., Grelowskia A., Łysiak-Pastuszak E.,
“Nitrogen and phosphorus budgets of the Gulf of Gdańsk (Baltic Sea)”,
“Estuarine, Coastal and Shelf Science” Nr 57, str. 239–248, Gdynia,
Sztokholm 2003 r., ISSN 0272-7714.
71. Witek Z., Ochocki S., Nakonieczny J., Podgórska B., Drgas A., “Primary
production and decomposition of organic matter in the epipelagic zone of the
Gulf of Gdańsk, an estuary of the Vistula”, “ICES Journal of Marine
Science”, Nr 56, Gdynia 1999 r., ISSN 1054-3139.
72. Worsfolda P. J., Monbeta P., Tappina A. D., Fitzsimonsa M. F., Stiles D. A.,
McKelvie I. D., “Characterisation and quantification of organic phosphorus
and organic nitrogen components in aquatic systems”, “Analytica Chimica
Acta”, Nr 624, str. 37-58, Elsevier 2008 r., ISSN 0003-2670
68
Źródła internetowe:
1. http://starachowice-net.pl/ - czerwiec 2010 r.
2. http://www.epa.gov/volunteer/stream/vms56.html - marzec 2010 r.
3. http://www.funduszestrukturalne.gov.pl/NR/rdonlyres/ABB14F59-4D93-460B-
AF0D-07B73E8810AC/39061/Woj_Swietokrzyskie.pdf - kwiecień 2010 r.
4. http://www.grida.no/climate/ipcc_tar/wg1/index.htm - marzec 2010 r.
5. http://www.helcom.fi/ - kwiecień 2010 r.
6. http://www.mos.gov.pl/artykul/70_infrastruktura_i_srodowisko/11672_gminy_
wojewodztwa_swietokrzyskiego_i_malopolskiego_wspolnie_realizuja_projekt_
w_ramach_poiis.html - kwiecień 2010 r.
7. http://www.mpwik-skarzysko.eu/ - czerwiec 2010 r.
8. http://www.rdw.org.pl/index.php - kwiecień 2010 r.
9. http://www.rpo-
swietokrzyskie.pl/s,34,Program_Operacyjny_Infrastruktura_i_Srodowisko.html
– kwiecień 2010 r.
10. http://www.skarzysko.org/ - kwiecień 2010 r.
11. http://www.stat.gov.pl/cps/rde/xbcr/gus/PUBL_gospodarka_morska_w_polsce_
w_latach_1996-2007.pdf - styczeń 2010 r.
69
VIII. ANEKSY
Aneks 1.1: Akredytacja Centrum Analitycznego SGGW w Warszawie:
Aneks 1.2: „Zestawienie wyników badań nr 54/2009”, Centrum Analityczne
SGGW, Warszawa, 9 września 2009 r.
70
Aneks 2.1: Akredytacja Laboratorium WIOŚ w Kielcach:
Aneks 2.2: „Wyniki badań związków fosforu w zlewni rzeki Kamiennej”, IM-
67/81/2009, Inspekcja Ochrony Środowiska, Wojewódzki Inspektorat Ochrony
Środowiska w Kielcach, Kielce, 28 września 2009 r.
Aneks 2.3: „Wyniki badań związków azotu w zlewni rzeki Kamiennej”, IM-
67/69/2009, Inspekcja Ochrony Środowiska, Wojewódzki Inspektorat Ochrony
Środowiska w Kielcach, Kielce, 3 sierpnia 2009 r.
71
Aneks 3: Tabele
Aneks 3.2. Ilość N w globalnych zasobach (Tg N/rok)
Zasoby Ilość Procent całości
Atmosferyczny N2
3.950.000.000 79,5
Skały osadowe 999.600.000 20,1
Ocean
N2 20.000.000 0,4
570.000 <0,1
Gleby 190.000 <0,1
Organizmy lądowe 10.000 <0,1
Organizmy
morskie 500 <0,1
J. N. Galloway, 'Treatise on Geochemistry', vol. 1,, tab.2, (str. 562), Elsevier Science, Charlottesville 2003 r.
Aneks 3.3. Wielkość globalnie wytwarzanego Nr i zakresy jego dystrybucji (Tg N/rok) w 1890 i 1990 r.
