W przestrzeni publicznej dominują tematy związane z ilością wody (susze, powodzie), a jakość wód pojawia się czasami, niejako przy okazji, ale i tak głównie mowa jest o zanieczyszczeniach. W tym wszystkim umyka aspekt biologiczny, będący m.in. podstawą oceny jakości wód powierzchniowych (stan/potencjał ekologiczny jcwp) wymaganych Ramową Dyrektywą Wodną. Aspekt prawny jest tylko ukazaniem znaczenia tego elementu środowiska, bo bioróżnorodność to szereg zależności ekohydrologicznych, pomiędzy światem ożywionym (biota) i nieożywionym (abiota – chemizm wód, hydrologia i inne). Ostatnio wpadła mi w ręce publikacja, która omawia kluczowe zagrożenia dla bioróżnorodności słodkich wód śródlądowych. Publikacja jest ważna, bo porusza tematykę jednej z granic planetarnych, którą już dawno przekroczyliśmy.

No to zaczynamy. Na liście zagrożeń Reid i in., (2019) wpisali 12 zagadnień, w poprzednim tekście opisałem połowę z nich – https://swiatwody.blog/2022/07/02/zagrozenia-dla-bioroznorodnosci-wod-srodladowych-slodkich-czesc-1-od-zmiany-klimatu-po-hydroenergetyke/, dziś dalszy ciąg. Cytowania będę przytaczał tak jak pojawiają się w artykule.

Rysunek 1 Publikacja Reid i in. (2019), która stanowi podstawę tego artykułu (nr DOI: 10.1111/brv.12480).

7. Zanieczyszczenia budzące niepokój (Contaminants of emerging concern)

Wody powierzchniowe otrzymują zanieczyszczenia ze zrzutów punktowych, takich jak górnictwo, rolnictwo i akwakultura, produkcja celulozy i papieru, produkcja ropy i gazu oraz spływ miejski. Każdy z nich może pośrednio wpływać na bioróżnorodność wód słodkich poprzez oddziaływanie na siedliska lub poprzez bezpośrednią toksyczność. Jednak ze względu na traktaty środowiskowe, takie jak Konwencja Sztokholmska (2001), globalna produkcja i stosowanie chemikaliów przesunęło się z trwałych, wykazujących zdolność do bioakumulacji i toksycznych związków, takich jak insektycyd dichlorodifenylotrichloroetan (DDT), na rzecz pestycydów i chemikaliów przemysłowych o krótszym okresie przebywania w środowisku i mniejszej toksyczności. Ponadto, dzięki ulepszonemu oczyszczaniu ścieków w różnych sektorach (np. ścieki komunalne) (Holeton, Chambers & Grace, 2011), w krajach rozwiniętych nacisk kładzie się w mniejszym stopniu na zajęcie się ostrą toksycznością (np. amoniak), a bardziej na ocenę i łagodzenie długoterminowych skutków zanieczyszczeń historycznych i tzw. emerging contaminants – czyli zanieczyszczenia wzbudzające coraz większe obawy. Jest to szeroki wszechstronny termin, który obejmuje zarówno nowsze substancje, jak i znane zanieczyszczenia, co do których istnieją nowsze obawy, i obejmuje między innymi aktywne składniki farmaceutyczne, nielegalne narkotyki, dodatki do środków higieny osobistej, nowsze pestycydy, substancje zaburzające gospodarkę hormonalną, nanomateriały (zob. punkt 8) i mikrodrobiny plastiku (zob. punkt 9); wszystkie przyciągnęły szerokie zainteresowanie ze względu na ich nieoczekiwaną lub nieznaną aktywność biologiczną i/lub stabilność (lub pseudotrwałość) w środowiskach wodnych. Na przykład badania rzek, do których wpływają ścieki komunalne, pokazują globalną obecność farmaceutyków, takich jak antybiotyki, leki przeciwwirusowe i antydepresanty, przy czym antybiotyki są najczęściej wykrywane (Hughes, Kay & Brown, 2013). Jednak wpływ tych pojedynczych związków i ich mieszanin na populacje i zbiorowiska wodne, jak również na funkcję ekosystemu, pozostaje niedostatecznie zbadany.

