docRaport2-stan jakości wód jeziora Durowskiego od lipca do listopada
download 
Reklamacja Transkrypt
Raport2-stan jakości wód jeziora Durowskiego od lipca do listopada
Wydział Biologii Uniwersytetu im. Adama Mickiewicza w Poznaniu ul. Umultowska 89, 61-614 Poznań STAN JAKOŚCI WÓD JEZIORA DUROWSKIEGO OD LIPCA DO LISTOPADA 2012 ROKU prof. dr hab. Ryszard Gołdyn – Zakład Ochrony Wód dr Beata Messyasz – Zakład Hydrobiologii dr Renata Dondajewska – Zakład Ochrony Wód dr Sławomir Cerbin – Zakład Hydrobiologii Poznań, grudzień 2012 1 Treść opracowania Str. 1.Podstawy opracowania 3 2.Metody badań 4 3.Zmiany sezonowe chlorofilu a i 8 3.1.Temperatura wody, pH, przewodnictwo elektrolityczne i koncentracja tlenu 8 3.2. Przezroczystość wody 16 3.3. Koncentracja związków azotu 17 3.4. Koncentracja związków fosforu 21 3.5. Charakterystyka osadów dennych 23 3.6. Chlorofil-a 28 4. Zooplankton 30 5.Zmiany sezonowe fitoplanktonu parametrów w strukturze fizyczno-chemicznych gatunkowej i ilościowej 35 6. Podsumowanie 45 7. Literatura 47 8. Spis kluczy fykologicznych 47 2 1. Podstawy opracowania Podstawą opracowania jest umowa zawarta z Urzędem Gminy w Wągrowcu nr 2151.4.2011 z dnia 7 lutego 2011r. Na jej podstawie dokonano opracowania wyników 3-krotnych badań Jeziora Durowskiego, przeprowadzonych w lipcu, sierpniu i listopadzie 2012 roku. Opracowanie to stanowi piąty etap wyŜej wymienionej umowy. Jego celem jest przedstawienie wyników fizyczno-chemicznych i biologicznych (fitoplankton, zooplankton) ekosystemu Jeziora Durowskiego (fot. 1), uzyskanych w drugim półroczu tego roku. Lipiec 2012 Listopad 2012 Struga Gołaniecka – listopad 2012 Fot. 1. Północny (lipiec 2012) i południowy (listopad 2012) fragment Jeziora Durowskiego oraz rzeka Struga Gołaniecka objęte opracowaniem w drugim półroczu 2012r. 3 2. Metody badań Badania ekosystemu Jeziora Durowskiego przeprowadzono 3-krotnie (lipiec, sierpień, listopad 2012), na dwóch stanowiskach badawczych (ryc. 1). Stanowisko I połoŜone jest w miejscu o największej głębokości, wynoszącej14,6m (tzw. głęboczek). stanowisko II połoŜone jest w północnej części jeziora w początkowej części basenu o głębokości 10m. W trakcie badań ST. II wykonywano w przekroju pionowym co 1 m pomiary temperatury rozpuszczonego, wody, pH stęŜenia oraz tlenu przewodnictwa elektrolitycznego. Próbki wody pobierano na trzech głębokościach przekroju pionowego w kolumnie wody, charakterystycznych dla trzech warstw termicznych: epi- (1 m), meta- (na st. I – 7 m; II – 5 m) i hypolimnionu (na st. I – 12m; II – 8 m). W laboratorium wskaźniki ST. I oznaczano z nich fizyczno-chemiczne: amonowego, azotynowego, organicznego i następujące stęŜenie azotu azotanowego, ogólnego, fosforanów rozpuszczonych i ogólnych oraz chlorofil-a. Próbki do oznaczeń biogenów utrwalane były Ryc. 1. Mapa batymetryczna Jeziora Durowskiego. chloroformem, a do oznaczeń chlorofilu-a przewoŜone były w stanie Ŝywym. Analizy fizyczno-chemiczne wykonano zgodnie z Polskimi Normami (Siepak 1992; Elbanowska i in. 1999). 4 Materiał fykologiczny do badań struktury taksonomicznej, ilościowej i biomasy fitoplanktonu pobierano kaŜdorazowo w tych samych punktach profilu pionowego, bezpośrednio do butelek politylenotereftalanu o objętości 1,5 l i utrwalano płynem Lugola. Następnie próby sedymentowano do odpowiedniej objętości, nie mniejszej niŜ 10 ml. Skład gatunkowy fitoplanktonu uzyskano przy uŜyciu mikroskopu świetlnego OLYMPUS z wykorzystaniem obiektywów 20x i 40x. Przy określaniu składu taksonomicznego wykorzystano aktualne klucze fyklogiczne obejmujące poszczególne grup glonów (spis za literaturą). Analiza ilościowa została wykonana w komorze o objętości 1,25 ml próby. Biomasę glonów uzyskano na podstawie iloczynu liczebności poszczególnych taksonów z ich objętością. Kształt poszczególnych gatunków przyporządkowano do figury geometrycznej i na tej podstawie obliczono objętość konkretnego taksonu (Starmach 1989, Rott 1981). Koncentracja biomasy fitoplanktonu została podana w mg/l. Próby wody do badań struktury zbiorowisk zooplanktonu pobierano z 3 głębokości, tych samych co fitoplankton – powierzchnia (1 m), głębokość odpowiadająca strefie metalimnionu oraz w strefie naddanej. W przypadku rzeki Strugi Gołanieckiej próby pobrano z powierzchni. Z kaŜdej głębokości pobierano 20 litrów wody i zagęszczano siatką planktonową o średnicy oczek 25µm. Materiał konserwowano na miejscu formaliną. Aby ustalić skład taksonomiczny zooplanktonu, próby przeglądano pod mikroskopem świetlnym przy powiększeniach: 50x, 100x i 200x. Jeśli cechy kluczowe nie były widoczne izolowano badane osobniki i przeprowadzono preparację. W przypadku widłonogów (Copepoda) preparowano V parę odnóŜy, a wioślarki (Cladocera) prześwietlano w płynie Hoyer’a. Do oznaczeń wykorzystano klucze: - Inspekcja Ochrony Środowiska. widłonogi Copepoda: Cyclopoida. Klucz do oznaczania. Rybak J.I. i Błędzki L.A. Biblioteka Monitoringu Środowiska. Warszawa 2005. - Krebstiere, Crustacea. Kiemen – Und Blattfuesser. Branchiopoda. Fischlause, Branchiura. FlöBner. Gustav Fisher Verlag Jena 1972. 5 - Fauna Słodkowodna Polski. Zeszyt 32A i 32 B. Wrotki – Rotifera. pod redakcją Stanisława Radwana. Oficyna Wydawnicza Tercja 2004. W celu wykonania analizy ilościowej próby zooplanktonu zostały zagęszczone do objętości, w której 1ml próbki odpowiada 1L pobranej wody. Zooplankton (Rotifera, Copepoda i Cladocera) liczono na szkiełku w 0,5 podpróbkach. Analiz dokonano przy uŜyciu mikroskopu świetlnego Zeiss Axioplan, przy powiększeniach 50 do 200razy. Próby wody do analizy stęŜenia chlorofilu-a zagęszczono na sączkach Whatmann GF/C a następnie poddano ekstrakcji w acetonie. Pomiarów ekstynkcji dokonano za pomocą spektrofotometru przed i po zakwaszeniu 0,1 M HCl. Ponadto, bezpośrednio w terenie zmierzono równieŜ przezroczystość wody za pomocą krąŜka Secchiego. Jednocześnie przy pomocy czerpacza typu Kajak lub Nurek pobierana była powierzchniowa (10 cm) warstwa osadów dennych. W próbkach tych oznaczano zawartość fosforu ogólnego oraz jego poszczególnych połączeń (frakcji) według schematu funkcjonowania zaproponowanego przez Psennera i in. (1988). fosfor ogólny oznaczano metodą molibdenianową z kwasem askorbinowym jako reduktorem. frakcjonowanie fosforu wykonywano z mokrej próbki osadów o objętości 1 cm3. Oznaczono w niej zawartość: - fosforu luźno związanego (NH4Cl-P); - fosforu związanego z Ŝelazem (Fe-P); - fosforu związanego z glinem i materią organiczną (NaOH-P); - fosforu związanego z wapniem (HCl-P) oraz fosforu pozostałego, stanowiącego róŜnicę pomiędzy zawartością fosforu ogólnego oraz sumą jego poszczególnych frakcji. Po kaŜdym etapie ekstrakcji próbka była odwirowywana a w uzyskanym roztworze oznaczano zawartość fosforu metodą molibdenianową z kwasem askorbinowym jako reduktorem. W pobranych próbkach osadów analizowano równieŜ zawartość materii organicznej z wysuszonej w 105 °C próbki, poprzez jej wypraŜenie w pecu muflowym w temperaturze 550°C przez 4 godziny. Z róŜnicy wagi przed i po wypraŜeniu obliczono procentową zawartość materii organicznej (Myślińska 2001). 6 W osadach analizowano takŜe stęŜenie fosforu w wodzie interstycjalnej (śródosadowej). Uzyskiwano ją poprzez odwirowanie próbek osadów w wirówce przy szybkości 3000 obr./min. Badania zasilania wewnętrznego Jeziora Durowskiego prowadzone były metodą ex situ, z wykorzystaniem niezaburzonych rdzeni osadów dennych. Rdzenie pobierano przy pomocy zmodyfikowanego rurowego chwytacza dna z dwóch wyznaczonych stanowisk badawczych (po 3 rdzenie z kaŜdego stanowiska). Przezroczyste rury z pobranym osadem zamykano gumowymi korkami (ryc. 2). Po przewiezieniu do laboratorium rdzenie osadów eksponowano w ciemności, przez okres 2 tygodni. Eksperymenty prowadzono w temperaturze oraz warunkach tlenowych zbliŜonych do panujących w danej porze roku w jeziorze. Od momentu rozpoczęcia doświadczenia, w odstępach co 2 - 4 dni, w wodzie nadosadowej z kaŜdego rdzenia, analizowano stęŜenie fosforu ogólnego metodą spektrofotometryczną z kwasem askorbinowym jako reduktorem. Po pobraniu próbki wody nadosadowej do analizy, uzupełniano wodę w rurze do poprzedniej objętości, dolewając wodę o znanym stęŜeniu fosforu, pobraną z warstwy naddennej w jeziorze na danym stanowisku. Pozwoliło to na przeanalizowanie zmian zachodzących w wodzie nadosadowej oraz określenie średniego wydzielania fosforu w przeliczeniu na m2 osadu w ciągu doby. Ryc. 2. Schemat niezaburzonego rdzenia z osadem dennym. 