Plik

S ł u p s k i e P r a c e B i o l o g i c z n e 3 • 2006
MAKROFAUNA DENNA ZEUTROFIZOWANEGO
JEZIORA LUBOWIDZKIEGO
W OKRESIE STAGNACJI LETNIEJ
BOTTOM MACROFAUNA OF EUTROPHICAL
LUBOWIDZKIE LAKE
ON SUMMER STAGNATION PERIOD
Krystian Obolewski, Bartłomiej Gąska
Akademia Pomorska
Zakład Ekologii i Ochrony Morza
ul. Arciszewskiego 22b, 76-200 Słupsk
e-mail: [email protected]
ABSTRACT
In the summer of 2002 species composition and quantity of macrozoobenthos in
deposits samples collected with Ekman gripping device at 8 points of Lubowidzkie
Lake has been studied.
Considering quantity of Oligochaeta (71% of examined animals) were dominating.
Density of Oligochaeta comprised between 3,3 and 19,9 individuals on m-2 of Lake’s
bottom. Chironomidae larvae constituted 16% of macrozoobenthos (4500 individuals on
m-2 of bottom, on the average), whereas 15% (only litoral) belonged to Hirudinea (1910
individuals on m-2, on the average). Regarding biomass, prevailing organisms were Chironomidae larvae (volue of domination coefficient Dm=47%), while Oligochaeta was
next (value Dm=35%). Macrozoobenthos structure (genus, density and biodiversity index
PIE) were similar to structure typical for eutrophicated lakes.
To raise water quality and improve environmental conditions of Lubowidzkie
Lake for hydrobionts, inactivation of phosphorus compounds by applying iron sulphates (VI) had been put forward. Installation of active substratum on chosen water
regions was also suggested for increasing feeding base. Rising of predator fish population (pike, pike perch) to improve the structure of fish stocking should limit the
number of benthos-feeding fishes causing resusponding of deposits and decreasing
in density of zooplankton-feeding fishes what would cause growth in population of
crustaceans (Cladocera, Calanoida) which filtrate zooplankton.
Słowa kluczowe: eutofizacja, makrozoobentos, jeziora
Key words: eutorophication, macrozoobenthos, lake
57
WPROWADZENIE
Pogorszenie stanu środowiska naturalnego jest nieodłącznie związane z rozwojem cywilizacyjnym. W środowisku wodnym objawia się to wzrostem szybkości
użyźniania zbiorników (eutrofizacja). Szczególnie wrażliwe na niekorzystne czynniki antropogeniczne są zbiorniki zaporowe, jeziora i zalewy (Kajak 1979, Piesik i Poleszczuk 2004, 2005). Niekorzystna działalność człowieka powoduje zakłócenie
w równowadze ekologicznej, przez co zeutrofizowane zbiorniki tracą swoje znaczenie rekreacyjne i rybackie (Drake 1984). W akwenach przeżyźnionych solami biogennymi następuje silny rozwój fitoplanktonu, zmniejszenie przezroczystości wody
i eliminacja organizmów stenotopowych. Najłatwiej zmiany te obserwuje się w czasie badań bentosu, mało ruchliwej formacji zasiedlającej dno zbiorników wodnych.
Określenie struktury jakościowo-ilościowej makrozoobentosu w okresie stagnacji
letniej obrazuje typowy dla danego zbiornika układ fauny dennej, gdyż w większości nie uwzględnia przedstawicieli mezobentosu (Dermott 1988).
Jezioro Lubowidzkie od kilkunastu lat ulega systematycznemu procesowi degradacji. Główną przyczyną postępującego procesu eutrofizacji jest zlokalizowanie na
dopływach do jeziora stawów rybnych oraz rekreacyjny charakter akwenu (kąpielisko miejskie dla Lęborka). Wzrost żyzności tego zbiornika wodnego wpływa na
zmniejszenie jego znaczenia jako habitatu dla hydrobiontów, a co za tym idzie i bioróżnorodności biologicznej.
Badane jezioro znajduje się w zlewni rzeki Łeby, zasilającej swoimi wodami
przymorskie jezioro Łebsko. Z tego powodu wypływające z Jeziora Lubowidzkiego
wody wpływają w pewnym stopniu na poziom żyzności wód obszaru chronionego
Słowińskiego Parku Narodowego. Mimo tak istotnej roli tego jeziora, do chwili
obecnej nie było ono przedmiotem szczegółowych badań ekologicznych. Wyjątek
stanowią badania perifitonu przeprowadzone na różnorodnych typach podłoża
w tym zbiorniku (Obolewski 2002, 2006 – w druku). Badania te wskazują na koncentrowanie się niektórych przedstawicieli makrobentofauny (Asellus aquaticus,
Dreissena polymorpha, Trichoptera larvae, Gammarus sp., Chironomidae larvae) na
pionowym, sztucznym i biotycznym podłożu.