Substancje chemiczne zaburzające gospodarkę hormonalną, a dokładniej naśladujące estrogeny, są stosunkowo dobrze poznane pod względem ich wpływu na niektóre gatunki wodne (Sumpter i Jobling, 2013). Wśród taksonów ryby są najbardziej podatne na naturalne i syntetyczne hormony obecne w ściekach komunalnych, z efektami od produkcji witellogeniny (prekursor żółtka jaja, który transportuje białko i część lipidów z wątroby przez krew do rosnących oocytów, gdzie staje się częścią żółtka) i rozwoju interpłci u samców (Jobling et al., 2002) do zmniejszonej liczebności (Kidd et al. , 2007). Niedawno efekty na poziomie indywidualnym – powiązano z efektami międzypokoleniowymi u potomstwa (Schwindt i in., 2014), obniżoną sprawnością (Harris i in., 2011) oraz potencjalnym spadkiem różnorodności genetycznej (Hamilton i in. ., 2016). Chociaż te chemikalia są obarczone niskim ryzykiem dla taksonów o niższym poziomie troficznym, istnieje potencjalny wpływ sieci pokarmowej na konsumentów pierwotnych poprzez zmniejszoną presję drapieżników w następstwie spadku liczebności ryb (Kidd et al., 2014).

Zagrożenia dla ekosystemów nie są jeszcze jasne. Związki przeciwdrobnoustrojowe, w tym antybiotyki i dodatki do środków higieny osobistej, znajdują się w ściekach komunalnych i spływach rolniczych. Nic dziwnego, że chemikalia przeznaczone do zabijania mikroorganizmów u ludzi miałyby również wpływ na naturalne społeczności drobnoustrojów (Barra Caracciolo, Topp i Grenni, 2015). Nieoczekiwane było jednak, że te zanieczyszczenia (np. triklosan) mogą wpływać na różnorodność glonów i peryfiton, a także na niektórych pierwotnych konsumentów (Nietch i in., 2013). Nowsze badania ujawniają wpływ innych pojawiających się zanieczyszczeń (np. przeciwzapalnych, przeciwdepresyjnych) na społeczności glonów (Bácsi i in., 2016; Richmond i in., 2016). Oprócz wpływu na liczebność i skład gatunków, związki przeciwdrobnoustrojowe mogą również wpływać na funkcję ekosystemu wodnego (Nietch i in., 2013), ale implikacje dotyczące różnorodności biologicznej w rzekach nie są jednoznaczne. Potencjalne łagodzenie pojawiających się zanieczyszczeń obejmuje zaawansowane oczyszczanie ścieków komunalnych i redukcję źródeł. Chociaż stężenia odpływając z oczyszczalni są czasami zmniejszane (np. acetaminofen, estrogeny) przez bardziej zaawansowane procesy oczyszczani – i z późniejszymi korzyściami (Hicks i in., 2017) – niektóre pojawiające się zanieczyszczenia (karbazepina, triklosan i diklofenak) są bardziej oporne i wymagają opracowania nowych technologii (np. Bean i in., 2016).

Redukcja źródeł jest skuteczna i konieczna w przypadku niektórych pojawiających się zanieczyszczeń, biorąc pod uwagę brak opcji leczenia i osiągane są korzyści (np. ograniczenie stosowania antybiotyków w produkcji zwierzęcej i mikrokulek w kosmetykach w niektórych jurysdykcjach). Ograniczenia w stosowaniu farmaceutyków przez ludzi są mało prawdopodobne, ale dalsze korzyści i lepsza ochrona bioróżnorodności mogą nastąpić zarówno dzięki lepszemu usuwaniu nieużywanych leków, jak i zaawansowanemu oczyszczaniu ścieków.

8. Nanomateriały

Inżynieryjne nanomateriały to wytworzone materiały (zakres wielkości 1–100 nm) mające wiele zastosowań przemysłowych, klinicznych i konsumenckich (Stone i in., 2010). Charakteryzują się wyjątkowo wysokim stosunkiem powierzchni do objętości i często wykazują wyjątkowe właściwości fizyczne i chemiczne w porównaniu z materiałami konwencjonalnymi. Chociaż te cechy sprawiają, że są one pożądane w wielu zastosowaniach (Lee, Mahendra i Alvarez, 2010; Tong i in., 2014), mogą mieć nieprzewidywalny wpływ na bioaktywność. Duże ilości przedostają się do wód słodkich, ale ograniczenia analityczne (von der Kammer et al., 2012) powodują, że obecne szacunki ładunków docierających do wód opierają się głównie na modelach (Gottschalk, Sun & Nowack, 2013; Sun et al., 2014; Dale i in., 2015). W rzekach przewidywane stężenia powszechnych nanomateriałów mieszczą się w zakresie nanogram na litr (g/l; lub niższym), a niektóre preparaty mogą osiągać nawet μg/l (Gottschalk i in., 2013). Wiele preparatów jest podatnych na agregację i opady w naturalnych wodach, co oznacza, że ​​epifauna (organizmy bentosowe – stale przebywające w pobliżu dna) i infauna (organizmy zakopujące się w dnie, np. mięczaki) będą narażone na nanomateriały znacznie bardziej  (o rząd wielkości) niż gatunki pelagiczne (strefy otwartej wody) w tym samym systemie (Selck et al., 2016). Brak jest na razie konkretnych szacunków stężeń nanomateriałów w osadach wód słodkich, ale ogólnie dla wód powierzchniowych są one prawdopodobnie w zakresie μg/kg i będą wzrastać wraz z ciągłym rozwojem przemysłu nanotechnologicznego (Gottschalk et al., 2013).