7 3. Zmiany sezonowe parametrów fizyczno-chemicznych i chlorofilu a 3.1.Temperatura wody, pH, przewodnictwo elektrolityczne i koncentracja tlenu Temperatura wody zmieniała się proporcjonalnie do obserwowanej temperatury powietrza. Stratyfikacja letnia wód Jeziora Durowskiego charakteryzowała się stabilną termokliną na głębokości 5 m na obu stanowiskach badawczych z miąŜszością metalimnionu wynoszącą około 3 m, a poniŜej niej dość głęboki hypolimnion z dość stałą temperaturą poniŜej 10 oC.. Temperatura wód Jeziora Durowskiego była zbliŜona w obu letnich miesiącach, wahając się od 26,5 oC na powierzchni na stanowisku II do 7 o C nad dnem na stanowisku I (ryc. 3). W listopadzie temperatura wód jeziora uległa wyrównaniu na poziomie około 8 oC na obu stanowiskach na skutek jesiennej cyrkulacji wód. oC oC 0 10 20 0 30 0m 10 20 30 0m 1m sierpień 1m sierpień 2m lipiec 3m 2m listopad listopad 3m 4m 5m 4m 6m 5m 7m 6m lipiec 8m 7m 9m 8m 10m 9m 11m 12m stanowisko I 10m stanowisko II 13m 11m 14m 11,5m 14,5m Ryc. 3. Zmiany temperatury wód w przekroju pionowym w wybranych miesiącach 2012 roku. 8 Stanowisko I 07.07.2012 stanowisko I 0m 1m 2m 3m 4m 5m 6m 7m 8m 9m 10m 11m 12m 13m 14m Temp. °C 25,18 24,76 23,61 20,42 18,25 15,14 12,36 11,09 9,81 9,16 8,37 7,98 7,62 7,34 7,12 stanowisko I 0m 1m 2m 3m 4m 5m 6m 7m 8m 9m 10m 11m 12m 13m 14m Temp. °C 23,8 23,7 20,4 19,4 18,4 16,6 12,5 10,7 9,3 8,8 8,5 7,9 7,6 7,2 7,2 stanowisko I 0m 1m 2m 3m 4m 5m 6m Temp. °C 8,1 8,1 8,1 8,1 8,1 8,1 8,1 mg O2/l 13,77 11,96 11,82 6,35 4,39 0,70 0,22 0,35 0,29 0,30 0,20 0,21 0,21 0,19 0,16 % O2 163,2 143,4 138,4 68,2 43,2 6,6 2,1 3,1 2,4 2,4 1,6 1,7 1,6 1,5 1,4 pH 8,57 8,43 8,26 8,21 7,98 7,97 7,85 7,56 7,47 7,45 7,41 7,40 7,40 7,39 7,37 przewod. µS/cm 560 563 571 602 639 656 704 614 620 620 621 623 632 647 758 % O2 62,4 59,4 65,8 63,6 29,7 7,9 5,6 5,0 4,9 4,7 4,6 4,4 4,6 5,2 5,2 pH 8,23 8,18 8,19 8,13 8,13 8,12 8,05 8,03 7,99 7,98 7,91 7,73 7,45 7,46 7,43 przewod. µS/cm 579 578 552 548 547 551 555 542 543 626 621 620 621 624 634 % O2 bd bd bd bd bd bd bd pH 7,73 7,73 7,73 7,73 7,73 7,73 7,73 przewod. µS/cm 541 541 541 541 541 541 541 01.08.2012 mg O2/l 5,45 5,01 6,13 5,61 2,33 0,59 0,58 0,54 0,55 0,55 0,54 0,50 0,54 0,73 0,70 16.11.2012 mg O2/l 2,35 2,35 2,35 2,35 2,35 2,35 2,35 9 7m 8m 9m 10m 11m 12m 13m 14m 8,1 8,1 8,1 8,1 8,1 7,9 7,4 7,3 2,35 2,35 2,35 2,35 2,35 2,35 2,10 0,80 bd bd bd bd bd bd bd bd 7,71 7,71 7,71 7,71 7,70 7,48 7,34 7,27 541 541 541 541 541 541 541 541 Pod względem zawartości tlenu rozpuszczonego w wodach Jeziora Durowskiego stwierdzono w okresie letnim występowanie uwarstwienia w przekroju pionowym, lecz stęŜenia kształtowały się na odmiennym poziomie do głębokości 5 m w obu badanych miesiącach (ryc. 4). W trakcie prowadzenia badań w lipcu i sierpniu 2012r. na stanowisku I odnotowano dobre warunki tlenowe w epilimnionie. W lipcu koncentracje tlenu były wyŜsze, sięgając maksymalnie blisko 14 mgO2/l na stanowisku I (warstwa powierzchniowa) i niecałych 13 mgO2/l na stanowisku II (na głębokości 2 m). Na obu stanowiskach deficyt tlenowy wystąpił od głębokości 5 m. W lipcu zaobserwowano stęŜenia tlenu do 0,70 mg O2/l na głębokości metalimnionu, co związane było głównie z duŜym zagęszczeniem na tej głębokości sinic: Limnothrix redekei i Planktothrix agardhii. Nawet niewielkie stęŜenie tlenu w warstwie naddanej latem świadczy jednak o stopniowej poprawie warunków tlenowych w hypolimnionie gdyŜ oznacza to, Ŝe pomimo intensywnego wykorzystania go do procesu redukcji materii organicznej nadal jest go na tyle duŜo, Ŝe pozostaje w wodzie. W sierpniu maksymalne koncentracje tlenu nie przekroczyły 10 mgO2/l, wynosząc na stanowisku I 6,1 mgO2/l na głębokości 3 m oraz 9,5 mgO2/l w warstwie powierzchniowej na stanowisku II. Ponownie od głębokości 5 m stwierdzono stęŜenia tlenu wskazujące na deficyt tego pierwiastka w wodzie. W listopadzie zawartość tlenu w przekroju pionowym uległa wyrównaniu, lecz na obu stanowiskach badawczych kształtowała się na niskim poziomie – na stanowisku I nie przekraczała 2,5 mgO2/l, zaś na stanowisku II – 4 mgO2/l. Nad dnem wartości te ulegały dalszemu obniŜeniu. Taki rozkład stęŜeń tlenu w okresie jesiennym wskazuje na zachodzące z duŜą intensywnością procesy dekompozycji materii organicznej, zgromadzonej w strefie hypolimnionu podczas lata. W procesie tym mikroorganizmy zuŜywają występujące w wodzie zasoby tlenu, a ich odnowienie następować będzie w kolejnych miesiącach w rezultacie dyfuzji tlenu z atmosfery i procesu fotosyntezy 10 prowadzonego przez fitoplankton, jak i natleniania wód w drodze aeracji pulweryzacyjnej. Nasycenie wód tlenem osiągało najwyŜsze wartości w lipcu, sięgając maksymalnie 163% w warstwie powierzchniowej na stanowisku I i 151% na głębokości 1 m na stanowisku II. W sierpniu było ono nieco niŜsze, nie przekraczało bowiem 97% na stanowisku II i 66% na stanowisku II. W obu miesiącach nad dnem nasycenie wody tlenem obniŜało się do około 1-2%, jedynie w sierpniu na stanowisku I do około 5%. mgO2/l mgO2/l 0 5 10 0m 1m 0 15 5 10 15 0m sierpień 1m 2m lipiec sierpień 2m 3m 3m 4m lipiec 5m 4m 6m 5m 7m 6m 8m 7m 9m listopad 8m 10m 11m 9m 12m 10m 13m stanowisko I 11m listopad stanowisko II 14m 11,5m 14,5m Ryc. 4. Zmiany koncentracji tlenu rozpuszczonego w przekroju pionowym w wybranych miesiącach 2012 roku. 11 Odczyn pH wód Jeziora Durowskiego w miesiącach letnich zmieniał się wraz z głębokością. NajwyŜsze wartości na obu stanowiskach i w obu miesiącach odnotowano w warstwie powierzchniowej, gdzie przekraczały 8,2, a maksymalnie sięgnęły blisko 8,6. Pomiędzy 3 a 7 m głębokości nastąpiło obniŜenie wartości poniŜej 8,0, a najniŜszy odczyn wód cechował wody naddenne – od 7,2 do 7,4. Jedynie w sierpniu na stanowisku I odczyn pH utrzymywał się na poziomie powyŜej 8,0 aŜ do głębokości 8 m (ryc. 5). W listopadzie odczyn wód był wyrównany od powierzchni do głębokości 11 m na obu stanowiskach wahając się od 7,70 do 7,81. W głębszych warstwach wody na stanowisku I uległ dodatkowemu obniŜeniu do 7,2. 7,0 7,5 8,0 8,5 9,0 0m 7,2 7,7 8,2 8,7 0m 1m lipiec 1m listopad 2m listopad 2m 3m 3m 4m lipiec 5m 4m sierpień 6m 5m 7m 8m sierpień 6m 7m 9m 8m 10m 11m 9m 12m 10m 13m 11m 14m 14,5m stanowisko I 11,5m stanowisko II Rys. 5. Zmiany odczynu wód w przekroju pionowym w wybranych miesiącach 2012 roku. Przewodnictwo elektrolityczne wód Jeziora Durowskiego w lipcu 2012 roku wahało się od 560 do 758 µS/cm, a w sierpniu zakres ten zmniejszył się do 542 – 636 12 µS/cm. O ile w sierpniu wartości były wyrównane w płytszych warstwach wody i zwiększały się wyraźnie od 8 m głębokości, w lipcu zaznaczyły się wahania wartości na obu stanowiskach badawczych na głębokości 9, 11 i 14 m (ryc. 6). µS/cm µS/cm 450 650 850 0m 450 550 650 750 0m stanowisko I 1m stanowisko II 1m 2m 2m 3m lipiec 4m 3m 5m 4m 6m 5m 7m lipiec 6m sierpień 8m 7m 9m 8m 10m 11m listopad 9m 12m 10m 13m 11m 14m sierpień 11,5m listopad 14,5m Ryc. 6. Zmiany przewodnictwa elektrolitycznego wód w przekroju pionowym w wybranych miesiącach 2012 roku. W listopadzie 2012 roku przewodnictwo elektrolityczne uległo wyrównaniu w przekroju pionowym i ustaliło się na poziomie około 540 µS/cm na obu stanowiskach co wskazywało na brak zasilania wody w substancje rozpuszczone z osadów dennych podczas miksji jesiennej. 