Celem badań było określenie struktury jakościowo-ilościowej makrozoobentosu
w Jeziorze Lubowidzkim w okresie letnim, co pozwoli oszacować stopień zaawansowania procesów eutrofizacji tego jeziora oraz przedstawić możliwe do przeprowadzenia procesy rewitalizacji.
MATERIAŁY I METODY BADAŃ
Badania makrozoobentosu w Jeziorze Lubowidzkim wykonywano w czasie stagnacji letniej w lipcu i sierpniu 2002 roku.
Materiał z dna (osady) wraz z fauną denną pozyskiwano przy użyciu chwytacza
Ekmana-Brige’a (pow. 225 cm2). Po wydobyciu chwytaka określano rodzaj osadów
oraz głębokość dna (tab. 1). Faunę denną zbierano w dwóch letnich miesiącach z 8
58
stanowisk rozmieszczonych w części litoralowej i profundalowej (łącznie 16 prób).
Lokalizacja stanowisk badawczych wynikała z położenia dopływów i morfometrii
zbiornika (ryc. 1). Na każdym stanowisku pobierano 3 podpróby osadów dennych,
wyjątkiem były dwa stanowiska litoralowe (1 i 3), gdzie pobierano dwie podpróby.
Zebrany materiał przepłukiwano na sicie o średnicy oczek 0,5 mm i konserwowano w 4% roztworze formaliny. Zwierzęta segregowano na poszczególne taksony
makroskopowe oraz pod lupą binokularową (PZO), a ich zagęszczenie odnoszono
do 1 m2 powierzchni dna. Okazy fauny dennej ważono przy użyciu wagi WPE-30
z dokładnością do 0,01g, po uprzednim osuszeniu na bibule filtracyjnej.
Tabela 1
Rodzaj osadów dennych, głębokości oraz pH wód interstycjalnych w miejscach
stacji pomiarowych w Jeziorze Lubowidzkim (lipiec-sierpień 2002)
Table 1
Type of bottom deposits, depth and pH of intersitial waters in measurement station
on Lubowidzkie Lake (July-August, 2002)
Rodzaj osadów dennych
Type of bottom deposits
Głębokość
Depth
(m)
pH wód
interstycjalnych
pH
of intersitial
waters
1
Dużo materii allochtonicznej,
martwe liście
5,0
7,16
2
Drobny piasek, detrytus
autochtoniczny, szczątki muszli
1,2
7,21
3
Osad tanatocenozowy, niewielka
domieszka detrytusu autochtonicznego
4,0
6,27
4
Osad tanatocenozowy, złom
muszlowy (Dreissena)
4,0
6,25
5
Osad tanatocenozowy, złom
muszlowy (Dreissena)
9,0
7,45
6
Osad tanatocenozowy
9,5
8,01
7
Czarny muł, detrytus
12,5
6,35
8
Czarny muł, detrytus
9,5
7,22
6,8
6,99
Stanowiska
nr
Sampling
site no.
Średnio
59
Skala głębokości
Scale of depth
[m]:
Ryc. 1. Rozmieszczenie stanowisk badawczych makrozoobentosu
Fig. 1. Localisation of the macrozoobenthos sampling sites
W celu uporządkowania i zanalizowania danych ilościowych wykorzystano
wskaźniki biocentotyczne, takie jak: frekwencja (F%), wskaźnik dominacji pod
względem zagęszczenia (D) i biomasy (Dm). Interpretacji otrzymanych wartości
wskaźnika dominacji i frekwencji dokonano zgodnie z kryteriami podanymi przez
Kasprzaka i Niedbałę (1981).
Wyznaczono również wskaźnik bioróżnorodności PIE, stosując wzór:
PIE =
N
n
(1 − ∑ pi2 ) , gdzie pi = i ,
N
( N + 1)
gdzie: N – całkowita liczba osobników; pi – udział gatunku i w łącznej liczbie osobników.