Przewidywane ładunki zanieczyszczeń nanomateriałami są na ogół znacznie poniżej progów toksyczności dla najpowszechniejszych nanomateriałów (Coll et al., 2016), ale na tą chwilę najwięcej badań dotyczy gatunków pelagicznych, więc tych najmniej narażonych, więc ogólne ryzyko może być znacznie wyższe (Selck et al., 2016). Nierzadko obserwuje się minimalną ostrą toksyczność „świeżych” nanomateriałów u ryb słodkowodnych i skorupiaków przy realistycznych stężeniach ekspozycji, ale czułość może się różnić o rzędy wielkości w zależności od gatunku i etapu życia (Callaghan i MacCormack, 2017). Ponieważ rozmiar jest podstawowym klasyfikatorem, nanomateriały mogą składać się z różnych materiałów organicznych, nieorganicznych lub kompozytowych, więc uogólnienia na temat ich globalnego bezpieczeństwa dla organizmów słodkowodnych są trudne (Coll i in., 2016).

Materiały rdzeniowe są często „funkcjonalizowane” za pomocą powłok powierzchniowych w celu dostosowania do konkretnych zastosowań, a zmiana tej powłoki może zwiększyć biodostępność i/lub bioaktywność nanomateriałów o rzędy wielkości (Osborne i in., 2013). Wiele powstających gałęzi przemysłu nanotechnologicznego wykorzystuje to „przestrajanie produktu” do tworzenia produktów nowej generacji, które mogą znacząco oddziaływać na wody słodkie. Nanofarmaceutyki są obszarem intensywnego rozwoju, a wprowadzenie do wód słodkich leków lub systemów dostarczania leków z obsługą nanomateriałów wymaga starannego rozważenia (Berkner, Schwirn i Voelker, 2016). Niepokojące są również zastosowania rolnicze, w tym nawozy, herbicydy i pestycydy (Wang i in., 2016). Chociaż ulepszenia w celowaniu i skuteczności w porównaniu z konwencjonalnymi chemikaliami mogą znacznie zmniejszyć całkowitą masę stosowanego produktu, zwiększona moc i unikalne właściwości tych produktów związane z nanomateriałami mogą powodować nowe problemy, gdy w końcu dotrą do słodkich wód. Na przykład preparaty specjalnie zaprojektowane do przenoszenia środków bioaktywnych mogą zwiększać dostępność i toksyczność istniejących zanieczyszczeń środowiskowych, działając jako „koń trojański” (Boncel i in., 2015).

Poważna przeszkoda w zrozumieniu zagrożeń związanych z pojawieniem się nanomateriałami to brak wystarczającej detekcji i charakterystyki tej technologii (von der Kammer i in., 2012; Coll i in., 2016). Obecne modele wymagają bardziej szczegółowych danych wejściowych w celu dokładnego oszacowania obciążeń nanomateriałami i przewidywania zagrożeń dla ekosystemów słodkowodnych. Zmiany w strukturze nanomateriałów (np. podobne główny składnik, ale z różnymi powłokami) i kluczowe parametry, takie jak chemia wody, starzenie się nanomateriałów, kinetyka rozpuszczania i agregacji mogą mieć duży wpływ na los cząstek i bioaktywność (Peijnenburg i in., 2015) i nie są uwzględniane w obecnych modelach. Większość dostępnych danych dotyczących bioaktywności ponownie pochodzi z badań dotyczących toksyczności ostrej (dawki śmiertelne lub znacząco upośledzające funkcje życiowe w krótkim czasie) na gatunkach pelagicznych i nadal istnieje znaczna niepewność co do długoterminowego ryzyka związanego z nawet najpowszechniejszymi naomateriałami (np. dwutlenek tytanu, tlenek cynku, srebro). Dodatkowa zmienność w raportowanych zakresach wrażliwości oraz brak trendów w mechanizmach toksyczności wśród taksonów (Gottschalk et al., 2013) podkreśla potrzebę ostrożności przy opracowywaniu strategii zarządzania stosowaniem i usuwaniem nowych naomateriałów.