13 Stanowisko II 07.07.2012 stanowisko II 0m 1m 2m 3m 4m 5m 6m 7m 8m 9m 10m Temp. °C 26,45 25,93 24,11 21,80 19,61 15,90 12,15 10,52 9,12 8,56 8,19 stanowisko II 0m 1m 2m 3m 4m 5m 6m 7m 8m 9m 10m Temp. °C 24,7 24,4 24,1 23,1 18,7 14,7 11,9 9,8 8,6 8,3 7,9 mg O2/l 11,94 12,30 12,63 11,50 6,58 1,87 1,31 0,95 0,56 0,44 0,36 % O2 147,7 151,1 148,6 122,3 68,3 18,2 11,9 7,9 4,16 3,7 3,0 pH 8,42 8,35 8,37 8,35 7,93 7,84 7,80 7,72 7,59 7,46 7,35 przewod. µS/cm 563 565 567 594 612 649 704 717 621 723 735 % O2 96,1 81,2 96,2 91,7 52,1 4,3 3,1 4,2 4,4 3,9 3,1 pH 8,34 8,34 8,32 8,29 8,21 8,13 7,88 7,74 7,56 7,48 7,49 przewod. µS/cm 585 584 580 573 549 557 550 567 570 603 624 % O2 bd bd bd bd bd bd bd bd bd bd bd pH 7,80 7,81 7,81 7,80 7,81 7,80 7,79 7,78 7,78 7,78 7,77 przewod. µS/cm 540 540 540 540 540 537 537 537 537 536 536 01.08.2012 mg O2/l 9,45 8,58 8,25 8,02 4,46 0,43 0,33 0,48 0,52 0,45 0,36 16.11.2012 stanowisko II 0m 1m 2m 3m 4m 5m 6m 7m 8m 9m 10m Temp. °C 8,0 8,0 8,0 8,0 8,0 8,0 8,0 8,0 8,0 8,0 8,0 mg O2/l 3,70 3,70 3,70 3,70 3,70 3,70 3,70 3,70 3,70 3,70 3,75 14 Stanowisko II charakteryzowało się zbliŜonymi wartościami temperatury wody (nieznacznie wyŜsza temperatura w warstwach powierzchniowych), przewodnictwa elektrolitycznego i pH w stosunku do stanowiska I. Latem stwierdzono podobną tendencję spadku stęŜenia tlenu w wodzie od głębokości 5 m jak na stanowisku I, z podobnie niskimi wartościami w warstwie naddennej. Podobnie wartości pH w całej kolumnie wody na stanowisku II były zbliŜone do tych na stanowisku w południowej części jeziora. W listopadzie róŜnica pomiędzy badanymi stanowiskami dotyczyła lepszych warunków tlenowych, które stwierdzono na stanowisku II – o około 1 mg O2/l w całym słupie wody, wraz z warstwą naddenną. W nawiązaniu do wartości przewodnictwa elektrolitycznego w tym okresie naleŜy wskazać część północną i południową jeziora jako charakteryzującą się brakiem zasilania wody w substancje rozpuszczone z osadów dennych takŜe w okresie miksji jesiennej. Struga Gołaniecka Struga Gołaniecka 07.07.12 01.08.12 16.11.12 Temp. °C 25,6 23,8 7,2 mg O2/l 11,16 10,48 3,65 % O2 137,4 125,1 84,7 pH 8,27 8,36 7,76 przewod. µS/cm ORP 552 -19,0 670 -25,3 365 -9,45 Wody Strugi Gołanieckiej charakteryzowały się wyraźnie wyŜszymi w stosunku do wód Jeziora Durowskiego wartościami przewodnictwa elektrolitycznego i podobnie duŜymi wartościami pH, powyŜej 8,20. Natlenienie wód Strugi Gołanieckiej latem było zbliŜone z wyraźnym spadkiem wartości w listopadzie i oscylowało w granicach od 10,48 do 11,16 mg/l. Odnotowano spadek temperatury wody wraz z obniŜeniem się temperatury powietrza w listopadzie. 15 3.2.Przezroczystość wody Przezroczystość wody w Jeziorze Durowskim wahała się od 0,8 – 1,1 m w lipcu, 1,75 - 2,10 m w sierpniu do 2,50 – 2,85 m w listopadzie 2012 roku (ryc. 7). Średni zakres przezroczystości wody dla tego zbiornika wynosił w analizowanym okresie 1,80 m na stanowisku I i 1,90 m na stanowisku II. Uzyskane wartości tego parametru fizycznego wykazały pewną tendencję malejącą w stosunku do analizowanego okresu z roku 2011, szczególnie lipcu. Związane to było z intensywnymi opadami deszczu i spływem powierzchniowym powodującym zmętnienie wody. VII VIII XI 0,0 0,5 m 1,0 1,5 2,0 stanowisko I stanowisko II 2,5 3,0 Ryc. 7. Zmiany wartości przezroczystości wody mierzonej krąŜkiem Secchiego w jeziorze Durowskim w okresie od lipca do listopada 2012r. Stanowisko II usytuowane w północnej części jeziora charakteryzowało się nieznacznie większą przezroczystością wody w lipcu i sierpniu co związane jest z mniejszym, niŜ w części południowej jeziora, oddziaływaniem spływu powierzchniowego z otaczającej zlewni bezpośredniej. Uruchomienie się miksji jesiennej wód na obu stanowiskach w jeziorze nie przyczyniło się do spadku przezroczystości wody a wręcz przeciwnie odnotowano wzrost jej wartości na obu stanowiskach w stosunku do lata. 16 3.3. Koncentracja związków azotu Azot amonowy StęŜenia azotu amonowego wahały się od 0,747 do 5,809 mg N-NH4/l na stanowisku I, a na stanowisku II w przedziale 0,534 – 2,518 mg N-NH4/l (ryc. 8). W lipcu i sierpniu zaznaczył się wyraźny wzrost zawartości amonowej formy azotu w strefie naddennej na stanowisku I, co wynikało z utrzymywania się stratyfikacji termicznej, zapobiegającej mieszaniu się Ŝyznych wód naddennych z pozostałą częścią toni wodnej. Na stanowisku II róŜnice były mniejsze, ponadto w lipcu wyŜsze stęŜenie wystąpiło na głębokości 5 m. W listopadzie na obu stanowiskach stęŜenia wzrastały wraz z głębokością, a wyŜsze wartości wystąpiły na stanowisku II. Rozpoczęty juŜ proces cyrkulacji wód spowodował, Ŝe róŜnice pomiędzy kolejnymi warstwami były niewielkie. Struga Gołaniecka w lipcu i sierpniu niosła wody o zbliŜonych zawartościach azotu amonowego (odpowiednio, 0,761 i 0,805 mg N-NH4/l), zaś w listopadzie uległy one ponad trzykrotnemu zwiększeniu do 2,842 mgN-NH4/l. 7,0 1m 6,0 5m/7m mgN-NH4/l 5,0 8m/12m 4,0 3,0 2,0 1,0 0,0 VII VIII stanowisko I XI VII VIII XI stanowisko II Ryc. 8. StęŜenia azotu amonowego w wodach Jeziora Durowskiego latem i jesienią 2012 roku. Azot azotynowy Zawartość azotu azotanowego w wodach Jeziora Durowskiego wahała się od 0,006 do 0,233 mg N-NO2/l na stanowisku I oraz od 0,004 do 0,378 mg N-NO2/l na 17 stanowisku II. Na stanowisku I najwyŜsze koncentracje cechowały warstwę wody połoŜoną na głębokości 7 m (ryc. 9), gdzie w okresie letnim wzrastały powyŜej 0,2 mg N-NO2/l. Było to związane z występującymi deficytami w ilości tlenu w wodzie, skutkującymi niepełną nitryfikacją azotu amonowego. Na stanowisku II natomiast wysokie koncentracje wystąpiły na głębokości 5 m i nad dnem w lipcu, co takŜe wynikało z niedoborów tlenowych. W sierpniu i listopadzie znacząco się obniŜyły, nie przekraczając 0,05 mg N-NO2/l w związku z cyrkulacją wód prowadzącą do wyrównania stęŜeń tlenu w toni wodnej, a co za tym idzie stymulującą proces nitryfikacji. W przypadku Strugi Gołanieckiej we wszystkich badanych miesiącach stęŜenia azotu azotanowego nie przekraczały 0,007 mg N-NO2/l. Azot azotanowy Koncentracje azotu azotanowego w badanych miesiącach pozostawały na poziomie niewykrywalnym dla zastosowanej metody analitycznej, co wiązało się z jednej strony z ich wykorzystaniem przez fotoautotrofów w warstwie powierzchniowej wód, a z drugiej – z zatrzymaniem procesu nitryfikacji azotu amonowego do formy azotanowej w rezultacie występowanie deficytów tlenowych w głębszych partiach toni wodnej. 0,40 1m 0,35 5m/7m mgN-NO2/l 0,30 8m/12m 0,25 0,20 0,15 0,10 0,05 0,00 VII VIII stanowisko I XI VII VIII XI stanowisko II Ryc. 9. StęŜenia azotu azotynowego w wodach Jeziora Durowskiego latem i jesienią 2012 roku. 18 Azot mineralny Zawartość azotu mineralnego na obu stanowiskach wzrastała wraz z głębokością, a maksymalne stęŜenia odnotowano w lipcu i sierpniu na stanowisku I – ponad 3 mg N/l (ryc. 10). Na stanowisku II róŜnice pomiędzy warstwą wody połoŜoną na głębokości 5 m a warstwą naddenną były znacznie mniejsze, zwłaszcza w lipcu i listopadzie. 7,0 6,0 1m 5m/7m 5,0 mgN/l 8m/12m 4,0 3,0 2,0 1,0 0,0 VII VIII XI stanowisko I VII VIII XI stanowisko II Ryc. 10. StęŜenia azotu mineralnego w wodach Jeziora Durowskiego latem i jesienią 2012 roku. Minimalne stęŜenia cechowały wody powierzchniowe, gdzie koncentracje azotu mineralnego nie przekraczały w lipcu i sierpniu 1 mg N/l, tylko w listopadzie sięgnęły około 1,5 mg N/l. StęŜenia azotu mineralnego niesione wodami Strugi Gołanieckiej w lipcu i sierpniu były zbliŜone, wynosząc odpowiednio 0,767 i 0,809 mg N/l, zaś w listopadzie zwiększyły się do 2,848 mg N/l. Azot organiczny Koncentracje azotu organicznego na stanowisku I wahały się w zakresie od 0,102 do 1,635 mg N/l. W kaŜdym miesiącu obserwowano zmniejszanie stęŜeń wraz ze wzrostem głębokości. W lipcu i sierpniu ilość organicznej formy azotu była wyŜsza w płytszych warstwach wody w odniesieniu do listopada (ryc. 11), zaś w strefie naddennej najwyŜsze wartości stwierdzono w sierpniu. Na stanowisku II stwierdzono 19 występowanie wyŜszych wartości, zarówno minimalnych (0,439 mg N/l), jak i maksymalnych (2,257 mg N/l). W obu miesiącach letnich wysokie stęŜenia wystąpiły na głębokości 5 m, zaś w listopadzie najwyŜsze wartości cechowały wody powierzchniowe. mgN/l 0,0 0,5 1,0 1,5 stanowisko I VII 2,0 2,5 1m 5m/7m VIII 8m/12m stanowisko II XI VII VIII XI Ryc. 11. StęŜenia azotu organicznego w wodach Jeziora Durowskiego latem i jesienią 2012 roku. Koncentracje azotu organicznego w wodach dopływającej Strugi Gołanieckiej w lipcu i sierpniu przekraczały 1 mg N/l, wynosząc odpowiednio 1,745 i 1,295 mg N/l. W listopadzie nastąpiło wyraźne obniŜenie stęŜenia do 0,448 mg N/l. Azot ogólny Zawartość azotu ogólnego wahała się na dwóch badanych stanowiskach w przedziale od 1,451 mg N/l do 5,921 mg N/l. Na stanowisku I w kaŜdym z trzech badanych miesięcy ilość azotu zwiększała się wraz z głębokością (ryc. 12). Największe róŜnice pomiędzy badanymi warstwami wody wystąpiły latem, zwłaszcza pomiędzy głębokościami 7 i 12 m. W listopadzie na wszystkich badanych głębokościach zawartość azotu ogólnego była niŜsza w odniesieniu do lata. Na stanowisku II w lipcu i sierpniu maksymalne koncentracje azotu ogólnego cechowały głębokość 5 m, zaś nad dnem były one niŜsze. Jesienią stęŜenia wzrastały wraz z głębokością, a notowane wartości były wyŜsze niŜ w sierpniu. 