Opisuje on prawdopodobieństwo, iż dwa przypadkowo spotkane osobniki należą
do różnych grup. Wskaźnik PIE jest skrajnie niewrażliwy na wpływ mało licznych
60
gatunków, natomiast nadaje silną rangę stopniom równocenności dominujących liczebnie gatunków.
W analizie statystycznej wykorzystano metody wskaźników porównawczych –
aglomeracje (StatSoft 1997). Wyniki zaprezentowano stosując dendryty, opierając
się na podobieństwie zagęszczenia i biomas na badanych stanowiskach. Szczególną
uwagę skupiono na porównaniu dwóch stref – litoralowej (L) i profundalowej (P).
WYNIKI
W badanym makrozoobentosie Jeziora Lubowidzkiego wyróżniono wśród zebranego materiału organizmy z pięciu gromad: Oligochaeta, Hirudinea, Crustacea, Insecta i Bivalvia. Najliczniej pod względem gatunkowym była reprezentowana gromada Insecta, w której znalazły się larwy z czterech rzędów: Ephemeroptera (Leptophlebia sp., Ephemera sp., Caenis macrura (Stephens)), Trichoptera (Limnephilidae, Leptoceridae, Cyrnus sp.) Diptera i Megaloptera (Sialis lutaria L.), (tab. 2).
Średnie zagęszczenie ogółu fauny dennej latem 2002 roku w Jeziorze Lubowidzkim wynosiło 1383 osobn./m2, natomiast średnia biomasa 7,5 gmm/m2 (tab. 3). Największe znaczenie w litoralu miały Oligochaeta, Hirudinea i larwy Chironomidae,
które stanowiły 95% zagęszczenia fauny dennej, natomiast w profundalu występowały tylko przedstawiciele Oligochaeta i larwy Chironomidae (ryc. 2). Pod względem zagęszczenia w obu strefach dominantami były Oligochaeta (D=70%), natomiast udział larw Chironomidae był 5-krotnie mniejszy i wyniósł 16% (subrecedenci). W strukturze dominacji zagęszczenia larw ochotkowatych można było wyróżnić
eudominanty w postaci larw Chironomus f.l. plumosus stanowiących 55% ogółu
larw Chironomidae (przy zagęszczeniu 108 osobn./m2) oraz z udziałem 45% subdominanty – Procladius sp. (zagęszczenie 88 osobn./m2).
Hirudinea, które osiągnęły pod względem zagęszczenia status recedentów
(D=7%) reprezentowane były przez Piscicola sp. i Helobdella stagnalis L. ( x =99
osobn./m2). Wyraźnie dominowała H. stagnalis, której udział wśród pijawek wyniósł
98% (dominant).
W Jeziorze Lubowidzkim występowały również, ale tylko w profundalu, drapieżne larwy z rodzaju Chaoborus sp., których udział wyniósł 6%, przy zagęszczeniu 81 osobn./m2. Poza opisanymi wcześniej grupami organizmów dennych w litoralu Jeziora Lubowidzkiego zanotowano występowanie: Asellus aquaticus Racov.,
Dreissena polymorpha Pall., larwy Ephemeroptera, Trichoptera i Megaloptera. Ich
łączny udział w zagęszczeniu nie przekroczył 2% (ryc. 2).
W litoralu o wartości biomasy decydowały Oligochaeta, stanowiąc gromadę dominującą, natomiast istotny udział miały również Hirudinea i larwy Chironomidae
(subrecedenci). Wartość biomasy w profundalu uzależniona była od masy mokrej
Oligochaeta i larwy Chironomidae, przy czym larwy muchówek stanowiły grupę
dominantów (Dm=80%), (ryc.2).
Tabela 2
61
Zróżnicowanie składu jakościowego makrofauny dennej w Jeziorze Lubowidzkim
w lipcu i sierpniu 2002 roku
Table 2
Qualitative amount bottom fauna in the Lubowidzkie Lake
in July and August of 2002
Lp.
Taksony
Taxa
Stanowiska
Sampling sites
F
%
1
Litoral
2 3
4
5
100
+
+
+
+
+
+
+
+
Piscicola sp.
13
-
+
-
-
-
-
-
-
Helobdella stagnalis L.
25
+
+
-
-
-
-
-
-
3
Isopoda – Asellus aquaticus Racov.
13
-
+
-
-
-
-
-
-
4
Ephemeroptera larvae
Leptophlebia sp.
13
-
+
-
-
-
-
-
-
Ephemera sp.
