Stan ekologiczny jeziora Durowskiego w roku

Transkrypt

Wydział Biologii
Uniwersytetu im. Adama Mickiewicza w Poznaniu
Ul. Umultowska 89, 61-614 Poznań
OCENA STANU
EKOLOGICZNEGO JEZIORA
DUROWSKIEGO W ROKU 2013
Prof. dr hab. Ryszard Gołdyn – Zakład Ochrony Wód
Dr Beata Messyasz – Zakład Hydrobiologii
Poznań, lipiec 2013
1
Treść opracowania
Str.
1. Podstawy opracowania
3
2. Stan ekologiczny jeziora w trakcie rekultywacji - fizyko-
5
chemiczne właściwości wody w Jeziorze Durowskim
3. Stan ekologiczny Jeziora Durowskiego w oparciu o glony
32
4. Makrofity jako wskaźnik stanu ekologicznego określonego
79
podczas rekultywacji Jeziora Durowskiego
5. Badania makrobezkręgowców. stan ekologiczny Jeziora
Durowskiego podczas procesu jego rekultywacji
96
6. Zbiorowiska ryb jako wskaźnik stanu ekologicznego Jeziora
120
Durowskiego
7. Stan ekologiczny jeziora podczas jego rekultywacji –
137
„Zarządzanie Jeziorem”
8. Podsumowanie
160
2
1. Podstawy opracowania
Podstawą opracowania jest umowa zawarta z Gminą Miejską Wągrowiec nr
17/2013DNiPK/UAM z maja 2013 roku (OR.2151.15.2013). Na jej podstawie dokonano
opracowania wyników badań fizyczno-chemicznych i biologicznych jeziora Durowskiego,
przeprowadzonych w pierwszej połowie lipca 2013 roku. Celem niniejszego opracowania jest
ocena stanu ekologicznego ekosystemu Jeziora Durowskiego.
Wymagania Ramowej Dyrektywy Wodnej w zakresie oceny stanu ekologicznego
ekosystemu jeziornego uwzględniają obok parametrów fizyczno-chemicznych jakości wód
takŜe parametry biologiczne: makrofity, fitoplankton, fitobentos (peryfiton), makrozoobentos
oraz ryby. KaŜdy parametr biologiczny rozpatrywany jest pod względem struktury
gatunkowej zbiorowiska (bogactwo, róŜnorodność), jego liczebności i udziału gatunków
wskaźnikowych. Ocena ostateczna obejmuje klasyfikację tych wskaźników jako średnią kilku
matriksów i przyporządkowanie uzyskanej punktacji do skali 5 klas stanu ekologicznego wód.
Badania na jeziorze Durowskim prowadzono od 30 czerwca do 6 lipca 2013 roku. W
cyklu
dobowym
wykonano
pomiary
parametrów
fizyczno-chemicznych
wody
(przezroczystość wody, temperatura wody, przewodnictwo elektrolityczne, pH, TDS, %
nasycenia wody tlenem, stęŜenie tlenu rozpuszczonego w wodzie) w profilu pionowym co 1
m na 4 stanowiskach o głębokości nie mniejszej niŜ 10 m. W celu określenie stęŜenia
pierwiastków biogennych (N, P) pobrano próby wody do analiz laboratoryjnych. Równolegle
na tych samych stanowiskach pobrano próby do analiz koncentracji chlorofilu-a w warstwie
powierzchniowej (głębokość 0m) i próby wody do analiz fitoplanktonu. Zbiorowisko
fitoplanktonu analizowano pod względem struktury gatunkowej, liczebności i biomasy oraz
udziału frakcji sinic w zbiorowisku glonów. Te same badania przeprowadzono na dopływie i
odpływie Strugi Gołanieckiej oraz w płytkim basenie północnej części jeziora.
Badania strefy litoralu obejmowały fitobentos (peryfiton), hydromakrofity oraz ryby.
Polska metoda makrofitowa (dla jezior) oparta jest na systemie oceny opracowanym w latach
80-ych przez Prof. M. Rejewskiego z UMK w Toruniu, a następnie modyfikowanym przez dr
H. Ciecierską z Uniwersytetu Warmińsko-Mazurskiego w Olsztynie. W trakcie badań
uwzględniono wszystkie elementy waŜne do oceny stanu ekologicznego jeziora
Durowskiego: liczbę taksonów, ich zbiorowisk, maksymalny zasięg i głębokość ich
występowania, ocena obfitości (skala obfitości, % powierzchni fitolitoralu, długość
3
porośniętej linii brzegowej) oraz gatunki referencyjne czy wskaźnikowe dla degradacji.
Badano takŜe fitobentos (peryfiton) jako waŜny element biologiczny w ocenie stanu
ekologicznego jeziora Durowskiego. W przypadku fitobentosu obliczono indeks okrzemkowy
dla 8 stanowisk rozmieszczonych wzdłuŜ linii brzegowej jeziora.
Ocena stanu ekologicznego jeziora Durowskiego oparta była takŜe na wynikach badań
zbiorowisk makrozoobentosu zarówno w strefie pelagialu jak i litoralu. Analizowano
bogactwo i róŜnorodność tej grupy organizmów (całkowita liczba rodzin, liczba rodzin EPT,
indeks Shannona-Weavera), jej obfitość i liczebność oraz tolerancję na degradację.
Wyniki uzyskane w trakcie przeprowadzonych w lipcu 2013 roku badań porównano
przy wszystkich analizowanych parametrach biologicznych z wynikami z roku 2010, 2011 i
2012, kiedy jezioro Durowskie poddane było pierwszemu etapowi rekultywacji. Podjęto takŜe
próbę ustalenia praktycznych rozwiązań w celu określenia warunków uzyskania
zrównowaŜonego rozwoju jeziora i jego zlewni (rozdział 7).
Układ niniejszego opracowania obejmuje ocenę stanu ekologicznego jeziora
Durowskiego na podstawie kolejnych parametrów fizyczno-chemicznych i biologicznych.
4
STAN EKOLOGICZNY JEZIORA W TRAKCIE REKULTYWACJI
Fizyko-chemiczne właściwości wody w Jeziorze Durowskim
Zespół badawczy
CzyŜ Magdalena (1)
Damptey Gyasi Frederick (2)
Frankiewicz Monika (1)
Melenciuc Raluca (3)
Popescul Ovidiu Alexandru (3)
Supervisor: Dr.Wu Naicheng (2)
1. UAM
2. CAU
3. UAIC
5
Wstęp
Biorąc pod uwagę całą powierzchnię Ziemi, 71% jest zajmowane przez wodę, a tylko
2,75% z tej ilości stanowią wody słodkie. Wody słodkie są esencją ludzkiego Ŝycia, a takŜe
wielu
naturalnych
systemów,
które umoŜliwiają człowiekowi
przetrwanie.
WciąŜ
rozszerzająca się działalność człowieka w takich sektorach jak przemysł, rolnictwo, turystyka,
rekreacja w znacznym stopniu zmieniają zasoby naszej planet w wodę, poprzez modyfikację
jej fizycznych, chemicznych i biologicznych właściwości
Jezioro Durowskie jest jeziorem polodowcowym o wydłuŜonym kształcie, leŜące na
terenie Pojezierza Chodzieskiego, w okolicy Wągrowca (Centralna Polska). Powierzchnia
jeziora zajmuje 143 ha i stanowi waŜną część wągrowieckiego krajobrazu (tabela 1). Jest to
lokalny ekosystem uŜywany do wędkarstwa, turystyki, rekreacji, edukacji i badań. Przez
jezioro dopływa rzeka Struga Gołaniecka, która ciągle dostarcza mu biogenów z terenu całej
zlewni. Zlewnia jeziora jest typowo rolnicza, duŜa część jest teŜ zajmowana przez lasy.
Jakość wody cierpi na tym, Ŝe występuje duŜa presja antropogeniczna wokół jeziora, taka jak
właśnie spływ biogenów z terenów rolniczych czy z innych, połoŜonych wyŜej jezior.
Większość jezior na świecie jest zniekształcone przez eutrofizację. Jezioro Durowskie
równieŜ do nich naleŜy. Kompleksowa ocena jakości wody jest złoŜonym zadaniem,
moŜliwym tylko jeśli uwzględnimy wszystkie parametry. W tym raporcie zaprezentujemy jak
przedstawia się trofia jeziora uŜywając TSI (trophic state index – wskaźnik stanu trofii). TSI
jest najbardziej popularnym indeksem bazującym na parametrach fizyko-chemicznych.
Celem naszych badań było:
- zbadanie obecnej fizyko-chemicznej kondycji jeziora;
- ukazanie tendencji w zmianach jakości wody w czasie;
- ustalenie ładunku biogenów dopływających i odpływających z jeziora.
6
2. Metody
2.1 Prace terenowe
Aktywność antropogeniczna na terenie Jeziora Durowskiego jest na najwyŜszym poziomie,
co sprawia, Ŝe jakość wody i ekosystemy są zniekształcone.
Tabela 1- Ogólna charakterystyka Jeziora Durowskiego
Powierzchnia
Objętość
Maksymalnia głębokość
Średnie głębokość
Główny dopływ
Powierzchnia całkowita pobieranych prób
Powierzchnia bezpośredniej zlewni
Udział terenów rolniczych w zlewni
Udział lasów w zlewni
Udział terenów miejskich w zlewni
143.7 ha
11 322 900 m3
14.6 m
7.9 m
Struga gołaniecka
236.1 km2
1581 ha
58.26%
33.52%
8.25%
Aby zaobserwować poziom biogenów w wodzie pobieraliśmy próby kaŜdego dnia, przez
okres tygodnia, w lipcu 2013 roku. (01.07-06.07). Próby pobierano z 8 stanowisk na jeziorze:
Aerator 1, Aerator 2, Beach 1 (PlaŜa 1), Beach 2 (PlaŜa 2), Middle 1 (Centrum Jeziora 1) and
Middle 2 (Centrum Jeziora 2), Outflow (Odpływ jeziora) and Inflow (Dopływ jeziora) - dla
kaŜdego z punktów dla róŜnych głębokości, począwszy od lustra wody, co metr aŜ do dna.
Ponadto dwa punkty pomiaru były umiejscowione na dopływie rzeki (Inflow river) i odpływie
rzeki (Outflow river) (ryc. 1).
W terenie dokonywano pomiarów pH, temperatury, TDS (total dissolved solids- zawartość
substancji rozpuszczonych), przewodności eletrolitycznej, przepływ i zawartość tlenu
rozpuszczonego.
7
Ryc. 1: Punkty badawcze
Podstawowe
parametry
fizyko-chemiczne
dla
wody
(temperatura,
przewodnictwo
elektrolityczne, zawartość tlenu rozpuszczonego, mętność, przepływ wody, zawartość
chlorofilu a oraz pH) były mierzone uŜywając metody wieloparametrowej WTW Multi
Parameter Meters przez okres tygodnia. Próby wody były takŜe analizowane pod względem
zawartości amoniaku, azotananów, azotynów, ortofosforanów a takŜe całkowitej zawartości
fosforu (TP- total phosphorus).
Pomiar przepływu rzecznego
Ładunek biogenów i przepływ (m/s) były mierzone przy dopływie do jeziora w określonym
przekroju (m2) (ryc. 2). Przekrój rzeki były podzielone na równe odcinki, w których przepływ
był mierzony na róŜnych głębokościach (0.5, 1.0, 1.5, 2.0 2.5, 3.0) uwzględniając głębokość
w danym punkcie (ryc. 3).
8
Ryc. 2 – Pomiar terenowy przepływu rzecznego
Ryc. 3 Dystrybucja przekroju rzecznego w przekroju (Shaw, 1989)
Charakterystykę dna rzeki (kamieniste, heterogoniczne, piaszczyste, homogeniczne) brano
pod uwagę podczas pomiarów na poszczególnych odcinkach rzecznych (ryc. 4).
9
Ryc. 4 Odcinki dla określonego przekroju w celu określenia prędkości przepływu wody.
Parametry fizyko-chemiczne
Wodne parametry jakości wody takie jak pH, przewodnictwo elektrolityczne, zawartość tlenu
rozpuszczonego, mętność (mierzona przy pomocy krąŜka Secchiego) były mierzone w
róŜnych punktach poboru prób. Pobrane zostały takŜe próby wody z okolic Aeratora 1 z
głębokości 0, 1 i 2m. Próby te zostały wykorzystane do oznaczenia zawartości chlorofilu a i
ładunku biogenów (TD, ortofosforany, amoniak, azotany)
Mętność wody
Mętność ukazuje nam jak czysta jest woda. Im większa całkowita zawartość związków
stałych (TSS- total suspended solids) w wodzie, tym słabsza jest widzialność, a większa
mętność. Mętność pokazuje nam jak światło jest refrakcjonowane przez cząstki znajdujące się
w wodzie i stanowi pośrednią miarę ilości zawiesin w jeziorze, która w wielu przypadkach
moŜe dawać nam teŜ pogląd ile glonów znajduje się w wodzie. Mętność była mierzona przy
pomocy krąŜka Secchiego (ryc. 5).
Ryc. 5: Mętność mierzona przy pomocy krąŜka Secchiego (SD)
10
Zawartość chlorofilu a i biogenów
Powtarzalne próbki zostały wykonane na kaŜdym stanowisku badawczym, z których dwie
zostały zebrane na głębokości 1 i 2 metrów, a ostatnia na powierzchni (0m). Próbki wody
odsączono i przechowywano w lodówce do dalszej analizy laboratoryjnej (ryc. 6).
Ryc. 6: Batometr uŜywany do poboru prób wody z róŜnych głębokości w celu ustalenia
koncentracji chlorofilu a.
Pomiary pH, przewodnictwa elektrolitycznego, zawartości tlenu rozpuszczonego,
temperatury
Urządzenie WTW Multi Parameter Meters było uŜywane do dokładnego pomiaru
powyŜszych parametrów (ryc. 7).
11
Ryc. 7 Pomiary pH, przewodnictwa elektrolitycznego, zawartości tlenu rozpuszczonego,
temperatury z uŜyciem WTW Multi Parameter Meters
2.2 Analizy laboratoryjne
W labolatorium próbki chlorofilu a były przetwarzane zgodnie z UWT Chlorophyll
Procedure (Strickland and Parsons, 1972) (ryc. 8). Filtry (zrobione z włókna szklanego),
umieszczono w oddzielnych probówkach wirówkowych z 10 ml etanolu przez 1-2 minut. Gdy
filtry były zanurzone, probówki przykryto i przechowywano w ciemności w lodówce przez
okres 18-24 godzin (w tym czasie nastąpiła ekstrakcja). Po okresie ekstrakcji próbki
wirowano przy 5000 obrotach na minutę przez 15 minut w celu oddzielenia chlorofilu a /
roztworu EtOH i włókien szklanych. Następnie filtry były usuwane i ponownie wirowane
przy 2500 obrotach na minutę przez 5 minut. Następnie dodano około 10 ml supernatantu
przeniesiono do kuwety i przy pomocy spektrofotometru odczytano wartości dla róŜnych
długości fal (665 nm, 750 nm).
Zawartość chlorofilu jest obliczana ze wzoru:
Chla µg/l = 29.6[(Eb665 – Eb750) – (Ea665 – Ea750)] * ev/(V x P)
Ea = absorbance, po zakwaszeniu
Eb = absorbancja, baza
ev = ilość alkoholu uŜytego w ekstrakcji, w ml
V = objętość filtrowanej próbki, w litrach
P path = długość (Uwzględniając, Ŝe test ten zakłada uŜycie 1 cm długości drogi
optycznej).
12
Ryc. 8 – Analiza laboratoryjna prób chlorofilu-a
2.3 Analizy cyfrowe
Wszystkie opracowania graficzne i ryciny przygotowano w programie Excel 2010 z
pakietu Open Office. Wskaźnik stanu trofii (TSI) uŜyto do określenia stanu troficznego
jeziora. Indeks trofii (TSI) to system klasyfikacji mający na celu ocenienie poszczególnych
jezior na podstawie wysokości produktywności biologicznej występującej w wodzie.
Korzystając z indeksu, moŜna uzyskać szybki wynik mówiący o tym jak produktywne jest
jezioro.Obliczenie wskaźnika trofii (TSI) został wyprowadzone z wzorów, które zostały
ocenione jako istotne troficznie równania według Indeksu Carlsona (TSI) (Carlson, 1996).
Ilości azotu, fosforu i innych składników odŜywczych, biologicznie uŜytecznych są
głównymi determinantami jeziorego indeksu trofii (TSI). Składniki pokarmowe, takie jak azot
i fosfor okazują się ogranicznikami zasobów stojących zbiorników wodnych. Wzrost ich
stęŜenia moŜe powodować zwiększenie wzrostu roślin, a następnie w konsekwencji
zwiększoną produktywnością kolejnych poziomów troficznych. W związku z tym, jeziorny
indeks troficzny moŜe być czasami uŜywany do oszacowania jego stanu biologicznego.
3. Wyniki
3.1.Chlorofil - a
Chlorofil a jest wskaźnikiem obfitości fitoplanktonu i biomasy w wodach jezior. MoŜe
być pomocny przy określaniu stanu trofii i jest powszechnie uŜywaną miarą jakości wody.
Niski poziom chlorofilu często wskazuje na ubogą jakość wody i niski poziom glonów
fotosyntetyzujących, co sugeruje dobrą kondycję jeziora. Z wykresu poniŜej odczytujemy, Ŝe
13
najwyŜsze stęŜenie chlorofilu było przy dopływie rzeki Strugi Gołanieckiej (15 µg/L) a
najniŜsze w punkcie Middle 1 (4 µg/L) (ryc. 9)
Concentration of chlorophyll a in 2013
16,000
14,000
12,000
10,000
8,000
6,000
4,000
2,000
0,000
Aerator 1
aerator 2
middle 1
middle 2
outflow lake
inflow lake
beach 1
beach 2
inflow
outflow
Average
Ryc. 9 – Koncentracja chlorofilu a
NajniŜsza wartość przezroczystości została zarejestrowana w pobliŜu dopływu do jeziora
(Struga Gołaniecka) i wynosiła 1m. NajwyŜsza przezroczystość wody wystąpiła w okolicach
Beach 2 (PlaŜy 2) (ryc. 10). Średnia wartość przezroczystości w Jeziorze Durowskim wynosi
1,68m.
Transpare ncy (m)
3
2,5
2
1,5
1
0,5
0
Ae ra to r Ae ra to r I n fl o w B e a ch Ou tf l o w Mi d d l e B e a ch 2 Mi d d l e
1
2
(La ke ) (p o rth ) ( l a k e )
1
2
1
201307-01
2013-07-02
2013- 07- 03
2013- 07-04
201307- 05
Ryc. 10 – Zakres przezroczystości wody
14
Temperatura wody wahała się pomiędzy 24.5°C a 6.1°C. W róŜnych punktach poboru prób
temperatura zmieniała się płynnie, a między 4 a 6 metrem zauwaŜalna jest termoklina (ze
spadkiem temperatury z 20° do 10°C) (ryc. 11).
0
5
10
15
20
25
30
0
1
2
3
Mi ddl e 1
Mi ddl e 2
Ae ra tor 1
4
Ae ra tor 2
5
Infl ow (La ke )
Be a ch (porth) 1
6
7
Outfl ow (l a ke)
Be a ch 2
8
9
10
11
12
13
14
14,5
Ryc. 11 – Zmiany temperatury (czerwonymi liniami zaznaczona termoklina)
Poziom odczynu pH wahał się między 8.57 a 7.18. Wartość pH nie róŜni się tak bardzo
między poszczególnymi stanowiskami i jest ujemnie skorelowana z głębokością (ryc. 12).
15
6
6 ,5
7
7 ,5
8
8 ,5
9
0
1
2
Mi ddl e 1
3
Mi ddl e 2
Aera tor 1
4
Aera tor 2
5
Infl ow (La ke)
Bea ch (porth) 1
6
Outfl ow (l a ke)
7
Bea ch 2
8
9
10
11
12
13
14
1 4 ,5
Ryc. 12 – Wartości odczynu pH wody na róznych stanowiskach badwczych
Wartość przewodnictwa elektrolitycznego oscylowała między 697 µs/cm a 435 µs/cm na
róŜnych głębokościach w kolumnie wody. Przewodnictwo wyraźnie spadało wraz z
głębokością co świadczy o braku zasilania z osadów dennych (ryc. 13).
16
400
500
600
700
800
0
1
2
Mi ddl e 1
3
Mi ddl e 2
4
Aera tor 1
5
Aera tor 2
6
Infl ow (La ke)
Bea ch (porth) 1
7
Outfl ow (l a ke)
8
Bea ch 2
9
10
11
12
13
14
1 4 ,5
Ryc. 13 – Poziom przewodnictwa elektrolitycznego
Koncentracja tlenu rozpuszczonego (dissolved oxygen - DO) posiadała wartość między 80
mg/l a 11.3 mg/l. Na rycinie moŜemy zauwaŜyć, Ŝe najwyŜsza wartość wystąpiła przy
dopływie do jeziora na głębokości 1 m, a najniŜsza na PlaŜy 2 na głębokości 4m.
17
0
2
4
6
8
0
1
2
Mi ddl e 1
3
5
6
7
8
9
10
Dissolved Oxygen - DO (mg/l)
4
Mi ddl e 2
Aera tor 1
Aera tor 2
Infl ow (La ke )
Bea ch (porth) 1
Outfl ow (l a ke)
Bea ch 2
11
12
13
14
14,5
Ryc. 14- StęŜenia tlenu rozpuszczonego w wodzie
Wartość TDS była dodatnio skorelowana z głębokością, a jej średnia to 467.31 mg/l co jest
charakterystyczne dla wód eutroficznych (ryc. 15).
18
300
350
400
450
500
550
0
1
2
Middl e 1
Total Dissolved Solids - TDS (mg/l)
Mi ddl e 1
3
4
5
6
Mi ddl e 2
7
8
9
10
Aera tor 1
11
Middl e 2
Aera tor 1
Aera tor 2
Inflow (La ke)
Bea ch (porth) 1
Outflow (l a ke)
Bea ch 2
12
13
14
14,5
Ryc. 15 - Wartości TDS
Azot jest jednym z podstawowych składników pokarmowych, który w nadmiernej ilości moŜe
zanieczyścić jeziora. Jest równieŜ niezbędny do wytworzenia tkanek roślin i zwierząt. Jak
przedstawiono na ryc. 16, ilość azotu w dopływie (Inflow) jest wyŜsza niŜ w odpływie
(Outflow). Sugeruje to, Ŝe duŜa ilość składników odŜywczych jest wprowadzana do Jeziora
Durowskiego i juŜ tam zostaje.
19
Ryc. 16 – Całkowity ładunek azotu na poszczególnych stanowiskach
Na rycinie poniŜej
ej (ryc. 17) zilustrowany jest fakt, Ŝee koncentracja chlorofilu a w porównaniu
z rokiem ubiegłym wzrosła na obszarze wszystkich stanowisk. W porównaniu do 2011
wartość chlorofilu jest nieco zmniejszonana większości
wi
ci stanowisk. Tylko odpływ (Inflow)
jest wyjątkiem,
tkiem, gdzie koncentracja chlorofilu wzrosła w porównaniu do wyniku
wyni sprzed dwóch
lat. Średnia wartość koncentracji chlorofilu a w Jeziorze Durowskim to 8, 45 µg/l (ryc. 17).
Ryc. 17 – Koncentracja chlorofilu a w ostatnich trzech latach badań
bada
Chlorofil a i przejrzystość (widzialność krąŜka Secchiegoo) mogąą być
by uŜyte jako wskaźniki
stanu troficznego jeziora uuŜywającc TSI. (Carlson and Simpson 1996). Wykres poniŜej
poni
prezentuje wartości
ci TSI dla rzeki (ryc. 18) i dla jeziora (ryc. 19 i 20). TSI obliczone dla stęŜeń
st
chlorofilu a ukazuje, Ŝe jezioro jest w gorszej kondycji
kondycji w tym roku w porównaniu z rokiem
20
2012, ale w lepszej niŜ w roku 2011. Natomiast TSI obliczone z wartości
warto przezroczystości
wody KrąŜka
ka Secchiego wykazało poprawę
popraw w tym roku w porównaniu z rokiem ubiegłym,
ale pogorszenie w porównaniu z rokiem 2011.
TSIChl a for River
Ryc. 18 – Wartość TSI dla rzeki (metoda chl a )
Ryc. 19 – Wartość
Warto TSI dla jeziora (metoda chl a ) w ostatnich 3 latach
21
Ryc. 20 – Wartość
ść TSI dla jeziora (metoda krąŜka
ka Secchiego) w ostatnich 3 latach
4. Dyskusja
4.1. Jak poszczególne parametry oddziałują
oddziałuj na siebie i jak to się ma do jakości wody
zgodnie z Ramową Dyrektywą Wodną?
W prawie wszystkie dni pobierania prób pogoda była dobra, słoneczna, z niewielkim
zachmurzeniem i przelotnymi opadami deszczu. W słońcu
cu temperatura przy powierzchni
jeziora wynosiła powyŜej
Ŝej 20°C. Punkty poboru prób nie ssą pod tym względem
wzgl
zróŜnicowane,
poniewaŜ wszystkie mogą
mog uzyskać taką samą ilość słońca
ca w godzinach porannych. Wraz ze
wzrostem głębokości,
ci, temperatura maleje. Najpierw
Najpierw zmniejsza się nieznacznie, a następnie
nast
bardzo szybko od 4m do 6m. Ta zmiana temperatury pokazuje róŜne
ró
strefy w jeziorze
(epilimnion, metalimnion, hypolimnion). Na powierzchni jest epilimnion z relatywnie wysoką
wysok
i stałą temperaturą,, nastę
następnie metalimniom
niom ze szybkim spadkiem temperatury. W strefie
hypolimnionu (7m do dna) temperatura się
si praktycznie nie zmienia (WALTER 2002).
Wraz z wzrostem głębokości
gł
woda staje się chłodniejsza, ale takŜe
tak zmienia się
wartość DO, pH i przewodnictwa elektrolitycznegoelektrolitycznego wartości
ci spadają.
spadaj DO było wyŜsze na
powierzchni wody z innych powodów. Po pierwsze, jest tam mo
moŜliwy wzrost DO
22
powodowany zmianami pogody takimi jak np. wiatr, fale, deszcz itd., dodatkowo w
epilimnionie obserwujemy turbulencje wywoływane przez łódki, takŜe motorowe. Po drugie,
w epilimnionie następuje wzrost większości glonów. Glony potrzebują światła, składników
odŜywczych i ciepłej temperatury (SEIP 1990). Rozpuszczony tlen jest niezbędny do dobrej
jakości wody. Tlen jest niezbędnym elementem do przeŜycia wszystkich Ŝywych
organizmów. Naturalne procesy oczyszczania wymagają odpowiedniej ilości tlenu, aby
zapewnić dobre warunki organizmom aerobowym. Jeśli poziom tlenu w wodzie spada poniŜej
5.0 mg/l to organizmy wodne są poddawane silnemu stresowi.
Nasze wyniki mogą się róŜnić od tych badanych w poprzednich latach, poniewaŜ
zmieniona została metoda urządzenia. Obecność glonów w powierzchniowych partiach
jeziora jest powodem wzrostu wartości pH przy powierzchni wody. Zazwyczaj woda jest
bardziej zakwaszona, poniewaŜ znajduje się tam duŜo dwutlenku węgla. Algi uŜywają tego
dwutlenku węgla do ich metabolizmu, dlatego pH przy powierzchni jest bliŜszy obojętnemu.
PodąŜając za tabelą determinująca klasy z Ramowej Dyrektywy Wodnej (wartości określone
dla Polski) stworzyliśmy tabelę poniŜej (tab. 1). Dla widzialności krąŜka Secchiego, DO,
przewodności elektrolitycznej nie ma w tej dyrektywie podziału na klasy, są one określane
tylko jako dobre lub złe
Tabela 1. Klasy jakości wód według Ramowej Dyrektywy Wodnej.
Stan ekologiczny
Parametr
Chlorofill a
Widzialność krążka
Secchiego
Rozpuszczony tlen
Przewodność
elektrolityczna
wody
Klasa wody
(μg/L)
(m)
(mg/L)
(μS/cm)
Dobry
I
<7,0
II
7,0-13.0
>1,7
>4
<600
Zły
III
IV
V
13,0-21,0 21,0-33,0 >33
<1,7
<4
>600
W Jeziorze Durowskim mamy następujace klasy determinujące stan ekologiczny (tab. 2):
23
Tabela. 2 Ocena Jeziora Durowskiego pod względem stanu ekologicznego
Parametr
Wartość
Klasyfikacja
Chlorofil a
Zawartość
rozpuszczonego
Przewodnictwo
elektrolityczne
Widzialność
Secchiego
tlenu
krąŜka
≈ 8.45 µg/L
≈5.47 mg/L
Dobra (II klasa)
Dobra
≈525.8 µS/cm
Dobra
≈1.68 m
Dobra
W nawiązaniu do Ramowej Dyrektywy Wodnej zawartość chlorofilu a ma wartość 8,45µg/L,
co oznacza Ŝe jest ona w normie i jest uznawana jako druga klasa jakości. Przezroczystość
wody ma wartość 1.68m, co określa ją jako złą. Jednak podkreślić trzeba, Ŝe jest to bardzo
blisko granicy z wartością lepszej jakości wód. Zawartość tlenu rozpuszczonego jest dobra w
warstwie epilimnionu. Przewodnictwo elektrolityczne z średnią wartością 535.73 pozwala na
określenie stanu ekologicznego jako dobry.
4.2 Jaki jest stan trofii jeziora według wskaźnika trofii (TSI)?
Średnia wartość TSI dla wartości przezroczystości wody mierzonej krąŜkiem Secchiego
wynosi 53.06, natomiast dla stęŜenia chlorofilu-a w wodzie 50.22. Te wartości są na granicy
między jeziorem mezotroficznym, a eutroficznym (tab. 3).
Tabela 3. – Indeks TSI
24
4.3.Jak jezioro rozwinęło się w ostatnich latach?
Na rycinach u góry (ryc. 19 i ryc. 20) moŜemy zaobserwować, zmiany w TSI w ciągu
ostatnich trzech lat. TSI mierzony metodą chlorofilu a pokazuje, Ŝe kondycja jeziora jest w
gorszym stanie niŜ w zeszłym roku, jednak lepszym niŜ w 2011. Metoda uwzględniająca
pomiary krąŜka Secchiego pokazuje, Ŝe sytuacja jeziora jest lepsza w tym roku niŜ w 2012,
ale gorsza niŜ w 2011. Zgodnie z TSI obliczonym metodą chlorofilową Jezioro Durowskie
jest eutroficzne, zgodnie z TSI obliczonym metodą krąŜka Secchiego jest mezotroficzne.
4.4. Jakie są ewentualne udoskonalenia zarządzania jeziorem?
Zarządzanie Jeziorem Durowskim jest trudnym zadaniem i nie ma jednego
przewodnika, aby zarządzać nim we właściwy sposób. Zgodnie wynikami naszych badań,
problem z jakością wody nie wynika tylko z funkcjonowania samego jeziora, ale raczej z
oddziaływania otaczającej go zlewni bezpośredniej. Jedną z naszych sugestii jest podjęcie
przez lokalne władze działań zmniejszających zanieczyszczanie północnej części jeziora. Jest
tam kilka gospodarstw domowych, które nie są podłączone do oczyszczalni ścieków.