20 W przypadku wód dopływających Strugą Gołaniecką stęŜenia azotu ogólnego przekraczały 2 mg N/l latem, wynosząc odpowiednio 2,512 i 2,104 mg N/l, zaś jesienią zwiększyły się do 3,296 mg N/l. mgN/l stanowisko II stanowisko I 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 6,0 7,0 VII VIII XI VII 1m VIII XI 5m/7m 8m/12m Ryc. 12. StęŜenia azotu ogólnego w wodach Jeziora Durowskiego latem i jesienią 2012 roku. 3.4. Koncentracja związków fosforu Fosforany rozpuszczone StęŜenia fosforanów rozpuszczonych wahały się na stanowisku 1 w zakresie od 0,008 do 0,178 mg P/l, zaś na stanowisku II – od 0,006 do 0,029 mg P/l. Na stanowisku I w kaŜdym z badanych miesięcy obserwowano obniŜanie koncentracji na głębokości 7 m w odniesieniu do powierzchniowej warstwy wody oraz jej ponownie zwiększenie nad dnem (ryc. 13). NajwyŜsze stęŜenia wystąpiły na głębokości 12 m w miesiącach letnich, gdzie przekraczały 0,1 mg P/l, co wynikało z utrzymywania się warunków beztlenowych, w których następuje rozpad związków Ŝelaza z fosforem na skutek redukcji Ŝelaza z formy trójwartościowej Fe3+ dwuwartościowej Fe2+. W przypadku stanowiska II jedynie w lipcu stwierdzono podobnie zmiany wartości miedzy warstwami wody, jak na stanowisku I, zaś w pozostałych miesiącach zawartość 21 fosforanów rozpuszczonych nieco wzrastała na głębokości 5 m po czym ponownie obniŜała się nad dnem. Wody niesione prze Strugę Gołaniecką nie były zasobne w fosforany rozpuszczone, ich stęŜenia nie przekraczały bowiem 0,03 mg P/l. Kształtowały się na zbliŜonym poziomie w miesiącach letnich (odpowiednio, 0,023 i 0,029 mg P/l), a obniŜyły jesienią (do 0,006 mg P/l). 0,20 0,18 1m 0,16 5m/7m 0,14 8m/12m mgP/l 0,12 0,10 0,08 0,06 0,04 0,02 0,00 VII VIII XI VII stanowisko I VIII XI stanowisko II Ryc. 13. StęŜenia fosforanów rozpuszczonych w wodach Jeziora Durowskiego latem i jesienią 2012 roku. Fosfor ogólny Zawartość fosforu ogólnego w wodach Jeziora Durowskiego wahała się na stanowisku I od 0,046 do 0,193 mgP/l, a na stanowisku II w zakresie od 0,037 do 0,088 mg P/l. NajwyŜsze stęŜenia na stanowisku I cechowały najgłębsze warstwy wody w okresie letnim, gdy przekraczały one 0,14 mg P/l (ryc. 14). W listopadzie uległy one wyrównaniu i nie przekraczały 0,07 mg P/l. Na stanowisku II wyŜsze stęŜenia notowano na głębokości 5 m w lipcu i listopadzie (ponad 0,075 mg P/l) i w obu tych miesiącach obserwowano obniŜenie zawartości fosforu na głębokości 8 m w stosunku do warstwy środkowej w przekroju pionowym. W sierpniu stęŜenia zmniejszały się wraz ze wzrostem głębokości i nie przekraczały 0,06 mg P/l. 22 W Strudze Gołanieckiej zawartość fosforu ogólnego była zbliŜona w lipcu i sierpniu, wynosząc odpowiednio 0,048 i 0,050 mg P/l, zaś w listopadzie uległa zwiększeniu do 0,098 mg P/l. 0,25 1m 0,20 5m/7m 8m/12m mgP/l 0,15 0,10 0,05 0,00 VII VIII XI stanowisko I VII VIII XI stanowisko II Ryc. 14. StęŜenia fosforu ogólnego w wodach Jeziora Durowskiego latem i jesienią 2012 roku. 3.5. Charakterystyka osadów dennych Zawartość wybranych składników w osadzie dennym Materia organiczna Zawartość materii organicznej w osadzie dennym Jeziora Durowskiego wahała się od 12,3 do 15,7 % na obu stanowiskach badawczych (ryc. 15). Latem wyŜsze wartości cechowały stanowisko II, lecz róŜnica nie była duŜa (maksymalnie 2,6 %). W listopadzie 2012 roku nieco wyŜszy udział materii organicznej w osadzie cechował stanowisko I. 23 18 16 14 % 12 10 8 6 4 2 0 st.I st.II st.I VII st.II st.I VIII st.II XI Ryc. 15. Zawartość materii organicznej w osadzie dennym Jeziora Durowskiego latem i jesienią 2012 roku. Fosfor i jego frakcje Koncentracja fosforu w osadzie dennym wahała się na stanowisku I w zakresie od 0,96 do 1,35 mg P/ g s.m., a na stanowisku II praktycznie utrzymywała się na stałym poziomie 0,79 mg P/ g s.m. (ryc. 16). W kaŜdym z miesięcy wyŜsze wartości cechowały więc stanowisko I. 1,6 1,4 mg P/ g s.m. 1,2 1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 st.I st.II VII st.I st.II VIII st.I st.II XI Ryc. 16. Zawartość fosforu w osadzie dennym Jeziora Durowskiego latem i jesienią 2012 roku. Spośród frakcji fosforu w osadzie dennym kaŜdorazowo dominowała frakcja Res-P, czyli fosfor trwale związany w osadzie (ryc. 17). Jej udział przekraczał z reguły 24 70%, zmniejszając się jedynie w listopadzie (ryc. 18). Średni udział tej frakcji w analizowanym okresie wyniósł 69,6%. Zawartość fosforu związanego z materią organiczną (NaOH-NRP) wahała się na obu stanowiskach od 0,057 do 0,127 mg P/g s.m. (co przekłada się na udział w zakresie od ś do 16 % i wartość średnią 9,9%). Latem jej udział nie przekraczał 10%, a zwiększył się w listopadzie, co wiązać moŜna z sedymentującym na dno fitoplanktonem. RównieŜ udział frakcji fosforu związanego z wapniem (HCl-P) uległ niewielkiemu zwiększeniu jesienią, zwłaszcza na stanowisku II, podobnie jak frakcji najbardziej mobilnej (NH4Cl-P). Na stałym, niskim poziomie utrzymywała się zawartość fosforu związanego z glinem (od 0,014 do 0,038 mg P/ g s.m., czyli od 1,8 do 2,9%), natomiast zawartość fosforu związanego z Ŝelazem była niŜsza w miesiącach letnich, wynosząc maksymalnie 0,032 mg P/g s.m. (3,2%) a zwiększyła się jesienią do 0,038 mg P/ g s.m. (4,3%). Zjawisko to naleŜy wiązać ze zwiększeniem zasobów tlenu w procesie mieszania wód i ponownym wiązaniem fosforu z utlenionym Ŝelazem Fe3+. Intensywność tego wiązania ograniczyły niskie stęŜenia tlenu, które szybko uległy wyczerpaniu. 1,6 1,4 mg P/ g s.m. 1,2 1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 st.I st.II st.I VII NH4Cl-P st.II st.I VIII BD-P NaOH-Al NaOH-NRP st.II XI HCl-P Res-P Ryc. 17. Zawartość frakcji fosforu w osadzie dennym Jeziora Durowskiego latem i jesienią 2012 roku. 25 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% st.I st.II st.I VII st.II st.I st.II VIII NH4Cl-P BD-P NaOH-Al XI NaOH-NRP HCl-P Res-P Ryc. 18. Udział procentowy frakcji fosforu w osadzie dennym Jeziora Durowskiego latem i jesienią 2012 roku. Pozostałe składniki osadu dennego Osady denne cechowała dość stabilna zawartość azotu, wahająca się latem od 6,02 do 6,65 g N/kg. Nieco wyŜsze wartości echowały stanowisko II (Tab. 1). Odwrotna tendencja cechowała zawartość siarczanów – wyŜsze wartości, przekraczające 3,4 g SO4/kg odnotowano w osadzie pobranym na stanowisku I. Koncentracja Ŝelaza zwiększyła się w sierpniu w odniesieniu do lipca, zwłaszcza na stanowisku II, zaś zawartość wapnia uległa obniŜeniu na obu stanowiskach badawczych. Niewielki przyrost wartości cechował takŜe koncentracje magnezu w sierpniu w stosunku do lipca na obu stanowiskach. Tab. 1. Zawartość wybranych składników w osadzie dennym Jeziora Durowskiego. VII VIII składnik jednostka st. I st. II st. I st.II azot Kjeldahla g N/kg 6,37 6,65 6,02 6,44 g SO4/kg 3,8 2,7 3,5 3,0 Ŝelazo g Fe/kg 2,81 4,74 5,9 5,83 wapń g Ca/kg 433 544 345 374 magnez g Mg/kg 2,05 1,81 2,65 2,52 siarczany 26 Koncentracja fosforu w wodzie interstycjalnej Zawartość fosforanów rozpuszczonych w wodzie interstycjalnej osadów dennych była dość stabilna w kolejnych miesiącach i zbliŜona między dwoma badanymi stanowiskami, wahając