13
-
+
-
-
-
-
-
-
Caenis macrura (Stephens)
13
-
+
-
-
-
-
-
-
Limnephilidae
13
+
-
-
-
-
-
-
-
Leptoceridae
13
+
-
-
-
-
-
-
-
Cyrnus sp.
13
+
-
-
-
-
-
-
-
Chironomus f.l. plumosus L.
100
+
+
+
+
+
+
+
+
Procladius sp.
50
+
+
+
+
-
-
-
-
Chaoborus sp.
38
-
-
-
-
+
-
+
+
Megaloptera larvae – Sialis lutaria L.
13
-
+
-
-
-
-
-
-
13
-
+
-
-
-
-
-
-
7
11
3
3
3
2
3
3
1
Oligochaeta
2
Hirudinea
5
6
7
8
62
Profundal
6 7
8
Trichoptera larvae
Diptera larvae
Bivalvia – Dreissena polymorpha
Pall.
Liczba taksonów
Number of taxa
Sialis sp.
1%
Dreissena
Chironomidae larv.
polymorpha
9%
Trichoptera larv.
1%
2%
Zagęszczenie
Density
inne
1%
Chironomidae larv.
24%
Hirudinea
15%
Oligochaeta
76%
Oligochaeta
71%
litoral
Sialis sp.
6%
profundal
profundal
Biomasa
Biomass
Dreissena
polymorpha
6%
Oligochaeta
20%
Chironomidae larv.
14%
Oligochaeta
51%
Trichoptera larv.
3%
inne
1%
Chironomidae larv.
80%
Hirudinea
19%
litoral
profundal
Ryc. 2. Struktura dominacji pod względem zagęszczenia (D) i biomasy (Dm) w litoralu i profundalu Jeziora Lubowidzkiego w okresie stagnacji letniej
Fig. 2. Domination structure condensing of macrozoobenthos (D) and biomass (Dm) in litoral
and profundal of the Lubowidzkie Lake in summer stagnation period
W strukturze dominacji biomasy larwy Chironomidae grupę dominantów stanowiły Chironomus f.l. plumosus (94,5% ogółu biomasy larw), zaś larwy Procladius
sp. były recedentami. Znaczny udział w ogólnej biomasie makrozoobentosu miały
Oligochaeta (33%). Pozostali przedstawiciele makrofauny dennej mieli udział
w biomasie poniżej 10%. Hirudinea stanowiły 8% masy mokrej fauny dennej,
63
a wśród nich całkowicie dominowała Helobdella stagnalis. Larwy Chaoborus sp.
stanowiły 5% w biomasie makrozoobentosu, przy wartości masy mokrej 0,4 gmm/m2.
Średnia biomasa pozostałych oznaczonych taksonów wyniosła 0,53 gmm /m2, ich
udział w strukturze biomasy wyniósł 6,7%.
Najwyższe zagęszczenie spośród wszystkich badanych miejsc w Jeziorze Lubowidzkim stwierdzono na stanowisku 2 ( x =2239 osobn./m2), gdzie dno było utworzone z piasku, detrytusu allochtonicznego i szczątków muszli. Mimo największego
zagęszczenia stanowisko to charakteryzowało się najmniejszą wartością wskaźnika
bioróżnorodnośc PIE (tab. 3). Najniższą wartość zagęszczenia odnotowano na stanowisku 4 ( x =699 osobn./m2), gdzie zanotowano najniższy odczyn w litoralu, podłoże było tanatocenozowe z dużymi muszlami racicznicy zmiennej, a wskaźnik bioróżnorodności PIE wyniósł 1,011. Ogólnie w omawianym jeziorze większa bioróżnorodność obserwowana jest w jego płytszych strefach (tab. 3).
W Jeziorze Lubowidzkim zagęszczenie Oligochaeta na większości stanowisk było kilkakrotnie wyższe niż Chironomidae. Jedynie na stanowisku 4 zanotowano
większy udział larw ochotkowatych (57%). Najwyższą wartość zagęszczenia Oligochaeta zaobserwowano na stanowisku 2 ( x =1988 osobn./m2), najniższą na stanowisku 4 ( x =295 osobn./m2). Larwy Chironomidae miały najniższe zagęszczenie na
stanowisku 2 ( x =79 osobn./m2) i na stanowisku 3 ( x =96 osobn./m2).
Stanowisko 1 zdominował jeden gatunek z gromady Hirudinea, Helobdella stagnalis ( x =746 osobn./m2), co stanowiło 46% ogółu makrofauny dennej na tym
punkcie badawczym.