Poprawa jakości zarośli makrofitowych wokół jeziora teŜ powinna sprzyjać polepszeniu
jakości wody. Nie bez znaczenia jest teŜ wysoka antropopresja: rowery wodne, łódki zasilane
silnikami spalinowymi itd.) a takŜe szkody wyrządzone przez wędkarzy (niszczenie pasa
makrolitów, duŜe ilości zanęty).
5. Wnioski
Nasze prace terenowe pozwalają wysnuć wniosek, Ŝe jakość wody w Jeziorze Durowskim nie
jest satysfakcjonująca biorąc pod uwagę Ramową Dyrektywę Wodną.
Klasyfikacja wody bazująca na koncentracji chlorofilu a, nadaje wodzie drugą klasę jakości.
Jednak zawartość chlorofilu a jest wartością, która dość szybko się zmienia i ukazuje tylko
aktualny stan jeziora- w momencie poboru próby. Stan wód biorąc pod uwagę zawartość tlenu
takŜe jest określany jako dobry. Biorąc pod uwagę widzialność krąŜka Secchiego woda
klasyfikowana jest jako złej jakości (1.68 m), jednak musimy pamiętać, Ŝe wynik ten jest
25
bardzo blisko granicy między dobra a złą jakością (1.7 m). Przewodnictwo elektrolityczne jest
w normie.
Północna cześć jeziora jest w relatywnie gorszej kondycji, podobnie jak okolice plaŜ w części
południowej są w gorszym stanie niŜ centralna część jeziora. Generalnie kondycja jeziora jest
zbliŜona do tej, która była obecna dwa lata temu, moŜna więc powiedzieć, Ŝe Jezioro
Durowskie jest ciągle jeziorem eutroficznym.
Podsumowując, działania prowadzone na Jeziorze Durowskim prowadzą w dobrym kierunku,
jednak niezbędne są ciągłe dalsze działania rekultywacyjne i potrzeba jeszcze duŜo czasu nim
jezioro będzie mieścić się w ramach dobrego stanu ekologicznego Europejskiej Ramowej
Dyrektywy Wodnej.
BIBLIOGRAFIA
Carlson, R.E. (1977) A trophic state index for lakes. Limnology and Oceanography. 22:2 361-369.
Serafin A. Czernaś K., 2003, Sezonowe zmiany produkcji pierwotnej i koncentracji
chlorofilu-a glonów śródjezierza i strefy przybrzeŜnej mezotroficznego jeziora Piaseczno w
latach 2001-2002. Katedra Ekologii Ogólnej, Akademia Rolnicza Lublin, vol. 1 (2003), nr. 3,
pp. 521-527
Walter K. Dodds. 2002. Freshwater ecology - Concpets of environmental applications
Academic Press.
World Resource Institute: Klop P., Rodgers J., 2008. Water Scarcity. Private Investment
Opportunities in Agricultural Water Use Efficiency. Website: www.rabobank.com/far.
26
6. Załączniki
Głębokość
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
14,5
średnia
Middle 1
23
23,2
21
19,8
18,6
14,4
12,3
11,2
8,1
8,2
6,4
7
6,2
6,6
6,3
6,3
12,41
temperatura
Aerator
Middle 2
1
24,5
19
23,7
18,4
22
18,3
22,5
18
17,7
16,7
15,4
13,9
11,6
12
11,5
12,7
9
7,9
8,7
7,4
7,2
6,2
7,5
6,4
7
6,1
6,1
14,48
12,08
Aerator
2
22
21,1
20,2
19,1
19
15,1
16,4
9,5
9,6
6,7
7,4
7,5
Inflow
(Lake)
22,3
21,7
20,3
19
17,3
14,47
20,12
Beach Outflow
(porth) 1 (lake)
23,2
22
22,4
21,5
20,4
21,1
20,3
19,5
17,6
17,9
12,8
15,1
11
12,2
8,9
8,8
10,2
9,8
18,24
15,18
27
Głębokość
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
14,5
Middle 1
5,84
4,01
3
1,9
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
Zawartość tlenu rozpuszczonego
Aerator Aerator
Middle 2
1
2
6,24
3,7
4,87
6,11
4,12
5,22
6,8
1,9
4,55
5
1,38
2,91
0
0
1,68
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
Inflow
Beach Outflow
(lake) (porth) 1 (lake)
6,09
4,77
6,21
7,05
4,63
3,36
4,29
3,8
4,9
3,46
2,91
3,2
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
28
pH
Głębokość
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
14,5
Middle 1
8,31
8,21
8,1
7,85
7,61
7,49
7,44
7,46
7,44
7,46
7,5
7,49
7,47
7,5
7,5
7,49
Middle 2
8,37
8,32
8,12
8,21
7,48
7,47
7,41
7,43
7,4
7,41
7,38
7,4
7,39
Aerator
1
7,84
7,19
7,66
7,7
7,49
7,5
7,4
7,49
7,49
7,48
7,48
7,48
7,53
7,59
Aerator
2
8,13
8,15
8,13
7,94
7,76
7,63
7,57
7,53
7,53
7,57
7,53
7,51
Inflow
(Lake)
8,57
8,57
7,93
7,85
7,48
Beach Outflow
(porth) 1 (lake)
8,15
7,69
8
7,87
7,95
7,83
7,8
7,66
7,48
7,4
7,3
7,3
7,3
7,22
7,27
7,24
7,2
7,18
29
Depth
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
14,5
Middle 1
596
598
570
638
560
528
512
497
459
459
438
445
435
443
444
449
Przewodnictwo elektrolityczne
Aerator Aerator
Middle 2
1
2
622
557
609
606
554
572
579
553
560
591
554
557
557
549
556
444
527
537
498
547
541
502
514
470
466
453
473
465
445
449
447
433
496
449
436
443
448
437
436
Inflow
(Lake)
648
626
584
577
572
Beach Outflow
(porth) 1 (lake)
612
583
604
697
585
564
570
517
557
575
502
541
498
526
464
473
479
478
30
TDS
Głębokość
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
14,5
średnia
Middle 1
441
442
441
444
458
483
490
492
492
491
492
492
495
498
504
509
479,00
Middle 2
451
442
440
444
461
480
491
489
492
492
359
361
365
Aerator
1
446
445
456
459
469
483
489
488
490
490
490
491
492
496
Aerator
2
450
442
443
450
455
480
478
492
496
486
449
498
Inflow
(Lake)
490
472
459
468
484
443,62
477,43
468,25
474,60
Beach Outflow
(porth) 1 (lake)
447
441
453
455
456
440
447
456
466
479
489
485
493
418
492
499
486
493
464,43
467,64
31
Stan ekologiczny
Jeziora Durowskiego
Durowskie
w oparciu o glony
Opiekun naukowy:
Dr Beata Messyasz
Autorzy:
Aursulesei Iulia Geanina (UAIC)
Izabela Chrobak (UAM)
Tiruneh, Desalegn-aberra
Desalegn
(CAU)
Katarzyna Majkowska (UAM)
32
1. WSTĘP
Do najwaŜniejszych organizmów odpowiedzialnych za produkcję pierwotną w
ekosystemach wodnych naleŜą glony. Tworzą bardzo zróŜnicowaną grupę organizmów
mikroskopijnych skupionych w obrębie dwóch królestw: Bacteria i Eukaryota. Stąd bardzo
trudno podać uniwersalną definicję dla glonów, które są grupą ekologiczną. Najczęściej
określane są jako organizmy autotroficzne, posiadające w swoich komórkach chlorofil-a i
występujące w strefie pelagialu oraz bentosu.
Glony bardzo szybko reagują na zmiany w środowisku co czyni z nich bardzo czułe
wskaźniki na zanieczyszczenia wód limnicznych. Rozwój glonów we wszystkich typach
siedlisk wodnych, proste metody poboru prób oraz metoda identyfikacji, która nie wymaga
więcej niŜ mikroskopu czyni glony preferowanym obiektem badań. Stąd ta grupa organizmów
jest kluczowa we wszystkich programach monitoringu wód słodkich.
W lipcu 2013 roku Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu był organizatorem
szkoły letniej pt. “Stan ekologiczny jeziora poddanego rekultywacji”, która jako model badań
wybrała Jezioro Durowskie. Jednym z integralnych tematów badań była ocean struktury
jakościowej i ilościowej glonów tego jeziora. Fitoplankton i peryfiton badano na kilku
stanowiskach badawczych zgodnie z wytycznymi Ramowej Dyrektywy Wodnej przyjętej dla
krajów Unii Europejskiej.
Próby pobierano podczas wyjazdu terenowego do Wągrowca a uzyskane wyniki
posłuŜyły do oceny stanu troficznego i ekologicznego wód Jeziora Durowskiego w
nawiązaniu do zmian wynikających z podjętej od roku 2009 rekultywacji.
Strukturę gatunkową fitoplanktonu i peryfitonu oraz ich horyzontalne rozmieszczenie badano
na ośmiu reprezentatywnych stanowiskach dla jeziora. Celem tych badań było uzyskanie
informacji na temat przestrzennego i czasowego zróŜnicowania rozmieszczenia glonów w
Jeziorze Durowskim.
W oparciu o indeks okrzemkowy peryfitonu przeprowadzono ocenę stanu
ekologicznego w celu określenia postępów projektu rekultywacji rozpoczętej częściowo w
roku 2008. Uzyskane wyniki posłuŜyły do wykreślenia kierunku zmian zachodzących w
Jeziorze Durowskim na przestrzeni ostatnich kilku lat.
33
2. Materiał i metody
2.1 Teren badań
Jezioro Durowskie, którego powierzchnia wynosi około 143 ha (tabela 1), połoŜone jest na
terenie Wągrowca, województwa wielkopolskiego.
Tabela 1: Charakterystyka morfometryczna Jeziora Durowskiego
Powierzchnia
Objętość
Maksymalna głębokość
Średnia głębokość
Główny dopływ
Powierzchnia całkowita zlewni
Powierzchnia zlewni bezpośredniej
Udział terenów rolniczych
Udział lasów
Zlewnia miejska
143.7 ha
11,322,900 m³
14.6 m
7.9 m
Struga Gołaniecka
236.1 km²
1.581 ha
58.26 %
33.52 %
8.25 %
Ryc. 1: Mapa morfometryczna Jeziora Durowskiego z zaznaczonym stanowiskami badawczymi
34
2.2 Metody
Do analizy fitoplanktonu próby wody pobierano z 8 stanowisk umiejscowionych
wzdłuŜ Jeziora Durowskiego: Aerator 1, Aerator 2, środek 1, środek 2, dopływ (inflow), plaŜa
1 oraz plaŜa 2 (Beach 1 i Beach 2) i odpływ (outflow) (ryc. 1). Dla analiz peryfitonu, próby
pobierano na 8 stanowiskach umiejscowionych w strefie litoralu wzdłuŜ linii brzegowej
jeziora, uwzględniając obszar północny i południowy z wypływem. Próby pobierano w
odstępach całodobowych przez 6 dni, w okresie od 1 do 6 lipca 2013 roku. Głębokość, z
której pobierano próby wody obejmowały strefę epilimnionu: 0m, 1m i 2m. Bezpośrednio po
poborze próby fitoplanktonu zakonserwowano płynem Lugola. W celu zebrania
reprezentatywnych prób peryfitonu, materiał zeskrobywano z przynajmniej 2 kamieni o
powierzchni większej niŜ 10 cm2.
Próby fitoplanktonu, jak i peryfitonu analizowano w laboratorium przy uŜyciu
mikroskopu świetlnego. KaŜdorazowo w poszczególnych próbach określono listę gatunkową,
strukturę liczebności i biomasę. Przy identyfikacji glonów zastosowano aktualne opracowania
taksonomiczne i klucze fykologiczne (Bąk i In. 2012; Hegewald 2000; Hakansson 2002;
Krammer i Lange-Bertalot 1986-1988-1991a,b; Komarek i Fott 1983; Komarek i
Anagnastidis 1995, 2005; Popovsky i Pfiester 1990; Wołowski 1998; Wołowski i Hindak
2005), jednak w celu łatwiejszego porównania tej grupy z latami wcześniejszymi pozostano
przy dotychczas stosowanym nazewnictwie np. Fragilaria a nie Ulnaria. W przypadku
fitoplanktonu bomasę uzyskano z iloczynu liczby komórek i objętości przyporządkowanej do
kształtu figury geometrycznej danego gatunku (Edler 1987, Rott 1981); wyniki przedstawiono
w mg x l-1. Natomiast w analizie ilościowej okrzemek peryfitonowych liczono wszystkie
okrywy do przynajmniej 500 komórek w wybranych losowo polach widzenia. WyróŜniono
gatunki typowe dla zbiorowiska fitoplanktonu i peryfitonu (Economou-Amilli 1979, Bąk i in.
2012). W celu ukazania jakości wody Jeziora Durowskiego i jej stanu ekologiczego obliczono
indeks okrzemkowy. Ponadto obliczono indeksy Jaccard’a (podobieństwo taksonomiczne) i
wskaźnik mieszany Nygaarda (Kawecka i Eloranta 1994) w celu porównania zmienności
zbiorowisk fitoplanktonu i peryfitonu pomiędzy poszczególnymi latami prowadzonej
rekultywacji, od 2008 do 2013r.
35
3. Wyniki i dyskusja
3.1 Bogactwo gatunkowe
W wyniku badań laboratoryjnych wszystkich prób wody pobranych podczas wyjazdu
terenowego w roku 2012 uzyskano łącznie listę 71 taksonów glonów planktonowych
stwierdzonych w strefie pelagialu Jeziora Durowskiego (aneks 1). Analizując rycinę 2 moŜna
zauwaŜyć wzrost bogactwa gatunkowego w obrębie zbiorowisk fitoplanktonu z 50 taksonów
w roku 2008 do 84 taksonów w roku 2011. Zeszłoroczny spadek liczby gatunków glonów
planktonowych w stosunku do roku 2011związany był przede wszystkim warunkami
pogodowymi. Cczerwiec 2012 roku, podobnie jak i początek lipca charakteryzował się
intensywnymi i długotrwałymi opadami deszczu oraz spadkami temperatur. To spowodowało,
Ŝe woda jeziora, szczególnie warstwa powierzchniowa była chłodniejsza oraz wzbogacona w
zawiesinę pochodzącą ze spływu powierzchniowego ze zlewni bezpośredniej. Niesprzyjające
warunki atmosferyczne przyczyniły się do opóźnienia rozwoju zielenic, które preferują wody
ciepłe i bardziej przezroczyste. Podobne zjawisko odnotowano takŜe w tym roku, chociaŜ
liczba taksonów wyraźnie zwiększyła się o 17. NaleŜy takŜe uwzględnić element przebudowy
zbiorowisk fitoplanktonu pod wpływem zabiegów rekultywacji. W roku 2008 fitoplankton
zdominowany był głównie przez sinice. W kolejnych latach wzrastało bogactwo gatunkowe,
gdyŜ zaczęły pojawiać się gatunki związane z mniejszą trofią wody, ale wciąŜ obecne były
sinice. W roku 2012 i 2013 w warstwie powierzchniowej epilimnionu sporadycznie notowano
pojedyncze trychomy sinic a w strukturze gatunkowej wystąpiły gatunki reprezentujące
okrzemki, bruzdnice i złotowiciowce – wskaźniki lepszej jakości wód.
Po drugie, ze względu na prowadzoną biomanipulację (zarybienie wód szczupakiem)
w Jeziorze Durowskim istniała duŜa presja wyjadania przez zooplankton drobnych komórek
fitoplanktonu, szczególnie w roku 2011. Dominujące w lipcu, zarówno 2012 jak i 2013 roku,
glony są trudne do wyjadania przez zooplankton ze względu na duŜe rozmiary komórek i
kolonii okrzemek oraz grubą ścianę celulozową bruzdnic. DuŜy udział ryb planktonoŜernych
w tym roku zmniejszył presję zooplanktonu na fitoplankton (mało efektywna biomanipulacja)
co równieŜ przełoŜyło się na wzrost udziału drobnych rozmiarowo gatunków w strukturze
jakościowej zbiorowisk glonów.
36
Ryc. 2: Zestawienie całkowitej liczby gatunków fitoplanktonu w poszczególnych latach badawczych
Analizując strukturę gatunkową na poszczególnych stanowiskach badawczych (aneks 2, ryc.
3) stwierdzono największe bogactwo gatunkowe w dopływie co związane było z zasilaniem
tego stanowiska przez gatunki z wyŜej połoŜonego jeziora Kobyleckiego (zielenice i sinice)
oraz przez gatunki rzeczne (głównie okrzemki) przenoszone wraz z prądem wody.
Ryc. 3: Zestawienie całkowitej liczby gatunków fitoplanktonu w poszczególnych grupach
taksonomicznych glonów w ujęciu horyzontalnym (inflow – dopływ; A – Aerator; Middle – środek;
Beach – plaża; outflow - odpływ)
37
Struktura gatunkowa w obrębie poszczególnych grup taksonomicznych fitoplanktonu na
stanowiskach jeziornych (aneks 2, ryc. 3) była bardzo zbliŜona, pomimo niewielkich róŜnic w
całkowitej liczbie gatunków notowanych na pojedynczych stanowiskach.
3.2 Dominacja grup glonów
Struktura liczebności fitoplanktonu na poszczególnych stanowiskach w ujęciu
przestrzennym wykazała wyraźną róŜnicę pomiędzy dopływem (Struga Gołaniecka - inflow)
a stanowiskami zlokalizowanymi na obszarze jeziora. Cyanobacteria (sinice) były najbardziej
liczną grupą w wodach Strugi Gołanieckiej dopływających do jeziora (ponad 80% w
całkowitej liczebności fitoplanktonu) podczas gdy w próbach epilimnionu wzdłuŜ całego
Jeziora Durowskiego ich udział wynosił około 10% w części północnej i 40% w części
południowej (aneks 3, ryc. 4). To wyraźnie potwierdza lepszą jakość wód jeziora w stosunku
do rzeki i rozgranicza jezioro na dwa baseny. Zwiększony udział sinic w części południowej
moŜe wynikać z większej turbulencji wody spowodowanej uŜytkowaniem rekreacyjnym w
postaci motorówek (stanowisko przy aeratorze 1 i odpływie) i kąpielisk (plaŜe po obu
stronach jeziora). Bardzo silne falowanie wody wywołane uŜytkowaniem łodzi motorowych
wynosi głębiej zlokalizowane w kolumnie wody sinice (Limnothrix redekei) do warstwy
powierzchniowej i pozwala na ich ciągłe zasilanie epilimnionu. W części północnej jeziora
nie odnotowano tego zjawiska.
Ryc. 4: Procentowy udział sinic w strukturze ilościowej poszczególnych grup glonów w
fitoplanktonie w ujęciu horyzontalnym Jeziora Durowskiego (inflow – dopływ; A – Aerator;
Middle – środek; Beach – plaża; outflow - odpływ)
38
W odniesieniu do całkowitej liczebności komórek fitoplanktonu dominującą grupą
glonów, niezaleŜnie od dnia i stanowiska, okazały sie okrzemki (aneks 3, ryc. 5). W obrębie
tej grupy glonów dominowały Fragilaria ulna i tworzące kolonie Fragilaria crotonensis oraz
Asterionella formosa. WaŜnym czynnikiem okazała się takŜe turbulencja wody, dzięki której
sedymentujące ze względu na cięŜar komórki łatwo powracały do warstwy powierzchniowej
wody. Szczególnie dobrze widać to na stanowisku plaŜa (Beach). Bruzdnice reprezentowane
przez: Ceratium hirundinella, Peridinium cinctum, Peridiniopsis elpatiewskyi i Peridiniopsis
cuningtonii były mniej liczne ale ze względu na duŜe rozmiary komórek zaznaczyły wyraźnie
swój udział w biomasie fitoplanktonu (aneks 4). Na taką strukturę gatunków dominujących
miała teŜ wpływ presja zooplanktonu, gdyŜ ze względu na duŜe rozmiary komórek gatunki te
nie były wyjadane.
Niewielki udział zielenic w biomasie fitoplanktonu na niektórych stanowiskach (np.
przy aeratorach czy na plaŜy 2) związany był z obecnością jednokomórkowej Golenkinia
radiata posiadającej długie kolce, duŜymi rozmiarowo koloniami Coelastrum astroideum czy
Oocystis lacustris i Pediastrum boryanum. Potwierdza to pozostawanie w wodzie tylko
duŜych form glonów, które nie są atrakcyjne jako pokarm dla zooplanktonu.
Ryc. 5: Procentowy udział okrzemek, zielenic i bruzdnic w strukturze ilościowej
poszczególnych grup glonów w fitoplanktonie w ujęciu horyzontalnym Jeziora Durowskiego
(inflow – dopływ; A – Aerator; Middle – środek; Beach – plaża; outflow – odpływ; diatoms –
okrzemki; Green alga – zielenice; dinoflagellates - bruzdnice)
39
45,00
40,00
35,00
30,00
25,00
20,00
15,00
10,00
5,00
0,00
Inflow
A2
Middle2 Middle1
A1
Outflow
Beach
Ryc. 6: Procentowy udział złotowiciowców w strukturze ilościowej poszczególnych grup
glonów w fitoplanktonie w ujęciu horyzontalnym Jeziora Durowskiego (inflow – dopływ; A –
Aerator; Middle – środek; Beach – plaża; outflow - odpływ)
TakŜe odnotowana przy aeratorze 2 i w południowej części strefy pelagialu (środek 1),
obecność złotowiciowców w biomasie fitoplanktonu (ryc. 6, aneks 3 i 4) powiązana była z
duŜymi rozmiarami krzaczastych kolonii Dinobryon bavaricum i Dinobryon divergens. Na
liczną obecność tej grupy glonów mogła mieć teŜ wpływ pogoda: długi okres zimy,
deszczowy maj i czerwiec co utrzymywało raczej warunki wiosenne, dla których dominacja
tej grupy glonów jest charakterystyczna.
Ryc. 7: Procentowy udział kryptofitów i euglenin w strukturze ilościowej poszczególnych
grup glonów w fitoplanktonie w ujęciu horyzontalnym Jeziora Durowskiego (inflow –
dopływ; A – Aerator; Middle – środek; Beach – plaża; outflow - odpływ)
40
Kryptofity i eugleniny naleŜą do organizmów mikotroficznych, które obok fotosyntezy
mogą pobierać na drodze fagocytozy bakterie i drobne cząsteczki materii organicznej (Jones i
Ilmavirta 1998, Kawecka i Eloranta 1994). Największy udział kryptofitów (około 25%)
odnotowano w części północnej jeziora, przy aeratorze 2 i na stanowiskach pelagicznych
środek 1 i 2 (ryc. 7). W północnej części znajduje się płytki basen jeziora o głębokości 5m
oraz dopływ Strugi Gołanieckiej. Wraz z prądem wody zawiesina cząsteczek materii
organicznej przemieszcza się w kierunku południowym, stąd teŜ największe skupienie
organizmów mikotroficznych w tej części jeziora, czyli najbliŜej źródła pokarmu. Z euglenin
licznie wystąpił Trachelomonas hispida i Trachelomonas volvocina, szczególnie przy
wypływie rzeki z jeziora, gdzie panuje większy prąd wody i występują lepsze warunki
tlenowe. Bardziej szczegółowe dane przedstawia załącznik 3 i 4.
Układ dominantów róŜnił się nieznacznie na poszczególnych stanowiskach, co
przedstawia tabela 2. Na 7 spośród badanych stanowisk dominantem o największym udziale
procentowym okazała się być okrzemka Fragilaria crotonensis, która najliczniej
reprezentowana była na stanowiskach przy plaŜy (tab. 2, ryc. 8). Najprawdopodobniej
zwiększona turbulencja wody wywołana przez kąpiących się była głównym czynnikiem tak
wyraźnej dominacji tego gatunku na tym stanowisku. DostrzeŜono podobieństwo w strukturze
dominantów pozostałych stanowisk jeziornych na północy z dominacją Cryptomonas erosa i
w południowej części sinicą Limnothrix redekei oraz złotowiciowcami: Dinobryon bavaricum
i Erkenia subaequiciliata. Struga Gołaniecka wyraźnie stanowi źródło sinic w jeziorze
Durowskim – prawie 80% udziału L. redekei w całkowitej liczebności fitoplanktonu rzeki.
Tabela 2: Zestawienie dominantów [% w całkowitej liczebności komórek] w zbiorowiskach
fitoplanktonu Jeziora Durowskiego w lipcu 2013 roku (inflow – dopływ; A – Aerator; Middle –
środek; Beach – plaża; outflow - odpływ).
Erkenia subaequiciliata Skuja
Fragilaria crotonensis Kitton
Dinobryon bavaricum Imhoff
Cryptomonas erosa Ehrenberg
Limnothrix redekei (Van Goor)
Meffert
Infl
0,00
7,74
0,24
0,00
A2
11,75
38,65
3,23
32,70
Mid.2
19,84
36,72
24,86
9,92
Mid.1
13,71
47,30
11,45
22,70
A1
15,40
28,29
7,54
0,00
Outf
42,05
31,30
0,00
0,00
B
0,00
55,16
12,80
7,77
79,33
3,89
8,67
4,84
25,02
20,06
10,91
41
Ryc. 8: Procentowy udział gatunków dominujących w fitoplanktonie w ujęciu
horyzontalnym Jeziora Durowskiego (inflow – dopływ; A – Aerator; Middle – środek; Beach
– plaża; outflow - odpływ)
3.3 Peryfiton
Przy analizie zbiorowisk peryfitonu korzystano na bazie przeliczonych co najmniej
500 okrywach okrzemek dla poszczególnych prób. Niektóre gatunki okrzemek ssą
wskaźnikami określonego
lonego nasycenia wody tlenem,
tlenem, odczynu pH i stanu trofii (aneks 5).
Porównującc wyniki z ostatnich lat stwierdzono, Ŝe w Jeziorze Durowskim notowane ssą
wskaźniki
niki bardzo dobrego i dobrego natlenienia wody i te gatunki jak np. Achnanthes
minutissima wykazująą wzrost ich całkowitej liczebno
liczebności
ci w roku 2012 i 2013. Wskaźniki
świadczące
ce o słabej lub złej jako
jakości wód utrzymują się na tym samym poziomie liczebno
liczebności
lub wykazują tendencję spadkową. W przypadku Gomphonema parvulum wskazującą na
niską jakość wód, tylko na stanowiskach
stanowisk
południowych jeziora stwierdzono jej duŜą
liczebność a w pozostałych przypadkach była ona reprezentowana nielicznie
nielicznie.
42
Tabela 3: Zestawienie dominantów [% w całkowitej liczebności okryw] w zbiorowiskach peryfitonu Jeziora Durowskiego w lipcu 2013 roku.
Taxon
Achnanthes minutissima var. affinis (Grun.) Lan.-Bert.
Cymbella affinis Kützing
Cymbella minuta Hilse ex Rabenhorst
Fragilaria capucina (Desm.) Rabenhorst
Amphora pediculus (Kütz.) Grunow
Fragilaria pinnata Ehr.
Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm.
Gomphonema olivaceum (Horn.) Breb.
Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot
Cocconeis pediculus Ehr.
Gomphonema olivaceoides Hustedt
Navicula radiosa Kützing
Gomphonema parvulum (Kütz.) Kütz.
Achnanthes minutissima var. gracillima (Mei.) L-Ber.
Cocconeis placentula var. pseudolineata Geitler
Cocconeis placentula Ehr.
Achnanthes exigua Grun.
Eunotia praerupta Ehr.
site 1
50.56
6.52
4.49
4.72
site 2
15.38
11.9
6.78
8.42
site 3
25.18
8.96
site 4
31.68
site 5
6.73
5.56
site 6
11.39
site 7
14.36
7.06
site 8
7.25
16.48
6.30
19.98
7.63
9.97
5.53
8.73
17.29
10.18
5.56
21.23
5.35
4.04
4.04
5.89
7.79
10.81
8.5
5.99
6.15
11.15
7.39
17.59
7.89
6.79
43
Biorąc
pod
uwagę
wartość
wskaźnikową
taksonów
okrzemek
odnotowanych
w
zbiorowiskach peryfitonu stwierdzono, Ŝe sa to gatunki głównie eutroficzne, preferujące
wody zasadowe ale takŜe wody dobrze natlenione, przynajmniej powyŜej 75% natlenienia
(aneks 5, ryciny na prezentacji).
W obrębie dominantów stwierdzono 18 taksonów okrzemek, przy czym tylko 9 z nich
było gatunkami dominującymi przynajmniej na dwóch stanowiskach. Wyraźnym dominantem
był Achnanthes minutissima var. affinis (tab. 3). PoniŜej zaprezentowano ekologiczną
charakterystykę wybranych gatunków (za Bąk i in. 2012), najliczniej reprezentowanych w
zbiorowiskach peryfitonowych jeziora będących wskaźnikiem stanu ekologicznego Jeziora
Durowskiego.
1. Achnantes minutissima var. affinis (Grun.) Lan.-Bert.
Preferuje wody od oligotrofii do eutrofii. Notowany jest w wodach słabo alkalicznych, często
zawierających wapń i stęŜenie elektrolitów na umiarkowanym poziomie. W Europie
środkowej występuje licznie na rozproszonych stanowiskach gdyŜ często mylony jest podczas
identyfikacji taksonomicznej z Achnanthidium minutissimum.
2. Amphora pediculus (Kutz.) Grunow
Jest jednym z najszerzej rozprzestrzenionym i najliczniej występującym gatunkiem w
Europie. Występuje w wodach o szerokim spektrum trofii, preferując jednak warunki mezo –
oligotroficzne.
3. Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm.
Bardzo szeroko rozprzestrzeniony gatunek w toni wodnej pelagialu, szczególnie wód
eutroficznych. Preferuje wody zasadowe z ich natlenieniem powyŜej 75%.
4. Cymbella affinis Kützing
Gatunek występujący głównie w wodach eutroficznych, zasadowych i bogatych w wapń oraz
dobrze natlenionych. Jest wskaźnikiem dobrego stanu ekologicznego wód.
5. Cymbella minuta Hilse ex Rabenh
Gatunek
kosmopolityczny
w
Europie
środkowej.
wystepuje
takŜe
w
antropogenicznie przekształconych. Preferuje neutralny odczyn wody.
6. Fragilaria capucina (Desm.) Rabenhorst
jest gatunkiem preferującym wody mezotroficzne z neutralnym odczynem wody.
44
miejscach
Występuje we wszystkich rodzajach wód, od oligo- do eutroficznych. Pojaw tego gatunku na
jakimś obszarze wiąŜe się z jego długotrwałą obecnością. Jest gatunkiem alkalifilnym, który
preferuje duŜe natlenienie wody.
3.4 Indeks okrzemowy
Średnie wartości indeksu okrzemkowego wykazały utrzymującą się poprawę
jakości wód w części północnej jeziora ze słabego do umiarkowanego i wyraźne pogorszenie
w jego części południowej do słabego stanu ekologicznego (ryc. 9). Wskazuje to na wyraźnie
mniejszy niŜ w latach ubiegłych dopływ zanieczyszczeń i stopniową poprawę stanu
ekologicznego północnej części jeziora. Tylo na stanowisku 4 w części centralnej jeziora
stwierdzono pogorszenie stanu ekologicznego wód jeziora (ryc. 10) co związane było przede
wszystkim z miejscem poboru prób – prywatne stanowisko wędkarskie z wyciętym pasem
litoralu oraz udokumentowane systematyczne wrzucanie w tym miejscu zanęty na ryby.
