Eutrofizacja, czyli biogeny nieokiełznane

Eutrofizacja czyli biogeny

O eutrofizacji napisano już tak dużo, że bez wnikania w szczegóły i niuanse naukowe, niewiele nowego da się o niej powiedzieć. Jednak zbagatelizowanie tego problemu w poświęconym programowi azotanowemu numerze „Wodnych Spraw” mogłoby zostać poczytane jako poważne niedopatrzenie. A dlaczego w ogóle eutrofizacja zasługuje na naszą uwagę? Ponieważ dotyczy wszystkich wód, a obserwowane od co najmniej 60 lat przyspieszenie tego procesu stanowi jeden z największych problemów środowiskowych na całym świecie.

Eutrofizacja czyli co?

Rozpoznanie zjawiska eutrofizacji i jego definiowanie ma już ponad stuletnią historię, choć z pewnością daleko nam jeszcze do pełnego rozpoznania wszystkich jego aspektów. Pierwsze klasyfikacje wód pod względem produktywności i zasobności w składniki pokarmowe powstały w latach 20. ubiegłego wieku, kiedy to niemiecki limnolog Naumann wprowadził pojęcia „oligotrofii” dla określenia wód z ubogim fitoplanktonem i „eutrofii” dla wód z fitoplanktonem obfitym. Kolejne prace Naumanna i innych badaczy, przede wszystkim Thienenmana czy Vollenweidera, rozwijały te idee, wiążąc poziom produktywności ekosystemu ze stężeniem substancji odżywczych i uwarunkowaniami morfometrycznymi. Definicji eutrofizacji sformułowano wiele, głównie w latach 70. XX wieku, i są one często mocno zniuansowane. Wszystkie jednak zmierzają ku jednemu: eutrofizacja to proces wzrostu produktywności biologicznej ekosystemu na skutek wzbogacania wód w substancje odżywcze. W ogólnym ujęciu prowadzi ona do wzrostu żyzności ekosystemu wodnego, od stanu ubogiego (oligotrofii) do stanu przeżyźnienia (hipertrofii).

Eurofizacja wód jest naturalnym procesem, zachodzącym w skali geologicznej. Polega na stopniowym, zazwyczaj powolnym, wzroście zasobności wód w wyniku dostawy materii z zewnątrz, prowadzącym od oligo-, przez mezo- do eu- i hipertrofii, a w ostateczności do wypłycenia i przekształcenia zbiornika wodnego w ekosystem bagienny, a potem lądowy. Tempo procesu zależy od morfometrii obiektu (pojemności wód) i uwarunkowań zlewniowych, a przebieg wcale nie musi być liniowy, od oligo- do hipertrofii, co potwierdzają liczne badania paleolimnologiczne. Okresy eutrofizacji mogą być przeplatane okresami oligotrofizacji i ponownego wzrostu żyzności, a kierunek zmian i długość trwania poszczególnych etapów zależne są od podatności skał na procesy wietrzenia i ługowania, od procesów glebotwórczych, zmian w szacie roślinnej na lądzie i w samym zbiorniku oraz czynników klimatycznych.

Problem w tym, że na ten naturalny proces nakłada się działalność człowieka, która w ogromnym stopniu modyfikuje go i przyspiesza, powodując tzw. eutrofizację kulturową (antropogeniczną). Zjawisko to jest tak stare jak Homo sapiens, jednak znacząco przybrało na sile w ciągu ostatnich 60 lat, a wody przechodzą przyspieszony proces eutrofizacji. W wielu obszarach świata jeziora, które bez ingerencji człowieka byłyby dzisiaj najprawdopodobniej oligo- lub mezotroficzne, przechodzą w stan eutroficzny, a te eutroficzne niebezpiecznie zmierzają ku hipertofii. I tu dochodzimy do idei rozróżnienia stanu troficznego i stanu ekologicznego.

Czy woda eutroficzna to zawsze woda zeutrofizowana?

Przez dziesięciolecia zwykło się patrzeć na ekosystem wodny przez pryzmat jego stanu troficznego, gdzie stanem najbardziej pożądanym był ten o niskiej trofii. I dopiero wprowadzone pod koniec XX wieku podejście ekosystemowe do oceny stanu wód, propagowane m.in. przez amerykańską Ustawę o czystych wodach (Clean Water Act, 1972) czy europejską Ramową Dyrektywę Wodną (2000), wywróciło stolik. Samo pojęcie trofii się nie zmieniło, ale już jego postrzeganie zmieniło się zasadniczo. Założenia „ramówki” pozwoliły odejść od dogmatu: „oligotrofia dobrze, eutrofia źle”, dając pierwszeństwo przy ocenie ekosystemów wodnych ich potencjałowi (nie mylić z „oceną potencjału ekologicznego”), wynikającemu z uwarunkowań naturalnych. Nie można bowiem stawiać takich samych wymagań jakości wysokogórskim potokom na podłożu krzemianowym i wielkim rzekom nizinnym w przyujściowych odcinkach, czy też dużym, głębokim jeziorom alpejskim i małym, płytkim, zarastającym oczkom. W podejściu tym stan eutroficzny nie znaczy zły, pod warunkiem, że nie jest on skutkiem działań człowieka i wynika z inherentnych cech ekosystemu. Trzeba sobie zatem odpowiedzieć na pytanie, jaki byłby ekosystem, gdyby na naturalne procesy nie nałożyły się skutki presji antropogenicznej. I takie właśnie pytanie często leży u podstaw ustalania czegoś, co w gospodarce wodnej określamy jako warunki referencyjne, czyli stan odniesienia, wobec którego oceniamy aktualny stan wód.