Rodzaj 1890 1990 Naturalnie powstały Nr
BNF, lądowy 100 89 BNF, morski 120 120
Generowany przez błyskawice 5 5 Antropogenicznie powstały Nr
Haber-Bosch 0 85 BNF, uprawy 15 33
Spalanie paliw kopalnych 0,6 21 Powstawanie Nr
Całkowity lądowy 121 233 Całkowity globalny 241 353
Emisja atmosferyczna NOx, spalanie paliw kopalnych 0,6 21
NOx, inne 6,2 13,0 NH3, lądowy 8,7 43,0 NH3, morski 8 8
Całkowita emisja 24 85 Osadzanie atmosferyczne
NOy, lądowy 8 33 NOy, morski 5 13 NHx,, lądowy 8 43 NHx, morski 12 14
Całkowite osadzanie 33 103
Przepływ rzeczny do wybrzeża 5 20 J. N. Galloway, 'Treatise on Geochemistry', vol. 1, 'The Global Nitrogen Cycle', tab. 5,
(str. 568), Elsevier Science, Charlottesville 2003 r.
Aneks 3.1. Stan walencyjny N w związkach chemicznych
Grupa Poziom utlenienia Forma
Utleniony nieorganiczny N 5 NO3
-, HNO3
4 NO2
3
2 NO
Dwuatomowy N 0 N2 Zredukowany
nieorganiczny N -3 NH3, NH4
+ Zredukowany
organiczny N -3 R-NH2
J. N. Galloway, 'Treatise on Geochemistry', vol. 1, 'The Global', tab. 1, (str. 561), Elsevier Science, Charlottesville 2003 r.
72
Aneks 3.6. Charakterystyka ekosystemów uczestniczących w cyklach obiegu azotu (Nr).
Środowisko Potencjał akumulacji
Potencjał transportowy
Potencjał produkcji
N2
Powinowactwo do innych środowisk
Oddziaływanie
Atmosfera Niski Bardzo wysoki Żaden Wszystkie oprócz wód gruntowych
Zdrowie ludzi i ekosystemy, zmiana klimatu
Agroekosystemy Niski lub średni Bardzo wysoki Niski lub
średni Wszystkie Zdrowie ludzi i ekosystemy, zmiana klimatu
Lasy Wysoki Średni lub wysoki w niektórych miejscach Niski Wszystkie
Bioróżnorodność, pierwotna produkcja netto, śmiertelność
wody gruntowe
Łąki Wysoki Średni lub wysoki w niektórych miejscach Niski Wszystkie
Bioróżnorodność, pierwotna produkcja netto, wody
gruntowe
Wody gruntowe Średni Średni Średni Wody
powierzchniowe, atmosfera
Zdrowie ludzi i ekosystemy, zmiana klimatu
Obszary podmokłe, strumienie,
jeziora i rzeki
Niski Bardzo wysoki Średni lub wysoki
Atmosfera oraz środowiska
morskich wybrzeży
Bioróżnorodność, struktura ekologiczna, ryby
Rejony wybrzeży morskich
Niski lub średni Średni Wysoki Atmosfera
Bioróżnorodność, struktura ekologiczna, ryby, rozkwit
alg/glonów J. N. Galloway, 'Treatise on Geochemistry', vol. 1, 'The Global Nitrogen Cycle', tab. 9,(str. 577), Elsevier Science, Charlottesville 2003 r.
Aneks 3.5. Wielkość wyprodukowanego Nr per capita
(kg N/osobę/rok) w poł. lat 90.
Rejony świata
Żyw-ność
Ener-gia Suma
Afryka 5,7 1,1 6,8
Azja 15 1,8 17
Europa + państwa byłego
ZSRR 35 9,1 44
Ameryka Łacińska 16 2,8 19
Ameryka Północna 80 24 100
Oceania 50 13 63
Świat 20 3,9 24 J. N. Galloway, 'Treatise on Geochemistry', vol. 1, 'The Global
Nitrogen Cycle', tab. 8,(str. 574), Elsevier Science, Charlottesville 2003 r.
Aneks 3.4. Wielkości powstającego Nr w rejonach świata (Tg N/rok) w poł. lat 90. Rejony świata
Produ-kcja
Upr-awy
Spala-nie
Import-export netto
Suma
Afryka 2,5 1,8 0,8 0,2 5,3
Azja 40,1 13,7 6,4 8,7 68,9
Europa + państwa byłego ZSRR
21,6 3,9 6,6 -5,6 26,5
Ameryka Płd. 3,2 5,0 1,4 -0,2 9,4
Ameryka Płn. 18,3 6,0 7,4 -3,3 28,4
Oceania 0,4 1,1 0,4 0,3 2,2
Świat ~86 ~30 ~23 0,1 ~140
J. N. Galloway, 'Treatise on Geochemistry', vol. 1, 'The Global Nitrogen Cycle', tab7,
(str. 574), Elsevier Science, Charlottesville 2003 r.