Największe zagęszczenie larw Chaoborus sp. zanotowano na stanowisku 8
( x =419 osobn./m2), a na stanowisku 7 było ono blisko trzykrotnie mniejsze.
Analiza horyzontalnego rozkład biomasy jeziora wykazała, że najwyższe wartości masy mokrej makrozoobentosu notowano w jego północno-wschodniej części (6)
oraz w południowo-zachodniej (1, 2, 8). Większe wartości biomasy uzyskano w profundalu na głębokości 9-12,5 m. Na stanowisku 6 o głębokości 9,5 m biomasa larw
Chironomidae była najwyższa w śródjezierzu ( x =9,96 gmm/m2).
Obok larw ochotkowatych i Oligochaeta znaczącą biomasę osiągnęła Helobdella
stagnalis, która na stanowisku 1 stanowiła niemal połowę całej biomasy. Larwy
Chaoborus sp. największą biomasę osiągnęły na stanowisku 8.
Badania frekwencji makrofauny związanej z dnem wykazały, że najczęściej spotykane były mułożerne skąposzczety i larwy ochotkowatych (F=100%), które zaliczono wg klasyfikacji Tischlera do gatunków absolutnie stałych. Wśród larw Chironomidae gatunkami absolutnie stałymi były Chironomus f.l. plumosus (F=100%),
natomiast Procladius sp. i Chaoborus sp. zaliczają się do gatunków akcesorycznych.
Pozostałe wyznaczone gatunki fauny dennej były gatunkami przypadkowymi
F ≤ 25%.
W analizie aglomeracji pod względem zagęszczenia wyraźnie widoczne jest grupowanie się stanowisk profundalowych, natomiast w litoralu stanowiska różnią się
od siebie (ryc. 3). Brak jest grupowania się stanowisk, jeżeli rozpatrujemy rozkład
biomasy.
64
65
66
Zagęszczenie
Density
Odległość euklidesowa
Euclidean distance
Biomasa
Biomass
Odległość euklidesowa
Euclidean distance
Ryc. 3. Dendrogram odległości euklidesowej pod względem zagęszczenia i biomasy makrozoobentosu w Jeziorze Lubowidzkim
Fig. 3. Dendrogram of Euclidean distances density and biomass of macrozoobenthos in Lubowidzkie Lake
67
DYSKUSJA
Jezioro Lubowidzkie jest niewielkim (158 ha2 powierzchni), dość głębokim (do
16 m) pomorskim zbiornikiem wodnym. Eutrofizacja tego akwenu przyczynia się do
zmniejszenia przezroczystości wody, związanej z rozwojem fitoplanktonu (Kajak
1979). Badane jezioro zasilane jest niewielkim strumieniem Węgorza, na którym
usytuowane są stawy hodowlane ryb (głównie karpia). Drugi strumień odprowadza
wody z jeziora do przepływającej w pobliżu rzeki Łeby.
Do jeziora wprowadzane są z wodami pohodowlanymi znaczne ilości fosforu,
które w ogromnej większości przypadków decydują o stopniu trofii i związanej
z tym obfitości występowania fitoplanktonu. Według badań stanu czystości wód Jeziora Lubowidzkiego (Komunikat... 1996) stężenie fosforu całkowitego w warstwie
powierzchniowej wyniosło 0,056 mg P/dm3, a w warstwie przydennej 0,404 mg
P/dm3. Wraz z wartościami innych związków chemicznych pozwala to na zaliczenie
jego wód do III klasy czystości.
Zanieczyszczenie wody jest jednym z czynników wpływających na jakościowo-ilościowy rozwój organizmów dennych (Widerholm 1971), oprócz tego na bogactwo makrozoobentosu wpływać może presja drapieżników (Dermott 1988), biomasa
fitoplanktonu (Rasmussen i Kalff 1987), biomasa detrytusu (Drake 1984), dostępności i jakości podłoża (Nalepa i Thomas 1976) oraz inne.
Jezioro Lubowidzkie jest zbiornikiem silnie zeutrofizowanym, co potwierdza
dominacja Oligochaeta i larw Chironomidae, przy wyjątkowym ubóstwie innych
taksonów makrofauny (Kajak 1979). Badania struktury jakościowo-ilościowej perifitonu zasiedlającego biotyczne i abiotyczne podłoża w tym jeziorze potwierdzają
fakt dużej żyzności tego akwenu (Obolewski 2002).