Stanem ekologiczny w oparciu o indeks okrzemkowy w południowej części jeziora
pozostał słaby lub wahał się pomiędzy słabym a złym (ryc. 9 i 10). Ale chociaŜ nie
zauwaŜono bardzo wyraźnego wzrostu wartości wskaźnika okrzemkowego to równocześnie
nie odnotowano takŜe jego drastycznego spadku. Przyczyn tak wyraźnie odróŜniającej się
części południowej jeziora pod względem stanu ekologicznego naleŜy dopatrywać się w
rekreacyjnym uŜytkowaniu jeziora. Strefa litoralu jest wąska, poprzecinana licznymi
stanowiskami wędkarskimi co stanowi takŜe liczne korytarze dopływu zanieczyszczeń wraz z
intensywnymi opadami deszczu. Ponadto wykazano, Ŝe bardzo popularne jest stosowanie
zanęty przez większość wędkarze co stanowi dodatkowy dopływ ładunku biogenów do
zbiornika, ale przede wszystkim do strefy litoralu, gdzie rozwija się peryfiton. TakŜe duŜa
aktywność łodzi motorowych na tym wąskim jeziorze o charakterze rynnowym utrzymuje
ciągły proces erozji związany z uderzaniem silnych fal w odsłonięte brzegi jeziora. Zawiesina
utrzymująca się w wodzie zmniejsza dostępność światła co nie pozostaje bez wpływu na
fotosyntetyzujące organizmy poroślowe i strukturę gatunkową oraz ilościową okrzemek.
45
Ryc. 9: Wartości średnie indeksu okrzemkowego dla 8 stanowisk badawczych w latach 20102013 (kolor pomarańczowy oznacza słaby stan ekologiczny a żółty kolor umiarkowany stan
ekologiczny).
46
Ryc. 10: Wartości indeksu okrzemkowego dla 8 stanowisk badawczych w latach 2010-2013
(kolor pomarańczowy oznacza słaby stan ekologiczny a żółty kolor umiarkowany stan
ekologiczny).
47
3.5 Wskaźnik Mieszany Nygaard`a
Jednym ze wskaźników pozwalającym określic stan trofii w jeziorze jest wskaźnik
mieszany oparty na obecności liczby taksonów z grup wskazującyhc na dobrą i zła jakość
wody:
Wskaźnik mieszany = (Cyanobacteria + Chlorococcales + Centric Diatoms +
Euglenoids) / Desmids
Wyniki uzyskane ze wzoru klasyfikuje się zgodnie z zamieszczoną w tabeli 4 skalą:
Tabela 4: Stan trofii według Dokulil (za Nygaard, 1949)
Legend
Dystrophic
Oligotrophic
Mesotrophic
Eutrophic
Hypertrophic
Polytrophic
Result
0 - 0.3
< 1.0
1.0 - 2.5
3-5
5 - 20
10 - 43
Ogólna ocena tego wskaźnika klasyfikuje w wielu miejscach jezioro na hipertrofię co
potwierdza
wciąŜ
duŜy udział
w strukturze
gatunkowej
fitoplanktonu
taksonów
przywiązanych do wód eutroficznych i charakteryzujących się szeroką skalą ekologiczną. w
roku 2012 na dwóch stanowiskach: środek 1 (Middle 1) i plaŜa 1 (Beach 1) wskaźnik wykazał
przejście kategorii jakości wód z hypertrofii do eutrofii. W tym roku na wszystkich
analizowanych stanowiskach występowały gatunki preferujące wody silnie eutroficzne.
Wzrost wartości indeksu na niektórych stanowiskach najprawdopodobniej spowodowany jest
przez wzrost presji rekreacyjnej na jeziorze, ale takŜe wciąŜ dopływem wód z duŜą ilością
sinic z wyŜej połoŜonego Jeziora Kobyleckiego. W tabeli 5 zaprezentowano wyniki z
wszystkich stanowisk z roku 2013 i dla porównania zmian z lat wcześniejszych, począwszy
od roku 2008. Nie na wszystkich stanowiskach prowadzono badania kaŜdego roku i stąd nie
oceniono w tym roku północnego końca jeziora.
48
Tabela 5: Stan trofii poszczególnych stanowisk badawczych Jeziora Durowskiego w latach 20082013
Stanowisko
2008
2009
2010
2011
2012
2013
Trofia
Aerator 1
9,67
16
8,3
9
7
8
Hypertrophy
Aerator 2
-
26
11,5
5
8
14
Hypertrophy
Srodek 1
-
9
12,5
13
3
5,5
Hypertrophy
Srodek 2
-
-
8,3
18
9
7,5
Hypertrophy
Dopływ
-
-
1,8
17
9
19
Hypertrophy
Odpływ
-
-
6,5
5
-
12
Hypertrophy
North
-
-
11,5
5,3
-
-
Hypertrophy
Plaża 1
-
-
-
3
9
7
Hypertrophy
Plaża 2
-
-
-
-
5
6
Hypertrophy
3.6 Hildenbrandia rivularis
Krasnorost Hildenbrandia rivularis jest gatunkiem wskaźnikowym dobrej jakości wód
w wodach płynących ale takŜe notowany jest w jeziornych ekosystemach śródlądowych.
Skorupiaste plechy tego glonu przyjmują bardzo intensywnie czerwony kolor i porastają
kamienie (Kelly i King 2007). Gatunek ten jest regularnie stosowany do wykazania poprawy
lub istniejących korzystnych warunków w ekosystemie jeziornym. Obecność tego gatunku w
Jeziorze Durowskim odnotowano juŜ podczas wcześniejszych badań gdy wykazano go w
południowej części jeziora a w roku 2011 takŜe na dalszych 2 stanowiskach w części
środkowej (ryc. 11). W roku 2013 obecność krasnorosta stwierdzono na wszystkich
wcześniejszych stanowiskach oraz na dwóch nowych w części środkowej jeziora przy brzegu
wschodnim. WciąŜ na wszystkich stanowiskach tworzył duŜe i zwarte płaty co potwierdza
dobra warunki siedliskowe do jego rozwoju, szczególnie dobrze natlenione wody. Jego liczne
występowanie w południowej części jeziora po stronie wschodniej związane jest głównie z
falowaniem wody w kierunku tego brzegu w związku z przewagą wiatrów zachodnich.
Ponadto intensywne uŜytkowanie rekreacyjne w postaci łodzi motorowych dodatkowo
generuje silne falowanie powodujące turbulencje wody i tym samym większe natlenienie
49
wody. Drugim waŜnym czynnikiem jest zacienienie (Eloranta i Kwandrans 2007, 2012). Na
wschodnim brzegu jeziora znajduje się część parkowa z duŜą ilością drzew co ułatwia
zachowanie zacienionych miejsc w strefie litoralu przez cały dzień.
Ryc. 11: Mapa występowania Hildenbrandia rivularis w Jeziorze Durowskim w latach 2010-2013
3.7 Wzajemne relacje pomiędzy fitoplanktonem i zooplanktonem
W środę 3 lipca 2013 roku w celu oceny stuktury ilościowej zooplanktonu pobrano
próby w profilu pionowym w kolumnie wody. Próby pobierano co 1 m na stanowisku przy
Aeratorze 1, gdzie odnotowano głębokość 14m. W wyniku analizy mikroskopowej zebranego
materiału pod kierunkiem dr S. Cerbina wykazano w Jeziorze Durowskim dominację
wrotków (Rotifera), najmniejszej frakcji z grupy zooplanktonu. Pozostałe grupy
zooplanktonu: Cyclopoida, Calanoida, Cladocera były reprezentowane przez niewielką ilość
osobników. Szczegóły przedstawiono na rycinie 12.
50
Ryc. 12: Rozmieszczenie poszczególnych grup zooplanktonu w profilu pionowym w Jeziorze
Durowskim w dniu 03.07.2013r.
51
Przedstawione na wykresach (ryc. 12) grupy bezkręgowców planktonowych wyraźnie
tworzyły swoje szczyty liczebności tylko do głębokości 6m co związane było z warunkami
tlenowymi na tym stanowisku i odtlenieniem wód w meta- i hypolimnionie. Kilka osobników
z Cladocera i cyclopoida odnotowano takŜe w hipolimnionie ale głównie w warstwie
przydennej gdzie w wyniku pracy aeratora dostarczany jest tlen, który chociaŜ od razu
zuŜywany jest przez bakterie do rozkładu materii organicznej, to wystarcza równocześnie do
przetrwania pojedynczych osobników zooplanktonu. Szczegółowa analiza ilościowa
zbiorowisk zooplanktonu wskazuje jak waŜna jest liczebność poszczególnych grup. Rotifera
(wrotki - Anuraeopsis fissa i Polyarthra sp, Keratella cochlearis) występowały w liczebności
około 6000 osob./L, ale równocześnie są małe i ich aktywność w Ŝaden sposób nie wpływa na
kontrolowanie fitoplanktonu. Następną najliczniejszą grupą okazały się Cyclopoida ze
szczytem liczebności na głębokości 3-4m, ale równieŜ ta grupa organizmów moŜe odŜywiać
się innymi małymi, zwierzęcymi organizmami planktonowymi. Podobny układ liczebności
stwierdzono dla grupy Calanoida, które wystepują do głębokości 6m ale ich liczebność
drastycznie maleje na tych głębokościach gdzie dominują Cyclopoida. Wskazuje to na
wyraźną konkurencję pomiędzy tymi dwoma grupami zooplanktonu. Ostatnia grupa zwierząt
planktonowych – Cladocera – była reprezentowana nielicznie bo przez zaledwie 30
osobników w litrze wody. Co waŜniejsze, stwierdzone wioślarki są bardzo małe (głównie
Daphnia cucullata) w związku z czym nie posiadają większego wpływu na selekcję
fitoplanktonu poprzez jego wyjadanie. Wszystkie grupy zooplanktonu są konsumentami
komórek fitoplanktonu i w sprzyjających warunkach mogą kontrolować rozwój fitoplanktonu,
nie doprowadzając do zakwitów wody.
W Jeziorze Durowskim głównym czynnikiem redukującym liczebność zooplanktonu
są ryby planktonoŜerne, które polują wykorzystując narząd wzroku. W ten sposób wyjadane
w pierwszej kolejności są duŜe okazy zooplanktonu z grup wioślarek i widłonogów. W
jeziorze wyraźnie dominują wrotki, które posiadają małe rozmiary i są niewidoczne dla ryb
jako potencjalny pokarm. Równocześnie wrotki są zbyt małe aby Ŝerować na nitkowatych lub
duŜych komórkach fitoplanktonu (tab. 6) i preferują mniejsze cząsteczki jak np. bakterie.
Pozostałe z badanych grup zooplanktonu są relatywnie małe i teŜ nie stanowią zagroŜenia dla
fitoplanktonu. W ten sposób wyjadane są bardzo szybko małe komórki glonów a pozostają w
strukturze fitoplanktonu gatunki tworzące kolonie (Fragilaria crotonensis, Dinobryon
bavaricum, Asterionella formosa), posiadające grubą ścianę komórkową (bruzdnice, Phacotus
52
lenticularis) czy długie kolczaste wyrostki (Golenkinia radiata). I przedstawiciele tych
właśnie glonów były reprezentowane najliczniej w Jeziorze Durowskim.
Tabela 6: Zestawienie preferencji zooplanktonu do wyjadania wybranych gatunków glonów
planktonowych (za Wilk-Woźniak i in. 2001)
Gatunki fitoplanktonu, które mogą być wyjadane przez zooplankton
Wyjadane optymalnie
Rhodomonas,
Cryptomonas,
Chrysochromulina
parva,
Chlamydomonas spp, Monoraphidium contortum;
Wyjadane w średnim zakresie
Staphanodiscus
hantzschii,
Staphanodiscus
binderanus,
Aulacoseira granulata, Fragilaria acus, Ultotrix subtilissima,
Anabena planctonica, Aphanizomanon flos-aquae;
Wyjadane w bardzo niewielkim Asterionella formosa, Diatoma elongatum, Chlorella minutissima,
stopniu
Dinobryon spp, Mougeotia thylespora;
Niejadalne
Fragilaria crotonensis, Ceratium hirundinella, Peridinium cinctum,
Pandorina morum, Eudorina spp, Closterium aciculare,
Staurastrum cingulum, Anabena spiroides, Aphanizomenon flosaquae, Microcystis aeruginosa, Woronichinia naegeliana
4. Wnioski
W opracowaniu uwzględniono wyniki badań w oparciu o organizmy planktonowe
oraz ich rolę wskaźnikową próbując określić stan ekologiczny Jeziora Durowskiego. Badania
prowadzone na zbiorowiskach fitoplanktonu na róŜnych stanowiskach Jeziora Durowskiego
ujawniły kilka tendencji dotyczących oceny stanu ekologicznego w oparciu o ten parameter
biologiczny. Przede wszystkim bardzo wyraźnie zmalała liczebność sinic w epilimnionie na
stanowiskach w północnej części jeziora ale ze względu na uŜytkowanie rekreacyjne wciąŜ
sinice stanowią do 40% w części południowej. Ta grupa glonów z dominacją Limnothrix
redekei oraz Aphanizomenon flos-aquae wciąŜ bardzo intensywnie rozwija się w Strudze
Gołanieckiej dopływającej do jeziora. Przebudowa zbiorowiska fitoplanktonu w kierunku
okrzemek i bruzdnic nie wskazuje jeszcze trwała tendencję spadku stanu trofii z hypertrofii do
eutrofii, co wykazał mieszany wskaźnik fitoplanktonu.
RównieŜ indeks Jaccard’a wskazuje na dalsze zmiany i przebudowę w strukturze
zbiorowisk fitoplanktonu potwierdzając podobieństwo tylko na poziomie 40% w stosunku do
roku 2008, zanim środki rekultywacji zostały wdroŜone.
Indeks okrzemkowy wykazał nieznaczny wzrost jakości wody w północnej części
jeziora i wyraźny spadek części południowej. Trend ten naleŜy wiązać z rekreacyjnym
53
charakterem południowej części jeziora – miasto i związana z nim działalność
antropogeniczna. Gatunki wskaźnikowe w zbiorowiskach peryfitonu preferują wody
zasadowe eutroficzne ale równocześnie mają swoje optimum w dobrze natlenionych wodach
co sugeruje stopniowy, pozytywny efekt prowadzonej rekultywacji. Szczególnie, Ŝe pojawiły
się takŜe gatunki, które sa wskaźnikami warunków mezotroficznych. NaleŜy jednak
podkreślić, ze warunki tlenowe w pelagialu wciąŜ są niezadawalające ze względu na brakki
tlenu od głębokości 5m w kolumnie wody.
Okrzemki i bruzdnice obecnie są najliczniejszą i dominującą grupą glonów gdyŜ są
mniej podatne na wyjadanie przez zooplankton niŜ inne grupy glonów planktonowych.
Jednak to nie duŜa presja zooplanktonu przyczyniła się do spadku ogólnej liczby gatunków
fitoplanktonu notowanego w epilimnionie bo dominującą grupą okazały się wrotki. Ponadto,
zaznacza się brak efektu prowadzonej biomanipulacji – brak duŜych form wioślarek i
widłonogów mogących wyjadać fitoplankton.
Niektóre wyniki nie są jednoznaczne (do czego przyczyniły się teŜ specyficzne
warunki pogodowe w czerwcu 2013 roku) ze względu na swoją kompleksowość i wskazują,
Ŝe wciąŜ jest duŜo do zrobienia w celu poprawy jakości wody i stanu ekologicznego tego
jeziora. Niektóre wskaźniki wskazują poprawę a inne spadek jakości wody, co związane jest
takŜe z czynnikami niezaleŜnymi jak: czas i miejsce poboru prób, warunki pogodowe.
Dlatego teŜ uzyskane wyniki powinny być rozpatrywane w całości z badaniami parametrów
fizyczno-chemicznych, struktury makrolitów oraz grup makrozoobentosu czy ryb.
ZALECENIA DLA JEZIORA DUROWSKIEGO W OPARCIU O WYNIKI BADAŃ:
1. Zarybianie jeziora przez narybek ryb drapieŜnych np. szczupaka które mogą efektywnie
kontrolować populacje ryb planktonoŜernych. W przyszłości powinno to skutkować
występowaniem liczniejszych populacji duŜych osobników zooplanktonu z grup wioślarek i
widłonogów, które skutecznie będą kontrolowały fitoplankton.
2. Efektywniejsze uŜytkowanie aeratorów w okresie lata aby jak najskuteczniej natleniać
strefę przydenną i w ten sposób stopniowo poprawiać warunki tlenowe takŜe w hipolimnionie
i metalimnionie. W chwili obecnej brakuje tlenu w kolumnie wody od głębokości 5m.
3. Edukacja w celu stosowania dobrej praktyki mającej na celu ochronę strefy litoralu i
poszerzenia płatów roślinności zanurzonej, która skutecznie moŜe konkurować o biogeny z
fitoplanktonem. Szczególnie gdyby powróciły ramienice, które dodatkowo wydzielają
substancje hamujące rozwój glonów.
54
5. LITERATURA
Bąk, M., Witkowski, A., śelazna-Wieczorek, J., Wojtal, A.Z., Szczepocka, E., Szulc, K.,
Szulc, B. 2012. Klucz do oznaczania okrzemek w fitobentosie na potrzeby oceny stanu
ekologicznego wód powierzchniowych w Polsce. Biblioteka Monitoringu Środowiska,
Warszawa: 3-452.
Bellinger Edward G., David C. Sigee 2010. Freshwater Algae. Identification and Use as
Bioindicators. John Wiley & Sons. 3-271.
Edler L. 1979. Recommendations for marine biological studies in the Baltic sea. Rep. of
Unesco working group 11. Marine Biologists. National Swedish Environment Protection
Board, Stockholm: 5-38.
Eloranta P., Kwandrans J. 2007. Freshwater Red Algae (Rhodophyta). Saarijarven Offset
Oy Saarijarvi. 3-104.
Eloranta P., Kwandrans J., 2012. Illustrated guidebook to common freshwater red algae.
W.Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, Lbicz 46, 31-512 Kraków, Poland.
3-49.
Hegewald E. 2000. New combinations in the genus Desmodesmus (Chlorophyceae,
Scenedesmaceae). Algological Studies, 96: 1–18.
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.
Jones. R.I., Ilmavirta V. 1998. Seasonal and spatial distribution of cryptophyceae in the
deep stratifying, alpine lake Mondsee and their role in the food web. Hydrobiologia 161: 185201.
Kawecka B., Eloranta P. 1994. Zarys ekologii glonów wód słodkich i środowisk lądowych.
PWN Warszawa. 26–248.
Kelly M., King L., 2007, Freshwater macroalgae of Britain and Ireland. 5-88.
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. 1991a. Bacillariophyceae. Süsswasserflora von
55
Krammer K., Lange–Bertalot H. 1991b. Bacillarioophyceae. Süsswasserflora von
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.
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.
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.
Popovský J., Pfiester L.A. 1990. Dinophyceae (Dinoflagellida). Süsswasserflora von
Mitteleuropa; T. 6, VEB Gustav Fischer, Verlag. Heidelberg, Berlin: 2–272.
Reynolds, C.S. 2006. The Ecology of Phytoplankton. Cambridge University Press,
Cambridge, 535 pp.
Rott E. 1981. Some result from phytoplankton counting intercalibration. Schweiz. Z.
Hydrobiology 49: 34-62.
Starmach K. 1989. Plankton roślinny wód słodkich. Metody badania i klucze do oznaczania
gatunków występujących w wodach Europy Środkowej. PWN, Warszawa – Kraków. 5–496.
Van Dam H., Martens A., Sinkeldam J. 1994. A coded checklist and ecological indicators
values of freshwater diatoms from the Netherlands. Neth. J. Aquat. Ecol. 28(1): 117–133.
Van den Hoek C., Mann D. G., Jahns H. M. 1995. Algae. An introduction to phycology.
Cambridge University Press, First edition. 5–623.
Wetzel R.G. 2001. Limnology: Lake and River Ecosystem – Part 19: Land-water interface:
attached microorganisms, littoral algae and zooplankton. Academic Press San Diego. 1006
pp.
Wilk-Woźniak E., Pociecha A., Bucka H. 2001. Phytoplancton-zooplancton interactions, się
relaons adaptaive responses. A short review. Ecohydroogy & Hydrobiology vol.1. no 4, 511517.
56
Wołowski K. 1998. Taxonomic and environmental studies on euglenophytes of the KrakówCzęstochowa upland (Southern Poland). Fragmenta Floristica et Geobotanica, Suppl. 6: 3–
192.
Wołowski K., Hindák F. 2005. Atlas of Euglenophytes. VEDA Publishing House of the
Slovak Academy of Sciences, Bratislava. 5–135.
6. ZAŁĄCZNIKI
57
ANEKS 1. Porównanie struktury gatunkowej zbiorowisk fitoplanktonu w lipcu w kolejnych latach badawczych JezioraDurowskiego.
Gatunki fitoplanktonu
2008
Cyanoprokaryota - sinice
Anabaena flos-aquae Brebisson
Aphanizomenon aphanizomenoides (Forti) Hort. & Kom.
Aphanizomenon flos-aquae (L.) Ralfs
Aphanizomenon gracile Lemmerman
Aphanizomenon isatschenkoi (Usacc.) Pros. - Lavrenko
Aphanocapsa grevillei (Ber.) Rabenhorst
Aphanocapsa incerta (Lemm.) Cronberg et Komarek
Arthrospira massartii Kuff.
Chroococcus limneticus Lemm.
Chroococcus turgidus (Kőtz.) Naeg.
Cyanogranis feruginea (Wawrik) Hind.
Jaaginema pseudogeminatum (Schmid) Anagn. et Kom.
Limnothrix lauterbornii(Schmidle) Anagn.
Limnothrix redekei (Van Goor) Meffert
Lyngbya hieronymusii Lemm.
Microcystis aeruginosa Kützing
Microcystis flos-aquae (Wittrock) Kirchner
Jaaginema gracile (Bocher) Anagn. et kom.
Phormidium granulatum Gardn. Anagn.
Phormidium tenue (Agards ex Gomont) Anagn. et kom.
Planktolyngbya limnetica (Lemm.) Kom. – Legn. Et Cronenberg
Planktothrix agardhii (D.C. ex Gom.) Anagn. et Kom.
Pseudanabaena limnetica (Lemm.) Kom.
Spirulina laxissima (W. West)
Spirulina mior Kütz.
2009
2010
2011
2012
+
+
+
+
+
+
+
+
2013
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
58
+
+
Oscillatoria grossegranulata Skuja
2008
2009
2010
2011
+
+
+
+
+
+
2012
2013
+
Bacillariophyceae - okrzemki
Achnanthes minutissima Kützing
Amphora ovalis Kützing
Amphora pediculus (Kütz.) Grun.
Asterionella formosa Hasall
Cocconeis euglypta (Ehr.) Clevei
Cyclotella atomus Hustedt
Cyclotella meneghiniana Kütz.
Cyclotella ocellata Pant.
Cyclotella operculata (Ag.) Kützing
Cymbella microcephala Grun.
Diatoma vulgare Bory
Fragilaria ulna var. angustissima Sippen
Gomphonema acuminatum Ehr.
Melosira varians Ag.
Hippodonta capitata (Ehr.) L-B, Metz. et Witk.
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
59
Navicula cincta (Ehr.) Ralfs
Navicula mensiculus Schumann
Naviula tripunctata (O.F. Muller) Bory de Sain. Van.
Nitzschia palea (Kütz.) W. Smith
Nitzschia recta Hantzsch ex Rabenh.
Nitzschia sigmoidea (Ehr.) W. Smith
Nitzschia sinuata (W. Sm.) Grunow
Pinnularia viridis (Nitzsch) Ehr.
Placoneis gastrum(Ehr.) Meresch.
Rhopalodia gibba (Ehr.) Muller
Staurosira construens Ehr.
2008
+
+
2009
+
2010
+
2011
2012
2013
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
Chlorophyta- zielenice
Ankistrodesmus falcatus (Corda) Ralfs
Botryococcus braunii Kütz.
Characium aqngustatum A. Braun
Chlamydomonas globosa Snow
Chlamydomonas passiva Skuja
Chlamydomonas reinchardtii Dangeard
Closterium acutum var. variabile (Lemm.) Krieg.
Coelasrum astroideum De Notaris
Coelastrum microporum Naegel.
Coelastrum reticulatum (Dang.) Senn
Cosmarium abbreviatum Raciborski
Cosmarium exiguumW. Archer
Cosmarium margaritatum (Turp.) Ralfs
Cosmarium phaseolus Brebisson in Ralfs
Cosmarium laeve Rabenhorst
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
60
Cosmarium regnellii Wille
Crucigeniella rectnagulrais (Naeg.) Kom.
Crucigenia tetrapedia (Kirchner) W. et G.S. West
Desmodesmus communis (Hegew.) Hegew.
Desmodesmus grahneisii (Heynig) Fott
Desmodesmus naegellii (Meyen) Hegew.
Desmodesmus opoliensis (Rchter) Hegew.
Desmodesmus subspicatus (Chod.) Hegew. et Schmidt
Dictyosphaerium pulchellum Wood
Didymocystis planctonica Korsikov
Elkatothrix gelatinosa Wille
Golenkinia radiata Chodat
Kirchneriella contorta var. elegans (Schmidle) Bohlin
Koliella longiseta (Vischer) Hindak
Micractinium crassisetum Hortobagyi
Micractinium pusillum Fresenius
Mougeotia sp.
Monoraphidium arcuatum (Kors.) Hindak
Monoraphidium circinale (Nyg.) Nygaard
Monoraphidium contortum (Thur.) Kom.-Legn.
Monoraphidium griffithii (Berk.) Kom.-Legn.
Monoraphidium irregulare (G.M. Sm.) Kom.-Legn.
Monoraphidium komarkovae Nygaard
Monoraphidium minutom (Nageli) Kom. - Legn.
Monoraphidium obtusum (Kors.)Kom. - Legn.
Nephrocytium limneticum (G. M. Sm.) G. M. Sm.
Oocystis lacustris Chodat
Palmelochette tenerrima Kors.
2008
+
2009
+
2010
+
2011
2012
+
2013
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
61
+
+
+
+
+
+
+
Pandorina morum (O.F. Müller) Bory
Pediastrum boryanum (Turpin) Meneg.
Pediastrum simplex Meyen
Pediastrum duplex Meyen
Pediastrum tetras (Ehr.) Ralfs
Phacotus lendneri Chodat.
Phacotus lenticularis (Ehr.) Stein
Provasoliella saccata (Skuja) Ettl
Pteromonas angulosa (Carter) Lemm.
Pteromonas cordiformis Lemm.
Scenedesmus acuminatus (Lager.) Chodat
Scenedesmus bicaudatus Dedusenko
Scenedesmus dimorphus (Turp.) Kütz.
Scenedesmus ecornis (Ehr.) Chod.
Scenedesmus obtusus Meyen
Scenedesmus regularis Swirenko
Scenedesmus verucosus Roll
Sphaerocystis planctonica (Korsikov) Bourrelly
Staurastrum gracile Ralfs
Tetraedron caudatum (Corda) Hansgirg
Tetraedron minimum (A. Br.) Hansgirg
Tetraedron triangulare (Chod.) Kom.
Tetrastrum glabrum (Roll) Ahlstr. et Tiff
Tetrastrum staurogeanieforme (Schroed.) Lemm.
Treubaria schmidlei (Schroeder) Fott et Kovacik
Chroomonas acuta Uterm.
2008
2009
2010
+
+
2011
2012
+
+
2013
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
Cryptophyta - kryptofity
+
+
62
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
Cryptomonas gracilis Skuja
Cryptomonas marssonii Skuja
Cryptomonas ovata Ehrenberg
Cryptomonas rostrata Troitzskaja emend I. Kiselev
Rhodomonas minuta Skuja
Ceratium hirundinella (F. B. Müller) Bergh
Gymnodinium aeruginosum Stein
Peridiniopsis cuningtonii Lemm.
Peridinium cinctum (O.F. Müller) Ehrenberg
Peridinium gatunense Nygaard
Peridinopsis berolinense (Lemm.) Bourrelly
Peridinopsis elpatiewskyi (Ostenf.) Bourrelly
Colacium vesiculosum Ehr.
Euglena caudata Hübner
Euglena pisciformis Klebs
Phacus orbicularis Hubner
Trachelomonas hispida (Perty) Stein
Trachelomonas planctonica Swirenko
Trachelomonas volocina Ehrenberg
2008
+
+
+
+
Dinophyta - bruzdnice
+
+
+
+
+
+
Euglenophyta - eugleniny
2009
+
+
+
+
2010
2011
2012
2013
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
Chrysophyceae - złotowiciowce
Chrysococcus rufescens Klebs
Dinobryon crenulatum W. et G.S. West
Dinobryon divergens Imhof
Dinobryon sociale Ehrenberg
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
63
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
ANEKS 2. Struktura gatunkowa fitoplanktonu oraz frekwencja poszczególnych gatunków Jeziora Durowskiego od 01do 06.07.2013 (Inf –
dopływ; A2 – Aerator 2; Mid. 2 – środek 2; Mid.1 – środek 1; Outf – odpływ; B1 – plaŜa 1; B2 – plaŜa 2).
n=1
n=6
n=2
n=2
n=6
Głębokość 0m
0-2m
0m
0m
0-2m
Stanowisko Inf
A2 Mid.2 Mid.1 A1
+
+
+
+
+
+
+
.
.
.
+
+
+
+
+
.
.
.
.
.
+
.
.
.
.
Planktolyngbya limnetica (Lemm.) Kom. – Legn. Et Cron.
.
.
+
.
.
+
+
+
+
+
.
.
+
.
.
+
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
+
+
+
.
+
.
.
.
.
+
.
.
.
.
.
.
.
.
+
+
.
.
.
.
+
+
+
+
+
.
.
.
.
.
.
+
.
.
+
.
.
.
.
.
+
+
+
+
+
64
n=1
0m
Outf
n=1
0m
B1
n=1
0m
B2
n=20
%
Frekwencja
+
.
+
.
.
+
+
.
.
+
.
+
.
.
.
+
.
.
+
.
+
+
.
.
+
.
.
75
10
100
5
5
10
90
5
5
+
.
+
.
+
.
+
+
.
+
+
.
.
.
.
.
.
+
.
.
.
+
.
.
.
.
.
.
+
.
.
.
+
5
15
10
5
10
5
65
5
15
5
100
Stanowisko Inf
A2 Mid.2 Mid.1
+
+
+
+
+
.
+
+
+
.
.
.
Hippodonta capitata (Ehr.) Lange-Bertalot, Metz. et Witk.
+
.
.
.
+
.
.
.
+
+
.
.
Naviula tripunctata (O.F. Muller) Bory de Saint-Vincent
+
.
.
.
+
.
.
.
Nitzschia recta Hantzsch ex Rabenhorst
+
.