Stosowane obecnie w Polsce kryteria oceny stanu ekologicznego jezior wskazują jako wartości graniczne stężenia fosforu (w zależności od typu wód) 50 lub 60 µg l-1 dla stanu dobrego i 30 lub 40 µg l-1 dla stanu bardzo dobrego. W stosowanych powszechnie systemach oceny trofii wód wartości te odpowiadają w zasadzie „wczesnej” eutrofii. Oczywiście dla dużych, głębokich jezior alpejskich na podłożu granitowym takie kryteria byłyby nie do przyjęcia i trudno byłoby uwierzyć, że takie stężenia fosforu wspierają ich dobry stan. Jednak na nizinach polskich, gdzie dominują stosunkowo małe jeziora o dobrze zbuforowanych, wysokozasadowych wodach, posadowione na zasobnych glinach zwałowych ostatniego zlodowacenia, okazuje się, że stan eutroficzny może być jak najbardziej akceptowalny (zainteresowanych sposobem wyznaczania takich wartości granicznych odsyłam do opracowania). Fakt istnienia jezior eutroficznych „z natury” potwierdzają liczne badania paleolimnologiczne. W tym kontekście pytanie „czy woda eutroficzna to zawsze woda zeutrofizowana?” opiera się na podobnym niuansie semantycznym, jak na przykład to, czy woda słona to to samo, co woda zasolona.

Czy eutrofizację można kontrolować?

Wszystko to nie zmienia faktu, że wody współcześnie są poddawane ogromnej presji i ich stan troficzny (oraz ekologiczny) wcale nie wynika z natury, a jest efektem wielorakich oddziaływań antropogenicznych. Jeżeli chcemy ograniczyć ryzyko wzmożonych zakwitów planktonu, a przede wszystkim groźnych cyjanobakterii (sinic), musimy podejmować działania w zakresie racjonalnego zarządzania ilością biogenów dostających się do wód.

Skład gatunkowy i tempo wzrostu zbiorowisk fitoplanktonu w znacznym stopniu są warunkowane stechiometrią składników odżywczych, czyli stosunkiem azotu i fosforu (a także węgla). Stosunek ten mówi, który pierwiastek jest czynnikiem limitującym wzrost glonów i powinien być ograniczony, aby zapobiec nadmiernemu rozwojowi biomasy. Zasadniczą rolę fosforu w kontroli zakwitów glonów wykazała między innymi seria eksperymentów prowadzonych w latach 70. ubiegłego wieku przez Schindlera i współautorów na kompleksie jezior eksperymentalnych (ang. Experimental Lake Area) w kanadyjskiej prowincji Ontario. Badacze dodawali do wód jezior kontrolowane dawki makroelementów w określonych proporcjach i obserwowali długoterminowe efekty tych zabiegów. Jednym z bardziej znanych i spektakularnych eksperymentów jest ten przeprowadzony na jeziorze nr 226, które zostało podzielone na pół szczelną barierą. Połowę jeziora nawożono kontrolowanymi dawkami węgla i azotu, a drugą węgla, azotu i fosforu. W efekcie, zakwit glonów rozwinął się jedynie w drugiej części. Od tamtych badań istnieje dość powszechny konsensus, że pierwiastkiem limitującym fitoplankton w wodach śródlądowych jest fosfor. Jednak okazuje się, że w przypadku większości ekosystemów, szczególnie w dobie powszechnego przeżyźnienia wód, redukcja dostawy tylko jednego z biogenów najczęściej nie przynosi trwałych efektów. Badania Paerla i współautorów, opublikowane w 2016 r. na łamach „Environmental Science & Technology”, wskazują na konieczność uwzględnienia również przemian form azotu na drodze denitryfikacji (redukcji związków azotu do postaci gazowej) i wiązania azotu z atmosfery przez sinice w ogólnym budżecie biogenów. Na podstawie obszernego przeglądu zagadnienia autorzy wykazali, że ograniczanie jedynie fosforu jest skuteczne tylko w przypadkach, gdy stosunek N:P z zewnętrznej dostawy jest większy niż 23, a dodatkowo wiązanie azotu przeważa nad denitryfikacją lub procesy te pozostają w równowadze. Z kolei ograniczanie azotu przynosi spodziewane efekty jedynie w sytuacjach, w których wzrost glonów jest limitowany azotem, czyli stosunek N:P jest mniejszy niż 9, a denitryfikacja jest porównywalna lub większa od tempa wiązania azotu z atmosfery. We wszystkich pozostałych przypadkach do ograniczanie nadmiernego wzrostu produktywności ekosystemu, w tym ryzyka wystąpienia zakwitów sinicowych, konieczna jest kontrola zewnętrznej dostawy obu pierwiastków biogennych.

A w jaki sposób? Właśnie po to mamy regulacje dotyczące rolniczego nawożenia (główne źródło związków azotu, choć nie tylko) czy zarządzania gospodarką komunalną (głównym dostawcą fosforu). Czy są one skuteczne i w jakim stopniu? Trudno powiedzieć. Tak czy inaczej nie ma innego rozwiązania na zatrzymanie lub spowolnienie (a jak się bardzo postaramy – może nawet odwrócenie) procesu eutrofizacji niż ograniczenie ładunków biogenów dostających się do wód. Badania z krajów Europy Zachodniej i Północnej, które podjęły trud znaczącej redukcji ładunków biogenów wprowadzanych do wód już kilkadziesiąt lat temu (nawet od lat 60.) wskazują, że proces oligotrofizacji jest możliwy, a skutki przenawożenia wód mogą się do pewnego stopnia cofnąć. W Polsce jak dotąd spektakularnych osiągnięć w tym zakresie nie mamy, ale jeśli nie będziemy stosować obostrzeń i ograniczeń, hipertorfia dopadnie nas wcześniej niż myślimy.

music-cover