9. Mikroplastik

Na całym świecie roczna produkcja plastiku osiągnęła ponad 400 milionów ton (Geyer, Jambeck & Law, 2017) w przypadku produktów zaprojektowanych tak, aby były niedrogie i jednorazowe. Tworzywa sztuczne nie ulegają biodegradacji, ale są rozkładane przez siły mechaniczne i promieniowanie ultrafioletowe (UV) na mniejsze fragmenty (Barnes i in., 2009) zwane „mikroplastikami” (cząstki plastiku <5 mm). Mikroplastiki obejmują mikrokulki (cząstki dodawane do kosmetyków), nurdle (małe granulki używane do produkcji innych tworzyw sztucznych), fragmenty (porcje większych kawałków) i mikrowłókna (z odzieży syntetycznej) (Browne i in., 2011). W środowisku morskim mikrodrobiny plastiku mają negatywny wpływ na środowisko, takie jak koncentracja zanieczyszczeń (Rios, Moore i Jones, 2007) oraz połykanie przez zwierzęta, co zmniejsza sprawność i zwiększa śmiertelność (Sigler, 2014; Provencher, Bond i Mallory, 2015). Chociaż dane na temat koncentracji mikroplastików w wodach słodkich są ograniczone, obecnie zgłaszane są zanieczyszczenia mikroplastikami w ekosystemach słodkowodnych (przegląd w Eerkes-Medrano, Thompson i Aldridge, 2015), w tym w Wielkich Jeziorach Laurentian (Eriksen i in., 2013), St. Lawrence (Casta˜neda i in., 2014), Dunaju (Lechner i in., 2014) i innych systemy rzeczne, które tworzą plastikowy kanał między lądem a morzem. W niektórych latach koncentracja mikroplastiku w Dunaju może przewyższyć liczebność stężeń larw planktonowych (Lechner et al., 2014). Zanieczyszczenia mikroplastyczne różnią się w zależności od systemów słodkowodnych, ale mikrowłókna często stanowią >75% odpadów z tworzyw sztucznych (Ballent et al., 2016; Vermaire et al., 2017). Pochodzące z prania odzieży syntetycznej (Browne et al., 2011). Uwalnianie tych mikrowłókien jest trudne do kontrolowania w istniejących oczyszczalniach ścieków komunalnych, ale filtry w pralkach mogą być opcją. Mikrodrobiny plastiku osadzają się również w osadach wodnych i siedliskach bentosowych (Casta˜neda i in., 2014; Ballent i in., 2016; Vermaire i in., 2017), stanowiąc zagrożenie dla organizmów bentosowych (żyjących w strefie przydennej)

Mikrodrobiny plastiku są spożywane przez organizmy słodkowodne, w tym ptaki (Holland, Mallory i Shutler, 2016), ryby (Campbell, Williamson i Hall, 2017) oraz bezkręgowce (Windsor i in., 2019), a ekstrapolacja wyników badań morskich sugerowałaby pojawiające się zagrożenia dla organizmów słodkowodnych (Sigler, 2014; Provencher i in., 2015). Lepsze zarządzanie zanieczyszczeniem mikroplastikami w wodach słodkich wymaga lepszego zrozumienia:

• źródeł, pochłaniaczy i strumieni;
• czynników kontrolujących czasowo-przestrzenne zróżnicowanie stężeń mikroplastików;
• dane dotyczące współtransportowanych zanieczyszczeń;
• drogi wchłaniania i wpływ na organizmy słodkowodne (Wagner et al., 2014).

Ustawodawstwo dotyczące kontroli mikrokulek zostało wdrożone w kilku krajach (Stany Zjednoczone: Microbead-Free Waters Act, 2015; Kanada: Microbeads in Toiletries Regulations, 2016), ale zazwyczaj stanowią one tylko niewielką część całkowitego zanieczyszczenia tworzywami sztucznymi (Ballent i in. , 2016; Vermaire i wsp., 2017). Wraz ze wzrostem produkcji i konsumpcji plastiku bez lepszej kontroli, stężenie plastiku w wodach słodkich prawdopodobnie wzrośnie. Lepsze zrozumienie ich losu i wpływu jest zatem priorytetem.

Podsumowując, nauka wspierająca łagodzenie pojawiających się zanieczyszczeń, takich jak mikrodrobiny plastiku i nanomateriały, pozostaje w tyle za lekami i produktami do higieny osobistej. Potrzebne są dalsze badania nad tym, jaki wpływ, jeśli w ogóle, mają te materiały na ekosystemy słodkowodne.
O mikroplastiku pisałem też wcześniej: Wpływ mikroplastiku na procesy w wodach śródlądowych – co udało mi się znaleźć.