W strefie śródjezierza Jeziora Lubowidzkiego w sezonie wegetacyjnym 2002
stwierdzono występowanie organizmów z pięciu gromad: Oligochaeta, Hirudinea,
Crustacea, Bivalvia i Insecta. Na podłożu pionowym utworzonym przez trzcinę zaobserwowano tylko jedną grupę taksonomiczną zaliczaną do makrofauny – larwy
Chironomidae (Obolewski 2006 – w druku). W lecie na trzcinie zagęszczenie larw
ochotkowatych wyniosło 4660 osobn./m2, podczas gdy średnie zagęszczenie tych
samych larw w litoralu wyniosło jedynie 207 osobn./m2 dna. Pionowe biotyczne
podłoża są silniej zasiedlane przez makrozoobentos niż poziome zbudowane z osadów dennych.
Porównując średnie zagęszczenie fauny dennej badanego jeziora z wybranymi
jeziorami pomorskimi można zaobserwować duże zmiany w zagęszczeniu badanych
taksonów. Na tym tle badane jezioro charakteryzuje się znacznym zagęszczeniem
makrozoobentosu, gdyż większe wartości stwierdzono tylko w jeziorach Gardno
(Piór-Zasada 1997) i Krzynia (Gostomczyk 2005). W porównaniu z innymi jeziorami w Jeziorze Lubowidzkim występuje duża liczba taksonów, jednak w wyniku nieharmonicznego rozłożenia nie przekłada się to na wartość wskaźnika bioróżnorodności PIE.
Na podstawie analiz letnich badań makrozoobentosu w jeziorach Polski północnej (Gostomczyk 2005, Piesik i Poleszczuk 2004, 2005, Piór-Zasada 1997) można
68
stwierdzić, iż w Jeziorze Lubowidzkim bardzo intensywnie rozwijają się
Oligochaeta i tylko w silnie zeutrofizowanym jeziorze Gardno ich zagęszczenie było
większe (tab. 4). Natomiast larwy Chironomidae osiągające status subdominantów
w analizowanym akwenie, rozwijały się w innych jeziorach o wiele bardziej intensywnie, stanowiąc przeważnie główny składnik fauny dennej.
Tabela 4
Porównanie zagęszczenia makrozoobentosu latem
w niektórych jeziorach północnej Polski
Table 4
Comparison of macrozoobenthos condensing in summer
in some lakes of North Poland
Zagęszczenie makrozoobentosu (osobn./m2)
Density of macrozoobenthos (indiv./m2)
NowoTrzesiecko
Jamno Gardno Krzynia Jeziorak gardzkie Lubo(Piesik
(Piór(Piór(Go(Wi(Piesik widzkie
i PoleszZasada -Zasada stomczyk śniewska i Polesz(wg
czuk
1997)
1997)
2005)
1996)
czuk autorów)
2004)
2005)
Taksony
Taxa
Oligochaeta
18
272
1669
666
70
41
979
Hirudinea
8
0
11
48
3
13
99
Crustacea
Ephemeroptera
larvae
Megaloptera Sialis
lutaria
0
0
0
146
7
0
2
19
0
2
22
0
0
4
0
0
0
28
0
0
6
Trichoptera larvae
0
0
0
53
0
0
12
Diptera larvae
483
487
2427
674
195
876
276
Caretopogonidae
0
0
2
0
0
0
0
Gastropoda
0
0
0
7
0
0
0
Bivalvia –
Dreissena polymorpha
615
0
0
123
0
0
4
1143
759
4111
1767
275
930
1382
5
2
5
9
4
3
8
1,214
0,920
0,973
1,990
1,226
0,948
0,940
∑
Liczba taksonów
Numer of taxa
Wskaźnik
różnorodności PIE
Biodiversity
index PIE
69
Dominacja w jeziorach pomorskich Oligochaeta, larw Chironomidae oraz duża
liczebność Chaoborus sp. wskazuje na silne zeutrofizowanie tych zbiorników.
Szczególnie jest to widoczne w jeziorach: Trzesiecko, Jeziorak, Nowogardzkie i Lubowidzkie (Piesik i Poleszczuk 2004, 2005).
Rozkład zagęszczenia i biomasy w badanym jeziorze wskazuje na silną eutrofizację w najpłytszych warstwach zbiornika oraz w strefie o głębokości 9 m. W strefie
przybrzeżnej pojawia się duże zagęszczenie, znaczna biomasa fauny dennej, natomiast notuje się niewielkie wartości wskaźnika bioróżnorodności PIE. Może to być
spowodowane spływem zanieczyszczeń z otaczających jezioro wzniesień i intensywnym ruchem turystycznym. W miarę korzystne warunki panują w Jeziorze Lubowidzkim na izobacie 5 m, gdzie dużemu zagęszczeniu i biomasie makrozoobentosu towarzyszy najwyższa wartość wskaźnika bioróżnorodności (ryc. 4).