.
+
Rhopalodia gibba (Ehr.) Müller
+
.
.
.
Chlorophyta - zielenice
.
.
+
.
.
+
.
.
.
.
.
.
+
.
.
.
Coelastrum astroideum De Notaris
+
+
.
.
.
.
+
.
.
.
.
+
.
.
+
+
+
.
.
.
+
+
.
.
+
.
.
.
.
.
+
+
.
.
.
.
.
+
+
+
+
.
.
.
.
+
+
+
.
.
.
.
65
A1
+
.
.
.
+
+
.
+
+
.
Outf
+
.
.
.
.
+
.
+
.
.
B1
+
.
.
.
.
.
.
+
.
.
B2
+
.
.
.
.
.
.
.
.
.
Frekwencja
+
.
.
.
+
.
.
.
.
+
.
.
+
+
.
+
.
.
.
+
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
+
.
+
+
.
.
.
.
.
.
.
.
.
+
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
+
.
.
.
10
5
5
5
20
5
5
10
5
30
5
10
5
75
5
35
5
100
15
5
5
10
20
5
20
15
5
Stanowisko
Peridinium willei Huitfeld-Kaas
Inf
A2 Mid.2 Mid.1
.
+
.
.
+
.
.
.
+
.
.
.
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
.
.
+
+
.
.
+
.
+
.
.
.
.
.
.
.
+
+
+
+
.
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
.
+
+
.
+
+
.
.
.
.
.
.
+
+
+
+
+
+
+
+
+
.
.
.
.
+
.
.
.
+
+
+
.
+
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
66
A1
+
.
.
+
+
+
+
.
.
+
Outf
.
.
.
+
+
+
.
.
.
.
B1
.
.
.
.
+
.
.
.
.
.
B2
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
Frekwencja
+
+
.
+
+
+
.
+
.
+
+
+
.
.
.
+
.
.
+
.
95
50
25
50
35
+
.
+
+
.
.
+
.
+
+
+
.
.
.
.
.
+
+
.
.
+
.
.
+
+
.
.
.
25
5
90
80
5
5
65
+
.
+
.
+
.
+
.
.
.
.
.
15
5
5
15
5
5
60
5
80
35
15
5
5
Stanowisko Inf
A2 Mid.2 Mid.1
+
+
+
+
+
.
.
.
+
.
+
+
+
+
+
+
A1
Outf
B1
B2
Frekwencja
+
.
.
+
+
.
.
+
+
.
.
+
+
.
.
+
95
5
15
75
ANEKS 3. Średnia liczebność komórek poszczególnych gatunków fitoplanktonu (l.kom./L) na róŜnych głębokościach w Jeziorze Durowskim
od 01do 06.07.2013 (Inf – dopływ; A2 – Aerator 2; Mid. 2 – środek 2; Mid.1 – środek 1; Outf – odpływ; B1 – plaŜa 1; B2 – plaŜa 2; * - n=2).
Głębokość
Stanowisko
Planktolyngbya limnetica (Lemm.) Kom. – Legn. Et
Cron.
Razem
0m
Inf
*0m
Mid.2
*0m
Mid.1
*0m
A1
*1m
A1
*2m
A1
0m
Outf
0m
B1
0m
B2
120800
2400
2622400
.
800
.
800
160
3040
.
.
480
.
10800
2400
6400
12160
.
.
.
.
.
.
.
.
1920
.
12320
.
.
1920
.
24480
.
.
960
.
9120
.
.
640
.
8000
.
.
2400
.
100000
.
.
1600
.
33600
.
.
5600
.
27200
1600
.
.
227200
.
800
.
1200
.
.
320
5920
2080
.
.
5120
.
.
.
13440
.
.
.
6720
.
.
.
4160
.
.
8000
19200
.
.
.
43200
.
.
.
31200
.
.
2974400
12000
23520
19360
16800
12800
129600
.
.
*0m
A2
*1m
A2
.
1280
.
.
4480
*2m
A2
.
800
.
.
7840
.
.
.
.
3200
.
.
5120
67
.
2560
39840
.
.
.
.
.
.
800
.
78400
.
.
65600
.
.
Głębokość
Stanowisko
Hippodonta capitata (Ehr.) Lange-Bert., Metz. et
Witk.
Naviula tripunctata (O.F. Muller) Bory de Sain.Vin.
Razem
0m
Inf
800
1600
.
3200
32800
.
.
.
256000
16000
12000
800
800
800
800
800
3200
800
1600
332000
.
.
.
3200
5600
.
.
0m
A2
.
.
.
.
400
.
.
.
239200
5600
.
.
1m
A2
.
.
.
.
320
.
160
.
13440
480
.
.
.
.
.
.
.
.
.
248400
.
.
160
.
.
.
.
14560
.
.
.
.
.
.
.
2m
A2
.
.
.
.
480
.
160
.
23840
3520
.
.
.
.
.
.
.
.
.
28000
0m
Mid.2
.
.
.
.
1280
.
.
.
51520
2240
640
.
.
.
.
.
.
.
.
60800
.
.
480
.
320
.
.
.
.
.
.
.
160
640
.
.
.
160
.
.
.
68
0m
Mid.1
.
.
.
.
640
.
.
.
120320
3360
480
.
.
.
.
.
.
1440
.
128800
.
.
.
.
.
.
160
0m
A1
.
.
800
.
6440
.
640
.
18240
13280
.
.
.
.
320
.
480
320
.
40520
.
.
.
.
.
.
.
1m
A1
.
.
.
.
320
.
.
.
14240
2880
.
.
2m
A1
.
.
.
.
800
.
.
.
9920
1440
.
.
0m
Outf
4000
.
1600
.
2400
800
.
800
156000
4800
.
.
0m
B1
.
.
.
.
1600
.
.
.
151200
4000
.
.
0m
B2
.
.
.
.
7200
.
.
.
156800
7200
.
.
.
160
.
.
.
.
.
17600
.
.
.
.
.
.
.
12160
.
.
800
.
800
.
.
172800
.
.
.
.
800
.
.
157600
.
.
.
.
.
.
.
171200
160
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
320
.
.
.
.
2400
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
Głębokość
Stanowisko
Razem
Razem
0m
Inf
.
1600
1600
1600
.
.
.
3200
.
.
.
1600
800
16800
4000
4000
.
.
4000
.
48000
27200
.
24800
800
.
52800
0m
A2
.
.
800
.
.
.
6400
.
400
.
1200
.
.
1200
3600
.
.
.
.
.
13600
1m
A2
.
.
160
.
.
.
1120
.
.
.
320
.
.
.
2400
.
.
.
.
.
4160
2m
A2
.
.
.
.
.
.
800
.
160
.
.
.
.
320
2720
160
.
.
.
.
5120
0m
Mid.2
800
.
.
.
160
.
4160
.
960
.
.
.
.
1920
1440
1120
160
160
.
.
11520
125600 27360 15360
13920
1200
160
320
320
.
7840
.
4960
1200
2400
160
2240
.
160
320
800
128000
37920
69
16160
22240
0m
Mid.1
320
.
.
.
160
.
4640
.
640
.
.
.
.
1120
4320
320
160
.
.
.
11840
57760
320
6880
10080
.
75040
0m
A1
.
.
160
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
4480
800
.
.
.
.
160
5600
3360
1920
.
.
160
5440
1m
A1
.
.
.
.
.
.
1120
.
.
.
.
.
.
1120
3200
.
320
.
.
.
5920
2240
1280
.
480
.
4000
2m
A1
.
.
320
.
.
320
2080
.
480
.
160
.
.
1120
2080
160
.
.
.
160
7200
2080
.
.
.
320
2400
0m
Outf
.
.
.
.
.
.
2400
.
800
800
.
.
.
2400
5600
2400
.
.
.
.
16800
9600
.
8800
.
1600
20000
0m
B1
.
.
1600
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
800
.
.
.
.
.
2400
27200
800
.
.
.
28000
0m
B2
.
.
.
.
.
.
4800
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
4800
16000
.
.
1600
.
17600
Głębokość
Stanowisko
Razem
0m
Inf
0m
A2
800
.
26400
800
800
.
.
28800
.
.
.
Razem
0
60800
11200
800
79200
Razem
152000
1m
A2
2m
A2
0m
Mid.2
.
160
.
.
.
.
.
.
30400
2560
1920
4960
9600
640
1120
1920
.
.
.
.
.
.
160
.
1200
960
160
3520
41200
4320
3360
10400
1200
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
1200
0
0
12960
70
7680
.
.
8640
3200
.
.
3360
15200
.
.
.
0
26000
12160
5760
27840
.
.
.
.
.
.
.
3680
45200
800
1920
34880
71200
0m
Mid.1
66400
0m
A1
1m
A1
160
.
1760
800
.
.
1280
4000
.
.
.
0
34880
.
480
29120
64480
2m
A1
160
.
1280
1440
.
.
160
3040
.
.
.
0
3200
.
.
1120
4320
0
3360
.
.
4320
7680
0m
Outf
0m
B1
160
.
1120
1120
.
.
480
2880
.
800
13600
800
.
.
.
15200
.
.
800
800
.
.
1600
3200
160
.
480
640
.
1600
.
1600
1600
.
.
1600
16000
.
.
4800
20800
209600
.
.
11200
220800
5600
.
.
19200
24800
0m
B2
.
.
1600
800
.
.
.
2400
.
.
.
0
9600
.
.
52800
62400
ANEKS 4. Średnia biomasa poszczególnych gatunków fitoplanktonu (mg/L) na róŜnych głębokościach w Jeziorze Durowskim od 01do
06.07.2013 (Inf – dopływ; A2 – Aerator 2; Mid. 2 – środek 2; Mid.1 – środek 1; Outf – odpływ; B1 – plaŜa 1; B2 – plaŜa 2; * - n=2).
Głębokość
Stanowisko
Planktolyngbya limnetica (Lem.) Kom. – Leg. et Cr.
Razem
0m
Inf
0.236
0.001
0.823
.
0.001
.
0.285
.
0.002
1.348
.
.
0.004
0.002
.
0.003
0.041
.
.
.
0.116
0.022
*0m
A2
*0m
Mid.2
*0m
Mid.1
*0m
A1
*1m
A1
*2m
A1
0m
Outf
0m
B1
0m
B2
.
0.004
0.001
0.0145
.
.
0.0005
.
0.0035
0.002
0.0055
0.01
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
0.0005
0.0015
0.004
0.0025 0.0185
.
.
.
0.0015
.
.
.
.
0.0095
.
0.0095
.
.
.
0.016
.
.
0.038
.
0.0195
.
.
.
0.291
.
.
0.0045
.
0.007
.
.
.
0.021
.
.
0.0025
.
0.0065
.
.
.
0.013
.
.
0.005
.
0.031
.
.
0.003
0.024
.
.
0.003
.
0.011
.
.
.
0.054
.
.
0.011
.
0.009
0.001
.
.
0.039
.
.
0.005
*1m
A2
*2m
A2
0.01
0.0095
0.045
.
.
.
.
0.0005
.
.
0.0025
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
0.0005
0.001
0.0015
0.004
.
.
.
.
.
0.0005
0.001
.
.
.
.
.
0.1085 0.0155
0.027
0.058
0.0075 0.0015 0.01185 0.0045
71
0.035
.
0.001
.
.
.
.
0.002
.
.
.
0.1355
0.011
0.3485
.
.
.
.
0.002
.
0.0145
.
0.0295
.
0.0205
0.0845
0.0325
.
.
.
.
.
.
0.001
.
.
.
0.016
0.0105
0.022
.
.
.
.
.
.
0.0025
.
.
.
0.003
0.0045
0.063
0.001
.
0.022
.
0.002
.
0.003
0.0003
.
0.0004
0.071
0.007
0.068
.
.
.
.
.
.
0.002
.
.
.
0.068
0.005
0.06
.
.
.
.
.
.
0.009
.
.
.
0.071
0.010
Głębokość
Stanowisko
Hippodonta capitata (Ehr.) Lange-Ber.. Metz. et
Witk.
Naviula tripunctata (O.F. Muller) Bory de Sain.Vin.
Razem
0m
Inf
0.007
0.001
0.003
0.002
0.002
0.002
0.003
0.008
0.011
0.227
.
.
.
0.003
0.018
.
.
.
0.0002
0.001
0.001
.
.
.
0.0005
.
.
*0m
A2
.
.
.
.
.
.
.
.
.
0.117
*1m
A2
.
.
*2m
A2
.
.
.
.
.
.
0.001
.
.
.
.
.
.
.
.
.
0.0195 0.04135
*0m
Mid.2
0.004
.
.
.
.
.
.
.
.
0.073
.
.
.
0.001
.
.
0.001
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
0.0015
0.005
.
.
.
.
0.0005
.
.
.
.
.
.
.
0.001
.
.
.
.
0.0005 0.0005
.
.
.
.
.
.
.
.
.
0.0005
.
.
.
.
0.0025 0.0015
0.001
0.0045
.
.
.
.
0.00005
.
0.00005 0.0005
.
.
.
.
72
*0m
Mid.1
0.003
.
.
.
.
.
.
.
.
0.1525
0.0035
.
.
.
.
.
0.002
0.0004
.
.
.
0.0005
.
0.00515
.
0.0005
.
*0m
A1
.
.
*1m
A1
.
.
.
.
0.02
.
0.001
0.0085
.
0.1805
.
0.0005
.
.
.
.
.
0.028
.
.
.
.
.
.
.
.
.
0.0005
.
.
.
.
.
.
.
0.0005
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
0.001
.
.
.
*2m
A1
.
.
.
.
.
.
.
.
.
0.01
.
.
.
.
0.0025
.
.
.
.
0.0005
.
.
0.001
0.002
.
0.00155
.
0m
Outf
.
.
0m
B1
.
.
.
.
0.001
.
0.001
.
.
0.1087
.
.
.
.
0.001
.
.
0.076
.
.
0.0003
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
0.001
.
0.0001
0.004
.
.
.
.
.
.
.
.
.
0.001
.
.
.
.
.
.
.
0m
B2
.
.
.
.
.
.
.
.
.
0.09
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
0.002
.
.
.
Głębokość
Stanowisko
Pediastrum Simple Meyen
Scenedesmus acuminatus (Lager.) Chodat
Razem
Razem
0m
Inf
.
0.024
0.024
0.013
.
0.009
0.0004
.
.
0.002
.
0.0961
0.044
.
0.049
1.68
.
1.773
0.077
.
0.305
0.021
0.021
.
.
Razem
0.424
*0m
A2
0.0355
.
.
0.001
.
0.008
.
.
.
.
.
0.0476
*1m
A2
0.0235
.
.
.
.
0.014
.
.
.
.
.
*1m
A1
.
.
.
0.002
.
0.016
.
0.00005
.
.
.
*2m
A1
0.001
.
.
0.002
0.0005
0.001
0.0045
.
.
.
0.001
0m
Outf
.
.
.
0.002
.
0.013
0.0003
.
.
.
.
0m
B1
.
.
.
.
.
0.002
.
.
.
.
.
0m
B2
.
.
.
.
.
0.011
.
.
.
.
.
0.0382
0.0655
0.0196
0.0176
0.0207
0.003
0.013
0.2035
0.111
0.062
0.0565
0.0015 0.0005
0.001
0.001
.
0.039
.
0.0245
0.0025
0.013
0.001
0.012
.
0.0005 0.0005 0.0015
0.2075
0.164 0.0645 0.0955
0.234
0.001
0.0345
0.053
.
0.3225
0.0135
0.006
.
.
0.003
0.0225
0.01
0.004
.
0.0025
.
0.0165
0.0085
.
.
.
0.0005
0.009
0.016
.
0.018
.
0.002
0.036
0.044
0.001
.
.
.
0.045
0.026
.
.
0.003
.
0.029
.
.
0.2495
0.212
.
.
0.0665
0.0385
.
0.051
0.053
.
.
0.0255
0.0385
.
0.035
0.0955
.
.
0.003
0.004
.
0.016
0.0455
.
.
0.001
.
0.009
0.157
0.021
.
.
.
.
.
0.009
0.021
.
.
0.013
.
.
0.019
0.021
.
.
.
0.616
0.0231
*0m
A1
.
.
.
0.009
.
0.0455
.
.
.
.
0.0105
0.0256
.
.
0.3515
0.255
.
.
0.0095
0.041
*2m
*0m
*0m
A2
Mid.2
Mid.1
.
.
.
.
.
.
.
.
.
0.0005
0.004
0.002
.
.
.
0.0155 0.0085
0.024
0.00005 0.005
0.0001
.
0.00005 0.00005
.
0.00005
.
.
.
.
.
.
.
0.0385
.
.
.
.
.
0.074
0.139
0.147
0.042
0.0743 0.1275
.
.
.
.
0.0115
.
0.1345
0.003
0.0705
0.289
73
0.2278
0.345
0.528
0.168
0.172
0.0665
0.187
0.043
0.04
Głębokość
Stanowisko
0m
Inf
*0m
A2
.
.
.
Razem
0
0.003
0.005
0.0003
0.036
Razem
0.0443
*1m
A2
*2m
A2
*0m
Mid.2
*0m
Mid.1
*0m
A1
*1m
A1
*2m
A1
0m
Outf
0m
B1
0m
B2
.
.
.
.
.
.
.
.
.
0.004
.
0.001
0.005
.
0.001
.
0.001
0.002
.
.
0.002
0.0075
0.001
0.001
0.0095
0.0025
.
.
0.0005
0.012
.
.
0.005
0.012
.
.
0.009
0.001
.
.
0.024
0.0015
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
0.0015
0
0
0
0.00105 0.0017 0.00105 0.004
.
.
.
.
.
.
.
0.004
0.0205
0.001
0.002
0.0395
0.0216
0.0027 0.00305
0.0475
0
0.0049
.
0.0005
0.033
0
0
0.00045 0.00055
.
.
.
.
0.0015 0.0045
0.0384
0.002
0.0051
0.003
0.017
0.021
ANEKS 5. Porównanie struktury gatunkowej okrzemek reprezentowanych w zbiorowiskach peryfitonu na poszczególnych stanowiskach
Jeziora Durowskiego w lipcu 2013 roku (1-8 - stanowiska, O – zawartość tlenu, T – trofia).
Taksony okrzemek
Achnanthes conspicua Mayer
Achnanthes hungarica(Grunow) Grun. in Cleve
Achnanthes lanceolata (Breb.) Grunow
Achnanthes lanceolata v. elliptica Cleve sensu Straub
Achnanthes minutissima var. affinis (Grun.) Lange-Bertalot
Achnanthes minutissima var. gracillima (Meister) Lange-Bertalot
Amphipleura pellucida (Kützing) Kützing
Amphora ovalis Kützing
74
1
.
.
.
+
.
+
+
.
.
.
2
.
.
.
+
.
+
+
.
+
+
3
.
+
.
+
.
+
+
.
.
+
4
.
+
.
+
.
+
+
.
.
.
5
.
.
.
.
.
+
+
.
.
+
6
.
+
.
+
+
+
+
.
.
+
7
+
+
.
+
.
+
+
.
.
+
8
+
+
+
+
.
+
+
+
.
+
pH*
0
4
4
4
3
4
4
4
4
4
O*
2
1
4
1
3
2
2
T*
7
7
6
7
1
5
2
5
0.025
Taksony okrzemek
Amphora pediculus (Kütz.) Grunow
Asterionella formosa Hass
Caloneis bacillum (Grun.) Meresz.
Caloneis silicula (Ehr.) Cleve
Cocconeis euglypta (Ehr.) Clevei
Cocconeis pediculusEhr.
Cocconeis placentula var. pseudolineata Geitler
Cyclotella steligera Cl. et Grun.
Cymatopleura solea (Breb.) W. Smith
Cymbella caespitosa (Kützing) Brun.
Cymbella cistula (Ehr.) Kirchner
Cymbella lanceolata (Ehr.) Kirchner
Cymbella turgida (Greg.) Cleve
Diatoma tenuis Agardh
Diatoma vulgaris Bory
Diatoma vulgaris Bory Morphotyp ovalis
Diploneis Elliptica
Encynomena silesiacaum (Bleisch in Rabenh.) D. G. Mann
1
+
.
.
.
.
.
+
+
.
+
.
+
.
.
+
.
+
.
+
+
+
.
+
.
.
.
75
2
+
.
+
.
.
+
+
+
+
.
.
+
.
.
+
.
+
.
+
+
.
.
+
+
.
.
3
+
.
+
.
.
+
+
+
+
+
.
+
.
.
+
.
+
.
+
+
.
.
.
.
.
.
4
.
.
+
.
.
+
+
+
+
.
.
+
.
.
+
+
.
.
.
+
.
.
+
.
.
.
5
+
+
.
.
.
+
+
.
+
+
+
+
.
+
+
.
+
+
.
+
+
+
+
+
+
+
6
+
.
+
.
.
+
+
+
+
.
.
+
.
.
+
.
.
.
+
+
.
.
+
+
.
.
7
+
.
.
+
.
+
+
+
+
.
.
+
.
.
+
.
.
.
+
+
.
.
+
+
.
.
8
+
+
.
.
+
.
+
+
+
+
+
+
+
.
+
.
.
.
+
+
.
.
+
+
.
.
pH
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
3
4
5
4
-
O
2
2
2
2
3
5
1
2
3
1
2
1
1
3
2
1
-
T
5
4
4
5
5
5
4
5
5
5
7
5
7
4
5
4
3
-
Taksony okrzemek
Eunotia exigua (Breb.) Rabenh.
Eunotia faba (Ehr.) Grun.
Eunotia intermedia (Krasske) Noerpel & Lange - Bertalot
Eunotia lunaris
Eunotia praerupta Ehr.
Eunotia tenella (Grun.) Hustedt
Fragilaria constricta Ehr.
Fragilaria construens (Ehr.) Grun.
Fragilaria dilatata (Breb.) Lange-Bertalot
Fragilaria exigua Grun.
Fragilaria martyi (Heribaud) Lange-Bertalot
Gomphonema angustum Agardh
Gomphonema augur Ehr.
Gomphonema gracile Ehr.
Gomphonema intricatumKützing
Gomphonema italicum Kützing
Gomphonema micropus Kütz.
Gomphonema olivaceoides Hustedt
1
.
.
.
.
+
.
+
.
.
+
.
.
.
+
+
+
+
.
+
.
.
.
+
+
+
+
76
2
.
.
.
.
+
.
+
.
.
+
.
.
.
+
+
+
.
.
.
.
+
.
.
+
+
.
3
.
.
.
.
+
.
+
.
+
+
+
.
.
+
+
+
.
.
.
.
.
.
.
.
+
.
4
+
.
+
.
+
+
+
.
.
+
.
.
.
+
+
.
+
+
+
.
+
+
.
+
+
+
5
+
+
.
.
+
.
+
.
.
+
+
.
+
+
+
.
+
.
.
+
+
.
+
+
+
+
6
.
.
.
+
+
.
+
.
.
+
.
.
.
.
+
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
7
.
.
.
.
+
.
+
+
+
+
.
.
.
+
+
.
.
.
.
.
.
.
.
.
+
+
8
.
.
.
.
+
.
+
.
.
+
.
+
.
+
+
+
+
.
.
.
.
.
.
.
+
+
pH
1
2
2
2
2
4
3
4
2
4
3
4
4
4
4
4
4
3
4
5
3
O
2
1
1
1
1
1
2
1
1
3
2
2
1
1
1
2
2
4
T
7
2
1
2
1
5
3
4
1
3
1
7
7
7
5
4
1
3
5
5
5
Taksony okrzemek
Gomphonema truncatum Ehr.
Hantzschia amphioxys (Ehr.) Grunow
Mastogloia smithii Thwaites
Meridion circulare Ag.
Navicula agrestis Hustedt
Navicula capitata Patrick in Patrick & Reimer
Navicula cryptocephala Kütz.
Navicula dicephala (Ehr.) W. Sm.
Navicula gregaria Donkin
Navicula reinhardtii Grun.
Navicula sp
Navicula tenella Hustedt
Navicula tripunctata (O. F. Müller) Bory
Navicula viridula (Kütz.) Ehr.
Nitzchia acicularis (Kützing) W. Smith
Nitzschia amphibia Grunow
Nitzschia intermedia Hantzsch
Nitzschia palea (Kütz.) W. Sm.
Nitzschia paleacea Grun.
Nitzschia recta Hantzsch
Pinnularia maior (Kütz.) Cleve
Pinnularia viridis (Nitzsch) Ehr.
Placoneis eleginensis (Greg.) Cox
Placoneis placentula (Ehr.) Cox
1
.
.
.
.
.
.
+
+
+
.
+
.
+
.
+
.
+
+
.
.
+
+
.
.
.
.
77
2
+
.
+
.
.
+
.
.
.
.
+
.
.
.
+
.
+
+
.
.
.
.
+
+
.
.
3
.
.
.
+
.
+
+
.
.
+
+
+
.
.
+
+
+
+
.
.
+
.
.
+
.
.
4
.
.
.
+
.
.
.
.
.
.
+
.
.
+
+
.
.
+
.
.
+
.
.
+
.
.
5
.
+
.
.
.
+
+
+
.
.
+
.
.
.
+
+
.
+
+
.
.
.
.
.
+
+
6
.
.
.
+
.
+
.
.
.
.
+
.
.
.
+
.
.
.
.
.
+
.
.
+
.
.
7
.
+
.
+
.
+
.
.
.
.
+
.
.
.
+
.
.
.
.
.
+
+
.
+
.
.
8
.
.
.
.
+
+
+
.
.
+
+
.
.
.
+
.
.
.
.
+
.
+
+
.
+
.
pH
4
3
4
4
3
4
3
4
3
5
4
4
4
4
3
3
4
4
3
3
-
O
2
2
2
3
3
4
2
2
2
2
4
3
4
3
2
2
3
-
T
4
7
7
5
7
5
4
5
5
5
5
5
5
6
5
7
4
7
-
Taksony okrzemek
Rhoicosphaenia abbreviata (Ag.) Lange-Bertalot
Stauroneis phoenicentron Ehr.
Stephanodiscus astraea (Ehr.) Grun.
Stephanodiscus hantzschii Grun.
Stephanodiscus minutulus (Kütz.) Cleve-Mıller
Surirella ovalis Breb.
Tabellaria fenestrata (Lyngb.) Kützing
1
.
+
+
.
.
.
.
pH*
1.
2.
3.
4.
5.
6.
acidobionty (optymalny rozwój w pH <5,5)
acidofile (występują głównie w pH <7)
neutralne (występują w pH około 7)
alkalifile (występują głównie w pH >7)
alkalibionty (występują tylko w wodach o pH >7)
indifferentny (bez wyraźnego optimum)
1.
2.
3.
4.
5.
wysokie (około 100% natlenienia)
raczej wysokie (około 75% natlenienia)
umiarkowane (około 50% natlenienia)
niskie (powyŜej 30% natlenienia)
bardzo niskie (około 10% natlenienia)
O*
T*
1.
2.
3.
4.
5.
6.
oligotroficzne
oligo-mezotroficzne
mezotroficzne
mezo-eutroficzne
eutroficzne
hypereutroficzne
7. oligo- do eutroficznych
78
2
+
+
.
.
.
.
.
3
+
+
.
.
.
.
.
4
+
.
+
.
+
.
.
5
.
.
+
.
.
+
.
6
.
+
.
.
.
.
+
7
.
.
+
.
.
.
.
8
.
+
.
+
.
.
+
pH
4
3
5
5
4
3
O
2
3
4
3
4
1
T
5
4
6
6
5
2
Międzynarodowa
Mi
dzynarodowa Szkoła Letnia RESTLAKE
Wągrowiec i Poznań
Makrofity jako wskaźnik
wska nik stanu
ekologicznego okre
określonego
lonego podczas
rekultywacji
Jeziora Durowskiego
1
Autorzy:
Aleksandra Tornadowska, Beatrice Popa Catalina, 3Catharina Keim,
3
Garvey Engulu B. Smith
2
1
Uniwersytet im. A. Mickiewicza w
Poznaniu
2
Alexandru Ioan Cuza University of Iasi
3
Christian-Albrecht University of Kiel
Opiekun: Prof. Ryszard Gołdyn, Uniwersytet im. A. Mickiewicza
w Poznaniu
79
1. Wstęp
Atrakcją Wągrowca jest Jezioro Durowskie, które jest połoŜone w zachodniej części
Polski. Zbiornik ten jest wykorzystywany rekreacyjnie (m. in. sporty wodne) przez
mieszkańców oraz turystów. Z powodu wpływu działalności człowieka oraz zlewni, jakość
wód uległa pogorszeniu. Stan troficzny Jeziora Durowskiego określany jest jako eutroficzny.
W 2008 roku, w miesiącach letnich odnotowano obecność silnych zakwitów
sinicowych. Z tego powodu, lokalne władze zamknęły jezioro dla celów rekreacyjnych.
Zdecydowano się na rozpoczęcie rekultywacji jeziora, która ma na celu poprawę jakości wód
jeziora, tak aby moŜna je było wykorzystywać rekreacyjnie i turystycznie.
Ramowa Dyrektywa Wodna (European Union, 2000) wymaga od państw
członkowskich Unii Europejskiej oceny i raportu dotyczącego stanu ekologicznego
wszystkich jezior o powierzchni powyŜej 0,5 km2 (Schaumburg i in., 2004). W 2009 roku
rozpoczęto rekultywację omawianego jeziora (oraz badania studentów podczas Szkoły
Letniej). Celem badań, było określenie stanu ekologicznego jeziora, na podstawie takich
wskaźników jak: fitoplankton, makrozoobentos, parametry fizykochemiczne, makrofity, ryby.
Dodatkowo wszystkie inne wskaźniki zawarto w programie zarządzania jeziorem.
W ramach rekultywacji, w 2009 roku postawiono 2 aeratory na jeziorze, które mają za
zadanie transportować tlen z powierzchni do hypolimnionu. Taka wymiana tlenu powinna
zapobiec zakwitom sinicowym oraz zapewnić tlen w warstwie hipolimnionu, szczególnie w
miesiącach letnich. Kolejną metodą zastosowaną w rekultywacji jeziora jest biomanipulacja.
Wprowadzono duŜą ilość szczupaka do jeziora. Mają one Ŝerować na mniejszych gatunkach
ryb. Obecność mniejszych gatunków ryb będzie się zmniejszać, dzięki czemu liczebność
zooplanktonu wzrośnie, co z kolei spowoduje zmniejszenie biomasy fitoplanktonu. Podczas
rekultywacji, dobrym wskaźnikiem ekologicznym są makrofity, poniewaŜ rozwijają się w
strefie litoralu i sublitoralu. „Makrofity stanowią refugium dla ryb oraz mniejszych zwierząt,
stabilizują osady, chronią brzegi, pochłaniają biogeny oraz dostarczają tlen. Mogą wskazywać
wzrost nutrientów w jeziorze oraz są pod wpływem róŜnych czynników, takich jak wahania
poziomu wody, zakwaszenie. W zaleŜności od charakteru zlewni mogą występować róŜne
związki i liczebność makrofitów.” (http://www.wfduk.org/resources%20/lakes-%E2%80%93macrophytes-free-index).