10. Zasolenie wód śródlądowych

Badania regionalne sugerują, że zasolenie wód słodkich występuje na niespotykaną dotąd skalę (Herbert i in., 2015), ale nie ma globalnej syntezy tego problemu. Zagrożenie stwarzane przez zasolenie nie jest nowe, ale przewiduje się, że nasili się wraz ze zmianą klimatu. Szacunki sugerują, że 1,5 × 108 ha lasów i terenów podmokłych jest zasolonych na całym świecie (Wicke et al., 2011), a 1,5 × 107 ha torfowisk słodkowodnych jest podatnych na podnoszenie się poziomu morza (Henman i Poulter, 2008). Usuwanie roślinności pozwala na bezpośrednie dostanie się opadów deszczu do wód gruntowych poprzez strefy zasilania. Ta nierównowaga zwiększa ciśnienie hydrostatyczne w nizinnych warstwach wodonośnych, zwiększając zrzut ze zwierciadeł wód zasolonych, powodując zasolenie suchych obszarów. Strefy półsuche, które są podatne na zasolenie, mogą doświadczać mniej opadów w scenariuszach ocieplenia, łagodząc wzrost poziomu wód gruntowych, jednak zmniejszony odpływ może prowadzić do zwiększonego stężenia soli w wodach powierzchniowych (Mills i in., 2013) – odparowuje woda, a wszystkie jej składniki zostają.

Zasolenie jest także efektem bezpośredniego zastosowania wód na gruntach rolnych. Są one zwykle bardziej zasolone niż opady deszczu, a składniki soli z pokładów podziemnych zostają na powierzchni nawet z mniej zasolonych wód podziemnych, co prowadzi do zasolenia gleb. W cieplejszym i suchszym klimacie tempo parowania może wzrosnąć wraz ze zmianą klimatu, a większe ilości wody prawdopodobnie będą stosowane w celu uniknięcia wysuszenia upraw (Vörösmarty et al., 2010). Podczas gdy technologie pojawiające się w ramach rolnictwa precyzyjnego mogą sprawić, że wykorzystanie wody będzie wydajniejsze, coraz większa populacja krajów rozwijających się prawdopodobnie przyjmie rolnictwo oparte na niskiej technologii nawadniania, zwiększając zasięg zagrożenia dla wód słodkich wynikający z ich zasolenia.

Wiele stref przybrzeżnych jest zagrożonych przez podnoszący się poziom mórz, który prawdopodobnie zatopi systemy nizinne i zwiększy ich zasolenie (Henman i Poulter, 2008). Dojdą do tego coraz większa eksploatacja słodkich zasobów wód podziemnych oraz rosnąca częstotliwość huraganów i wezbrań sztormowych (np. Schuerch i in., 2013). Inne antropogeniczne czynniki powodujące zasolenie wód słodkich obejmują: usuwanie lub przypadkowe rozlanie słonych ścieków z produkcji gazu z pokładów węgla i oleju łupkowego (Vengosh i in., 2014); eksploatacja odkrywkowa piasków roponośnych, która odsłania osady morskie i płytkie poziomy solankowe (Gibson et al., 2013); oraz rosnące zastosowanie soli do odladzania nieprzepuszczalnych powierzchni (Findlay i Kelly, 2011; Kaushal et al., 2018).

Ten ostatni aspekt rozwijam w swoich badaniach i co jakiś czas wrzucam tekst o soli drogowej w cyklu: https://swiatwody.blog/category/sol-drogowa/

Biologiczne skutki zasolenia obejmują ciągłe zastępowanie organizmów nietolerujących soli tymi, które mogą wytrzymać podwyższone stężenia (Radke i wsp., 2003). Zwiększone zasolenie zabija gatunki słodkowodne z powodu toksycznego poziomu jonów sodu i chlorku w ich komórkach oraz zmniejszonej zdolności do przyjmowania niezbędnych jonów i wody. Skutki te mogą zmniejszać różnorodność gatunków i znacząco zmieniać systemy troficzne poprzez ograniczanie źródeł pożywienia dla konsumentów (Finlayson i in., 2013). Podczas gdy rośliny słodkowodne mogą wytrzymać krótkie okresy zwiększonego zasolenia, dłuższe okresy mogą prowadzić do zmniejszenia produktywności i zagrażać żywotności kłączy i produkcje nasion. Zasolenie może wywoływać stratyfikację gęstości (warstwa utrudniająca mieszanie się wód w zbiornikach), powodując niedotlenienie osadów powierzchniowych, prowadząc do zmian reżimu w zbiorowiskach roślin słodkowodnych (Davis, Sim i Chambers, 2010). Wiadomo również, że wzrost, płodność i różnorodność bezkręgowców słodkowodnych spada wraz ze wzrostem zasolenia (Pinder i in., 2005). Wiele kręgowców jest również dotkniętych, często poprzez skutki pośrednie, takie jak zmiany siedlisk i sieci pokarmowej, jednak płazy bezogonowe są szczególnie wrażliwe, zwłaszcza w stadiach młodocianych (Smith et al., 2007).

Łagodzenie zasolenia może obejmować kontrolowanie uwalniania soli ze źródeł punktowych, ale zwykle mają one zasięg lokalny. Strategiczne uwalnianie odświeżającego przepływu może być skuteczne w skali regionalnej, ale może wiązać się ze znacznymi kosztami, w tym kosztem niewykorzystania tej wody do celów środowiskowych lub konsumpcyjnych (Herbert i in., 2015).