się od 1,15 do 1,79 mg P/l (ryc. 19). Jedynie w sierpniu na stanowisku I stwierdzono zwiększenie stęŜenia do ponad 2,5 mg P/l. StęŜenia fosforu ogólnego cechowała większa zmienność w czasie i przestrzeni. W lipcu sięgały one na obu stanowiskach około 2,5 mg P/l, natomiast w sierpniu zwiększyły się na stanowisku I a obniŜyły na stanowisku II. W listopadzie na stanowisku I obserwowano postępujące zwiększanie koncentracji do maksymalnie 3,13 mg P/l, zaś na stanowisku II wartości utrzymały się na poziomie około 2 mg P/l. VII st.I VIII st.II st.I XI st.II st.I st.II 0,0 0,5 mgP/l 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 PO4 TP 3,5 Ryc. 19. Koncentracje związków fosforu w wodzie interstycjalnej odwirowanej z osadów dennych Jeziora Durowskiego latem i jesienią 2012 roku. Uwalnianie fosforu z osadów dennych Wykonane doświadczenia z wykorzystaniem niezaburzonych rdzeni osadu dennego pozwoliły stwierdzić, Ŝe większe ilości fosforu uwalniają się z osadu w okresie letnim i tendencja ta dotyczy obu badanych stanowisk. Sięgały one maksymalnie 14 mg P/m2*d na stanowisku II, zaś na stanowisku II były o połowę niŜsze (ryc. 20). Uwalnianie następowało na obu stanowiskach w warunkach beztlenowych. Jesienią 2012 roku na stanowisku I uwolniło się nieco ponad 4 mg P/m2*d a na stanowisku II – blisko 6 mg P/m2*d. Eksperyment prowadzony był w warunkach 27 tlenowych, lecz stęŜenia tego pierwiastka były niezbyt wysokie, podobnie jak w tym okresie w strefie naddennej jeziora. 16 PO4 14 TP mgP/m2*d 12 10 8 6 4 2 0 VII XI VII stanowisko I XI stanowisko II Ryc. 20. Intensywność uwalniania fosforu z osadów dennych Jeziora Durowskiego latem i jesienią 2012 roku. 3.6. Chlorofil a W okresie letnim wartości chlorofilu-a były wyŜsze w rzece Strudze Gołanieckiej niŜ na obu stanowiskach Jeziora Durowskiego w warstwie powierzchniowej i niezmiennie duŜe w listopadzie. Koncentracje chlorofilu-a na stanowisku I wahały się od 4,03 do 14,56 µg/l. We wszystkich miesiącach najwyŜsze wartości cechowały wody powierzchniowe, co wynika z największej biomasy fitoplanktonu skupiającego się w warstwie wody najlepiej prześwietlonej (ryc. 21). W lipcu i sierpniu zawartość chlorofilu ulegała obniŜeniu na głębokości 7 m i ponownemu, niewielkiego zwiększeniu na głębokości 12 m. W sierpniu wartości zmniejszały się wraz ze wzrostem głębokości. Na stanowisku II stwierdzano z reguły nieco wyŜsze koncentracje chlorofilu-a i równieŜ wartości minimalna (7,48 µg/l) i maksymalna (16,72 µg/l) były wyŜsze niŜ na stanowisku I. W lipcu i sierpniu ilość barwnika fotosyntetycznego malała wraz ze wzrostem głębokości, a w listopadzie zaobserwowano tendencję odwrotną. 28 07.07.12 01.08.12 16.11.12 I II 1m 9,89 14,56 7,06 7m 7,25 12,35 6,25 12m 7,68 4,03 7,05 1m 11,62 16,72 7,48 5m 8,49 15,04 7,56 8m 7,59 7,94 8,13 30,33 37,97 22,72 Struga Gołaniecka W odniesieniu do wód jeziornych zawartość chlorofilu-a w Strudze Gołanieckiej była wyŜsza w kaŜdym analizowanym miesiącu. W lipcu i sierpniu ilość barwnika przekraczała 30 µg/l (odpowiednio 30,33 i 37,97 µg/l), a w listopadzie nieco się zmniejszyła (do 22,72 µg/l). DuŜe wartości tego parametru wskazywały na III klasę co klasyfikowało wody rzeki do umiarkowanego stanu ekologicznego. µg/l 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 stanowisko I VII VIII 1m XI 5m/7m 8m/12m stanowisko II VII VIII XI Ryc. 21. Koncentracje chlorofilu-a w wodach Jeziora Durowskiego latem i jesienią 2012 roku. 29 4. Zooplankton Spis taksonomiczny zooplanktonu wykazanego w próbach z Jeziora Durowskiego, od lipca do listopada 2012 roku. Typ: Arthropoda Podtyp: Crustacea Gromada: Phyllopoda Rząd: Diplostraca Podrząd: Cladocera Rodzina:Chydoridae Rodzaj: Acroperus - A. harpae Rodzina: Daphniidae Rodzaj: Diaphanosoma - D. brachyurum Rodzaj: Ceriodaphnia - C. pulchella Rodzaj: Daphnia - D. cucullata Rodzina: Bosminidae Rodzaj: Bosmina - B. longirostris - B. coregoni Gromada: Maxillopoda Podgromada: Copepoda Nadrząd: Podoplea 30 Rząd: Cyclopoida Rodzina: Cyclopidae Podrodzina: Cyclopinae Rodzaj: Cyclops - C. bohater - Cyclops sp. Rodzaj: Thermocyclops - T. oithonoides Rodzaj: Mesocyclops - M. leuckarti Rząd: Calanoida Nadrodzina: Diaptomidea Rodzina: Diaptomidae Rodzaj Eudiaptomus - Eudiaptomus gracilis (Sars, 1863) larwy Copepoda: naupli Cyclopoida copepodites Cyclopoida Typ: Rotifera Gromada: Monogononta Rząd: Flosculariacea Rodzina: Filiniidae Rodzaj: Filinia - F. terminalis - F. longiseta Rząd: Ploimida 31 Rodzina: Asplanchnidae Rodzaj: Asplanchna - A. priodonta Rodzina: Brachionidae Rodzaj: Brachionus - B. angularis - B. calyciflorus - B. quadridentatus Rodzaj: Keratella - K. cochlearis f. macracantha - K. cochlearis var. tecta - K.quadrata Rodzina: Gastropodidae Rodzaj: Ascomorpha - A. ecaudis - A. saltans Rodzina: Synchaetidae Rodzaj: Polyarthra - P. dolichoptera - P. vilgaris - Polyarthra sp. Rodzaj: Synchaeta sp. - Synchaeta sp. 32 Liczebność poszczególnych grup zooplanktonu w lipiec 2012 14 osobników . L-1 12 10 8 Cladocera 6 Copepoda 4 Rotifera 2 0 stanowisko 1 stanowisko 2 Struga Liczebność poszczególnych grup zooplanktonu w sierpniu 2012 60 osobników . L-1 50 40 Cladocera 30 Copepoda 20 Rotifera 10 0 stanowisko 1 stanowisko 2 Struga osobników . L-1 Liczebność poszczególnych grup zooplanktonu w llistopadzie 2012 1400 1200 1000 800 Cladocera 600 Copepoda 400 Rotifera 200 0 stanowisko 1 stanowisko 2 Struga 33 Ryc. 22. Zestawienie liczebności poszczególnych grup zooplanktonu poszczególnych stanowiskach badawczych od lipca do listopada 2012 roku. na W lipcu i sierpniu 2011 na stanowisku 1 i 2 dominowały Rotifera (ryc. 22). W całym okresie badań w pierwszej połowie 2012 roku udział wioślarek w ogólnej liczebności zooplanktonu był niewielki. Liczebność wioślarek spadła kilkakrotnie w porównaniu do analogicznego okresu w poprzednim roku i była podobna do miesięcy wiosennych w 2012 roku. Praktycznie nie stwierdzono duŜych wioślarek, a jedynie nieliczne osobniki z gatunku Daphnia cucullata. Woda w próbkach była ‘mleczna’, co prawdopodobnie było spowodowane wcześniejszym chemicznym strącaniem fosforu. Po takich zabiegach całe zbiorowisko planktonu jest bardzo ubogie. W dalszym ciągu dominowały Rotifera (wysoka liczebność Polyarthra sp., Anuraeopsis fissa i Keratella cochlearis). Wyraźnie zaznacza sie negatywny wpływ Strugi Gołanieckiej, gdzie liczebność Rotifera jest zawsze największa. Niepokoi równieŜ niska liczebność Cladocera i Copepoda na stanowisku 1 i 2 w listopadzie. MoŜe to świadczyć o niestabilności zmian w strukturze zooplanktonu. 34 5. Zmiany w strukturze gatunkowej i ilościowej fitoplanktonu W Jeziorze Durowskim i w Strudze Gołanieckiej w ciągu 3 miesięcy poboru prób w okresie letnim i jesiennym oznaczono łącznie 135 taksonów glonów prokariotycznych i eukariotycznych, naleŜących do 7 grup systematycznych: Cyanoprokaryota (17), Bacillariophyceae (35), Chlorophyta (54), Euglenophyta (9), Cryptophyta (7), Dinophyta (8) oraz Chrysophyceae (5). Dokładny spis taksonomiczny odnotowanych taksonów glonów planktonowych zamieszczono w tabeli 2. Tabela 2. Zestawienie taksonów fitoplanktonu w Jeziorze Durowskim (stanowiska I, II) i Strudze Gołanieckiej (SG) w okresie od lipca do listopada 2012r. Stanowisko Cyanoprokaryota Anabaena flos-aquae Breb. ex Bornet & Flauh. Aphanizomenon flos-aquae (L.) Ralfs Aphanizomenon ovalisporum Forti Aphanocapsa incerta (Lemm.) Cronberg et Komarek Cuspidothrix isatschenkoi (Usacc.) Rajan et al Chroococcus turgidus (Kützing) Nageli Cyanogranis feruginea (Wawrik) Hind. Chroococcus minimus (Keissler) Lemm. Limnothrix redekei (Van Goor) Meffert Merismopedia tenuissima Lemm. Merismopedia punctata Meyen Pseudanabaena limnetica (Lemm.) Kom. Planktolyngbya limnetica (Lemm.) Kom. – Legn. Et Cronenberg Planktothrix agardhii (D.C. ex Gom.) Anagn. et Kom. Pseudanabaena galeata Böcher Spirulina laxissima W. West Spirulina maior Kützing ex Gomont Bacillariophyceae Achnanthes minutissima Kützing Amphora ovalis Kützing Amphora pediculus (Kütz.) Grun. Aulacoseira granulata (Ehr.) Ralfs Asterionella formosa Hasall Cocconeis placentula Ehr. Cyclotella meneghiniana Kütz. Cyclotella ocellata Pant. Cyclotella operculata (Ag.) Kützing Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm. Cymbella affinis Kützing I II SG . + . + . + + + + + + + + + . + . + . + + + + + . + + + + + + . + . . + + + + . . + + . + + + + . . . + . . . + + . + . + . + + + . + + . + . + . + + + + . + + + + + + 35 Cymbella cymbiformis Cymbella ehrenbergii Kütz. Cymbella microcephala Grun. Encyonema minutum (Hilse ex Raben.) D. G. Mann Eunotia exigua (Brébisson ex Kützing) Rabenhorst Eunotia praerupta Ehr. Fragilaria capucina (Desm.) Rabenhorst Fragilaria crotonensis Kitton Fragilaria pinnata Ehr. Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot Fragilaria ulna var. angustissima Sippen Gomphonema acuminatum Ehr. Gomphonema truncatum Ehr. Gomphonema olivaceum (Horn.) Breb. Navicula cincta (Ehr.) Ralfs Navicula dicephala Ehr. Hippodonta capitata Patrick in Patrick & Reimer Navicula gregaria Donkin Navicula radiosa Kützing Navicula reinhardtii Grun. Navicula tripunctata (O. F. Müller) Bory Nitzschia recta Hantzsch Pinnularia viridis (Nitzsch) Ehr. Stephanodiscus hantzschii Grun. Chlorophyta Ankistrodesmus bibrianus (Reinsch) Korš. Botryococcus braunii Kützing Chlamydomonas globosa Snow Chlamydomonas reinchardtii Dangeard Closterium acutum var. variabile (Lemm.) Krieg. Coelastrum astroideum De Notaris Coelastrum reticulatum (Dang.) Senn Cosmarium abbreviatum Raciborski Cosmarium leave Rab. Cosmarium margaritatum (Turp.) Ralfs Cosmarium phaseolus Brebisson in Ralfs Cosmarium regnellii Wille Cosmarium tenue Archer Crucigenia tetrapedia (Kirchner) W. et G.S. West Crucigeniella rectangularis (Näg.) Komárek Desmodesmus communis (Hegew.) Hegew. Desmodesmus maximus (W. et G.S. West) Hegew. Desmodesmus opoliensis (Rchter) Hegew. Desmodesmus subspicatus (Chod.) Hegew. et Schmidt Dictyosphaerium pulchellum Wood Elkatothrix gelatinosa Wille . . + . . . . + . + + + . . . . + + + . . . . . . . . + . + . + . + + . + . + . + . + + . + . . + + . + + + + + + + + +. . + + + + . + . + . + + + + + + + + + + + + + + . + + + . + . + + . . + + + + + + . + . + + + . + + + . + + . . . . + + + + . . . + . + . + + . + + + 36 Elakatothrix acuta Pascher Eutetramorus polycoccus (Kors.) Kom. Eutetramorus planctonicus (Kours.) Bourr. Golenkinia radiata Chodat Kirchneriella contorta var. elegans (Schmidle) Bohlin Kirchneriella incurvata Belcher et Swale Lagerheimia citriformis (Snow) Collins Monoraphidium arcuatum (Kors.) Hindak Monoraphidium contortum (Thur.) Kom.-Legn. Monoraphidium griffithii (Berk.) Kom.-Legn. Monoraphidium komarkovae Nygaard Oocystis lacustris Chodat Oocystis marssonii Lemm. Pediastrum boryanum (Turp.) Meneghini Pediastrum duplex Meyen Phacotus lenticularis (Ehr.) Stein Pteromonas angulosa (Carter) Lemm. Scenedesmus acuminatus (Lager.) Chodat Scenedesmus dimorphus (Turp.) Kützing Scenedesmus intermedius Chod. Scenedesmus linearis Komarek Scenedesmus arcuatus var. platydiscus G. M. Smith Staurastrum gracile Ralfs Tetradesmus crocinii Fott et Kom. Tetraedron minimum (A. Br.) Hansgirg Tetraedron triangulare (Chod.) Kom. Tetrastrum glabrum (Roll) Ahlstr. et Tiff Tetrastrum komareki Hindak Tetrastrum staurogeanieforme (Schroed.) Lemm. Treubaria schmidlei (Schroed.) Fott et Kovacik Ulothrix zonata (Weber et Moor) Kütz. Cryptophyta Chroomonas acuta Uterm. Cryptomonas erosa Ehrenberg Cryptomonas gracilis Skuja Cryptomonas marssonii Skuja Cryptomonas ovata Ehrenberg Cryptomonas rostrata Troitzskaja emend I. Kiselev Rhodomonas minuta Skuja Dinophyta Peridinopsis berolinense (Lemm.) Bourrelly Ceratium hirundinella (F. B. Müller) Bergh Gymnodinium aeruginosum Stein Peridiniopsis cuningtonii Lemm. Peridinium cinctum (O.F. Müller) Ehrenberg Peridinium willei Huitfeld-Kaas + + + + + . + + + + + + . + + + . . + . + + . . + + + + + + . + + . + + . + + + + + + + + . + + + + + + + + . + + + + . + + + . . . . + . . + . + + . + . + . + . . . . . + + + . . . + + . + + + + + + + + + + + + + + + + + + + + + + + + + . + + . + + + + + + + + . 37 Peridiniopsis kevei Grigorszky et Vasas in Grigorszky Peridinopsis elpatiewskyi (Ostenf.) Bourrelly Euglenophyta Euglena limnophila Lemm. Euglena caudata Hübner Euglena pisciformis Klebs Euglena viridis Ehr. Phacus acuminatus Stokes Phacus mirabilis Pochmann Trachelomonas hispida (Perty) Stein Trachelomonas planctonica Swirenko Trachelomonas volocina Ehrenberg Chrysophyceae Erkenia subaequiciliata Skuja Dinobryon sociale Ehrenberg Dinobryon divergens Imhof Dinobryon bavaricum Imhoff Dinobryon crenulatum W. et G.S. West + + . + . + + + + . . + . + + . + + . + . + + . + + + + . . + + + + + + + + + + + + + + . + + + W tabeli 3 zestawiono liczbę gatunków glonów reprezentujących poszczególne grupy taksonomiczne fitoplanktonu w okresie od lipca do listopada 2012 roku. Największe bogactwo gatunkowe niezaleŜnie od stanowiska i okresu badań odnotowano dla zielenic (54 gatunki), okrzemek (35) i następnie sinic (17) oraz euglenin (9). Łącznie dla Strugi Gołanieckiej oraz obu stanowisk badawczych Jeziora Durowskiego i wszystkich analizowanych głębokości w profilu pionowym kolumny wody stwierdzono obecność 121 taksonów glonów. Stanowisko II charakteryzowało się nieznacznie większym bogactwem gatunkowym (róŜnica wynosiła 5 gatunków) niŜ umiejscowione w części południowej jeziora stanowisko I. Basen północny Jeziora Durowskiego wyróŜniał się większym udziałem zielenic chlorokokalnych i okrzemek (wpływ rzeki) w strukturze gatunkowej fitoplanktonu. 38 Tabela 3. Zestawienie liczby taksonów fitoplanktonu w Jeziorze Durowskim. Grupa taksonomiczna VII - XI st. I VII - XI st. II Łączna liczba taksonów Cyanoprokaryota 12 13 17 Bacillariophyceae 13 18 35 Cryptophyceae 6 7 7 Dinophyceae 7 6 8 Chlorophyta 42 43 54 Euglenophyta 6 4 9 Chrysophyceae 5 5 5 Razem 91 96 135 W Jeziorze Durowskim w okresie lata notowano niewielką liczebność fitoplanktonu, która nie przekraczała 15 tyś. kom./ml, za wyjątkiem warstwy epilimnionu w lipcu gdzie liczebność fitoplanktonu osiągnęła prawie 30 tyś. kom./ml (ryc. 23). Jesienią (XI) stwierdzono wzrost liczebności fitoplanktonu, szczególnie na głębokości 8-12 m ale przede wszystkim była to drobna, jednokomórkowa Erkenia subaequiciliata, która ze względu na rozmiary nie wpłynęła na kształtowanie się biomasy. Stanowisko II, usytuowane w części północnej jeziora posiadało nieznacznie większe zakresy liczebności fitoplanktonu niŜ stanowisko I, co szczególnie wyraźnie zaznaczyło się w listopadzie. Jednak porównując liczebność glonów planktonowych w jeziorze z analogicznym okresem w roku 2010 czy 2011, stwierdzono wyraźny spadek liczebności fitoplanktonu, co równocześnie znalazło odzwierciedlenie w zwiększającej się w kolejnych miesiącach przezroczystości wody. Struga Gołaniecka we wszystkich miesiącach badawczych charakteryzowała się duŜą liczebnością fitoplanktonu w zakresie od 30 tyś. kom./ml (XI 2012) do 47 tyś. kom./ml (VII). Wyraźny wzrost liczebności fitoplanktonu w lipcu był powiązany z intensywnym rozwojem glonów w Jeziorze Kobyleckim i ich wymywaniem z jeziora w wyniku wzrostu poziomu wód (długotrwałe opady deszczu). 39 Ryc. 23. Całkowita liczebność fitoplanktonu na poszczególnych stanowiskach Jeziora Durowskiego i w Strudze Gołanieckiej od lipca do listopada 2012. W okresie lipca, podobnie jak w zeszłym roku zbiorowisko fitoplanktonu w warstwie epilimnionu było zdominowane przez złotowiciowce (Erkenia subaequiciliata, Dinobryon bavaricum; 24-30% całkowitej liczebności fitoplanktonu) z duŜym udziałem zielenic (Monoraphidium komarkovae, Oocystis lacustris, Phacotus lenticularis) i okrzemek (Cyclotella radiosa, Fragilaria crotonensis) (ryc. 24). W obrębie sinic wyraźnym dominantem niezaleŜnie od miesiąca badań i analizowanej głębokości była nadal Limnothrix redekei – tworząca w lipcu na obu stanowiskach wyraźne ugrupowania na głębokości metalimnionu i hypolimnionu. Mniej licznie występowały takŜe: Aphanizomenon flos-aquae i Planktothrix agardhii. Struga Gołaniecka bez względu na miesiąc badań okazała się źródłem duŜej ilości sinic (głównie Limnothrix redekei – 63-79% w całkowitej liczebności) wprowadzanych do jeziora Durowskiego. Pozostałe grupy taksonomiczne reprezentowane były nielicznie. W strukturze biomasy fitoplanktonu swój udział zaznaczyły takŜe bruzdnice, które reprezentowane były głównie przez Peridiniopsis cuningtonii i Peridiniopsis elpatiewskyi i w mniejszym stopniu przez Ceratium hirundinella, Peridinium cinctum oraz kryptofity: Cryptomonas erosa, Cryptomonas ovata, Cryptomonas rostrata. Udział bruzdnic w listopadzie był bardzo mały i nie przekraczał 1% w całkowitej liczebności komórek glonów. 