80
Makrofity pełnią waŜną funkcję ekotonu. W strefie tej, akumulowane są
zanieczyszczenia i osady, dlatego teŜ w litoralu wzrasta koncentracja biogenów. Roślinność
porastająca brzegi jeziora jest siedliskiem i miejscem lęgowym dla ptaków i ryb. Dodatkowo
makrofity są naturalnym filtrem dla biogenów, zapobiegają erozji i produkują tlen.
W poniŜszym raporcie przedstawiono nowe wyniki dotyczące występowania
makrofitów w Jeziorze Durowskim w 2013 roku, które zostały porównane z danymi z
poprzednich lat, aby sprawdzić czy stan ekologiczny jeziora uległ poprawie. Ponadto
zaproponowano nowe strategie zarządzania, które powinny zostać wprowadzone.
Materiały i metody
Dane dotyczące makrofitów w Jeziorze Durowskim zostały zebrane w pierwszym
tygodniu lipca 2013 roku. Jezioro Durowskie jest częścią łańcucha kilku jezior, przez które
przepływa Struga Gołaniecka. Miasto Wągrowiec (zlokalizowane w południowej części
jeziora) oraz uŜytkowanie terenu (rolnicze, leśne oraz rekreacyjne) wpływają na jakość wód w
jeziorze. Dodatkowo powierzchnia zlewni zbiornika jest duŜa i wynosi 236,1 km². Celem
badań było określenie rozmieszczenia i liczebności makrofitów w Jeziorze Durowskim oraz
na wypływie jego wód.
Badania zostały wykonane przy wykorzystaniu łodzi, którymi opłynięto jezioro,
urządzenia GPS, kotwiczek do poboru makrofitów zanurzonych. Wszystkie dane (np.
identyfikacja znalezionych zespołów) były odnotowywane w zeszycie. Ponadto, współrzędne
odczytane przy uŜyciu GPS oraz powierzchnie (długość i szerokość) kaŜdego zespołu zostały
odnotowane, aby wykonać mapy przestrzennego pokrycia makrofitów w jeziorze.
Mierzono maksymalną głębokość, sprawdzano dostępność światła oraz wymagania
(dotyczące światła) dla róŜnych zespołów. Dodatkowo, dla kaŜdego zespołu makrofitów
określano stopień pokrycia powierzchni jeziora za pomocą metody Braun-Blanquet’a (1928).
Roślinność zanurzona była oznaczana za pomocą kotwiczki, a następnie wykonywano tę
samą procedurę jak dla roślinności wynurzonej. Na wypływie oznaczono występujące zespoły
makrofitów, a następnie określono ich procent pokrycia, w celu obliczenia wskaźnika MIR
(Makrofitowy Indeks Rzeczny).
W drugim tygodniu lipca opracowano zebrane wyniki. Do wykonania mapy
przestrzennego rozkładu makrofitów wykorzystano współrzędne z GPS, informacje o
81
pokryciu (określone w terenie), oraz kilka oprogramowań. Na początku współrzędne zostały
przeniesione z urządzenia GPS do oprogramowania QuantumGIS, następnie punkty z danymi
zostały zapisane jako shapefile i importowane do programu ArcMap. Jako podkład
wykorzystano
mapę
topograficzną
(http://geoportal.gov.pl).
W
ArcMap
wszystkie
powierzchnie zespołów makrofitów zostały dodane jako poligony z szerokością i długością
(odnotowaną w terenie). Po skartowaniu przestrzennego zasięgu makrofitów, shapefile z
róŜnymi zespołami został przeniesiony do programu MapInfo, aby sprawdzić dokładne
pokrycie powierzchni jeziora przez kaŜdy zespół.
Aby określić stan ekologiczny wody, w jeziorze, zgodnie z Ramową Dyrektywą
Wodną, obliczono wskaźnik ESMI (Makrofitowy Indeks Stanu Ekologicznego) oraz
wskaźnik MIR (Makrofitowy Indeks Rzeczny). Wskaźnik MIR jest bioindykatorem, który
określa jakość wód w wodach płynących. Klasyfikacja naturalnych cieków wodnych została
zaprojektowana przez Ministerstwo Środowiska. Na wypływie zostały pobrane dane
konieczne do obliczenia tego wskaźnika. Wzór na obliczenie wskaźnika MIR to:
∑ MIR =
∑ 10
Gdzie:
Li = liczba wskaźnikowa określająca przywiązanie gatunku do określonych warunków
troficznych
Pi = pokrywanie danego gatunku
Wi = współczynnik wagowy danego gatunku
82
Table 1: Wartości MIR stosowane do obliczenia wskaźnika
Gatunek
L
W
P
L*W*P
W*P
Cladophora glomerata
1
2
6
12
12
Butomus umbellatus
5
2
6
60
12
Acorus calamus
2
3
1
6
3
Potamagetum pectinatus
1
1
6
6
6
Phalaris arundinacea
2
1
1
2
1
Rorippa amphibian
3
1
1
3
1
Myriophyllum spicatum
3
2
1
6
2
Scophularia umbrosa
4
1
1
4
1
99
38
Suma
W tabeli 1 przedstawiono wartości wskaźnika, pokrycie oraz współczynnik wagowy dla
poszczególnych gatunków. Współczynnik (P), uŜyty do określenia pokrycia jest wyraŜany
w % i został przedstawiony w tabeli 2.
Table 2: Skala pokrywania roślin Pi
Skala pokrywania P % pokrycia
1
<0,1%
2
0,1-1%
3
1-2,5%
4
2,5-5%
5
5-10%
6
10-25%
7
25-50%
8
50-75%
9
75-100%
83
Drugim wskaźnikiem,
nikiem, który został obliczony jest wskaźnik
wska nik ESMI. To biologiczny indykator
jakości
ci wody dla wód śródlądowych
ś
dowych (Ciecierska, 2004, Ciecierska i in. 2010). W związku
zwi
z tym został on wykorzystany do określenia
okre lenia stanu ekologicznego Jeziora Durowskiego.
Durowskie
Wzór
na ESMI przedstawiono poniŜej:
poni
Gdzie:
H=
Indeks Shanona-Wienera,
Shanona
Hmax =
maksymalna wartość
warto indeksu Shanona-Wienera,
Wienera,
N=
całkowita powierzchnia pokryta przez zespoły,
Z =
stosunek całkowitej powierzchni pokrytej przez wszystkie zespoły ro
roślinne (N)
i
powierzchni
płytkiego
litoralu,
odgraniczonego
izobatą
izobat
2,5
m
(isob. 2,5m = 20,96 ha),
P =
całkowita powierzchnia jeziora (143,7 ha).
Wyniki
Północna część
ęść Jeziora Durowskiego,
Durowskiego, w porównaniu do południowej, jest bardziej
pokryta makrofitami. Ponadto, pas makrofitów w północnej części
części jest ciągły
ci
z wyraźnie
szerszymi płatami (ryc.. 1). Natomiast w południowej cz
części sąą duŜe
duŜ przestrzenie wolne od
makrofitów między
dzy małymi płatami roślinności (ryc. 2).
84
Rycina 1. Mapa zespołów makrofitów w północnej części Jeziora Durowskiego
85
Rycina 2. Mapa zespołów makrofitów w południowej części Jeziora Durowskiego
86
Przestrzenne rozmieszczenie zespołów makrofitów
W tabeli poniŜej (tab. 3) przedstawiono powierzchniowe i procentowe pokrycie
jeziora przez poszczególne zespoły makrofitów. Podczas tegorocznych badań na Jeziorze
Durowskim odnotowano obecność 16 zespołów makrofitów. Dominowały: Phragmitetum
communis (pokrycie blisko 73%), Typhaetum latifoliae (17%), Myriophylletum spicati
(4,1%). Najmniejsze pokrycie odnotowano w przypadku: Polygonetum natantis (0,0009%),
Potametum lucentis (0,01%), i Typhetum latifoliae (0,004%). Szczegółowe wyniki
przedstawiono poniŜej (tab. 3).
Table 3: Lista zespołów makrofitów w Jeziorze Durowskim w 2013 roku,
powierzchnia w m2 i pokrycie w %)
Zespół
Powierzchnia (m2) Pokrycie (%)
Phragmitetum communis (Garms 1927, Schmale 1931)
62 076,74
72,78
Typhetum angustifoliae (Allorge 1922, Soo 1927)
14 166,95
16,61
Myriophylletum spicati (Soo 1927)
3 497,87
4,10
Nuphar -Nymphaeetum albae (Tomaszewicz 1977)
2 323,62
2,72
Potametum perfoliati (W. Koch 1926)
1 546,72
1,81
Acoretum calami (Kobendzz 1948)
851,11
1,00
Caricetum ripariae (Soo 1928)
296,32
0,35
Scirpetum lacustris (Allorge 1922, Chouarge 1924)
130,24
0,15
Potametum pectinati (Carstensen 1955)
105,11
0,12
Sparganietum erecti (Roll 1938)
84,62
0,10
Butometum umbellati (Konczak 1968)
81,61
0,10
Eleocharitetum palustre (Schennikov 1919)
53,99
0,06
Glycerietum maximae (Hueck 1931)
38,78
0,05
Typhetum latifoliae (Soo 1927)
37,93
0,04
Potametum lucentis
5,08
0,01
Polygonetum natantis
0,73
0,0009
85 297,42
100,00
Razem
PoniŜszy diagram (ryc. 3) przedstawia dwa wykresy kołowe obrazujące procentowe
pokrycie makrofitów. Na większym wykresie widać pokrycie przez 99% zespołów
makrofitów, natomiast na mniejszym są ukazane zespoły makrofitów, które łącznie stanowią
1 % całkowitego pokrycia.
87
1,81
72,78
0,12
16,61
0,0009
0,01
0,10
0,04
0,05
1
0,06
0,15
0,35
0,10
1,00
4,10
2,72
Acoretum calami
Butometum umbellati
Caricetum ripariae
Elecharitetum palustrae
Glicerietum maximae
Myriophylletum spicati
Nupharo - Nymphaeetum albae
Phragmitetum communis
Potametum pectinati
Potametum perfoliati
Potametum lucentis
Scirpetum lacustris
Sparganietum erecti
Typhetum angustifoliae
Typhetum latifoliae
Rycina 3. Przestrzenne pokrycie zbiorowisk makrofitów wyraŜone
wyra
w%
Tendencje dotycz
dotyczące
ce pokrycia przez makrofity
Od 2010 roku odnotowano wzrost ogólnego pokrycia przez makrofity z 5,8 ha do 8,5
ha. Powierzchnia pokryta przez Phragmitetum communis w przeciągu
przecią ostatniego roku (od
2012 do 2013 roku) wzrosła o 1,5 ha. Dodatkowo odnotowano, iŜ
i w ciągu
ci
ostatniego roku
powierzchnia pokryta przez ro
roślinność zanurzoną - Myriophylletum spicati, zwiększyła się 4krotnie i wyniosła 0,35 ha.
Na rysunku poniŜej (ryc
ryc.. 4) przedstawiono 6 zespołów, które pokrywały 99% powierzchni
zajmowanej przez makrofity w latach 2009 - 2013.
88
10,00
9,00
Surafe Area (ha)
8,00
7,00
Acoretum calami
6,00
Potametum perfoliati
5,00
Nupharo - Nymphaeetum albae
4,00
Myriophylletum spicati
3,00
Typhetum angustifoliae
2,00
Phragmitetum communis
1,00
2009
2010
2011
2012
2013
Rycina 4. Dominujące zbiorowiska makrofitów (2009 - 2013)
Pozostałe zespoły makrofitów, choć nie były liczne (<1% pokrycia makrofitów), to jednak
ich obecność zwiększa bioróŜnorodność oraz są istotne w określeniu stanu ekologicznego
jeziora.
Ceratophylletum demersi, zespół występujący w wodach o niskiej jakości (odnotowano
jego obecność w 2010 roku), nie został zaobserwowany w tym roku.
Powierzchnia zespołów makrofitów charakteryzująca się małymi płatami zmniejszyła się
w stosunku do 2010 roku, jednak wzrosła w porównaniu do ubiegłego roku (ryc. 5).
Thelypteridi - Phragmitetum
Phalaridetum asudinaceae
Najadetum marinae
Ceratophylletum demersi
Surface Area (m²)
2 000
1 500
Caricetum acutiformi
Potametum lucentis
Typhetum latifoliae
Glicerietum maximae
Eleocharitetum palustrae
Butometum umbellati
1 000
500
2009
2010
2011
2012
2013
Sparganietum erecti
Potametum pectinati
Scirpetum lacustris
Caricetum ripariae
Rycina 5. Powierzchnie mniejszych zespołów makrofitów w latach 2009 - 2013
89
W 2013 roku powierzchnia zajmowana przez makrofity była mniejsza (w porównaniu do
2009 roku), jednak stopniowo wzrastała (od 2010 roku), osiągając w tym roku wynik bliski
wartości z 2009 roku (9 ha) (ryc. 6).
10,0
9,0
9,0
8,5
Total Surface Area (ha)
8,0
7,0
6,7
6,9
2011
2012
5,9
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
2009
2010
2013
Year
Ryc. 6. Zmiany w całkowitym pokryciu makrofitami (w ha) w latach 2009 - 2013
Skład gatunkowy przy odpływie
W porównaniu do ubiegłego roku, skład gatunkowy przy odpływie róŜnił się (tab. 4).
Odnotowano brak obecności 2 gatunków, które były obecne w 2012 roku: Lysimachia
thyrsiflora i Potamogetum perfoliatus. Jednak zaobserwowano 3 nowe gatunki: Rorippa
amphibian, Cladophora glomerata i Phalaris arundinacea.
90
Table 4: Porównanie składu gatunkowego przy odpływie
Skład gatunkowy
2012
2013
Butomus umbellatus
6
6
Acorus calamus
4
1
Potamagetum pectinatus
6
6
Myriophyllum spicatum
4
1
Scophularia umbrosa
1
1
Potamogetum perfoliatus
1
Lysimachia thyrsiflora
1
Rorippa amphibia
1
Cladophora glomerata
6
Phalaris arundinacea
1
Makrofitowy Indeks Stanu Ekologicznego (ESMI) i Makrofitowy Indeks Rzeczny (MIR)
Stan ekologiczny jezior i rzek, na podstawie wskaźników ESMI i MIR, moŜe być
sklasyfikowany od bardzo dobrego do złego (tab. 5).
Table 5: Klasyfikacja ESMI (dla głębokich, stratyfikowanych jezior) i wartości
wskaźnika MIR uŜywane do oceny stanu ekologicznego
Stan ekologiczny
ESMI
MIR
Bardzo dobry
0,680 - 1,000
≥44,5
Dobry
0,340 - 0,679
44,5 - 35,0
Umiarkowany
0,170 - 0,339
35,0 - 25,4
Słaby
0,090 - 0,169
25,4 - 15,8
Zły
< 0,090
< 15,8
W porównaniu do wyników z lat ubiegłych, wartość wskaźnika MIR przy odpływie
uległa znaczącej zmianie. W 2012 roku wskaźnik MIR wynosił 33,41, co oznaczało stan
umiarkowany, bliski dobrego, natomiast w tym roku wynik uległ pogorszeniu - 26,05. Nadal
wskazywał na stan umiarkowany, jednak bliski stanu słabego. Jeśli chodzi o wskaźnik ESMI
91
określający stan w jeziorze, to odnotowano niewielką, jednak stałą od 2010 roku, poprawę osiągając najwyŜszą wartość - 0,136 w 2013 roku, jednakŜe stan nadal jest słaby.
W tabeli poniŜej przedstawiono wyniki wskaźnika ESMI od 2009 roku do 2013 roku (tab. 6).
Table 6: Zmiany wartości wskaźnika ESMI w latach 2009 - 20013
2009
2010
2011
2012
2013
ESMI
0,109
0,103
0,118
0,120
0,136
MIR
30,6
31,7
29,8
33,41
26,05
DYSKUSJA
Uzyskane wyniki potwierdzają, Ŝe Jezioro Durowskie jest zbiornikiem eutroficznym.
Wartości wskaźników ESMI i MIR świadczą o zachodzących zmianach, jednak stan
ekologiczny (odpowiednio słaby i umiarkowany) jest podobny jak w ubiegłych latach i nie
ulega znaczącej poprawie. NaleŜy jednak podkreślić, Ŝe powierzchnia makrofitów wzrasta,
szczególnie Phragmitetum communis, który jest dominującym zespołem (jego pokrycie
wzrosło o 32% w porównaniu do ubiegłego roku). Dodatkowo zespół ten rozprzestrzenia się
na większych głębokościach. MoŜe to oznaczać, Ŝe dostępność światła wzrasta, co świadczy o
pozytywnym kierunku zmian, który wpłynie na poprawę stanu ekologicznego jeziora.
RównieŜ zespół Myriophilletum spicati zwiększył powierzchnię występowania (4krotnie),
w
porównaniu
do
ubiegłego
roku.
Obecność
makrofitów
zanurzonych
(Myriophilletum spicati), oznacza poprawę dostępności światła w zbiorniku. Wraz ze
wzrostem rozwoju tego zespołu moŜna oczekiwać większej produkcji tlenu, co będzie miało
pozytywny wpływ na organizmy, takie jak makrozoobentos, ryby i inne, a tym samym na
poprawę jakości wody. Obecność i wzrost roślinności zanurzonej, m.in. Myriophilletum
spicati, moŜe korzystnie wpłynąć na rozwój ryb drapieŜnych, np. szczupaka (Esox lucius),
poniewaŜ rośliny te stanowią doskonałe refugium m.in. dla ryb.
Warto wspomnieć, Ŝe od 2011 roku nie odnotowano obecności Ceratophyllum
demersii.
O pozytywnych zmianach świadczy obecność nowego, choć małego płata (5m2)
zespołu roślinności podwodnej Potametum lucentis, którego obecność jest charakterystyczna
w wodach o umiarkowanym stanie ekologicznym.
92
Podsumowanie - zalecenia
W celu dalszego zwiększania powierzchni pokrytej przez makrofity naleŜy zastosować
róŜne strategie zarządzania i gospodarowania. Jedną z propozycji dalszego postępowania jest
introdukowanie rodzimych gatunków makrofitów, ze szczególnym uwzględnieniem
roślinności zanurzonej (które dostarczają najwięcej korzyści dla ekosystemu wodnego).
Rodzajem, który mógłby być wprowadzony do Jeziora Durowskiego i wpłynąłby na obieg
biogenów jest ramienica - Chara. Ten zespół był odnotowany w omawianym zbiorniku aŜ do
początku 1990 r. (Gołdyn, 2013). Zakłada się, Ŝe oospory tego gatunku są nadal obecne w
osadach jeziora. Jednak po wielu latach wysokiej trofii i nagromadzenia osadów, zarodniki
nie mogą się rozwinąć. Wprowadzenie dawnych gatunków rodzimych mogłoby przyczynić
się do poprawy jakości wody. RozmnaŜanie tych i innych gatunków w jeziorze mogłoby
zwiększyć zasięg występowania makrofitów oraz poprawić stan ekologiczny jeziora (Kufel
i Kufel, 2002).
Kolejnym pomysłem na poprawę jakości wód, jest wyznaczenie wraŜliwych obszarów
ekologicznych w linii brzegowej jeziora. Na tych obszarach mogłyby występować zespoły
makrofitów, które byłby wprowadzane lub te które są naraŜone na zniszczenie przez
wędkarzy i motorówki. Następnie naleŜałoby zorganizować pogadanki edukacyjne dla
miejscowych wędkarzy, mieszkańców oraz turystów. Podnoszenie świadomości ekologicznej
lokalnej społeczności oraz turystów jest istotnym elementem w rekultywacji omawianego
zbiornika. Tylko wtedy, gdy uŜytkownicy Jeziora Durowskiego będą świadomi zagroŜeń,
jakie wynikają ze zniszczenia pasów makrofitów oraz jak istotna jest ich obecność w
ekosystemie jeziornym, wprowadzanie innych gatunków będzie miało szansę powodzenia.
Literatura
1. Arcos, A., Pikosz, M., Rossi, M., Seifert, C., Szendzina, L. (2009). Report on “Evaluation
of the ecological status of Lake Durowskie near Wagrowiec in Poland using the
macrophytes as indicators.” International Summer School "RESTLAKE" of Lake
Durowskie.
2. Bartosiewicz, A., Lau, A. E., Miron, A., Szymkowiak, N., Taudt, S., Ursu, A. (2012).
Report on “Macrophytes as an indicator for the ecological state of the Durowskie Lake
during restoration measures.” International Summer School "RESTLAKE" of Lake
Durowskie.
93
3. Bolboac, E., L., Dziuba, M., Faber, C. and Litwin M. (2011). Report on “Ecological status
of Durowskie Lake: Current state of macrophyte cover of Lake Durowskie and their
indications for the Lake’s ecological state.” International Summer School "RESTLAKE"
of Lake Durowskie.
4. Braun-Blanquet, J., (1928). Pflanzensoziologische Grundzüge der Vegetationskunde.
Springer Verlag, Berlin, Germany.
5. Ciecierska, H. (2004). Ecological state of reference lakes of the European Intercalibration
Network, located in the Masurian Landscape Park (NE Poland). Limnological Review, 4,
45-50.
6. Ciecierska, H., Kolada, A., Soszka, H., & Golub, M. (2010). A Method for MacrophyteBased Assessment of the Ecological Status of Lakes, Developed and Implemented for the
Purpose of Environmental Protection in Poland.
http://dewelopment.eu/p/Paper_Ciecierska_Macrophyte_method_BALWOIS2010.pdf
7. European Union (2000). Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the
Council Establishing a Framework for the Community Action in the Field of Water
Policy. European Commission, Official Journal of the European Communities L327/1.
8. http://geoportal.gov.pl
9. Gołdyn, R. (2013). Discussions on results of the macrophyte study. Oral. July 11th and
12th, 2013.
10. Kufel, L., & Kufel, I. (2002). Chara beds acting as nutrient sinks in shallow lakes—a
review. Aquatic Botany, 72(3), 249-260.
11. Messyasz, B., Pikosz, M., Szendzina, L. (2013.) Materials for participants of Summer
School. International Summer School "RESTLAKE" of Lake Durowskie.
12. Robiansyah, I., Yu, Y., Styperek, Ł., and Męczekalska, M. (2010). Report on
“Macrophytes as indicators of the ecological status of Durowskie Lake.” International
Summer School "RESTLAKE" of Lake Durowskie.
13. Schaumburg, J., Schranz, C., Hofmann, G., Stelzer, D., Schneider, S., & Schmedtje, U.
(2004). Macrophytes and phytobenthos as indicators of ecological status in German
lakes—a contribution to the implementation of the Water Framework Directive.
Limnologica-Ecology and Management of Inland Waters, 34(4), 302-314.
14. http://www.wfduk.org/resources%20/lakes-%E2%80%93-macrophytes-free-index
[Accessed 11.07.2012].
94
Załącznik 1: Pokrycie makrofitów (w m2) (2009-2013)
Zespół
Acoretum calami (Kobendzz 1948)
Butometum umbellati (Konczak 1968)
Caricetum acutiformi
Caricetum ripariae (Soo 1928)
Ceratophylletum demersi
Eleocharitetum palustrae (Schennikov
1919)
Glyicerietum maximae (Hueck 1931)
Myriophylletum spicati (Soo 1927)
Najadetum marinae
Nupharo-Nymphaeetum albae
(Tomaszewicz 1977)
Phragmitetum communis (Garms 1927 ,
Schmale 1931)
Potametum lucentis
Potametum pectinati (Carstensen 1955)
Potametum perfoliati (W. Koch 1926)
Scirpetum lacustris (Allorge 1922 ,
Chouarge 1924)
Phalaridetum arundinaceae (Libb.
1931) 0,03
Sparganietum erecti (Roll 1938)
Typhetum angustifoliae (Allorge 1922 ,
Soo 1927)
Typhetum latifoliae (Soo 1927)
Thelypteridi-Phragmitetum (Kuiper
1957) 0,05
Total
2009
2010
2011
2012
2013
528
871
651
862
851
-
24
68
107
82
94
38
58
-
-
92
27
192
997
296
15
570
-
-
-
84
70
34
124
54
55
35,5
2
7
124
1
520
833
850
39
3
498
20
3
969
59
448
2
300
36
691
1
872
39
504
2
540
46
745
2
324
62
077
-
1
-
-
1
-
-
-
-
5
-
30
26
387
49
1
668
17
1
882
105
1
547
92
54
57
48
130
-
-
-
23
-
460
24
910
102
16
001
228
21
987
58
14
743
85
14
167
8
4
12
10
38
-
-
-
35
-
89 925,00 58 725,50 67 213,50 69 048,00 85 297,42
95
BADANIA MAKROBEZKRĘGOWCÓW
Stan ekologiczny Jeziora Durowskiego podczas procesu jego
rekultywacji
Karolina Przesmycka (UAM)
Michael Follath (CAU)
Sandra Moskalik (UAM)
Sina Danehl (CAU)
Timur Frunze (UAIC)
Koordynator: Prof. Mircea Nicorara
mgr inż. Piotr Domek
Wągrowiec - Poznań, 30.06.2013-14.07.2013
96
1. Wstęp
Zły stan środowiska przyrodniczego zmusza władze krajów UE do podejmowania działań
prewencyjnych. Zbiorniki wodne w obrębie zlewni miejskich naleŜą do jednych z najbardziej
zagroŜonych elementów krajobrazu z powodu działalności człowieka. Głównym narzędziem
do ochrony siedlisk wodnych w Europie jest Ramowa Dyrektywa Wodna (RDW). Wszystkie
państwa członkowskie Unii Europejskiej są zobowiązane do uzyskania dobrego stanu
ekologicznego wód, a tym samym poprawy ich jakości do 2015 roku.
Zasób wód na świecie jest ograniczony i woda powinna być traktowana jako naturalne
dziedzictwo, które naleŜy chronić. Jakość wód musi być monitorowana, mierzona i powinna
podlegać ocenie w celu uzyskania wyznaczonych celów RDW. Odpowiedź róŜnych gatunków
roślin i zwierząt na zmiany warunków środowiska pozwala na zastosowanie ich jako
biologicznych wskaźników jakości wód. Wyniki poniŜszego raportu dotyczą tegorocznych
badań (w okresie letnim) i oceny stanu jakości wody, za pomocą jednego ze wskaźników
biologicznych, jakim są bezkręgowce w Jeziorze Durowskim.
1.1.
Jezioro Durowskie
Jezioro Durowskie znajduje się na terenie gminy Wągrowiec, w północno-wschodniej
części Wielkopolski. NaleŜy do pojezierza Chodzieskie, mezoregionu Wielkopolski w
obrębie makroregionu pojezierza Południowobałtyckiego (Kondracki J., 2002). Południowa
część jeziora znajduje się w obrębie miasta Wągrowiec, gdzie ¼ zbiornika jest poddana
wysokiej antropopresji. Północna część zlewni na character przede wszystkim leśny.
JednakŜe, rolnictwo moŜe mieć znaczny wpływ na stan ekologiczny jeziora (ryc. 1).
97
Ryc. 1. Zdjęcie satelitarne Jeziora Durowskiego (źródło: Google maps, 11/07/2013)
Jezioro Durowksie naleŜy do jezior staryfikowanych, przez które przepływa Struga
Gołaniecka.
Podstawowe dane morfometryczne:
• Powierzchnia wody
• Objętość
• Głębokość
maksymalna
• Głębokość minimalna
• Powierzchnia zlewni
1.2.
143,7 ha
11 322,9 tys. m³
14,6 m
7,9 m
236,1 km²
Ramowa Ryrektywa Wodna
Ramowa Dyrektywa Wodna (RDW) stanowi zasady ochrony wód i przedstawia
podstawę prawną do oceny i poprawy stanu ich jakości. Celem RDW jest uzyskanie "dobrego
98
stan ekologicznego" dla wszystkich wód do 2015 roku. Powoduje to potrzebę identyfikacji i
oceny presji oddziaływania i ryzyka, Ŝe nie uda się osiągnąć "dobry stan ekologiczny jakość"
(European Parliament & Counci, 2000). Według RDW m. in. bezkręgowce, mogą być
uŜywane jako organizmy wskaźnikowe, do oceny poprawy jakości wodny. RDW definiuje
pięć klas jakości wód. Klasa I wskazuje na bardzo dobry stan ekologiczny, natomiast V klasa
wskazuje na bardzo złym stan ekologiczny (Tabela 1).
Tabela 1. Klasy do oceny stanu ekologicznego wód według Ramowej Dyrektywy Wodnej
1.3.
Makrobezkręgowce
Bezkręgowce są to organizmy bez szkieletu, o wielkości > 2 mm. Oznacza to, Ŝe są
one wystarczająco duŜe, aby być widoczne gołym okiem (EPA, 2012). Zamieszkują
wszystkie rodzaje ekosystemów wodnych, np. strumienie, rzeki, bagna i jeziora i są wraŜliwe
na zmiany warunków fizyczno-chemicznych (Water and River Commission, 2001).
Ze względu na siedlisko, w którym występują, makrobezkręgowce są często
traktowane jako "bentos", termin ten odnosi się łącznie do organizmów, które Ŝyją na, w lub
w pobliŜu dna (Davis J., Christidis, F. 1997). Przykłady słodkowodnych makrobezkręgowców
dennych zawierają postaci larwalne i dorosłe wielu róŜnych typów bezkręgowców. Bentos
słodkowodny moŜe składać się z przedstawicieli form larwalnych wielu much, chrząszczy,
jętek, chruścików, waŜek, ślimaków wodnych, pijawek i wielu innych organizmów, które
zamieszkują bentosu. Makrobezkręgowce denne, zwłaszcza owady wodne, stanowią główną
grupę organizmów wskaźnikowych w ocenie monitoring biologicznego. Bezkręgowce w tym
samym ekosystemie, mogą przebywać od kilku miesięcy do kilku lat, w zaleŜności od
długości Ŝycia danego organizmu. Zatem organizmy bentosowe znajdują się w ekosystemie
wodnym wystarczająco długo, aby móc odzwierciedlić wpływ skutków zanieczyszczeń, a
jednocześnie na tyle krótko, aby bezpośrednio odpowiedzieć na nagłe zmiany jakości wody.
W przeciwieństwie do ryb, populacje te wydają się być względnie nieruchome, w wyniku
99
czego są stale naraŜone na działanie wód powierzchniowych, które zasiedlają. Tak więc, ze
względu na ograniczoną mobilność bezkręgowców i ich względną stałość miejsca
występowania na podstawie porównania składu zbiorowisk tych organizmów moŜna
zlokalizować źródła zanieczyszczeń (Lydy, M. J., Crawford, C.G., i Frey, 2000). Organizmy
bentosowe wykazują zmienne reakcje na wahania parametrów fizyko-chemicznych wody.
KaŜdy makrobezkręgowiec reaguje na zmiany w środowisku w charakterystyczny sposób, co
wpływa na ich liczebność i skład na poziomie zbiorowisk. W szczególności
makrobezkręgowce denna i ochotkowate są wykorzystywane jako bioindykatory na zmiany
czynników stresowych w ekosystemach wodnych. Czułość makrobezkręgowców do zmian w
jakości środowiska czyni je integralną część kaŜdego programu biomonitoringowego.