Zasolenie wód to temat, który poruszałem częściowo w ramach cyklu o soli drogowej, który dotyczy mojego głównego obecnie zawodowego naukowego kierunku, biorąc pod uwagę powyższe oraz inne dane z badań i literatury, wszystko wskazuje na to, że będę ten kierunek badań kontynuował.

11. Obniżenie zawartości wapnia

Większość zagrożeń dla środowiska wodnego jest związana z nadmiarem składnika odżywczego (tj. eutrofizacją) lub zanieczyszczeniem chemicznym, które przekracza bezpieczne stężenia. W przeciwieństwie do tego, stosunkowo niewiele stresorów antropogenicznych jest związanych ze zmniejszaniem się dostaw składników odżywczych. Jednym z przykładów niedawno zidentyfikowanego zagrożenia jest powolny, ale powszechny spadek stężenia wapnia (Ca) w systemach niskowęglanowych we wschodniej części Ameryki Północnej (Likens i in., 1998; Keller, Dixit i Heneberry, 2001; Molot i Dillon, 2008), Europy (Stoddard i in., 1999; Skjelkv˚ale i in., 2005; Hessen i in., 2017) i prawdopodobnie gdzie indziej. Wapń jest niezbędnym składnikiem odżywczym dla wszystkich form życia, ale ekologiczne konsekwencje tego nowego zagrożenia wciąż nie są w pełni poznane. Chociaż pył bogaty w wapń może odgrywać pewną rolę (Hedin i in., 1994), głównym źródłem wapnia dla wód słodkich jest powolne wietrzenie skały macierzystej, które dostarcza go do gleb w zlewni, i ta zgromadzona w glebie pula wapnia jest następnie potencjalnie dostępna do wymywania do jezior i rzek.

Coraz więcej dowodów wskazuje, że działalność człowieka zakłóciła cykl Ca w wielu jeziorach z miękką wodą, zmniejszając podaż Ca i obniżając stężenie Ca w wodzie poniżej zapotrzebowania niektórych organizmów wodnych poprzez dwa główne procesy (Jeziorski i Smol, 2017). Po pierwsze, kwaśne deszcze przyspieszyły wymywanie Ca do jezior, więc przez pewien czas stężenie Ca w wodzie jeziornej było prawdopodobnie podwyższone. Na obszarach o geologii charakteryzujących się wysokimi stężeniami Ca (np. wapienne podłoże skalne), Ca nadal był łatwo wypłukiwany do cieków wodnych. Jednak w wielu regionach o niskiej zawartości Ca, takich jak te położone pod prekambryjskim granitowym podłożem skalnym, zapasy Ca zostały ostatecznie wyczerpane, ponieważ utrzymanie odpowiednich stężeń zależy głównie od powolnych procesów wietrzenia. Po drugie, ponieważ duże ilości Ca są związane w drewnie, praktyki leśne mogą działać jako eksport niektórych rezerw Ca po zlewnię do której wcześniej trafiał, zwiększając utratę Ca w zlewni (Allen, Clinton i Davis, 1997; Watmough, Aherne i Dillon, 2003).

Jak dotąd identyfikacja skutków ekologicznych długotrwałych spadków Ca koncentrowała się głównie na wioślarkach, często dominującej i kluczowej grupie bezkręgowców jeziornych. Wczesne analizy wykazały, że niektóre wioślarki o dużych ciałach (np. niektóre Daphnia spp.) mają stosunkowo wysokie zapotrzebowanie na Ca (Jeziorski i Yan, 2006; Ashforth i Yan, 2008), a niektóre populacje są niezdolne do przetrwania przy stężeniach Ca poniżej 1,5 mg/l. Biorąc pod uwagę, że programy monitorowania już odnotowywały niższe stężenia Ca w wielu regionach jezior z miękkimi wodami, pojawiły się obawy, że to zagrożenie środowiskowe może wpływać na sieci pokarmowe jezior. Wspólnym wątkiem jest to, że spadki Ca były powolne i stopniowe, co wymagało albo danych paleolimnologicznych (Jeziorski i in., 2008), albo długoterminowych danych monitoringowych z rzędu dziesięcioleci w celu zidentyfikowania problemu (Molot i Dillon, 2008).

Z tych powodów Jeziorski i in. (2008) wykorzystali analizy kopalnych wioślarek, aby wykazać, że rzeczywiście duże zmiany w zbiorowiskach bezkręgowców mogą być powiązane ze spadkiem poziomu Ca. Odkryli, że wiele jezior z miękką wodą już wykazywało oznaki zubożenia Ca z towarzyszącymi im zmianami w zbiorowiskach wioślarek. Ponadto dane paleolimnologiczne wskazują, że ostatnie spadki stężeń Ca odnotowane w programach monitorowania jezior nie były po prostu trendem powrotu poziomów Ca do poziomów sprzed zakwaszenia (jak można by się spodziewać wyższych stężeń Ca w jeziorach we wczesnych okresach), ale obecne poziomy Ca były teraz niższe niż stężenia przed zakwaszeniem.