73
Aneks 3.8. Strumienie wprowadzające i usuwające fosfor w oceanach oraz szacowany okres trwania w oceanie.
Strumienie Opis strumienia Przepływ
(mole P x 1012 lata-1)
Okres strwaniae
(lata) Strumienie
wprowadzające:
F84 atmosfera → górna warstwa oceanu 0,02-0,05
F24(d) gleba → górna warstwa oceanu (przepływ rozpuszczonego P
rzecznego) 0,032-0,058
F24(p) gleba → górna warstwa oceanu (przepływ stałego P rzecznego P) 0,59-0,65
minimalny przepływ strumienia wprowadzającego P 0,245 12.000
maksymalny przepływ strumienia wprowadzającego P 0,301 10.000 Strumienie usuwające:
sFcs szacowana wielkość P zagrzebywanego w osadach krawędzi
kontynentalnych 0,150
sFas szacowana wielkość P zagrzebywanego w osadach głębinowych 0,130
minimalna szacowana wielkość reaktywnego P zagrzebywanego w morskich osadach 0,177 17.000
maksymalna szacowana wielkość reaktywnego P zagrzebywanego w morskich osadach 0,242 12.000
Davis A.M. i in., 'Treatise on Geochemistry' vol. 1, 'The Global phosphorus cicle', tab. 3 (str. 592), Elsevier, Honolulu 2003 r.
Aneks 3.7. Najważniejsze rezerwy biorące udział w globalnym obiegu fosforu oraz okres trwania w złożach.
Rezerwa Opis Wielkość (mole Px1012)
Okres trwania τ (lata)
Rl osady skalne (podłoże i gleba >60 cm głębokości oraz denne osady morskie) 0,27 x 108- 1,3 x 108 42-201 x 106
R2 gleby (≈suma gleby <60 cm głębokości: organiczny + nieorganiczny) 3.100-6.450 425-2.311
R3 organizmy lądowe 83,9-96,8 13-48
R4 górna warstwa oceanów, 0-300 m (suma rozpuszczonego P) 87,4 2,46-4,39
R5 głębiny oceanu, 300-3300 m (suma rozpuszczonego P) 2.810 1.502
R6 organizmy wodne 1,61-4,45 0,044-0,217 (16-78 dni)
R7 złoża kopalniane P 323-645 718-1.654
R8 atmosferyczny P 0,0009 0,009 (80 h)
Davis A,M, i in,, 'Treatise on Geochemistry' vol. 1, 'The Global phosphorus cycle', tab, 2 (str, 589-590), Elsevier Science, Honolulu 2003 r.
74
Aneks 3.9. Całkowite zasoby związków azotu i fosforu w Morzu Bałtyckim (t/rok). Dane „ SNV” (1993 r.) obejmują okres 1982 oraz 1989 r, zaś dane
„HELCOM” r 2000. HB określa stan w roku 2008. TN TP SNV HELCOM HB SNV HELCOM HB
A. Z państw
Szwecja 44.300 46.636 1780 1219
Kraje bałtyckie 72.600 145.697 1890 5408
Finlandia 35.981 1874
Rosja 90.229 5863
Polska 109.900 191.521 19.100 12.698
Niemcy 20.000 20.602 2750 512
Dania 51.000 27.664 7860 1193
Suma napływu z państw 297.800 558.046 ~ 500.000 33.380 28.767 ~ 30.000 B. Zjawiska przyrodnicze i napływ wody
z sąsiednich zbiorników
Opady 289.900 192.400 ~ 240.000 3420 1350
Wiązanie azotu 130.000
Wypiętrzenia tektoniczne 462.000 115.500
Napływ z Kattegatu 87.000 10.000
Napływ z Morza Botnickiego 218.000 10.000
Suma napływów ~ 1.637.000 ~ 167.000
C. Odpływy do sąsiednich zbiorników
Do Morza Botnickiego 256.000 16.000
Do Kattegatu 242.000 17.000
Suma odpływów ~ 498.000 ~33.000 L. Hakanson. A.C. Bryhn. 'Eutrophication in the Baltic Sea'. 'Empirical Data and Models on Nutrients and Bioindicators in the Baltic Sea' tab. 4.1 (str. 96). Springer-
Verlag Berlin Heidelberg 2008 r., ISBN: 978-3-540-70908-4
Aneks 3.11. Przepływ biogenów do Morza Bałtyckiego w 2008 r.