Makrobezkręgowce są uwaŜane za najlepszą grupę organizmów wskaźnikowych spośród
wszystkich organizmów wodnych ze względu na ogólną szybką ich odpowiedź na działanie
czynników stresogennych (Kiesel i in. 2009). W związku z tym, poniŜej zestawiono cechy,
które są charakterystyczne dla organizmów wskaźnikowych (EPA, 2012):
•
Stosunkowo prosty sposób poboru prób
•
Powszechnie występujące organizmy
•
Są waŜnym elementem w sieci troficznej zbiornika wodnego
•
Nie mogą zmieniać miejsca występowania oraz wykazują zmiany na krótkoi długoterminowe zanieczyszczenia
•
Są pod wpływem czynników fizycznych, chemicznych i biologicznych w jeziorze
•
Mogą one wykazywać skumulowane skutki zanieczyszczenia
•
RóŜnorodność gatunkowa wskazuje na warunki lokalne, np.: sedymentacja,
zanieczyszczenia, utrata siedlisk
100
2. Materiały i metody
2.1.
Stanowiska badawcze
Do poboru prób makrobezkręgowców wybrano 14 stanowisk, które były
rozmieszczone na całej powierzchni jeziora (ryc. 2) i we wszystkich strefach jeziora (tabela
2). Pobór prób miał miejsce od 01.07.2013 do 06.07.2013 bezpośrednio z łódki. Podczas
pracy w terenie próbki osadów pochodzące z głębszych części jeziora pobrano za pomocą tak
zwanego chwytacza "Kajaka" (ryc. 3), a osady z płytszych częściach jeziora pobrano przy
uŜyciu "czapli" (ryc. 4).
Ryc. 2. Lokalizacja stanowisk badawczych na Jeziorze Durowskim latem 2013 roku.
101
Tabela 2. Opis stanowisk badawczych na jeziorze.
STANOWISKO
1
OPIS
Strefa litoralu ze zbiorowiskiem trzciny w pobliŜu
lasu
2
Strefa litoralu w pobliŜu aglomeracji miejskiej
3
Strefa pelagialu w pobliŜu tamy
4
5
Strefa pelagialu (Areator I)
6
Strefa pelagiali w pobliŜu Strugi Golanieckiej
7
Strefa litoralu w pobliŜu pola namiotowego
8
Strefa litoralu (sitowie w pobliŜu lasu)
9
Strefa pelagialu
10
Strefa pelagialu (Areator II)
11
Strefa litoralu z trzciną
12
13
14
Strefa litoralu ze zbiorowiskiem trzciny w pobliŜu
lasu
Strefa pelagialu
102
Ryc. 3. Przyrząd do poboru prób
osadów „Kajaka”
Ryc. 4. Przyrząd do poboru prób
osadów „czapla”
Za pomocą "Kajaka" pobrano 10 prób osadów. W strefie litoralu o maksymalnej głębokości
dwóch metrów uŜywano "Czapla" - do 17 próbek.
Po poborze próbek dokonano przesiewania osadu na łodzi (ryc. 5-7).
103
Ryc. 7. Przesiewanie osadów
Ryc. 6. Pobór prób osadu
Przemyte i przesiana próbki osadów z róŜnych miejsc były przechowywane w
plastikowych
pojemnikach.
Później
w
laboratorium
wybrano
za
pomocą
pęsety
makrobezkręgowce i zostały oznaczone do gatunków. Na końcu obliczono biomasę i
liczebność osobników w metrze kwadratowym (ryc. 8 - 9).
Ryc. 8.: Porządkowanie organizmów.
2.2.
Ryc. 9. Ważenie bezkręgowców wodnych.
Analiza danych
Do danych, które zostały pobrane z 14 stanowisk rozproszonych po całym jeziorze,
jak zaznaczono na mapie (ryc 2), cztery róŜne wskaźniki zostały wykorzystane do stworzenia
tabel i wykresów (rozdz. 3 Wyniki), które ponownie były uŜywane do interpretacji (rozdz. 4
Dyskusja). Zastosowano następujące wskaźniki:
INDEKS SHANNON - WIENER jest to wskaźnik miary zróŜnicowania gatunkowego z
liczebnością, która odzwierciedla, jak wiele róŜnych gatunków jest w zbiorze danych, a
104
jednocześnie
nie bierze pod uwagę,
uwag jak równocenne osobniki sąą rozpowszechnione wśród
w
gatunków występujących.
ących.
Pi jest to udział osobników, które uzyskuje si
się poprzez podzielenie liczby osobników jednego
gatunku z liczbą wszystkich osobników wszystkich gatunków
gatunków występujących.
wyst
WyŜsze
wartości H' wskazująą na lepsze warunki w zbiorniku wodnym.
WSKAŹNIK
NIK GATUNKOWY PIELOU’S: odnosi się do tego, jak blisko osobniki kaŜdego
ka
gatunku są w środowisku.
rodowisku.
Wartości J' mieszcząą się w zakresie między 0 i 1. Mniej zróŜnicowanie
anie zbiorowisko między
mi
gatunkami to J’ przyjmuje wyŜsze
wy
wartości.
ci. Gdzie H' jest wynikiem indeksu Shannon’a
Wiener’a. H'max jest maksymalna wartość
warto H ', która jest równa ln S, z S jako ogółu bogactwa
gatunkowego. Inaczej mówi
mówiąc, im wyŜsza jest ta wartość, tym mniejsza zmiana zbiorowisk
między
dzy gatunkami, tym lepsza jest jakość
jako wody.
WSKAŹNIK
NIK SIMPSON stosuje się do pomiaru stopnia zagęszczenia,
ęszczenia, gdy osobniki są
s
oznaczone do rodzaju.
Małe wartości
ci w wskazują
wskazuj na wysoką róŜnorodność i duŜe wartości
ści wskazujących na niską
róŜnorodność.
WSKAŹNIK EPT jest wskaźnik
wska
jakości
ci wody w oparciu o liczebność trzech wraŜliwych na
zanieczyszczenia rzędów
ędów bezkręgowców.
bezkr gowców. Jest on obliczany jako suma ilości
ilo Ephemeroptera
(jętki),
tki), (Plecoptera Stoneflies), i (Trichoptera Chruściki)
ciki) podzielona przez całkowitą
całkowit liczbę
Chironomidae. Iim wyŜsze
wyŜ
wartości
ci indeksu EPT (NCDEHNR, 1997) tym lepsza jakość
jako
wody.
105
EPT Index = Σ(EPT / Chironomidae)
Innymi słowy, większa ilość grup taksonomicznych z listy EPT, tym wyŜsza wartość, a co za
tym idzie poprawa jakości wody.
3. Wyniki
Wartości wskaźnik Shannona-Wienera w 2013 roku zmniejszyły się w porównaniu do
poprzednich trzech lat. Jedynym wyjątkiem są próby ze stanowiska nr 1, gdzie wyniki
wykazały większą bioróŜnorodność. NajniŜsze wartości zostały obliczone w miejscach: 2, 6 i
13. Brak wyników w odniesieniu do miejsc 5 i 10 poboru próbek, ze względu na obecność
tylko jednego gatunku wskaźnikowego (ryc. 10).
Wskaźnik gatunkowy Pielou’s był niŜszy w 2013 roku niŜ than w latach 2010-2012.
NajniŜsze Wyniki obliczono dla następujących miejscach poboru próbek: 2, 13 i 12, podczas
gdy najwyŜszy stwierdzono dla stanowisk: 9, 7 i 14. Tylko jeden takson został znaleziony na
stanowiskach 5 i 10, gdzie wynik ten znajduje odzwierciedlenie w braku wartości dla
równości gatunku (ryc. 11).
Ze względu na fakt, Ŝe Ŝadne wyliczenia dla indeksu Simpson nie zostały wykonane w
2010 roku wyniki zostały zestawione tylko dla lat: 2011, 2012 i 2013. Wartości dla kaŜdej
stanowiska wzrastała drastycznie w porównaniu do poprzednich danych (ryc. 12).
Wskaźnik EPT na podstawie obecności Chironomidae pokazuje wartości, które
krytycznie spadły na stanowiskach 1, 4, 7, 11 i 12. NiemoŜliwe było uzyskanie wyników dla
innych miejsc poboru prób, ze względu na brak potrzebnych taksonów (ryc. 13).
106
Shannon-Wiener index
2,5
2
2010
1,5
2011
1
2012
0,5
2013
0
1
2010
2011
2012
2013
2
3
1
2
3
4
0,34
0,72 one sp. 0,71
0,8866 1,728 0,5004 1,8359
0,6331 1,0215 0,8705 1,8936
0,9375 0,1439 one sp. 0,7766
4
5
5
no sp.
one sp.
one sp.
one sp.
6
7
8
9
10
6
7
8
9
one sp. 0,45
0,52
0,45
1,2367 1,9519 1,6861 0,9526
one sp. 1,1836 1,8232 no sp.
0,3245 0,5905 1,069 0,8676
11
12
13
14
10
11
12
13
one sp. 0,59
0,25
0,25
0,2573 1,4328 1,2291 0,9217
one sp. 2,0165 1,2312 0,6877
one sp. 0,9405 0,5253 0,148
14
no sp.
one sp.
one sp.
0,4506
Ryc. 10. Porównanie indeksu Shannon-Wiener w latach 2010-2013.
107
Pielou's species evenness
1
0,9
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
2010
2011
2012
2013
1
1
2
2
3
3
4
4
5
5
6
6
7
8
7
9
10
8
11
9
12
10
13
14
11
12
13
2010 no data no data no data no data no data no data no data no data no data no data no data no data no data
2011 0,4758 0,283 0,6772 0,2714 one sp. 0,317 0,1855 0,2453 0,4174 0,8669 0,263 0,4021 0,4859
2012 0,715 0,5617 0,317 0,5227 one sp. one sp. 0,5402 0,2109 no sp. one sp. 0,1523 0,4441 0,6047
2013 1,324 1,911 one sp. 1,341 one sp. 1,71
1,934 0,9604 0,9927 one sp. 1,258 1,637 1,896
14
no
data
one sp.
one sp.
1,44
Ryc. 11. Zesatwienie wyników równocenności gatunków Pielou w latach 2010-2013.
108
Simpson index
2,5
2
2010
1,5
2011
1
2012
2013
0,5
0
1
2010
2011
2012
2013
1
0,56
2
0,86
2
3
one sp.
3
4
4
0,66
5
6
7
8
5
6
no sp. one sp.
7
0,95
9
8
0,86
10
11
9
0,75
12
10
one sp.
13
11
0,76
14
12
0,41
13
0,32
14
no sp.
one
0,5509 0,7206 0,7219 0,7157 one sp. 0,8921 0,8477 0,7323 0,8671 0,3712 0,8902 0,4792 0,5144
sp.
one
0,3533 0,4436 0,7923 0,4647 one sp. one sp. 0,4763 0,7918 no sp. one sp. 0,9178 0,5921 0,4273
sp.
0,3244 0,0803 one sp. 0,3239 one sp. 0,2958 0,6825 0,5964 0,7897 one sp. 0,428 0,2191 0,1067 0,65
Ryc. 12.: Porównanie wyników dla wskaźnika Simpson
109
EPT Chironomidae
0,6
0,5
0,4
2010
0,3
2011
0,2
2012
2013
0,1
0
1
2
1
0
0
2
0,17
0,004
3
4
5 6
0 0,22 0 0
0 0,0072 0 0
2012 0,1182 0,102
0 0,0853 0 0
2010
2011
3
4
5
6
2013 0,0217 0,0046 0 0,0278 0 0
7
7
0
0,06
8
9
8
0,25
0,0045
0,0488 0,1579
0,0333
0
10
11
9
0
0
no
sp.
0
10
11
0
0,5
0 0,2484
12
0
0,001
13
0,02
0,0013
14
0
0
0
0,0222 0,0075
0
0
12
13
0
14
0,0889 0,0066
0
0
Ryc. 13. Przedstawienie wyników dla wskaźnika EPT Chironomidae
110
4. Dyskusja
Wykres Shannon’a Wiener’a pokazuje ogólną tendencję spadkową, szczególnie biorąc
pod uwagę lata 2012 i 2013. Wyjątkiem jest stanowisko nr 1, gdzie jakość wody (na
podstawie makrobezkręgowców) wzrasta. Próby na stanowisku 1 pobrano w strefie
przybrzeŜnej porośniętej trzciną, która przyczynia się do filtracji i oczyszczania wody. Na
stanowiskach 5 i 10 stwierdzono występowanie tylko jednego gatunku, więc wskaźnik
Shannon’a Wiener’a nie moŜna było obliczyć. Znaleziono gatunki naleŜą do rzędu Diptera Chaoborus flavicans, które wykazywały duŜą liczebność w fazach rozwojowych: dorosłych
muchówek i poczwarek. Zjawisko to moŜe być związane z długą i mroźną zimą, która jest
odpowiedzialna za opóźnienie sezonowego rozwoju tego gatunku.
Wskaźnik gatunkowy Pielou’s, który opiera się na wyniku innego wskaźnika (Shannon’a Wiener’a), pokazuje, Ŝe na wszystkich stanowiskach nastąpiły zmiany w składzie
gatunkowym w zbiorowiskach i dlatego jakość wody spadła. Wartości przedstawione na
stanowiskach 9 i 14 ponownie przedstawiają przyczynę zmian omówioną powyŜej. Ze
stanowisk 3, 5 i 10 wyniki nie zostały pokazane na wykresie, poniewaŜ nie wykazano
obecności organizmów bentosowych w części beztlenowej jeziora. NaleŜy równieŜ
nadmienić, iŜ stanowiska 5 i 10 są to miejsca, gdzie znajdują się aeratory. Ostatecznie brak
gatunków moŜe wynikać z faktu, Ŝe stwierdzono tam, Ŝe aeratory nie działają tak skuteczne,
jak powinny.
Indeks Simpson pokazuje, iŜ wyniki jakości wody z badanych stanowisk jest w gorszym
stanie niŜ w poprzednich dwóch latach, z zaznaczeniem wzrostu wartości (więcej niŜ
podwojenie) w niektórych przypadkach.
Po obliczaniu indeksu EPT moŜna wykazać, Ŝe jakości wody maleje. Istnieją stanowiska
bez wartości, gdzie w strefie przydennej panują warunki beztlenowe i oczywiście niemoŜliwe
było znalezienie przedstawicieli gatunków Ephemeroptera (jętek), Plecoptera (Stoneflies) i
Trichoptera (Chruściki).
111
5. Wnioski
Łączna
liczba
zidentyfikowanych
taksonów
o
szerokim
przedziale
wymagań
ekologicznych nadal wzrasta. Odnosi się to głównie do gatunków przystosowanych do
bardziej stresujące warunkach środowiskowych. Zgodnie z EPT gatunki, które wskazują na
dobrą jakość wód są mniej obfite w Jeziorze Durowskim. Wzrost bioróŜnorodności w całym
jeziorze nie oznacza wyŜszej jakości wód. Ponadto wzrost róŜnorodności biologicznej ze
względu na duŜą liczebność gatunków stwierdzono, Ŝe są one dostosowane do warunków
beztlenowych. Ponadto liczebność gatunków, które są wskaźnikami dobrego stanu jakości
wody spadła lub nie występują w ogóle, np. Plecoptera.
Oczywiście bogactwo gatunkowe jest większa w strefie przybrzeŜnej, niŜ w strefie dennej,
głównie ze względu na róŜne stęŜenia tlenu. W związku z tym naleŜy stwierdzić, Ŝe w
płytkich częściach jeziora stan jest zdegradowany. Odnosi się to szczególnie w południowej
części, gdzie znajduje obszaru miejskiego i wpływu antropopresji się zwiększa.
W głębszych miejscach w jeziorze, gdzie występują aeratory, w celu zwiększenia
zawartości tlenu, pomiar zawartości tlenu, który został przeprowadzony przez inne grupy
badawcze, wskazuje na niską wydajność aeratora. Aby poprawić sytuację tlenową w
hypolimninonie i tym samym poparwić ogólny stan jakości siedliska dla wszystkich
gatunków, naleŜy zastosować nowe metody rekultywacji. Wymagana poprawa warunków
moŜe być osiągnieta przez występowanie innych gatunków makrobezkręgowców oprócz
obecnych juŜ przedstawicieli muchówek.
W chwili obecnej badania biologiczne na podstawie wskaźników makrobezkręgowców
wskazują, Ŝe stan jakości jeziora się pogarsza. Powoduje to konieczność wprowadzania
dalszych zarządzeń, w szczególności w odniesieniu do celu z RDW.
112
6. Literatura
ENVIROMENTAL PROTECTION AGENCY, U. S.(2012): Biological Indicators of
Watershed.
EUROPEAN PARLIAMENT & COUNCIL (2000): Directive 2000/60/EC of the European
Parliament and of the Council of 23 October 2000 establishing a framework for
Community action in the field of water policy, Official Journal of the European
Communitiers L 327 pp. 1–73.
DAVIS, J., CHRISTIDIS, F. (1997): A Guide to Wetland Invertebrates.
KIESEL, J., HERING, D., SCHMALZ, B. & FOHRER, N. (2009): A transdisciplinary
approach for modelling macroinvertebrate habitats in lowland streams. IAHS Publ. 328:
24-33.
KONDRACKI J. (2002):Geografia regionalna Polski, Warszawa.
LYDY, M.J., CRAWFORD, C.G., & FREY, J.W. (2000): A comparison of selected diversity,
similarity and biotic indices for detecting changes in benthic-invertebrate community
structure and stream quality.
NCDEHNR. North Carolina Department of Environment, Health, and NaturalResources
(1997): Standard operating procedures for biological monitoring.Environmental
Sciences Branch Biological Assessment Group. Division ofWater. Water Quality
Section.
WATER & RIVER COMMISSION (2001): Water quality and macroinvertebrates, Water
facts, 2nd Edition.
113
7. Załączniki
Tabela 1.: Liczebność makrobezkręgowców na badanych stanowiskach w Jeziorze Durowskim w 2013 roku (1m²)
1
1
2
3
4
5
6
7
8
9
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
PLATYHELMINTHES
Dugesia tigrina (Girard)
NEMATODA
OLIGOCHAETA
HIRUDINEA
Batracobdella paludosa (Carena)
Erpobdella octoculata (L.)
Glossiphonia complanata (L.)
Helobdella stagnalis (L.)
Hemiclepsis marginata (O.F. Müller)
GASTROPODA
Bithynia tentaculata (L.)
Lymnaea (Radix) auricularia (L.)
Potamopyrgus antipodarum (E.A. Smith)
Theodoxus fluviatilis (L.)
Valvata piscinalis (O.F. Müller)
Viviparus contectus (Millet)
BIVALVIA
Anodonta anatina (L.)
Anodonta cygnea (L.)
Pisidium spp. Pfeiffer
Sphaerium corneum (L.)
Unio pictorum (L.)
Unio tumidus Philipsson
2
23
23
3
4
23
23
23
46
23
46
5
6
7
23
46
23
69
8
9
10
11
13
14
23
23
23
92
23
23
69
12
23
69
46
23
46
23
23
69
23
23
23
299
23
23
46
23
46
69
46
23
23
69
23
23
23
23
23
23
23
114
23
24
25
26
27
28
29
30
31
32
33
34
35
36
37
38
39
ISOPODA
Assellus aquaticus (L.)
MEGALOPTERA
Sialis fuliginosa Pictet
EPHEMEROPTERA
Caenis sp.
TRICHOPTERA
Apatania sp.
Mollana sp.
Mystacides sp.
Leptoceridae
Polycentropodidae
Rhyacophilidae
Trichoptera sp.
DIPTERA
Chaoborus flavicans (Meig.)
Chaoborus flavicans (Meig.) pupae
Ceratopogonidae
Chironomidae larvae
Chironomidae pupae
ACARI
Hydracarina sp.
Hydrachna sp.
Total
161
529
69
23
161
23 138
46
23
23
23
23
46
23
23
46
23
138
115
4232 4991
46
23 552
4370
23
23 736
690 644
23 23
23
92
115
23
1035 3473 4209
46
69
115
23
23
23
5221 5106 115 5382 23 598 1311 966 138 736 1311 3841 4324 138
115
Tabela 2.: Biomasa makrobezkręgowców pobranych z Jeziora Durowskiego (1m²)
1
2
3
4 5
6
7
8
PLATYHELMINTHES
69
69
NEMATODA
138
OLIGOCHAETA
HIRUDINEA
69
69
230
1380
1472
138
46
138
92
23
GASTROPODA
3703
6854 2783
69
207
50646
3151
5244
1150
241730
BIVALVIA
67850 49680
192050
241040
5014
4485
10028
Unio pictorum (L.)
59570
63641 238280
7314
ISOPODA
529
1564
276
MEGALOPTERA
9
10
11
12
13
14
69
2415
46
8556
460
552
437
184
3887
460
713
12581 190210
116
EPHEMEROPTERA
Caenis sp.
TRICHOPTERA
Apatania sp.
Mollana sp.
Mystacides sp.
Leptoceridae
Polycentropodidae
Rhyacophilidae
Trichoptera sp.
DIPTERA
Ceratopogonidae
Chironomidae larvae
Chironomidae pupae
ACARI
Hydracarina sp.
Hydrachna sp.
322
1748
46 1311
1610
115
69
575
8533
1150
92
161
391
69
1311
391
15019
506
69
10074
92 2438
92
52762
115 2714
23
4163 2875 2024
437
92
69
138
437
184
16629
460
9913
966
8234
23
117
Tabela 3.: Zagęszczenie makrobezkręgowców w badanych stanowiskach w Jeziorze Durowskim (1m²)
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14
PLATYHELMINTHES
NEMATODA
OLIGOCHAETA
HIRUDINEA
GASTROPODA
BIVALVIA
Unio pictorum (L.)
ISOPODA
118
MEGALOPTERA
EPHEMEROPTERA
Caenis sp.
TRICHOPTERA
Apatania sp.
Mollana sp.
Mystacides sp.
Leptoceridae
Polycentropodidae
Rhyacophilidae
Trichoptera sp.
DIPTERA
Ceratopogonidae
Chironomidae larvae
Chironomidae pupae
ACARI
Hydracarina sp.
Hydrachna sp.
119
ZBIOROWISKA RYB - JAKO
WSKAŹNIK STANU EKOLOGICZNEGO
JEZIORA DUROWSKIEGO
ANA-MARIA FOTACHEγ, CARINA LINDER*, PIOTR
CHMIELEWSKIΨ, PETRISOR GALANγ,
DANIEL TORRES-OROZCO*
γ
”Alexandru Ioan Cuza” University, Iasi, Romania
Ψ
Adam Mickiewicz University, Poznan, Poland
* Christian-Albrechts-Universität, Kiel, Germany
Koordynator: Dr Piotr Klimaszyk
Dr Gabriel Plavan
14.07.2013
120
WSTĘP
Mimo Ŝe ekosystemy słodkowodne zajmują zaledwie 0,8% powierzchni ziemi, to
mieszka w nich prawie 16% gatunków wodnych, które są gatunkami kluczowymi dla
przetrwania człowieka. Obecnie zarówno gatunki słodkowodnej jak i ich siedliska są jednymi
z najbardziej zagroŜonych ekosystemów. W czasie ostatniej dekady, presja na ekosystemy
wodne spowodowana działalnością człowieka znacznie wzrosła. Zwłaszcza nieodpowiednia
gospodarka ściekowa oraz wzrost rekreacji doprowadziły do zwiększonej eutrofizacji wód
słodkich (EFWD, 2000).
Według Agencji Ochrony Środowiska duŜy odsetek wszystkich europejskich
ekosystemów słodkowodnych charakteryzuje się wysokim statusem troficznym, przez co
zbiorniki te posiadają niską przezroczystość wody oraz niski poziom bioróŜnorodności (Leaf
et al., 2002). Aby naświetlić ten problem, w 2000 r. weszła w Ŝycie Ramowa Dyrektywa
Wodna (RDW), której głównym celem jest osiągniecie co najmniej dobrego stanu
ekologicznego we wszystkich europejskich wodach powierzchniowych oraz gruntowych do
2015r. (EFWD, 2000). Do osiągnięcia tego celu, niezbędne są zabiegi konserwatorskie oraz
moinitoring. Wiele organizmów, takich jak, np. glony czy makrobezkręgowce, zostały
podzielone na grupy zgodnie z ich wymaganiami ekologicznymi i zostały uznane za
bioindykatory, które mogą być powszechnie stosowane w celu określenia róŜnic w jakości
wody (Muxika et al., 2007, Orfanidis et al., 2003). Obserwacje zbiorowisk ryb w badaniach
monitoringowych są duŜo mniej powszechne. Jednak, w związku z tym, Ŝe ryby znajdują się
na szczycie sieci troficznej oraz moją ogromną rolę w zmieniających się ekosystemach, mogą
stać się bardzo waŜnym element zarówno w monitoringu jak i procesach konserwatorskich.
W naturalnych ekosystemach ryby (ichtiofauna) mogą powodować zmiany zarówno
biotyczne jak i abiotyczne środowisk słodkowodnych:
Zmiany abiotyczne
Ryby mogą – bezpośrednio i pośrednio – powodować zmniejszenie przezroczystości wody,
bezpośrednio – z powodu mieszania oraz resuspensji osadów poprzez Ŝerowanie blisko dna
oraz bezpośrednio – stymulując wzrost glonów planktonowych, z powodu przyspieszania
obiegu składników odŜywczych (nutrientów). Ichtiofauna moŜe równieŜ wpływać na
strukturę osadów oraz wymianę substancji odŜywczych w obrębie osadów jeziora.
Zbiorowiska ryb przyczyniają się do przesunięcia zasobów nutrientów z głębokiej strefy
121
jeziora do strefy pelagicznej, np. podczas okresu wegetacji, migrujące ryby są odpowiedzialne
za transport części fosforu dostępnego dla planktonu.(Andersson et al., 1988).
Zmiany biotyczne
Rola ryb - jako nośników substancji odŜywczych moŜe powodować wzrost autotrófów takich
jak sinice, glony oraz rośliny. Niemniej jednak – ryby równieŜ mogą redukować ich
liczebność. Na przekład, płoć (Rutilus rutilus) i wzdręga (Scardinius erythropthalmus), są
jedynymi rodzimymi gatunkami Ŝerującymi na hydromakrofirach w Polsce, plądrują one 15%
biomasy makrofitów budowanej w ciągu jednego roku.
Zarówno biotyczne jak i abiotyczne zmiany zaleŜą zarówno od liczby, rozmiaru oraz
kompozycji ichtiofauny oraz rodzaju osadów występujących w jeziorze. Stąd teŜ ryby mogą
być zarówno uŜywane do śledzenia zmian w ekosystemie jak i do wywoływania ich. RóŜne
gatunki ryb są stosowane w biomanipulacji eutroficznych jezior. Manipulacja moŜe być
rozumiana jako rekonstrukcja sieci troficznej ekosystemu poprzez dodawanie albo usuwanie
gatunków, które odgrywają kluczową rolę w sieci troficznej, szczególnie drapieŜników.
Pierwotny pomysł biomanipulacji opiera się na regulacji zbiorowisk fitoplanktonu poprzez
wzrost zjadania glonów przez wioślarki po redukcji ryb planktonoŜernych (Gliwicz, 1990).
Biomanipulacja została uznana jako uŜyteczne narzędzie do przemian w zbiorniku, dzięki niej
moŜliwa jest zamiana mętnowodnego jeziora z dominacją fitoplanktonu w jezioro o czystej,
przezroczystej wodzie z dominacją makrofitów i następnie zmniejszanie obciąŜenia
biogenami z zewnątrz (Jeppesen et al., 1997, McQueen et al., 1989).
Stan troficzny Jeziora Durowskiego znajdującego się w zachodniej Polsce wzrósł
znacząco podczas ostatniej dekady, a tym samym wymaga przeprowadzenia monitoringu
zbiornika oraz działań naprawczych zgodnie z RDW. Dodatkowo, znaczenie jeziora dla celów
turystycznych i rekreacyjnych stwarza konieczność do podjęcia działań, które będą miały na
celu zmniejszenie trofii zbiornika. W konsekwencji, w 2012r. wykorzystano szczupaka (Esox
lucius) jako narzędzie naprawcze. Jest to gatunek holarktyczny, na którego wzrost największy
wpływ ma temperatura, przezroczystość wody, produktywność, dostępność ofiar oraz
zagęszczenie innych drapieŜników. Odgrywa on kluczową rolę w strukturze „top-down”
słodkowodnych społeczności: szczupak wpływa pośrednio na fitoplankton poprzez Ŝerowanie
na zooplanktonowych rybach. Mniejsza obfitość zooplanktonowych ryb powoduje
intensywniejszy wzrost gatunków Ŝywiących się fitoplanktonem, co powoduje spadek
koncentracji całkowitej fosforu i azotu.
122
Ponadto, gatunki kosmopolityczne mogą być równieŜ wykorzystywane jako
wskaźniki trofii jeziora. Jezioro Durowskie było obiektem wielu badań monitoringowych w
okresie ostatnich lat, m.in. poprzez monitorowanie gatunków wskaźnikowych spośród
makrobezkręgowców oraz zespołów glonów, które były wykorzystywane do oceny jakości
wody, jednak, zespoły ryb nigdy nie były analizowane w tym jeziorze. Dane ze szczytu sieci
troficznej są, zatem wymagane, do stworzenia pełnego obrazu efektów trofii jeziora ze
względu na występujące tam zespoły gatunków i stworzenie wiarygodnego sposobu do
śledzenia zmian w zbiorniku. Ponadto, badania zbiorowisk ryb w Jeziorze Durowskim jest
szczególnie interesujące, gdyŜ pozwoli przeprowadzić monitoring sukcesu biomanipulacji
przeprowadzonej w 2012r.
Celem poniŜszego opracowania jest ocean stanu ekologicznego Jeziora Durowskiego,
bazująca na zbiorowiskach ryb w oparciu u dane z połowów z wykorzystaniem zarówno
aktywnego jak i pasywnego pobierania próbek zarówno w dopływie do jeziora jak i w samym
jeziorze, jak równieŜ porównanie danychz danymi historycznymi dotyczącymi odłowów ryb.
Dzięki tym danym chcemy (I) sklasyfikować aktualną i realną kompozycję gatunków oraz ich
obfitość, (II) osiągnąć specyfikację gatunkową morfometrycznych danych jako bazy do badań
długoterminowych oraz (III) wykryć zmian w obfitości gatunków w ostatniej dekadzie
MATERIAŁ I METODY
Miejsce badań
W czasie od 1 do 8 lipca 2013r. przeprowadzono pobór zbiorowisk ryb w Jeziorze
Durowskim, które znajduje się w Wągrowcu w Wielkopolsce (dokładne współrzędne
geograficzne: N 52°49’6’’ oraz E 17°12’1’’). Jest to jezioro dimiktyczne, które jest częścią
Rzeki Gołanieckiej, powierzchnia jeziora oraz zakres jego zlewni wynoszą 236,1 km2. Jezioro
Durowskie jest jeziorem polodowcowym, co przejawia się stromym spadkiem jego linii
brzegowej i maksymalną głębokością 14,6m, zaś średnia głębokość jeziora wynosi ok. 7,9m.
Jezioro ma długość 4m (oś północ-południe), a jego maksymalna szerokość wynosi 600m,
jego całkowita powierzchnia wynosi ok. 143ha.