40 41 Ryc. 24. Zestawienie średniego procentowego udziału poszczególnych grup glonów w całkowitej liczebności fitoplanktonu na stanowiskach badawczych Jeziora Durowskiego i Strugi Gołanieckiej od lipca do listopada 2012 roku. W sierpniu swoją obecność w strukturze ilościowej zaznaczyły bardzo wyraźnie zielenice (44-56% całkowitej liczebności fitoplanktonu) i złotowiciowce (20-43%) z duŜym udziałem kryptofitów i bruzdnic (po 3%), ale tylko w strefie epilimnionu. Natomiast okrzemki zmniejszyły swój udział w całkowitej liczebności fitoplanktonu (z 5-22% do 2-12%) w stosunku do lipca i reprezentowane były głównie przez przedstawicieli z rodzaju Fragilaria (ryc. 24). W warstwie wody na głębokości metalimnionu i hypolimnionu udział sinic w zbiorowiskach fitoplanktonu wynosił od 61% do 75% (stan. I i II). Zbiorowisko sinic zdominowane było przez Limnothrix redekei. Z zielenic najliczniej reprezentowane były Cosmarium abreviatum Cosmarium regnellii, Tetraedron minimum, Phacotus lenticularis, Monoraphidium komarkovae, Oocystis lacustris, które są słabo wyjadane przez zooplankton. W listopadzie obserwowano wyraźną przebudowę struktury gatunkowej i ilościowej zbiorowisk fitoplanktonu, szczególnie w epilimnionie gdzie odnotowywano większy udział sinic. Swoją obecność w strukturze ilościowej zaznaczyły bardzo wyraźnie złotowiciowce, przede wszystkim drobne jednokomórkowe Erkenia subaequiciliata (ryc. 24). Sinice nadal tworzyły duŜe liczebnościowo zbiorowiska w 42 całej kolumnie wody (stan. II – do 20%) z wyraźną dominacją Limnothrix redekei. Udział zielenic w zbiorowiskach fitoplanktonu wyraźnie wzrósł w stosunku do miesięcy letnich i mieścił się w zakresie od 43% do 50%. Z zielenic najliczniej reprezentowane były populacje klosterium acutum var. variabile, Phacotus lenticularis, Cosmarium abreviatum, Tetrastrum komarekii, Oocystis lacustris, Coelastrum astroideum, Monoraphidium komarkovae oraz Tetraedron minimum. Nadal na wszystkich głębokościach utrzymywała się duŜa liczebność i biomasa kryptofitów. Okrzemki reprezentowane były bardzo licznie przez: Cyclotella ocellata, Cyclotella radiosa, Fragilaria crotonensis, Fragilaria ulna, Fragilaria ulna var. angustissima. Podobnie jak w zeszłym roku stwierdzono przebudowę w obrębie okrzemek centrycznych i zastąpienie Cyclotella radiosa taksonem Cyclotella ocellata. Szczegółowe zestawienie gatunków dominujących w całkowitej liczebności fitoplanktonu dla kresu VII-XI 2012 zestawiono w tabeli 4, zamieszczonej poniŜej. Tabela 4. Struktura dominantów w zbiorowiskach fitopanktonu w Jeziorze Durowskim i w Strudze Gołanieckiej w okresie od lipca do listopada 2012 (udział procentowy gatunku w całkowitej liczebności fitoplanktonu; Closter. - Closterium). data-warstwa stanowisko I stanowisko II 07.07. 2012 epilimnion metalimnion Monoraphidium komarkovae 35% Monoraphidium komarkovae 33% Erkenia subaequiciliata 25% Erkenia subaequiciliata 18% Rhodomonas minuta 10% Rhodomonas minuta 14% Limnothrix redekei 67% Limnothrix redekei 59% Erkenia subaequiciliata 14% Monoraphidium komarkovae 20% Fragilaria crotonensis 4% Erkenia subaequiciliata 4% Planktothrix agardhii 4% hypolimnion Limnothrix redekei 69% Limnothrix redekei 40% Monoraphidium komarkovae 6% Fragilaria crotonensis 11% Planktothrix agardhii 6% Erkenia subaequiciliata 11% 01.08.2012 epilimnion Erkenia subaequiciliata 41% Cosmarium abreviatum 26% Cosmarium abreviatum 29% Erkenia subaequiciliata 20% Tetraedron minimum 4% Cosmarium regnellii 12% 43 metalimnion hypolimnion Cosmarium regnellii 4% Limnothrix redekei 7% Limnothrix redekei 69% Limnothrix redekei 57% Erkenia subaequiciliata 14% Erkenia subaequiciliata 12% Aphanizomenon flos-aquae 3% Cosmarium abreviatum 8% Limnothrix redekei 54% Limnothrix redekei 67% Fragilaria crotonensis 6% Erkenia subaequiciliata 7% Erkenia subaequiciliata 6% Planktothrix agardhii 5% 16.11.2012 epilimnion metalimnion hypolimnion Closter. acutum v. variabile 40% Closter. acutum v. variabile 41% Cyclotella ocellata 32% Cyclotella ocellata 18% Erkenia subaequiciliata 10% Limnothrix redekei 15% Limnothrix redekei 5% Erkenia subaequiciliata 12% Closter. acutum v. variabile 42% Closter. acutum v. variabile 37% Cyclotella ocellata 27% Cyclotella ocellata 32% Limnothrix redekei 10% Limnothrix redekei 8% Erkenia subaequiciliata 6% Erkenia subaequiciliata 6% Closter. acutum v. variabile 44% Closter. acutum v. variabile 44% Cyclotella ocellata 28% Cyclotella ocellata 26% Erkenia subaequiciliata 7% Limnothrix redekei 11% Limnothrix redekei 7% Erkenia subaequiciliata 7% Struga Gołaniecka 07.07.2012 Limnothrix redekei 63% Aphanizomenon flos-aquae 18% Planktothrix agardhii 12% Erkenia subaequiciliata 2% Planktolyngbya limnetica 1% Limnothrix redekei 71% 01.08.2012 Planktothrix agardhii 8% Aphanizomenon flos-aquae 6% Erkenia subaequiciliata 4% Cryptomonas ovata 1% 16.11.2012 Limnothrix redekei 79% Erkenia subaequiciliata 8% Planktothrix agardhii 4% Aphanizomenon flos-aquae 3% 44 6. Podsumowanie - Badania na Jeziorze Durowskim prowadzono od lipca do listopada 2012 roku na stanowisku obejmującym najgłębsze miejsce jeziora (st. I) i w basenie o głębokości 10 m (st. II). Próby pobierano konsekwentnie w profilu pionowym wody. - Oznaczone parametry fizyczno-chemiczne w okresie od lipca do sierpnia wykazały stratyfikację letnią wód z ustabilizowaną termoklinąna głębokości 5-7m. W profilu pionowym stwierdzono wyraźnie zróŜnicowane wartości dla wszystkich analizowanych parametrów, szczególnie latem. W trakcie prowadzenia badań w lipcu i sierpniu 2012r. na stanowisku I i II od głębokości 4m odnotowano złe warunki tlenowe w profilu pionowym kolumny wody i w strefie przydennej. W porównaniu do lat wcześniejszych warunki tlenowe w kolumnie wody uległy jednak znacznej poprawie, co zaobserwowano w trakcie miksji jesiennej gdy w strefie przydennej nie notowano obecności siarkowodoru. - Zmiany parametrów fizyczno-chemicznych miały ścisły związek z analizowanym sezonem, co związane było z powstaniem termokliny i uwarstwieniem letnim wody oraz z miksją jesienną w listopadzie. - Przezroczystość wody w Jeziorze Durowskim wahała się od 0,8 – 1,1 m w lipcu, 1,752,10 m w sierpniu do 2,50 – 2,85 m w listopadzie 2012 roku. Średni zakres przezroczystości wody dla tego zbiornika wynosił w analizowanym okresie 1,80 m (2,48 m w 2011) na stanowisku I i 1,90 m (2,88 m w 2011) na stanowisku II. Uzyskane wartości tego parametru fizycznego wykazały tendencję spadku w stosunku do roku 2011. - W lecie na obu stanowiskach badawczych odnotowano przewagę uwalniania fosforu z osadów dennych do wody nadosadowej. Sięgały one maksymalnie 14 mg P/m2*d na stanowisku II, zaś na stanowisku II były o połowę niŜsze. Uwalnianie następowało na obu stanowiskach w warunkach beztlenowych. To samo zjawisko stwierdzono równieŜ 45 w okresie jesiennym - na stanowisku I uwolniło się nieco ponad 4 mg P/m2*d a na stanowisku II – blisko 6 mg P/m2*d. - W lipcu i sierpniu 2012 w strukturze ugrupowań zooplanktonu dominowały wrotki (wysoka liczebność Polyarthra sp., Anuraeopsis fissa i Keratella cochlearis), przy czym ich ilość była podobna w stosunku do lat wcześniejszych. Praktycznie nie stwierdzono duŜych wioślarek, a jedynie nieliczne osobniki z gatunku Daphnia cucullata. Struga Gołaniecka niezmiennie charakteryzuje się dominacją wrotków co wskazuje na stały dopływ Ŝyznych wód z jezior znajdujących sie powyŜej jeziora Durowskiego. - W okresie 3 miesięcy