Paleolimnolodzy doszli do tego wniosku, ponieważ taksony Daphnia wrażliwe na Ca były często powszechne w zapisie kopalnym sprzed zakwaszenia, co wskazuje, że poziomy Ca były wystarczająco wysokie przed zakwaszeniem. Kolejne badania potwierdziły ten ogólny trend w spektrum ekosystemów jezior miękkowodnych, co może również wpływać na inne grupy bioty słodkowodnej, które mają wysokie zapotrzebowanie na Ca (przegląd w Jeziorski i Smol, 2017), takie jak raki (Hadley i in., 2015). Chociaż badania nad spadkiem Ca początkowo koncentrowały się na taksonach, na które wpływ miała zmniejszona dostępność Ca (np. Daphnia o dużych ciałach), późniejsze badania zaczęły koncentrować się na organizmach, które mogą skorzystać na tym nowym zagrożeniu. Na przykład, biorąc pod uwagę, że duże rozwielitki są wydajnymi filtratorami, ich śmierć może być związana z niedawnymi zakwitami glonów, ze względu na zmniejszone efekty odgórne  (Korosi et al., 2012) – mechanizm top-down opisany w jednym z wcześniejszych tekstów: https://swiatwody.blog/2019/02/08/zaleznosci-pomiedzy-organizmami-wodnymi-a-zakwity-zbiornikow/.

Ponadto Jeziorski i in. (2015) udokumentowali powszechne zastępowanie Daphnia przez Holopedium glacialis, konkurenta w tej grupie troficznej, który ma znacznie niższe wymaganiach co do stężeń wapnia. Chociaż oba są roślinożercami filtrującymi, Holopedium ma niższą zawartość składników odżywczych niż Daphnia (akumuluje mniej, przez co więcej azotu i fosforu pozostaje w toni wodnej lub w biomasie fitoplankotnu), a wysokie stężenia pokrytego galaretką Holopedium mogą zakłócać urządzenia na ujęciach wody. Wynikające z tego „żelowanie jezior” to nowy problem, który potencjalnie może kaskadowo przenikać przez sieć pokarmową, wpływając na flotę i faunę zbiorników.

Rozwiązanie zagrożenia spadkiem Ca nie jest proste biorąc pod uwagę dużą liczbę dotkniętych chorobą jezior i ich zazwyczaj odległe lokalizacje. Dalsze ograniczanie kwaśnych opadów jest potencjalnie rozwiązaniem długoterminowym, chociaż ma ono istotne reperkusje gospodarcze. Na mniejszą skalę podjęto lokalne próby uzupełnienia Ca w zlewniach, np. „nawożenie” je popiołem drzewnym bogatym w Ca (np. Haliburton, Ontario, Kanada). Skuteczność tych projektów pilotażowych nie została jeszcze oceniona.

12. Efekt kumulacja czynników

Chociaż od dawna wiadomo, że stresory środowiskowe mogą wchodzić w interakcje, wpływając na ekosystemy słodkowodne, w ostatniej dekadzie zaobserwowano znaczny wzrost zainteresowania potencjalnymi problemami związanymi z „wielokrotnymi stresorami” (Ormerod i in., 2010; Vörösmarty i in., 2010; Craig i in., 2017). Pierwszym z trzech kluczowych powodów jest rosnące wykorzystanie zasobów słodkiej wody do użytku przez ludzi w połączeniu z rosnącym wpływem działalności człowieka w dalszym biegu rzeki (Strayer i Dudgeon, 2010). Po drugie, wpływ człowieka na wody słodkie często występuje łącznie, ponieważ różne działania są zbieżne (np. urbanizacja z przemysłem, rolnictwo z poborem wody, eksploatacja biomasy z uwalnianiem gatunków inwazyjnych) lub ponieważ wpływają na ekosystemy słodkowodne wieloma drogami. Po trzecie, oczekuje się, że zmiany klimatu będą miały szeroko rozpowszechnione bezpośrednie i pośrednie skutki dla wód słodkich (zob. pkt 1 w poprzednim wpisie – https://swiatwody.blog/2022/07/02/zagrozenia-dla-bioroznorodnosci-wod-srodladowych-slodkich-czesc-1-od-zmiany-klimatu-po-hydroenergetyke/). W tym rosnącym obszarze zainteresowań istnieją trzy powiązane i znaczące wyzwania.