123
Zbieranie danych
Badanie
Pobór prób przeprowadzono w całym litoralu Jeziora Durowskiego oraz jeden pobór
wykonano
z punktu dopływu rzeki, która łączy Jezioro Durowskie z jeziorem Kobylińskim na północy.
W celu uzyskania pełnych informacji o zbiorowiskach ryb uŜyto technik zarówno aktywnych,
pasywnych, jak i odłowów przy uŜyciu prądu (ryc. 1)
Aktywna sieć - niewód (długość 40 m, wysokość 2m,
wielkość oczek 6 mm) była uŜywana do zamykania strefy
przybrzeŜnej w kształcie zatoki. Ponadto zastawiono pięć
pasywnych siedzi o róŜnej długości i wielkości oczek (10
m - 1 cm; 10 m - 1.2 cm; 25 m - 4 m; 25 m - 5.5 cm; 40 m
- 6 cm), sieci te były zawieszone w kolumnie wody przez
4 godziny w celu wyłapania ryb.
Ostatecznie
w
rzece
posłuŜono
się
metodą
elektropołowów, która umoŜliwia unieruchomienie i
złapanie ryb w wodach o charakterze lotycznym.
Wszystkie złapane ryby zostały policzone, zwaŜone oraz
Rys.1. Metody odłowu ryb
a) niewód b) sieć skrzelowa
c) elektropołowy
zmierzone. Całkowita długość była mierzona od najbardziej
przedniej części głowicy do czubka najdłuŜszego promienia
płetwy ogonowej, płaty płetwy ogonowej były zsunięte do
siebie. Całkowita mokra masa była mierzona przy uŜyciu
czterech róŜnych skali wagowych Pesola (50 g 500g; 1000 g;
40 kg).
124
Dane dotyczące odłowów komercyjne
Zapisy historyczne zawierają dane dotyczące komercyjnych odłowów w latach 19542012 w Jeziorze Durowskim. Roczne dane zostały spisane odnośnie kaŜdego gatunku
oddzielnie w odpowiedniej klasie wagowej, zdefiniowano cztery klasy wielkościowe (I –
mała, II – średnia, III – duŜa, IV – bardzo duŜa)
Dane dotyczące zarybiania
Zapisy historyczne dotyczące danych o zarybianiu zostały zweryfikowane. Zapisy te
zawierają informacje dotyczące komercyjnej hodowli ryb w Jeziorze Durowskim w latach
1954-2012. KaŜdego roku odnotowywano liczbę ryb oraz gatunki, jakie zostały wprowadzone
do jeziora.
Metody statystyczne
Dane przeanalizowano przy uŜyciu pakietu RStudio 2.15.1.
Badania
Dla kaŜdego gatunku ryb - średnia wielkość oraz waga była liczono osobno dla rzeki
oraz jeziora. Waga i rozmiar były porównywane przy uŜyciu dwustronnego testu t-Studenta
dla kaŜdego gatunku, który był reprezentowany przez więcej niŜ 5 osobników, zarówno w
rzece jak i w jeziorze. Współczynnik Podobieństwa Jaccard’a (Cj) został zastosowany w celu
określenia podobieństwa w składzie taksonomicznym pomiędzy rzeką oraz jeziorem. W
związku z tym do obliczenia podobieństwa była niezbędna liczba gatunków występujących
zarówno w rzece jaki i jeziorze j oraz całkowita liczba gatunków występujących w rzece (a)
oraz w jeziorze (b):
Dane komercyjne dotyczące ryb
Dla wszystkich gatunków, które były obecne w zapiskach historycznych wykonana
analizę trendu. Gatunek uznawano za obfity w momencie, gdy rozmiar jego odłowów
odnotowano więcej niŜ 50 razy od roku 1954. KaŜda kategoria rozmiarowa była liczona jako
oddzielna grupa. Dla Sander lucioperca, Tinca tinca, Esox Lucius oraz Perca fluviatilis
model liniowy pasuje do liczny ryb złowionych w roku. Biorąc pod uwagę wpływ stanu trofii
125
na wielkość jeziora, dla Abramis brama model liniowy został dopasowany do kaŜdego roku
oddzielnie dla kaŜdej kategorii rozmiarowej.
WYNIKI
Badania
W czasie badań odnotowano 9 gatunków ryb: Scardinius erythrophtalmus, Perca
fluviatilis, Gymnocephalus cernuus, Gobio gobio, Esox lucius, Blicca bjoerkna, Alburnus
alburnus, Abramis brama, oraz Rutilus rutilus. Jednak nie wszystkie były notowane w obu
środowiskach, E. lucius oraz G. gobio zostały zaobserwowane tylko i wyłącznie w rzece, zaś
G.. cernuus występował tylko w jeziorze (tylko jedna obserwacja). W rzece najliczniej
występował R. rutilus, zaobserwowano 127 okazów, zaś w jeziorze głównym dominantem
okazał się być P. fluviatilis – 94 osobniki, a następnie duŜa liczebność zaobserwowano wśród
A. alburnus – 56 osobników (ryc. 2). Biorąc pod uwagę obecnośc lub brak gatunku w rzece i
jeziorze obliczono współczynnik Jaccard’a dla gatunków i wynosił 0,66.
W rzece średni rozmiar ryb oscylował w granicach 290,4±44,9 mm (średnia wartość
± odchylenie standardowe) dla E. lucius oraz 108,0±2,3 mm dla S. erythrophtalmus.
Ryc. 2: Bogactwo gatunkowe (9 różnych gatunków ryb) zaobserwowane w czasie odłowy ryb z Jeziora Durowskiego oraz jego
dopływu.
126
Zaś waga E. Lucius była zdecydowanie wyŜsza i wynosiła ok. 256 ± 102.8 g, zaś S.
erythrophtalmus zaledwie 15.6 ± 1.9 g. W jeziorze największy rozmiar osiągnął gatunek A.
brama - 162.7 ± 34.1 mm, zaś najmniejsze rozmiary miał G. cernuus - 95.0 ± 0 mm. Waga A.
brama wynosiła 64.4 ± 33.5 g, zaś A. alburnus - 11.7 ± 1.2 g. (Tabela 1)
Tabela 1. Średni rozmiar i waga wszystkich gatunków zaobserwowanych w rzece i jeziorze.
Rzeka
Rozmiar
Gatunki
mean
standard error
mean
standard error
Abramis brama
180,60
22,57
92,80
27,96
Alburnus alburnus
135,11
5,28
33,37
12,69
Blicca bjoerkna
124,70
16,51
42,75
8,09
Esox lucius
290,44
44,87
256,11
102,80
Gobio gobio
140,00
30,00
34,00
13,20
Perca fluviatilis
111,54
5,51
22,41
2,44
Rutilus rutilus
149,12
3,67
50,76
2,85
Scardinius erythrophtalmus
108,00
2,30
15,60
1,91
Gatunki
mean
standard error
mean
standard error
Abramis brama
162,67
34,14
64,42
33,54
Alburnus alburnus
99,38
5,82
11,70
1,19
Blicca bjoerkna
154,00
0,00
37,00
0,00
Gymnocephalus cernuus
95,00
0,00
13,50
0,00
Perca fluviatilis
104,04
4,44
24,82
7,93
Rutilus rutilus
115,88
10,76
27,35
14,88
Scardinius erythrophtalmus
106,50
3,86
16,39
1,54
Waga
Jezioro
127
W celu porównania jeziora z rzeką rozpatrzono występowanie A.brama, A. alburnus,
P. fluviatilis, and R. rutilus. Przeprowadzono test t-Studenta, który wykazał znaczące róŜnice
pomiędzy jeziorem i rzeką w rozmiarze A. alburnus (t = -4.5476, df = 59.594, p = 2.714*10-5)
oraz R. rutilus (t = -2.923, df = 18.666, p = 0.008841). Zgodnie z tymi analizami
statystycznymi, oba gatunki były znacząco większe w rzece (ryc. 3). Nie zaobserwowano
Ŝadnych znaczących róŜnic pomiędzy wagą poszczególnych gatunków. Jednak, trend był taki
sam jak przy wielkości ryb, te, które występowały w rzece posiadały większą wagę
***
Abramis brama
Alburnus alburnus
**
Perca fluviatilis
Rutilus rutilus
Ryc. 3. Porównanie rozmiarów gatunków obecnych w rzece oraz jeziorze (***p<0.001, **
p<0.01)
Dane komercyjne dotyczące ryb
W rejestrze handlowym zostało wymienionych łącznie 18 gatunków, były to: Abramis
brama, Alburnus alburnus, Anguilla anguilla, Blicca bjoerkna, Carassius carassius,
Coregonus albula, Coregonus laveretus, Ctenopharyngodon idella, Cyprinus carpio, Esox
128
lucius, Hypophthalmichtyhs molitrix, Leuciscus idus, Osmerus eperlanus, Perca fluviatilis,
Rutilus rutilus, Sander lucioperca, Silurus glanis, i Tinca tinca.
Dla S. lucioperca, A. anguilla, E. lucius oraz P. fluviatilis nie zaobserwowano Ŝadnego
trendu odnośnie wagi złapanych ryb (S. lucioperca: df = 61, F(1,61) = 1.99, adj. R2 = 0.01572,
p = 0.01634; A. anguilla: df = 141, F(1,141)=3.547, adj. R2 = 0.01762, p = 0.0673; E. lucius:
df = 130,
F(1,130)=0.985,
adj.
R2 = -0.0001147,
p = 0.3228;
P. fluviatilis:
df = 75,
F(1,75) = 0.5014, adj. R2 = -0.006604, p = 0.4811). Jednak dla lina T. tinca zaobserwowano
znaczący wzrost w połowach (df = 95, F(1,95)=12.46, adj. R2 = 0.1066, p = 0.0006429)
Y=−2445.2713+1.2643*X
Catch (kg)
0
50
100
150
200
(ryc. 4).
1960
1970
1980
1990
2000
2010
Year
Ryc. 4. Rozwój populacji lina (Tinca tinca) z odłowów od roku 1954
Analiza rozwoju odłowów A. brama wykazała znaczący spadek połowu małych
osobników (df = 45, F(1,45) = 15.92, adj. R2 = 0.2449, p = 0.0002407). Nie zaobserwowano,
aby połowy średnich i duŜych osobników uległy zmianom w czasie (średnie: df = 53,
F(1,53) = 0.2259, adj. R2 = -0.01454, p = 0.6366; duŜe: df = 31, F(1,31) = 0.3911, adj. R2 = 0.0194, p = 0.5363) (ryc. 5).
129
250
200
Catch (kg)
0
50
100
150
Y=3163.9409−1.5766*X
1960
1970
1980
1990
2000
2010
Year
Ryc. 5. Rozwój populacji leszcza (Abramis brama) z odłowów od roku 1954
Dane dotyczące zarybiania
Od roku 1954 zarybiono jezioro 10 gatunkami ryb: Abramis brama, Anguilla anguilla,
Carassius carassius, Coregonus albula, Coregonus lavaretus, Cyprinus carpio, Esox lucius,
Rutilus rutilus, Sander lucioperca, oraz Tinca tinca. Sielawa (Coregonus albula), została
wprowadzone do jeziora osiem razy pomiędzy rokiem 1955 a 2008. Największa introdukcja
została przeprowadzona w roku 1961 i wówczas wprowadzono 2 900 000 osobników.
Przeprowadzono porównanie ilości wprowadzonych ryb do rzeczywistych odłowów ryb z
rodziny siejowatych, wyniki wskazują, iŜ ten gatunek nie był wstanie utworzyć zbiorowiska,
ze względu na znaczne jego odłowy. Ryby z rodziny siejowatych były odławiane od początku
1970r., z jednym wyjątkiem w 2008r. (ryc. 6)
Szczupak (Esox lucius) został wprowadzony 19 razy do roku 2012, pierwsze
zarybianie tym gatunkiem została przeprowadzona 1962r. – wprowadzono wówczas 800
osobników. Największa introdukcja została przeprowadzona w 1999r. – 520 000 szczupaków.
Pomimo spadku natęŜenia zarybiania, odłowy Exos Lucius utrzymane zostały na stabilnym
poziomie w ostatniej dekadzie (ryc. 7).
130
30000
2500000
40
2000000
1500000
30
1000000
20
500000
10
weight of catches (kg)
Coregonus albula catch
Coregonus laveretus catch
Coregonus albula stocking
1960
1970
1980
1990
2000
2010
years
Ryc. 6. Występowanie ryb siejowatych w Jeziorze Durowskim
800
5e+05
(słupki przedstawiają odłowy ryb siejowatych w kg, zaś linie pokazują odłowy osob.)
600
400
3e+05
200
2e+05
0
0e+00
1e+05
Stocking in individuals
4e+05
Stocking in individuals
Catch in kg
1960
1970
1980
1990
2000
2010
year
Ryc. 7. Występowanie szczupaka (Exos Lucius) w jeziorze Durowskim
(słupki przedstawiają odłowy szczupaka w kg, zaś linie pokazują odłowy osobników)
Sieja (Coregonus lavaretus) została wprowadzona tylko raz w roku 1962 i
wprowadzono wówczas 21 000 osobników. Podobnie leszcz (Abramis brama) został
wpuszczony tylko 7 razy pomiędzy rokiem 1965 a 1994. Maksymalne zarybianie zostało
131
wykonane w roku 1965 i wprowadzono wówczas 15 600 osobników. Sandaczem (Sander
lucioperca) zarybiano 4 razy, w 1993r. przeprowadzono pierwsze osobniki i było ich 243, zaś
największa introdukcja tego gatunku miała miejsce w 2010r. i wprowadzono wówczas
114 000 osobników. Płoć (Rutilus rutilus) wprowadzano 4 razy pomiędzy rokiem 1962 a
1966, największa introdukcja miała miejsca w 1962r. – 220 000 osobników. Węgorz
europejski (Anguila anguila) został wprowadzony po raz pierwszy w roku 1954 w liczebności
5 000, zaś największa introdukcja miała miejsce w 1980r, kiedy to wpuszczono 62 500
osobników do jeziora. Do roku 2012 zarybiano 42 razy węgorzem europejskim. Karaś
(Carassius carassius) został wpuszczony 5 razy, największa jego introdukcja została
przeprowadzona w 2005r. i było to 500 000 osobników. Lin (Tinca tinca) pomiędzy latami
1965 a 2012 został wpuszczony cztery razy. Największa liczba osobników została
wpuszczona w roku 1965 i wynosiła 4 000.
DYSKUSJA
Najbardziej licznymi gatunkami w jeziorze były: ukleja (Alburnus alburnus) oraz
okoń (Perca fluviatilis). Są to gatunki charakterystyczne dla ekosystemów wodnych o
wysokim statusie troficznym. Ukleja jest gatunkiem, który moŜe przeŜyć w warunkach
mętnowodnych oraz przy niskiej zawartości tlenu w wodzie, ale jest ona wówczas widoczna
na powierzchni wody. Gatunek ten Ŝywi się zooplanktonem, głównie drobnymi skorupiakami
(Horppila and Kairesalo, 1992). Zmniejszenie populacji zooplanktonu moŜe spowodować
zwiększenie gwałtownego wzrostu sinic, które mogą powodować zakwity wody (Wheeler and
Newman, 1992). Okoń jest gatunkiem wszystkoŜernym, którego moŜemy spotkać w wodach
o bardzo róŜnej jakości. Ryba ta Ŝywi się małymi skorupiakami i larwami owadów, ale takŜe
małymi okoniami (wewnątrzgatunkowy kanibalizm). Aktywność Ŝerowania okonia moŜe
zwiększyć wzrost fitoplanktonu. Dominację okonia moŜna wytłumaczyć optymalnymi
warunkami do rozrodu: okoń składa jaja w okolicy makrofitów oraz korzeni drzew. (Wheeler
and Newman, 1992). Linia brzegowa jeziora Durowskiego jest otoczona wieloma korzeniami
drzew, a co za tym idzie – stwarza idealne warunki środowiskowe do rozrodu Perca
fluviatilis.
Zaobserwowano, iŜ w rzece wszystkie gatunki ryb charakteryzowały się większymi
rozmiarami oraz wagą. W momencie, gdy dane z próbkowania z dopływu zostały uznane za
132
kompletne, osiągnięte wyniki średniego rozmiaru i wagi mogą zostać uznawane za
reprezentatywne. W jeziorze wyłowiono duŜo małych organizmów. W związku z wysokim
podobieństwem kompozycji gatunków pomiędzy jeziorem i rzeką (współczynnik Jaccard’a
wynosił 0,66) – oba siedliska nie mogą być interpretowane, jako róŜne. MoŜna wnioskować,
Ŝe róŜnice w rozmiarze spowodowane są wiekiem poszczególnych osobników bardziej aniŜeli
róŜnicami w jakości pokarmu. Rzeczywiście, dorosłe osobniki uŜywają rzek i strumieni do
wędrówek, natomiast młode zostają w jeziorze, gdzie prąd wody jest znacznie wolniejszy.
Jednak, nasz wynik mógłby być artefaktem niekompletnego poboru prób w jeziorze. Dlatego
poleca się zwiększenia ilości prób w okolicy włączając równomiernie rozmieszczone punkty
pomiarowe na róŜnej głębokości i róŜnym stopniu utlenienia.
Podczas analizowania trendów historycznych specyfiki poszczególnych gatunków
istotne jest rozpoznanie ukierunkowania na gatunki komercyjne. MoŜna obserwować,
zarówno pozytywne jak i negatywne trendy gatunków niekomercyjnych. ToteŜ powinny być
wykonywane dalsze badania, w celu porównania z wynikami niniejszej pracy.
Dla gatunków obficie występujących w połowach od 1954r. (Tinca tinca, Abramis
brama, Sander lucioperca, Anguilla anguilla, Esox lucius oraz Perca fluviatilis)
zaobserwowano znaczący trend dla Tinca tinca Abramis brama. Od roku 1954 obserwuje się
znaczny wzrost odłowów lina (Tinca tinca). Gatunek ten moŜe przetrwać w warunkach, w
których tylko kilka gatunków moŜe przeŜyć. Lin toleruje wysoką temperaturę, niski prąd
wody, miękkie podłoŜe, niską zawartość tlenu oraz niską przezroczystość wody. Lin moŜe
takŜe zmienić ekosystemem poprzez oddziaływanie „bottom-up” w sieci pokarmowej:
zmniejsza pokrycie makrofitów poprzez stymulowanie wzrostu peryfitonu na powierzchni
makrofitów (Rowe, 2004). Stąd teŜ – wzrost populacji lina oznacza stopniowy wzrost trofii
Jeziora Durowskiego, dodatkowo gatunek teŜ moŜe przyczynić się do pogorszenia jakości
wody. Kontrola liczebności lina w jeziorze poprzez aktywne usuwanie osobników, jest jak
najbardziej zalecana. Zaobserwowano negatywny trend w połowach lesza o małych
rozmiarach, podczas gdy połów średniego i duŜego rozmiaru leszcza pozostał na takim
samym poziomie. Obserwacje te nie mogą być skorelowane ze zmieniającym się stanem
jakości
wody.
MoŜliwym
wyjaśnieniem
tego
zjawiska
moŜe
być
zmiana
w preferencjach rybołówstwa: połowy małych rozmiarów ryb mogą być, np. unikane
aktywnie poprzez stosowanie sieci z większymi oczkami.
133
Liczebność szczupaka (Esox lucius) w Jeziorze Durowskim jest niska, poniewaŜ nie
ma tu odpowiednich warunków do Ŝerowania i rozrodu tego gatunku, co jest spowodowane
brakiem roślinności zanurzone w jeziorze. Z powodu nieobecności Esox lucius w odłowach,
biomanipulację polegająca na zarybieniu szczupakiem moŜna uznać za niepowodzenie.
Pomimo trwających działań zarybiania w czasie ostatniej dekady, populacja szczupaka nie
jest stabilna w jeziorze. MoŜe być to zdeterminowane wielkością ryb jakie zostały
wprowadzone: Jezioro Durowskie zostało zarybione małymi szczupakami (nazywane
„palczakami”), które mogły być zjadane przez inne drapieŜniki. Ponadto w strefie
przybrzeŜnej szczupaki są naraŜone na konkurencję ze strony okonia. Ze względu na duŜe
rozbieŜności pomiędzy obecnymi warunkami w jeziorze a odpowiednimi dla szczupaka,
dalsza biomanipulacja tym gatunkiem nie jest zalecana na tym poziomie. Wymagana jest
lepsza jakość wody do utworzenia populacji szczupaka i gwarancji pozytywnego wpływu
tego gatunku na ekosystem.
Porównanie pomiędzy zarybianiem i odłowami ryb siejowatych: Coregonus albula
oraz Coregonus laveretus ukazuje, iŜ mimo tego, Ŝe nie zarybiano rybami z rodziny
siejowatych to społeczność tych ryb jest obserwowana w jeziorze. Ryby siejowate występują
głównie w głębokich wodach, które charakteryzują się niską trofią. Ze względu na wysoki
poziom adaptacji ryb siejowatych do warunków panujących w jeziorze, moŜna
zakwalifikować, jako jezioro sielawowe. DuŜa część jezior polodowcowych jest zaliczana do
tego typu. W związku z tym Jezioro Durowskie moŜna zakwalifikować, jako jezioro
sielawowe. Jednak dane uzyskane z badań sugerują, Ŝe Jezioro Durowskie jest typem jeziora
leszczowego, co jeszcze bardziej podkreśla efekt eutrofizacji zbiorowisk ryb w jeziorze.
134
WNIOSKI
Zbiorowiska ryb w Jeziorze Durowskim wskazują na wysoką trofię zbiornika.
Warunki te są wykazane przez strukturę społeczności, bogactwo gatunkowe, trend
historycznych odłowów i informacje na temat zarybiania. Obecnie, Jezioro Durowskie
charakteryzuje się dominacją Perca fluviatilis
jako gatunku drapieŜnego oraz Alburnus
alburnus. Ponadto zauwaŜono znaczący wzrost liczebności Tinca tinca. Gatunek ten
występuje w wodach o wysokiej trofii i moŜe prowadzić do pogorszenia status troficznego.
Zatem aktywna kontrola rozmiaru populacji Tinca tinca moŜe być zalecanym narzędziem do
renowacji jeziora. Porównanie pomiędzy historycznymi odłowami a zarybianiem wykazuje
przysunięcie Jeziora Durowskiego z jeziora sielawowego do jeziora leszczowego, które
wskazuję na przesunięcie warunków troficznych na wyŜszy poziom. Dodatkowo nasze
badania ukazują nieskuteczność biomanipulacji jeziora odzwierciedloną w nieudanej
reintrodukcji Esox lucius.
LITERATURA
ANDERSSON, G., GRANÉLI, W. & STENSON, J. 1988. The Influence of Animals on
Phosphorus Cycling in Lake Ecosystems. In: PERSSON, G. & JANSSON, M. (eds.)
Phosphorus in Freshwater Ecosystems. Springer Netherlands.
EFWD 2000. Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23
October 2000 establishing a framework for Community action in the field of water
policy. In: COUNCIL, E. P. A. (ed.). European Union.
GLIWICZ, Z. M. 1990. Why do cladocerans fail to control algal blooms? Hydrobiologia,
200-201, 83-97.
HORPPILA, J. & KAIRESALO, T. 1992. Impacts of bleak (Alburnus alburnus) and roach
(Rutilus rutilus) on water quality, sedimentation and internal nutrient loading.
Hydrobiologia, 243-244, 323-331.
JEPPESEN, E., PEDER JENSEN, J., SØNDERGAARD, M., LAURIDSEN, T., JUNGE
PEDERSEN, L. & JENSEN, L. 1997. Top-down control in freshwater lakes: the role
of nutrient state, submerged macrophytes and water depth. In: KUFEL, L., PREJS, A.
& RYBAK, J. (eds.) Shallow Lakes ’95. Springer Netherlands.
135
LEAF, S., WARN, T. & DILS, R. 2002. Aquatic Eutrophication Management Strategy.
Environment Agency.
MCQUEEN, D. J., JOHANNES, M. R. S., POST, J. R., STEWART, T. J. & LEAN, D. R. S.
1989. Bottom-Up and Top-Down Impacts on Freshwater Pelagic Community
Structure. Ecological Monographs, 59, 289-309.
MUXIKA, I., BORJA, Á. & BALD, J. 2007. Using historical data, expert judgement and
multivariate analysis in assessing reference conditions and benthic ecological status,
according to the European Water Framework Directive. Marine Pollution Bulletin, 55,
16-29.
ORFANIDIS, S., PANAYOTIDIS, P. & STAMATIS, N. 2003. An insight to the ecological
evaluation index (EEI). Ecological Indicators, 3, 27-33.
ROWE, D. K. 2004. Potential Effects of Tench (Tinca Tinca) in New Zealand Freshwater
Ecosystems, NIWA.
WHEELER, A. C. & NEWMAN, C. 1992. The Pocket Guide to Freshwater Fishes of Britain
and Europe, Dragon's World Ltd.
136
Stan ekologiczny jeziora podczas jego
rekultywacji
“Zarządzanie jeziorem”
Koordynator: Dr. Wilhelm Windhorst
Hasnain Ali
Pabiszczak Bogna
Popescul Ovidiu Alexandru
Prisacaru Florin Constantin
Suszczyńska Marcelina
Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013
1. Wprowadzenie
1.1. Ramowa Dyrektywa Wodna i rekultywacja Jeziora Durowskiego
Paradygmatem Zintegrowanego Zarządzania Zasobami Wodnymi, jest to, Ŝe zostało
to powszechnie przyjęte i jest podstawą do poprawy zarządzania w sektorze wody na całym
świecie. Ramowa Dyrektywa Wodna (RDW) (Parlamentu Europejskiego i Rady 2000)
wprowadziła nowe podejście do zarządzania zasobami wodnymi w Europie, gdyŜ wymaga
nie tylko przestrzegania przez zanieczyszczających wartości progowych emisji, ale równieŜ
zmusza do osiągnięcia "dobrego stanu" wód powierzchniowych i podziemnych oraz integracji
kwestii gospodarczych, takich jak zasady zanieczyszczający płaci oraz pełny zwrot kosztów
za rekultywację wykorzystanych terenów i wód. RDW w ten sposób realizuje skonsolidowane
podejście i dotyczy kluczowych elementów Zintegrowanego Zarządzania Zasobami
Wodnymi (IWRM).
Poprzednie badania, prowadzone od 2009 roku, wykazały, Ŝe Jezioro Durowskie moŜe
być w złym stanie ekologicznym ze względu na takie czynniki, jak: rolnictwo (np. intensywne
stosowanie nawozów sztucznych) lub zanieczyszczenia ściekami. W związku z tym, w celu
spełnienia wymogów Ramowej Dyrektywy Wodnej, rozpoczęto rekultywację, mającą na celu
poprawienie stanu ekologicznego wód jeziora, co zostało zainicjowane w 2009 roku.
Działania konserwatorskie obejmowały instalację dwóch aeratorów i zarybienia duŜą ilością
drapieŜników (szczupakiem - Esox lucius).
1.2. Plan strategiczny dla miasta Wągrowiec i Jeziora Durowskiego
Długoterminowy plan rozwoju miasta Wągrowiec podkreśla modernizację infrastruktury
miasta, ekspansję w sektorach turystyki i rekreacji. Biuro Burmistrza Wągrowca dostarczyło
liczne przykłady projektów rozwojowych w obrębie miasta, w tym:
•
Renowacja promenady jeziora.
•
Stworzenie strefy kajakowej.
•
Budowa pola golfowego, boiska do siatkówki plaŜowej, badmintona, nowego
kortu tenisowego.
•
Nowe szlaki biegowe w pobliŜu jeziora.
•
Utworzenie obszarów piknikowych.
•
Nowe miejsca widokowe.
•
Organizacja autobusów turystycznych.
•
Rozbudowa infrastruktury przyjaznej dla środowiska, takich jak recykling,
programy poprawy jakości wody.
1.3. Potrzeba zarządzania jeziorem
Zarządzanie jeziorami naleŜy traktować jako waŜny element zrównowaŜonego rozwoju
kaŜdego kraju. Gospodarowanie jeziorami w sposób przyjazny dla środowiska jest jednym
z najwaŜniejszych działań w ramach Programu Narodów Zjednoczonych ds. Ochrony
Środowiska. Tradycyjne przyjacielskie stosunki między ekosystemami i ludźmi są teraz
w dwustronnie zagroŜone z powodu niezrównowaŜonego wykorzystywania ich zasobów
przez człowieka. Z okolicznych terenów wzrósł napływ osadów i wypełnił wiele naturalnych
i sztucznych jezior w pewnym stopniu całkowicie zmniejszając ich wartość uŜytkową.
Toksyczne związki chemiczne produkowane lub uŜywane w zlewni zanieczyszczają wody
jeziora, osady denne i organizmy Ŝywe oraz powodują zagroŜenie wykorzystania tych
zasobów. Biogeny zawarte w ściekach przemysłowych, rolniczych i domowych spowodowały
wzrost eutrofizacji wód jeziora, całkowicie przebudowując ekosystem wodny przez wzrost
organizmów planktonicznych i innych roślin oraz pogorszenia jakości wody. Coraz większy
wzrost uŜytku rekreacyjnego i ludzi zamieszkujących w pobliŜu i wzdłuŜ cieków wodnych,
jezior, mogą równieŜ cierpieć z powodu małych i duŜych oddziaływań skumulowanych.
Jak opisywano powyŜej, Jezioro Durowskie jest bardzo waŜne dla lokalnej społeczności,
gospodarki w Wągrowcu i działalności wielu grup osób (np. wędkarzy, miłośników sportów
wodnych), które są bezpośrednio związane z jeziorem. Działania te mogą potencjalnie
negatywnie wpłynąć na ekosystem jeziora. Co więcej, jakość jeziora jest niezbędna dla
waŜnej części społeczności.
1.4. Cele pracy
Biorąc pod uwagę wcześniej wymienione informacje, tegoroczny (2013r.) zespół
zarządzania jeziorem miał na celu: ocenę obecnego stanu jeziora Durowskiego,
zidentyfikowanie głównych czynników negatywnie wpływających na jakość wody i
zaoferowanie realnego rozwiązania dla poprawy stanu ekologicznego jeziora.
2. Materiał i metody
2.1. Gromadzenie danych i mapowanie ważnych miejsc
Szczegółowe badanie terenowe jeziora przeprowadzono w celu zrozumienia obecnej
sytuacji jeziora i róŜnych działań, które są wykonywane na Jeziorze Durowskim. Podczas
badań zostały wykonane fotografie a waŜne miejsca zostały oznaczone za pomocą
przenośnych urządzeń GPS. Część zdjęć zrobiono nad jeziorem i jego otoczeniem, co zostało
załączone do niniejszego raportu. Ponadto mapy Google Earth zostały wykorzystane w celu
lepszego zrozumienia wykorzystania terenu w okolicy jeziora.
Jezioro Durowskie z lotu ptaka
Lokalizacja aeratorów nad Jeziorem Durowskim
2.2. Ankiety
W celu uzyskania lepszego wyobraŜenia o mieszkańcach, turystach i wędkarzach
kwestionariusz został przygotowany i rozdzielony między róŜnymi grupami ludzi
reprezentującymi system społeczny miasta. Trzy róŜne badania przeprowadzono by uchwycić
ogólne
preferencje
społeczności.