25
1,4
PIE
1,2
1
2
osobn./m
lub ggmm
/m2
mm/m
osobn.
m -2 lub
2
indiv./m
gWW/m22
indiv. m -2lub
or gWW/m
20
15
2
0,8
0,6
10
0,4
5
0,2
0
0
1,2
4,0
5,0
9,0
9,5
12,5
głębokość
zagęszczenie/density
biomasa/biomass
PIE
Ryc. 4. Zależność zagęszczenia i biomasy makrozoobentosu oraz wskaźnika bioróżnorodności PIE od głębokości w Jeziorze Lubowidzkim
Fig. 4. Relationship between concentration and biomass of macrozoobenthos and biodiversity
index PIE and depth of Lubowidzkie Lake
W Jeziorze Lubowidzkim mamy do czynienia również z niekorzystną strukturą
ichtiofauny, w której dominują gatunki ryb bentosożernych (leszcz, płoć). W poszukiwaniu pokarmu przekopują one osady denne, co wywołuje resuspensję osadów
dennych i uwalnianie zakumulowanych w nich soli biogennych. Ich duża ilość
wpływa na wzrost produkcji pierwotnej fitoplanktonu, co powoduje zmniejszenie
przezroczystości wody, obniżenie zawartości tlenu w nocy i śmierć gatunków ryb
mających znaczenie przemysłowe oraz utratę przez ten akwen walorów rekreacyjnych i rybackich (Piesik 1992a, b).
70
Aby uchronić Jezioro Lubowidzkie przed postępującym procesem eutrofizacji
i doprowadzić jakość wód i środowiska ożywionego do stanu sprzed „zaburzenia”
(zgodnie z Dyrektywą Wodną UE), należałoby zastosować następujące metody rewitalizacji:
– inaktywację związków fosforu poprzez ich aglutynację za pomocą siarczanu
żelaza, tak aby ograniczyć nadmierny rozwój fitoplanktonu w okresie letnim,
– zastosowanie w części południowej jeziora, pozbawionej roślinności szuwarowej oraz nie wykorzystywanej turystycznie, metody czynnego podłoża do doczyszczania wód, zwiększenia bazy pokarmowej i stworzenia miejsca dla tarła dla ryb,
– ograniczenie populacji ryb bentosożernych powodujących resuspensję osadów
dennych, co wywołuje uwalnianie zakumulowanych w osadach soli biogennych
i innych niebezpiecznych substancji chemicznych,
– zarybienie akwenu rybami drapieżnymi (sandacz, szczupak) w celu zmniejszenia ilości ryb planktonożernych, co powinno doprowadzić do zwiększenia zagęszczenia w zooplanktonie skorupiaków odżywiających się na zasadzie filtracji (Cladocera, Calanoida).
Rozpoczęcie procesów renaturyzacji Jeziora Lubowidzkiego jest o tyle ważne, że
ochrona tego zbiornika wpływa na stan czystości polskiej strefy Bałtyku oraz Światowego Rezerwatu Biosfery na terenie Słowińskiego Parku Narodowego.
STWIERDZENIA I WNIOSKI
1. Fauna denna Jeziora Lubowidzkiego w czasie stagnacji letniej była uboga pod
względem jakościowym, co świadczy o jego znacznej degradacji biologicznej.
2. Pod względem zagęszczenia w makrozoobentosie badanego jeziora dominowały
Oligochaeta, a pod względem masy mokrej larwy Chironomidae. Jest to sytuacja
typowa dla zeutrofizowanych akwenów.
3. Pionowy zasięg występowania fauny dennej dochodził do 12,5 m, na tej głębokości znaleziono Oligochaeta, larwy Chironomidae i Chaoborus sp. Inne taksony
miały swoje granice występowania na głębokości ok. 5 m.
4. W celu zahamowania procesów eutrofizacji jeziora proponuje się kilka metod
rewitalizacji, a mianowicie inaktywację związków fosforu przy użyciu siarczanu
żelaza, zastosowanie w strefie południowej zbiornika metody czynnego podłoża,
zmianę struktury ichtiofauny zasiedlającej akwen przez zwiększenie populacji
ryb drapieżnych.