Pierwszą z nich jest potrzeba ustalenia, czy wiele stresorów słodkowodnych po prostu współwystępuje, czy też oddziałują one na siebie. Wczesne dowody eksperymentalne sugerowały, że niektóre kombinacje stresorów mogą być synergistyczne (wzmocnienie efektu np. wysoka temperatura × stres toksyczny), ale w większości przypadków kombinacje stresorów były mniej niż addytywne (suma działania czynników) (Folt i in., 1999). Wzorce te zostały w dużej mierze potwierdzone przez niedawną metaanalizę, w której efekty netto podwójnych stresorów na różnorodność biologiczną i funkcję ekosystemu okazały się w przeważającej mierze odpowiednio addytywne (efekt nie przekraczał sumy) i antagonistyczne (korzystny dla części organizmów, niekorzystny dla innych) (Jackson i in., 2016a). Dane z 88 artykułów i prawie 300 kombinacji stresorów wykazały, że interakcje były najczęściej antagonistyczne (41%), a nie synergistyczne (28%), addytywne (16%) lub odwracające (15%). Ta zmienność wyników sugeruje potrzebę zrozumienia dokładnych czynników kontekstowych, które wpływają na interakcje ze stresorami. Ekosystemy lub organizmy o dużym znaczeniu dla ochrony często charakteryzują się określonymi wymaganiami, które mogą być nieproporcjonalnie wrażliwe na niektóre kombinacje stresorów. Ponadto mniejsza bioróżnorodność może zwiększyć wpływ wielu stresorów, ponieważ funkcje ekosystemu są osłabione lub ulegają zmianie wrażliwości. Na przykład Vinebrooke i in. (2004) zilustrowali, w jaki sposób skład społeczności jeziornej może zmniejszyć lub zwiększyć łączną reakcję stresorów w zależności od stopnia, w jakim gatunki dzieliły tolerancję na stres. W niektórych przypadkach wielokrotne oddziaływanie stresorów na wody słodkie doprowadziło do nieoczekiwanych „niespodzianek ekologicznych” poprzez nieliniowe lub opóźnione interakcje w systemach, które skądinąd były dobrze rozumiane (Hecky i in., 2010). [przypis własny – innym przykładem może być ograniczenie liczby lub funkcjonowania organizmów odpowiedzialnych za samooczyszczanie się wód, więc w konsekwencji pogarsza się jakość tych wód, która eliminuje kolejne organizmy ze środowiska wodnego]

Drugim wyzwaniem jest opracowanie metod diagnozowania względnego znaczenia stresorów o skutkach kombinatorycznych. Możliwym wyjaśnieniem dominacji interakcji antagonistycznych jest to, że te o dużym wpływie mogą maskować lub pomijać skutki słabszych stresorów (Jackson i in., 2016a). W tych okolicznościach, usunięcie dominującego stresora może po prostu ujawnić skutki innych stresorów bez przyrostu bioróżnorodności netto. Natomiast identyfikacja wszelkich hierarchicznych skutków współwystępujących stresorów może pomóc w ukierunkowaniu sekwencyjnych podejść do zarządzania i prowadzić do namacalnego przyrostu bioróżnorodności (Kelly i in., 2017). Jak dotąd wiarygodne dowody i studia przypadków, na podstawie których można opracować najlepsze praktyki, które można uogólnić, są ograniczone i często opierają się na podejściach analitycznych do dominujących kombinacji stresorów, które mogą nie odzwierciedlać skutków sekwencyjnego zarządzania stresorami (Gieswein, Hering i Feld, 2017).

Na tym niepewnym tle trzecim wyzwaniem jest zidentyfikowanie pragmatycznych podejść do radzenia sobie z wieloma skutkami stresorów. Największe korzyści byłyby prawdopodobne, gdy rozwiązania wielofunkcyjne rozwiązują wiele problemów jednocześnie – najprościej, stawiając na pierwszym miejscu ochronę zasobów nad eksploatacją w zlewniach lub zbiornikach wodnych zidentyfikowanych ze względu na znaczenie różnorodności biologicznej (np. dyrektywa siedliskowa UE 92/43/EWG;). Przykładem są rozwiązania oparte na naturze (z ang. Nature Based Solution). Np. „strefy buforowe” pomiędzy wodą a lądem, jednocześnie wpływają na jakość wody, chronią reżimy termiczne, zapewniają strukturę siedlisk i utrzymują subsydia energetyczne, chociaż nie są one jednakowo skuteczne dla wszystkich zanieczyszczeń (Lowrance i in., 1997).

Ogólnie jednak istnieje pilna potrzeba zrozumienia i rozwiązania problemów związanych z wieloma stresorami, w szczególności ich wpływu na bioróżnorodność słodkowodnych.

To tyle jeśli chodzi o stan wiedzy o głównych czynnikach wpływających na obniżenie bioróżnorodności wód słodkich – w kolejnym tekście opiszę na podstawie tej publikacji jakie można ją chronić i przywracać.