A. Azot Morze Bałtyckie 1000 ton TN/rok
Poprzez tektoniczne wznoszenie 400-600 Z rzek 300-600
Z Morza Botnickiego 300-400 Z Kattegatu 100-150
Mokre i suche osadzanie na powierzchni zbiornika 200-300 Azot związany przez sinice 100-900
Roczna ilość TN 1400-2950 Całkowite ze Szwecji 40-50
Zredukowane przez Szwecję ok. 5 B. Fosfor
Morze Bałtyckie 1000 ton TP/rok Poprzez tektoniczne wznoszenie 110-140
Z rzek 30-40 Z Morza Botnickiego 10-15
Z Kattegatu 10-15 Mokre i suche osadzanie na powierzchni zbiornika ok. 1
Azot związany przez sinice 160-210 Roczna ilość TN 1.5-2
Całkowite ze Szwecji ok. 0,75 L. Hakanson, A.C. Bryhn, 'Eutrophication in the Baltic Sea', 'Empirical Data and Models on
Nutrients and Bioindicators in the Baltic Sea' tab. 4.2 (str. 97), Springer-Verlag Berlin Heidelberg 2008 r., ISBN: 978-3-540-70908-4
Aneks 3.10. Wykorzystanie P z surowców kopalnych w %
całości z ok.15 milionów ton fosforu wydobywanych rocznie
na świecie. Zastosowanie Wykorzystanie % Nawozy mineralne 90,0
Środki czystości 4,5
Pasze dla zwierząt 3,4
Żywność i napoje 0,7
Obróbka metali 0,6
Uzdatnianie wody 0,3 “Phosphorus cycle in Polish Agriculture”, Instytut Melioracji i
Użytków Zielonych, Andrzej Sapek, Polska, Falenty 1998 r.
75
Aneks 4.2. Losy fosforu podczas
procesu tworzenia się gleby Davis A.M. i in., 'Treatise on Geochemistry' vol. 1, 'The Global
phosphorus cycle', fig. 2 (str. 591), Elsevier, Honolulu 2003 r.
Aneks 4: Rysunki
Aneks 4.1. Procesy wiązania azotu,
asymilacja, nitryfikacja, rozkład,
amonifikacja, oraz denitryfikacja
Aneks 4.3. Klasyfikacja wód wg OECD
Aneks 3.12
„Rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie kryteriów wyznaczania wód wrażliwych na zanieczyszczenia związkami azotu ze źródeł rolniczych”, Dz. U. Nr
241, poz. 2093, Warszawa, 23 grudnia 2002 r.
76
Aneks 4.4. Przegląd mechanizmów i procesów transportowych N i P w
odniesieniu do koncepcji tzw. czynnika ograniczającego L. Hakanson, A.C. Bryhn, 'Eutrophication in the Baltic Sea', 'Empirical Data and Models on Nutrients and Bioindicators in the Baltic Sea, Present Situation,
Nutrient Transport Process' fig. 4.1 (str. 92), Springer-Verlag Berlin Heidelberg 2008 r. ISBN: 978-3-540-70908-4
Aneks 4.5. Różnice w stężeniu chlorofilu a, fosforanów i
azotanów w Morzu Bałtyckim, w latach 1993-2003 r. L. Hakanson, A.C. Bryhn, 'Eutrophication in the Baltic Sea', fig. 4.4 (str. 94), Springer-Verlag Berlin Heidelberg
2008 r. ISBN: 978-3-540-70908-4
77
Aneks 4.6. Średnie miesięczne wartości stosunku TN:TP (całkowitego
azotu i całkowitego fosforu) oraz stosunku DIN/DIP (wagowo) z
wierzchnich warstw Zatoki Himmerfjärden w latach 1997-2006 L. Hakanson, A.C. Bryhn, 'Eutrophication in the Baltic Sea', fig. 4.3 (str. 93), Springer-Verlag Berlin Heidelberg 2008 r.
ISBN: 978-3-540-70908-4
Aneks 4.7. Zlewisko Morza
Bałtyckiego wg. HELCOM “Baltic Sea Pollution Load Compilation (kompilacja Nr 4 - PLC-
4)”, Baltic Marine Environment Protection Commission - Helsinki Commission, str. 17.
ISSN 0357 2994
Aneks 4.8. Stosunek powierzchni ziem
uprawnych do powierzchni całości
powierzchni ziemi w krajach
uprawnych w %, wg HELCOM “Baltic Sea Pollution Load Compilation (kompilacja Nr 4 - PLC-4), Baltic
Marine Environment Protection Commission - Helsinki Commission, str. 30, ISSN 0357-2994