prowadzonych badan zidentyfikowano łącznie 135 taksonów glonów planktonowych, z wyraźnym największym bogactwem gatunkowym w obrębie zielenic (Chlorophyta), okrzemek (Bacillariophyceae) oraz sinic (Cyanoprokaryota). - Zmiany składu gatunkowego w zbiorowiskach fitoplanktonu dotyczyły całkowitej liczby taksonów obserwowanych w poszczególnych miesiącach i zmian ich udziału w całkowitej liczebności glonów planktonowych. Zbiorowisko fitoplanktonu zdominowane było przez złoto wiciowce, zielenice i okrzemki w całej kolumnie wody. W lipcu i sierpniu obserwowano szczyty występowania sinic, szczególnie w metalimnionie i hypolimnionie. W listopadzie swoją obecność w strukturze ilościowej zaznaczyły bardzo wyraźnie zielenice, które stanowiły ponad 40% w całkowitej liczebności fitoplanktonu. - W obrębie sinic wyraźnym dominantem niezaleŜnie od miesiąca badań i analizowanej głębokości była Limnothrix redekei. Sporadycznie wystąpiły takŜe: Aphanizomenon flos-aquae i Planktothrix agardhii. W całkowitej liczebności fitoplanktonu duŜy udział posiadały przedstawiciele złotowiciowców – Erkenia subaequiciliata i Dinobryon bavaricum, ale ze względu na niewielkie rozmiary komórek nie odegrały te gatunki znaczącej roli w biomasie fitoplanktonu. - W strukturze biomasy fitoplanktonu swój udział zaznaczyły takŜe bruzdnice, które reprezentowane były głównie przez Peridiniopsis cuningtonii i Peridiniopsis 46 elpatiewskyi oraz w mniejszej ilości przez notowane sporadycznie Ceratium hirundinella, Peridinium cinctum. Ich udział w zbiorowiskach fitoplanktonu w kolejnych miesiącach stopniowo spadał. Latem fitoplankton charakteryzował się obecnością duŜych gatunków glonów, co znalazło odzwierciedlenie takŜe w licznym udziale okrzemek: Asterionella formosa, Fragilaria crotonensis, Fragilaria ulna, Fragilaria ulna var. angustissima, Cyclotella radiosa i Cyclotella ocellata (sierpień – listopad 2012). 7. Literatura ELBANOWSKA H., ZERBE J., SIEPAK J. 1999. Fizyczno-chemiczne badania wód. Wydawnictwo Naukowe PWN , Poznań. GOŁDYN R., MESSYASZ B. 2008. Stan jakości wód i moŜliwości rekultywacji Jeziora Durowskiego. Wydział Biologii UAM, maszynopis. MYŚLIŃSKA E. 2001. Grunty organiczne i laboratoryjne Wydawnictwo Naukowe PWN. Warszawa 208 str. metody ich badań. PSENNER R., BOSTRÖM B., DINKA M., PETTERSSON K., PUCSKO R., SAGER M. 1988. Functionation of phosphorus in suspended matter and sediment. Arch. Hydrobiol. Beih. Ergebn. Limnol. 30, 83-112. ROTT E. 1981. Some results for phytoplankton counting intercalibrations –Schweiz. Z. Hydrol. 43 (1): 34-62. SIEPAK J. 1992. Fizyczno-chemiczna analiza wód i gruntów. Wydawnictwo UAM, Poznań, skrypt. STARMACH K. 1989. Plankton roślinny wód słodkich. PWN Warszawa-Kraków: 496 str. VAN DEN HOECK C., MANN D.G., JAHNS H.M. 1995. Algae. An introduction to phycology. Cambridge University Press. 623 str. 8. Spis kluczy fykologicznych Anagnastidis K., Komárek J. 1986. Modern approach to the classification of Cyanophytes. 2 – Chrocococcales. Arch. Hydrobiol., 2: 157–226. Anagnastidis K., Komárek J. 1988. Modern approach to the classification of Cyanophytes. 3 – Oscillatoriales. Arch. Hydrobiol. (Suppl.), 80: 327–427. Anagnastidis K., Komárek J. 1989. Modern approach to the classification of Cyanophytes. 4 – Nostocales. Arch. Hydrobiol. (Suppl.), 82: 327–427. 47 Ettl H. 1978. Xantophyceae. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T. 3/1, VEB Gustav Fischer, Verlag. Jena: 2–530. Ettl H., Gärtner G. 1988. Chlorophyta II. Tetrasporales, Chlorococcales, Gloeodendrales. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T. 10, VEB Gustav Fischer, Verlag. Jena: 2–436. Hăkansson H. 2002. A compilation and evaluation of species in the general Stephanodiscus, Cyclostephanos and Cyclotella with a new genus in the family Stephanodiscaceae. W: Serieyssol K, Sullivan M.J. (eds.) Diatom Research. Biopress Limited, Bristol, England, 17 (1): 2–139. Häusler J. 1982. Schizomycetes. Bakterien. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T 20, Gustav Fischer, Verlag. Jena: 2–588. Hegewald E. 2000. New combinations in the genus Desmodesmus (Chlorophyceae, Scenedesmaceae). Algological Studies, 96: 1–18. Hindák F. 1984. Studies on the Chlorococcal Algae (Chlorophyceae) III; VEDA Publishing House of the Slovak Academy of Sciences, Bratislava: 2–308. Hindák F. 1988. Studies on the Chlorococcal Algae (Chlorophyceae) IV; VEDA Publishing House of the Slovak Academy of Sciences, Bratislava: 2–263. Hindák F. 1988. Studies on the Chlorococcal Algae (Chlorophyceae) V; VEDA Publishing House of the Slovak Academy of Sciences, Bratislava: 2–225. Hindák F. 1996. Key to the unbranched filamentous green algae (Ulotrichineae, Ulotrichales, Chlorophyceae). Bulletin Slovenskey Botanickej Spolocnosti pri SAV, Bratislava, Suplement 1: 2–77. Hindák F. 2001. Fotograficky atlas mikroskopickych sinic. VEDA Publishing House of the Slovak Academy of Sciences, Bratislava: 5–127. Joosten A.M.T. 2006. Flora of the blue-green algae of the Netherlands. The nonfilamentous species of inland waters. Vereniging Voor Veldbiologie, KNNV Publishing, Amsterdam: 7–239. Krammer K., Lange–Bertalot H. 1986. Bacillariophyceae. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T. 2/1, VEB Gustav Fischer, Verlag. Jena: 2–876. Krammer K., Lange–Bertalot H. 1988. Bacillariophyceae. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T 2/2, Gustav Fischer, Verlag. Jena: 2–596. Krammer K., Lange–Bertalot H. 1991. Bacillariophyceae. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T 2/3, Gustav Fischer, Verlag. Jena: 2–576. Krammer K., Lange–Bertalot H. 1991. Bacillarioophyceae. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T 2/4, Gustav Fischer, Verlag. Jena: 2–437. Komárek J., Fott B. 1983. Chlorophyceae (Grünalgen), Ordnung Chlorococcales. Das Phytoplankton des Süsswassers. Die Biennengewässer, Bd. 16, 7 Teil, 1 – 712, 1 Hälfte, E. Schweizerbart, Stuttgart: 2–543. 48 Komárek J., Anagnastidis K. 1999. Cyanoprokaryota. 1. Teil: Chroococcales. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T. 19/1, VEB Gustav Fischer, Verlag. Heidelberg, Berlin: 2–548. Komárek J., Anagnastidis K. 2005. Cyanoprokaryota. 2. Teil: Oscillatoriales. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T. 19/2, VEB Gustav Fischer, Verlag. Heidelberg, Berlin: 2–759. Lange–Bertalot H. 1993. 85 new taxa and much more than 100 taxonomic clarifications supplementary to Süsswasserflora von Mitteleuropa. VEB Gustav Fischer, Verlag. Berlin, Stuttgard, Bibl. Diatom 2, 1–4: 2–759. Lange–Bertalot H. 2001. Navicula sensu stricto, 10 genera separated from Navicula sensu lato, Frustulia. W: Lange–Bertalot H. (ed.): Diatoms of Europe. Diatoms of the European inland waters and comparable habitats. A.R.G. Gantner Verlag K.G., 2: 2– 526. Popovský J., Pfiester L.A. 1990. Dinophyceae (Dinoflagellida). Süsswasserflora von Mitteleuropa; T. 6, VEB Gustav Fischer, Verlag. Heidelberg, Berlin: 2–272. Starmach K. 1966. Cyanophyta – Sinice, Glaucophyta – Glaukofity. Flora słodkowodna Polski, T. 2, PWN, Warszawa: 5–807. Starmach K. 1968. Chrysophyta I. Chrysophyceae – Złotowiciowce oraz wiciowce bezbarwne – zooflagellata wolnoŜyjące. Flora słodkowodna Polski, T. 5, PWN, Warszawa: 5–595. Starmach K. 1968. Xantophyceae – RóŜnowiciowce. Flora słodkowodna Polski, T. 7. PWN, Warszawa – Kraków: 5–393. Starmach K. 1974. Cryptophyceae, Dinophyceae, Raphidiophyceae. słodkowodna Polski. T. 4. PWN, Warszawa – Kraków: 5–520. Flora Starmach K. 1983. Euglenophyta. Flora słodkowodna Polski. T. 3, PWN, Warszawa – Kraków: 5–594. Starmach K. 1989. Plankton roślinny wód słodkich. Metody badania i klucze do oznaczania gatunków występujących w wodach Europy Środkowej. PWN, Warszawa Kraków: 5-496. Wołowski K. 1998. Taxonomic and environmental studies on euglenophytes of the Kraków-Częstochowa upland (Southern Poland). Fragmenta Floristica et Geobotanica, Supplementum 6: 3–192. Wołowski K., Hindák F. 2005. Atlas of Euglenophytes. VEDA Publishing House of the Slovak Academy of Sciences, Bratislava: 5–135. 49