Pragniemy podziękować dr. Zbigniewowi Dobrowolskiemu za pomoc w zebraniu materiału i oznaczeniach wybranych przedstawicieli fauny dennej.
LITERATURA
Dermott R. M. 1988. Zoobenthic distribution and biomass in the Turkey lakes. Can. J. Fish.
Aquat. Sci., 45: 107-114.
71
Drake J. A. 1984. Species aggregation: the influence of detritus in a benthic invertebrates
community. Hydrobiol., 112: 109-115.
Gostomczyk J. 2005. Charakterystyka makrozoobentosu wypłyconego zbiornika zaporowego
Krzynia. Praca dyplomowa. PAP Słupsk.
Kajak Z., Bretschko G., Shiemer F., Leveque C. 1980. Zoobenthos. W: E. D. Le Cren, R. H.
Love-McConnel (red.). The functioning of freshwater ecosystem. Cambridge Univ. Press.
Kajak Z. 1966. Abundance and production of benthos and factors influencing them. Kosmos
13: 69-92.
Kajak Z. 1979. Eutrofizacja jezior. PWN. Warszawa.
Kasprzak K., Niedbała W. 1981. Wskaźniki biocenotyczne stosowane przy porządkowaniu
i analizie danych w badaniach ilościowych. W: M. Górny, L. Grüm (red.). Metody stosowane w zoologii gleb. PWN. Warszawa.
Nalepa T. F., Thomas N. A., 1976. Distribution of macrobenthic species in lake Ontario in relation to sources of pollution and sediment parameters. J. Great Lake Res., 2: 150-163.
Obolewski K. 2002. Organizmy poroślowe (perifiton) zasiedlające trzcinę Phragmites australis i pałkę Typha latifolia oraz sztuczne podłoże w pomorskim Jeziorze Lubowidzkim
– badania wstępne. Słupskie Prace Przyr. Seria Limnologia 1: 71-82.
Obolewski K. 2006. Characteristic of periphyton inhabiting reed, Phragmites australis and
artificial substrate in the Lubowidzkie Lake. Arch. Envir. Protec., 32(3) (w druku): 67-82.
Piesik Z. 1992a. Możliwość biologicznej rekultywacji Zalewu Szczecińskiego. Szczeciński
Rocz. Nauk., 1: 23-36.
Piesik Z. 1992 b. Biologia i ekologiczna rola organizmów poroślowych zasiedlających
sztuczne podłoża w różnych typach wód. Rozpr. Stud. Univ. Szczecin, 122.
Piesik Z., Poleszczuk G. 2004. Możliwości rewitalizacji jeziora Trzesiecko w Szczecinku.
Mater. V Konf. Nauk.-Tech. Ochrona i rekultywacja jezior. Grudziądz.
Piesik Z., Poleszczuk G. 2005. Charakterystyka makrozoobentosu i środowiska toni wodnej
Jeziora Nowogardzkiego oraz możliwości rewitalizacji ekosystemu tego jeziora. Słupskie
Prace Biol. 2: 63-75.
Piór-Zasada A. 1997. Makrobentos jezior przymorskich: Jamna, Gardna i Łebska ze szczególnym uwzględnieniem występowania skąposzczetów (Oligochaeta). Praca magisterska.
PAP Słupsk.
Rasmussen J. B., Kalff J. 1987. Empirical models for zoobenthic biomass in lakes. Can. J.
Fish Aquat. Sci., 44: 990-1001.
Komunikat o stanie czystości Jeziora Lubowidzkiego na podstawie badań przeprowadzonych
w 1996 roku. WIOŚ w Słupsku
StatSoft, Inc. 1997. STATISTICA for Windows [Computer program manual]. Tulsa, OK:
StatSoft, Inc., 2300 East 14th Street, Tulsa, OK 74104, phone: (918) 749-1119, fax: (918)
749-2217, email: [email protected], WEB: http://www.statsoft.com
Szlauer L. 1980. Oczyszczanie zbiorników wodnych przy pomocy sztucznych podłoży.
Gospod. Wod., 8/9.
Szlauer L., Szlauer B., Szlauer-Łukaszewska A. 2001. Niekonwencjonalne metody oczyszczania wód. Nauka-Gospodarka, AR Szczecin.
Wiederholm T. 1971. Bottom fauna and cooling water discharge in a basin of lake Mälaren.
Rep. Inst. Freshwat. Res. Drottningholm, 51: 197-214.
72