Ankiety
wykorzystane
podczas
badania
zostały
przedstawione na końcu tego raportu (w załączniku) oraz w opisie przedstawionym w
poniŜszej tabeli.
Kategoria
Ankietowani
Mieszkańcy
40
Turyści
40
Wędkarze
26
Suma
106
Ankietowany wędkarz nad Jeziorem Durowskim
2.3. Badanie
Dane
z
powyŜszych
wymienionych
badań
zostały
skompilowane
do
grup
reprezentujących mieszkańców, turystów i rybaków oraz ich preferencji i pragnień. Analiza
została przeprowadzona i przedstawiona w niniejszym sprawozdaniu.
3. Wyniki
W tym rozdziale przedstawiono wyniki badań przeprowadzonych w trakcie Szkoły
Letniej w 2013 roku. Porównanie zostało dokonane na podstawie zebranych danych w latach
2011-2013.
3.1. Obecny stan Jeziora Durowskiego
Wskaźniki jakości
2011
2012
N/A
N/A
2013
Fizyczno-chemiczne
Makrofity
Glony (pn.)
Glony (pd.)
Makrobezkręgowce
Ryby
Pogorszona jakość
Poprawiona jakość
Bez zmian
Wyniki fizyczno-chemiczne wykazują, Ŝe jakość wody Jeziora Durowskiego
pogorszyła się od ubiegłego roku (2012r.), stęŜenie chlorofilu α wzrosło, co oznacza wzrost
biomasy glonów. Nastąpił wzrost składników odŜywczych na wpływie wód do jeziora.
Pas makrofitów jest bardziej obfity w tym roku, ale w nierównej powierzchni dla
całego jeziora, poniewaŜ zwiększa się w części północnej, ale w części południowej wydaje
się być zmniejszony. Luki w pasie makrofitów wynikają z działalności człowieka.
Na podstawie wyników glonów (indeks okrzemkowy), moŜna stwierdzić, Ŝe na
północnej części jeziora stan wód jest umiarkowany, na południe zły stan ekologiczny.
Według wskaźnika liczby gatunków Nyggard z rozmaitych grup taksonomicznych glonów
stan troficzny jeziora w 2013 roku wskazuje na hipertrofię.
Badania makrobezkręgowców pokazują, Ŝe w tym roku (2013r.) jakość jeziora jest
gorsza niŜ w roku poprzednim (2012r.). Liczba zidentyfikowanych taksonów z szerokiego
zakresu występowania ekologicznego wzrosła, co wskazuje na dostosowanie do
pogorszonych warunków ekologicznych. Zgodnie z indeksem EPT, gatunki przystosowane
do dobrej jakości wody (o wąskim zakresie tolerancji) są mniej obfite niŜ w roku ubiegłym.
W 2013 roku zostały wykonane pierwsze badania zbiorowisk ryb, co uniemoŜliwia
porównanie z poprzednimi latami. Najstarsze zapisy dla ławic ryb w Jeziorze Durowskim
wskazują, Ŝe było obecnych 18 gatunków ryb, ale teraz pozostało tylko 9 gatunków. Biomasa
ryb takŜe uległa obniŜeniu. Fakt ten jest spowodowany brakiem rozpuszczonego O2, a takŜe
pojawieniem się duŜej ilości biogenów w wodzie.
3.2. Działalność człowieka w okolicy jeziora
Z naszych badań i zebranych danych wynika, Ŝe główne działania w obszarze jeziora to:
łowienie ryb, pływanie motorówką lub Ŝeglarstwo sportowe, jogging, spacery wzdłuŜ brzegu,
pływanie, jazda na rowerze, rowery górskie, konkursy i zawody sportowe na plaŜy. Te
działania mają duŜy wpływ na zwiększoną erozję brzegów jeziora, zmniejszoną produkcję
makrofitów i pogorszenie jakości wody. Nawiązując do powyŜszej działalności, jakość
warunków ekologicznych ulega pogorszeniu.
Spędzanie wolnego czasu
40
Ilość ankietowanych
35
30
25
20
15
10
5
0
sport
resting at the
lake
Aquapark
restaurant/pub
stay at home
Aktywności
3.3. Porównanie wyników
Wyniki ankiety przeprowadzonej wśród
w
mieszkańców, wędkarzy
ędkarzy i turystów.
Yes its needed
No it's not needed
Don't know
33%
64%
3%
Ponad połowa respondentów jest świadoma, Ŝe jakość
ść jeziora naleŜy
nale poprawić i
zgadzają się oni na działania poprawiające
poprawiaj
jego stan.
Czy byłbyś skłonny zapłacić pieniądze
na rekultywację?
yes
no
38%
62%
Kto powinien zapłacić za
rekultywację?
tourists
inhabitants
43%
57%
Ponad połowa respondentów zgadza się,
si Ŝe turyści
ci powinni zapłacić
zapłaci za rekultywację
jeziora. TakŜee mieszkańcy powinni być
by zobowiązani
zani do zapłaty kosztów rekultywacji.
Inwestycje
30
25
20
15
10
5
0
reclamation of the
lake
tourism
other
Rekultywacja jeziora jest postrzegana jako inwestycja, równie
równieŜ i mieszkańcy uwaŜają
to za priorytet w rozwoju lokalnym.
Co sądzisz o burmistrzu Wągrowca i jego
pracy w celu poprawy jakości wody w
Jeziorze Durowskim?
0%
8%
7%
10%
30%
The worst
Bad
Medium
45%
Good
Very good
The best
Mieszkańcy
cy uwaŜają,
uwaŜ
Ŝee burmistrz miasta wykonuje dobrą i bardzo dobrą pracę
poprzez poprawę stanu jakości
jako wody w Jeziorze Durowskim.
Wizyty turystów w okoliach Jeziora Durowskiego
25
20
15
often
not often
10
never
5
0
1
Turyści miasta Wągrowiec są głównie z innego regionu i odwiedzają okolicę jeziora
bardzo często, oznacza to, Ŝe jezioro jest dla nich atrakcyjnym obiektem.
Czemu Wągrowiec?
30
25
20
15
10
5
0
Natural beauty
Recreation
Other
Turyści wybrali Wągrowiec ze względu na naturalne piękno, dlatego teŜ rekultywacja
jeziora powinna być priorytetem dla lokalnej gospodarki.
Odwiedzający jezioro ze względu na wykonywany zawód
18
16
Liczba turystów
14
12
10
8
6
4
2
0
Students
Worker
Retired
Business
Zawód
Wymagania wędkarzy łowiących ryby w jeziorze, wskazują na nieznajomość
rzeczywistego stanu jeziora: w ich opinii, stan jeziora jest umiarkowany.
Jak oceniasz jakość wody do wędkowania?
12
10
8
6
Ranking
4
2
0
1
2
3
4
5
W skali od 1 do 5, gdzie 1 oznacza najniŜszą ocenę, 5 najwyŜszą.
Czy to dobre jezioro do wędkowania?
10
8
6
4
Ranking
2
0
1
2
3
4
5
W skali od 1 do 5, gdzie 1 oznacza najniŜszą ocenę, 5 najwyŜszą.
Częstotliwość wędkowania
14
12
10
8
6
Fishing frequency
4
2
0
Daily
Biweekly
Weekly
Monthly
Z odpowiedzi ankietowanych wynika, Ŝe jezioro jest bardzo często odwiedzane przez
osoby wędkujące i to duŜa częstotliwość ma ogromny wpływ na stan jeziora.
Preferencje wędkarzy w gatunkach ryb
25
20
15
10
Species
5
0
Carp
Pike
Roach
Bleak
Bream
Perch
Ell
Tench
White
Bream
Preferowane są takie gatunki ryb jak płoć, lin i leszcz.
4. Wnioski i rekomendacje
Miasto Wągrowiec i Jezioro Durowskie są połoŜone w końcu ciągu rynny jezior, których
wody wpadając od Jeziora Durowskiego, zwiększają poziom jego zanieczyszczenia. Jeziora
Kobyleckie, Bulkowieckie, Grylewskie i Zbiornik Gołańcz charakteryzują się silnymi
zakwitami sinicowymi ze względu na eutrofizację tych akwenów (Leupolz-Rist i in. 2011).
Wyniki przedstawione w 3 rozdziale niniejszego raportu wykazują, Ŝe ogólny stan
ekologiczny Jeziora Durowskiego pogarsza się w ciągu ostatnich lat.
Wskaźniki wykorzystywane do tych badań wykazały, Ŝe jakość jeziora wydaje się być
obniŜona i wymaga długiego planu monitorowania w celu lepszego zrozumienia ekosystemu
Jeziora Durowskiego.
Głównym zadaniem grupy „Zarządzanie jeziorem” było przeprowadzenie porównania
wyników stanu ekologicznego poszczególnych grup. Po opracowaniu wyników uzyskanych
z kaŜdej grupy działającej w Szkole Letniej w 2013 r., okazało się, Ŝe Jezioro Durowskie
znajduje się w miejscowości Wągrowiec, Wielkopolska jest w duŜym stopniu ograniczona.
Zanieczyszczenie jeziora będzie obejmować działalność połowową. Wędkarze w celu
zwiększenia ich połowu, doprowadzają przynętę gruntową, która zawiera duŜe ilości azotu i
fosforu. Elementy te to składniki odŜywcze, które powodują eutrofizację wód. W
szczególności by ograniczyć tą praktykę naleŜy zwiększyć świadomość ekologiczną wśród
wędkarzy, poprzez wprowadzenie programu ochrony środowiska edukacyjnego. NaleŜy
równieŜ zmniejszyć liczbę stanowisk wędkarskich i całkowicie wyeliminować stanowiska
nielegalne (w sposób niebezpieczny). Pomosty słuŜące do połowów mają równieŜ wpływ na
pas makrofitów wzdłuŜ jeziora. W celu poprawy stanu jeziora powinno się zapewnić
prywatnym wędkarzom pomost do ograniczenia połowów w miejscach niedozwolonych.
KaŜdy wędkarz z prywatnego pomostu będzie bardziej dbać o jego czystość. MoŜna takŜe
wprowadzić zakaz przynęty wprowadzanej do ziemi lub ograniczyć ilość wprowadzanych
składników odŜywczych.
Innym powodem degradacji zbiornika jest korzystanie przez turystów z łodzi motorowych
i prywatnych jednostek pływających. Powoduje to zamieszanie lustra jeziora, co niszczy pas
makrofitów, powodując erozję brzegów jeziora, a takŜe powoduje zmieszanie osadów.
Dlatego wnioskujemy całkowity zakaz korzystania z jednostek pływających w obszarach
najbardziej zdegradowanych. Jesteśmy świadomi faktu, Ŝe wodne atrakcje przyciągają
turystów, jednak mieszkańcy powinni być świadomi, Ŝe w niektórych miejscach powodują
one duŜą degradację zbiornika.
DuŜy wpływ na jezioro ma równieŜ jazda na rowerze, co równieŜ powoduje erozję
brzegów jeziora. Szczególnie widoczna degradacja powierzchni następuje podczas
intensywnych opadów deszczu, a następnie zejście do jeziora na brzegu. Aby zapobiec erozji
tego typu powinny być wyznaczone trasy rowerowe na terenach oddalonych od brzegu
jeziora.
Degradacja nie jest spowodowana tylko przez działania społeczności lokalnej.
Zanieczyszczenia powodujące degradację środowiska są dostarczane do jeziora z innych
zbiorników (Jezioro Kobyleckie) przez ciek z duŜą ilością składników odŜywczych.
W celu poprawy stanu ekologicznego Jeziora Durowskiego warunkiem jest przede
wszystkim zwiększenie świadomości ekologicznej mieszkańców Wągrowca, w tym
wędkarzy. Edukacja ekologiczna moŜe odbywać się na wiele sposobów: poprzez publiczne
kampanie informacyjne, happeningi, programy edukacyjne, warsztaty, itp. Jest to jedyny
sposób moŜna aby podnieść świadomość lokalnej ludności.
Czynniki sprzyjające pogorszeniu aktualnego stanu jeziora Durowskiego moŜna podzielić
na dwa rodzaje zewnętrzne i wewnętrzne.
•
Czynniki zewnętrzne, takie jak wody z Jeziora Kobyleckiego. Wpływy z Jeziora
Kobyleckiego zawierają wysokie stęŜenie składników odŜywczych, które wzmagają
eutrofizację wód Jeziora Durowskiego. Doniesiono podczas Szkoły Letniej (2013r.),
Ŝe ścieki są odprowadzane bezpośrednio, bez oczyszczenia, do Jeziora Kobyleckiego.
•
Czynniki wewnętrzne; pochodzące z Jeziora Durowskiego są wymienione poniŜej.
o Erozja ze spływu powierzchniowego.
o Wpływ wędkarstwa na Jezioro Durowskie. Przede wszystkim poprzez dodanie
substancji odŜywczych (przynęty rybackie) i dodatkowo wpływanie na pas
makrofitów wzdłuŜ linii brzegowej z pomostami. Ponadto zauwaŜono, Ŝe
bezpośrednie połowy z jeziora powodują erozję brzegów.
o Nasilone atrakcje rekreacyjne, w tym łodzie motorowe i efekty wycieczek
rowerowych nad jeziorem. Motorówki powodują powstawanie silnych fal na
jeziorze co oddziałuje na pas makrofitów.
Zdjęcia przedstawione poniŜej pokazują stopień erozji brzegów powstałych w wyniku
intensywnych zajęć rekreacyjnych wzdłuŜ Jeziora Durowskiego.
Zerodowana ścieżka leśna
Zerodowana gleba nad brzegiem jeziora
Przynęty wędkarskie w wiadrze (na jednym z Wędkarz w luce pasa makrofitów
pomostów na Jeziorze Durowskim)
4.1. Rekomendacje
W celu ustanowienia skoordynowanego systemu do opracowania i wdrożenia
programów poprawy jakości wód Jeziora Durowskiego zaleca się wykonanie następujących
zadań:
•
Zbudowanie tzw. okrągłego stołu (kampania świadomości publicznej).
•
Większość mieszkańców musi chcieć rekultywacji jeziora.
•
Edukacja wędkarzy w celu zmniejszenia używania przynęt.
•
Pozwolić wędkarzom na używanie prywatnych pomostów by zmniejszyć wpływ na
pas makrofitów.
•
Wyodrębnić strefy jezior na „Północą” i „Południową” (limitując aktywności w części
północnej).
•
Zmiana drogi rowerowej wzdłuż jeziora by ograniczyć erozję.
•
Skonstruowanie pomostów by zredukować wyniszczanie pasa makrofitów przez
wędkarzy.
•
Zakaz korzystania z łodzi motorowych na niektórych obszarach.
•
Ograniczenie użycia motorówek w celu zmniejszenia wyniszczenia pasa makrofitów.
5. Załączniki
Szablon 1. Ankieta dla mieszkańców:
1. Osobiste informacje:
a. Narodowość
b. Miejsce zamieszkania
c. Jak daleko mieszkasz od Jeziora Durowskiego?
… km
2. Jaki posiadasz zawód?:
a. Student
b. Robotnik
c. Biznesmen
d. Emerytowany
3. Jak spędzasz swój wolny czas w Wągrowcu?
a. uprawiam sport
b. odpoczywam nad jeziorem
c. idę do aquapark’u
d. odwiedzam restauracje, piwiarnie
e. w domu
4. Jak często odwiedzasz Jezioro Durowskie?
a. Często ( >10 razy/miesiąc)
b. Rzadko ( <10 razy/miesiąc)
c. Nigdy
5. Ze względu na co turyści wybierają Wągrowiec by spędzić swoje wakacje?
a. Naturalne piękno
b. Rekreację
c. Inne
6. Co myślisz o burmistrzu Wągrowca i jego pracy żeby poprawić stan jakości wód Jeziora
Durowskiego? (1 – najgorsza opinia, 6 – najlepsza)
1
2
3
4
5
6
7. Co myślisz o rekultywacji Jeziora Durowskiego?
a. Jest potrzebna
b. Jest niepotrzebna
c. Nie wiem
8. Czy byłbyś skłonny zapłacić pieniądze na rekultywację jeziora Durowskiego?
a. Tak
b. Nie
9. Kto powinien płacić za rekultywację Twoim zdaniem?
a. Turyści
b. Mieszkańcy
10. Wolisz by władze inwestowały więcej pieniędzy na:
a. Odbudowę jeziora (piękno, jakość wód, itd.)
b. Wyposażenie uzupełniające jezior (domki, obiekty sportowe, itp.)
c. Inne. Proszę sprecyzować jakie:
11. Czy jesteś zadowolony z obecnej sytuacji na Jeziorze Durowskim (Turyści, jakość wody,
zasoby rybne, czystość, wystrój, itp.)?
a. Tak
b. Nie. Dlaczego?
Szablon 2. Ankieta dla turystów:
1. Informacje osobiste:
a) Narodowość:……………………………………………..
b) Miejsce zamieszkania: ……………………………………………………….
2. Czym się zajmujesz?
a) jestem studentem
b) pracuję
c) jestem emerytem
3. Jak spędzasz wolny czas?
a) uprawiam sport
b) odpoczywam nad jeziorem
c) chodzę do Aquapark’u
d) odwiedzam restauracje, piwiarnie
e) w domu
4. Czy masz towarzystwo?
a) znajomi
b) rodzina
c) sam
5. Dlaczego wybrałeś Wągrowiec?
a) naturalne piękno
b) rekreacja/ możliwość wypoczynku
c) inne
6. Co można byłoby tutaj poprawić?
7. Czego brakuje?
8. Czy masz raczej pozytywne/negatywne wrażenie?
9. Czy wrócisz tutaj w przyszłości?
a) tak
b) nie
Szablon 3. Ankieta dla wędkarzy:
1. Czy jesteś lokalnym wędkarzem czy turystą?
2. Czy pomosty/miejsca są prywatne?
3. Jakie są ceny za licencję wędkarską?
Dzień
Tydzień
Miesiąc
Rok
4. Jakie głównie gatunki ryb łowisz?
5. Jakiego sprzętu do wędkowania używasz?
6. Czy jest sezon zakazujący połowów?
7. Jak często łowisz ryby?
8. Czy łowisz dla własnej satysfakcji czy dla zysku?
9. Czy czujesz się osaczony przez turystów?
1
2
3
4
5
4
5
4
5
10. Jak oceniasz jakość wody przy wędkowaniu?
1
2
3
11. Czy jest to dobre jezioro dla połowu ryb (lokalizacja)?
1
2
3
12. Co wg Ciebie powinno ulec polepszeniu?
Bibliografia
1. Jorgensen S.E., Vollenweider R.A. (1989): Guidelines of Lake Management, Vol. 1:
Principles of Lake Management. International Lake Environment Committee, United
Nations Environment Programme.
2. Leupolz-Rist R.A., Baltag E.S., Tabacaru A.C., Zietek P., Miniecki M., Newman D.
(2011): Lake Management Group: Final Report, July 2011, in Summer School
Ecological state of the lake during restoration measures.
3. Richter S., Volker J., Borchardt D., Mohaupt V. (2013): The Water Framework
Directive as an approach for Integrated Water Resources Management: results from
the experiences in Germany on implementation, and future perspectives.
Environmental Earth Sciences 69: 719-729.
4. Chitescu M., Shafiei S., Sikorska J., Sroka J., Strungaru S.A., Zullo G. (2012): Lake
Management (Report), in Summer School Ecological state of the lake during
restoration measures.
5. The Interagency Lakes Coordinating Committee (1996): Developing a Lake
Management Plan.
8. Podsumowanie
Po raz piąty przeprowadzone badania Jeziora Durowskiego w ramach Międzynarodowej
Szkoły
Letniej
pozwoliły
uzyskać
szerokie
spektrum
danych
środowiskowych,
dokumentujących odpowiedź ekosystemu jeziornego na prowadzoną rekultywację. Badania
obejmowały sześć róŜnych zagadnień, pozwalających spojrzeć na ekosystem jeziorny z
róŜnych punktów widzenia. Uzyskane wyniki z poszczególnych dziedzin nie zawsze
wskazują na tę samą tendencję zmian, co wynika z duŜej złoŜoności ekosystemu i
oddziaływania róŜnorodnych czynników abiotycznych i biotycznych - wewnątrz sieci
troficznej poszczególnych grup organizmów. Pozwala jednak uzyskać w miarę pełny obraz
zachodzących zmian, niemoŜliwy do oceny na podstawie wyrywkowych badań fizycznochemicznych czy wybranej grupy organizmów wodnych.
Wartości chlorofilu-a w powierzchniowej warstwie wody były niskie, charakterystyczne
dla dobrego stanu ekologicznego jezior. Wskaźnik ten uległ niewielkiemu pogorszeniu w
stosunku do roku ubiegłego, jednak był wyraźnie lepszy niŜ w roku 2011. Przezroczystość
wody mierzona krąŜkiem Secchiego uległa wyraźnej poprawie w stosunku do roku ubiegłego,
mieszcząc się bardzo blisko granicy stanu dobrego (1,68 m w stosunku do 1,70 m). W
hypolimnionie nadal nie stwierdzono tlenu, jednak epilimnion był dobrze natleniony.
Przewodnictwo elektrolityczne uległo obniŜeniu w stosunku do ubiegłego roku, mieszcząc się
w stanie dobrym. Porównanie wartości zmierzonych na poszczególnych stanowiskach
wykazało wyraźnie gorszy stan jeziora w północnej części, lepszy w południowej. Wynika to
z dopływu duŜej ilości zanieczyszczeń (w tym związków biogennych oraz fitoplanktonu) z
wodami rzecznymi Strugi Gołanieckiej. Większość badanych fizyczno-chemicznych
wskaźników jakości wody wykazuje wyraźną poprawę na kolejnych stanowiskach, zgodnych
z kierunkiem przepływu wody od północnej części jeziora do odpływu w końcu
południowym. Przykładowo przezroczystość wody, wynosząca w pobliŜu dopływu tylko 1 m,
przy aeratorze w południowej części dochodziła do 2,5 m. RównieŜ porównanie stęŜeń i
ładunków poszczególnych parametrów w wodzie dopływającej i wypływającej wykazało
wyraźną ich poprawę w wyniku przepływu wody przez jezioro, co wskazuje na zachodzące w
nim procesy samooczyszczania się wód.
Badania fitoplanktonu wykazały, Ŝe ciągle następuje przebudowa składu gatunkowego
tych organizmów. W stosunku do roku 2008 (sprzed rekultywacji), w jeziorze stwierdzono
obecność tylko ok. 40% występujących wówczas gatunków. Większość z nich została
zastąpiona przez taksony przystosowane do nowych warunków środowiskowych, a więc o
szerszej skali ekologicznej lub wskaźników wód o wyŜszej jakości. W dopływającej wodzie
Strugą Gołaniecką w dalszym ciągle dominują sinice, bardzo niekorzystne dla stanu
ekologicznego jezior. W Jeziorze Durowskim następuje ich bardzo szybki zanik, gdyŜ juŜ
przy aeratorze w północnej części jeziora stanowią one tylko ok. 5% całego składu
fitoplanktonu. W miejsce sinic w Jeziorze Durowskim rozwijają się okrzemki, w mniejszych
ilościach takŜe zielenice, kryptofity, bruzdnice i złotowiciowce, często charakterystyczne dla
wód słabo zeutrofizowanych a nawet oligotroficznych. Na kolejnych stanowiskach z północy
na południe liczebność sinic ulega jednak niewielkiemu zwiększeniu, co wskazywałoby na
obecność dodatkowych źródeł zanieczyszczeń w południowej części jeziora. Mogą to być
duŜe ilości zanęt, wprowadzanych do jeziora przez wędkarzy oraz spływy powierzchniowe,
wnoszące zanieczyszczenia po kaŜdym ulewnym deszczu. Potwierdzeniem tej tezy moŜe być
gorszy wynik indeksu okrzemkowego w południowej niŜ północnej części jeziora. Okrzemki
te pobierane były bowiem w płytkim litoralu, w przerwach między roślinnością wynurzoną
(trzcinami), a więc w miejscach szczególnie często odwiedzanych przez wędkarzy. W
bieŜącym roku badaniami objęto równieŜ zooplankton, występujący w toni wodnej jeziora.
Badania te wykazały zdecydowaną dominację wrotków, przy niewielkiej liczebności
skorupiaków planktonowych. Świadczy to o duŜej presji ryb na zooplankton, co jest
wskaźnikiem słabego oddziaływania ryb drapieŜnych, a tym samym mało efektywnego
procesu biomanipulacji. Pozytywnym wskaźnikiem przekształceń stanu ekologicznego jeziora
jest obecność dwóch nowych stanowisk krasnorostu Hildenbrandtia rivularis, stwierdzonych
w tym roku przy brzegu wschodnim, w środkowej części jeziora.
Po silnym zmniejszeniu powierzchni zajmowanej przez makrofity w roku 2010
obserwuje się w kolejnych latach systematyczne jej zwiększanie, równieŜ w roku obecnym.
Dotyczy to szczególnie najliczniej reprezentowanego w jeziorze zespołu trzciny pospolitej
(Phragmitetum communis), który opanowuje nowe tereny o większej głębokości wody.
Świadczy to o poprawie warunków świetlnych w jeziorze, związanym z poprawą
przezroczystości wody. Zaobserwowano teŜ dalsze zwiększanie się ilości płatów oraz
powierzchni przez nie zajmowanej wśród roślinności zanurzonej w wodzie, szczególnie w
odniesieniu do zespołu wywłócznika kłosowego (Myriophylletum spicati), który w stosunku
do ubiegłego roku zwiększył swą powierzchnię 6-krotnie. Stanowi on miejsce schronienia dla
zooplanktonu i fauny bezkręgowców, co przyczynia się do poprawy jakości wody. W
stosunku do roku ubiegłego nieco ograniczył zasięg występowania zespół pałki wąskolistnej,
co wskazuje na poprawę warunków w osadach dennych litoralu (np. zmniejszenie zawartości
materii organicznej). Wartość indeksu makrofitowego ESMI uległa dalszej poprawie,
wynosząc juŜ 0,136, jednak ciągle jeszcze mieści się on w zakresie słabego stanu
ekologicznego. Wolny rozwój roślinności w jeziorze wynikać moŜe z małej dostępności
organów rozmnaŜania (nasion, oospor) w powierzchniowej warstwie osadów dennych w
niektórych częściach jeziora. Wskazane byłoby więc dosadzenie pospolitych gatunków roślin
podwodnych w miejscach całkowicie ich pozbawionych. Indeks MIR obliczony w oparciu o
roślinność występującą w odpływie z jeziora uległ obniŜeniu w stosunku do roku ubiegłego,
jednak nadal mieści się w umiarkowanym stanie ekologicznym, a więc lepszym niŜ wykazuje
wskaźnik ESMI obliczony dla jeziora. Świadczyć to moŜe o zaniŜonej ocenie stanu jeziora
określonego za pomocą wskaźnika ESMI, co prawdopodobnie wynika ze wspomnianych
wyŜej trudności z opanowywaniem nowych powierzchni przez roślinność zanurzoną w
jeziorze.
W porównaniu z poprzednimi latami nadal zwiększała się róŜnorodność gatunkowa
makrozoobentosu w strefie litoralu jeziora, jednak były to gatunki o szerokiej skali
ekologicznej,
nie
wskazujące
na
poprawę
stanu
jeziora.
Obliczone
wskaźniki
makrobentosowe wykazały tendencją do pogarszania się stanu ekologicznego, szczególnie w
południowej części jeziora, poddanej silniejszej antropopresji. Częściowo moŜe to wynikać z
długiej zimy i wolniejszego rozwoju bezkręgowców z niektórych grup systematycznych.
MoŜe teŜ być związane z intensywnym podkarmianiem ryb przez wędkarzy, co przyczynia się
do zagniwania paszy w dnie jeziora, pogarszając warunki rozwoju fauny dennej.
Po raz pierwszy przeprowadzone w ramach Szkoły Letniej badania ichtiofauny w
Jeziorze Durowskim obejmowały nie tylko gatunki waŜne z gospodarczego punktu widzenia,
ale równieŜ znacznie liczniej występujące osobniki o małych rozmiarach, bardzo waŜne z
ekologicznego punktu widzenia. Wykazały one, Ŝe w jeziorze dominuje okoń i ukleja
pospolita, przy dość duŜym udziale lina i płoci. Obecność licznego okonia moŜe tłumaczyć
słabe dotychczasowe efekty zarybień szczupakiem, przy ciągle jeszcze niewielkiej ilości
zanurzonej roślinności w jeziorze, stanowiącej miejsce schronienia dla wpuszczanego
narybku. DuŜa liczebność ryb karpiowatych z kolei wyjaśnia brak w toni wodnej duŜego
zooplanktonu skorupiakowego, waŜnego z punktu widzenia presji pokarmowej na
fitoplankton. Niezmiernie waŜne jest więc nie tylko kontynuowanie, ale nawet zwiększenie
intensywności zarybień jeziora drapieŜnikami – szczupakiem i sandaczem.
Przeprowadzone badania oraz analizy stanu i zmian w ekosystemie Jeziora
Durowskiego wykazały Ŝe:
- po wyraźnej poprawie niektórych wskaźników jakości wody w roku 2011 doszło do
pewnego ich pogorszenia w ostatnich dwóch latach i ustabilizowania się ich na granicy stanu
dobrego i umiarkowanego;
- roślinność wodna w jeziorze nadal wykazuje pozytywne tendencje rozwojowe;
- południowa część jeziora znajduje się pod silnym wpływem antropopresji i pomimo
wyraźnie lepszej jakości wody niŜ w części północnej, organizmy w strefie przybrzeŜnej
wskazują na obecność niekorzystnych czynników dla ich rozwoju;
- dopływ duŜych ładunków zanieczyszczeń Strugą Gołaniecką wskazuje na konieczność ich
ograniczenia, gdyŜ jest to główny czynnik spowalniający pozytywne efekty rekultywacji;
- do czasu zmniejszenia ładunków dopływających Strugą Gołaniecką konieczne jest
zintensyfikowanie działań rekultywacyjnych, by zapobiec utrwaleniu się niekorzystnych
tendencji obserwowanych w niektórych grupach organizmów. MoŜna to osiągnąć zwiększając
ponownie liczbę zabiegów strącania fosforu przy pomocy siarczanu Ŝelaza z 2 do 4 rocznie,
zwiększając zarybienie jeziora podchowanym narybkiem szczupaka i sandacza, ograniczając
ilość miejsc wędkowania i/lub ilość zanęt stosowanych przez wędkarzy, w miejsce licznych
pojedynczych pomostów wędkarskich tworząc atrakcyjne wielostanowiskowe miejsca
wędkarskie poza pasem roślinności (od strony wody), wprowadzając roślinność zanurzoną w
miejscach, gdzie dotąd się nie odtworzyła, itp.
- potrzebne jest dalsze monitorowanie stanu i zmian zachodzących w ekosystemie, co
umoŜliwi dalsze śledzenie reakcji ekosystemu na podejmowane zabiegi i wpływ innych
czynników zewnętrznych.

Stan ekologiczny jeziora Durowskiego w roku

Transkrypt

Podobne dokumenty

Dawna mapa źródłem wiedzy o świecie "Geographia historiae

Problemy związane z rekultywacją jezior polimiktycznych

Projekt „ROZWÓJ PRZEZ KOMPETENCJE” Europejskiego Funduszu Społecznego