Ogólnopolska Konferencja. WDRAśANIE RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ OCENA STANU EKOLOGICZNEGO WÓD W POLSCE MATERIAŁY KONFERENCYJNE. Organizowana przez:

Transkrypt

1 GIOŚ Ogólnopolska Konferencja WDRAśANIE RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ OCENA STANU EKOLOGICZNEGO WÓD W POLSCE MATERIAŁY KONFERENCYJNE Organizowana przez: Uniwersytet Łódzki Główny Inspektorat Ochrony Środowiska Pod patronatem: Polskiego Towarzystwa Hydrobiologicznego Konferencja dofinansowana z projektów europejskich UŁ oraz Wojewódzkiego Funduszu Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej w Łodzi Łódź, 7-9 grudnia 2005 r. WFOŚiGW w Łodzi

2 I Ogólnopolska Konferencja Naukowa WDRAśANIE RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ: OCENA STANU EKOLOGICZNEGO WÓD W POLSCE Łódź, 7-9 grudnia 2005 MATERIAŁY KONFERENCYJNE PROGRAM

3 KOMITET ORGANIZACYJNY: Barbara Bis ICOZ, UŁ Przewodnicząca Wojciech Stawiany - GIOŚ Andrzej Górniak Prezes PTH Piotr Daranowski Prorektor UŁ Antoni RóŜalski Dziekan WBiOŚ, UŁ Wanda Galicka Dyrektor IEiOŚ, UŁ Stefan Niesiołowski IEiOŚ, UŁ Andrzej Piechocki- IEiOŚ, UŁ Romuald Olaczek - IEiOŚ, UŁ Maciej Maciejewski IMGW Andrzej Lewandowki - GEOMOR Jolanta Pacura BPM, UŁ Jan Bocian ICOZ, UŁ, Sekretarz SEKRETARIAT KONFERENCJI: Barbara Bis - tel. kom Jan Bocian - tel. kom Łódź, ul. Banacha 12/16; fax ; status05@biol.uni.lodz.pl Konferencja organizowana przy współpracy z: Departamentem Zasobów Wodnych Ministerstwa Środowiska, Wojewódzkim Funduszem Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej w Łodzi Regionalnym Punktem Kontaktowym Programów Ramowych UE przy UŁ

4 Sznowni Państwo, Komitet Organizacyjny ma zaszczyt powitać Państwa w Łodzi na I Ogólnopolskiej Konferencji Naukowej WdraŜanie Ramowej Dyrektywy Wodnej: Ocena Stanu Ekologicznego Wód w Polsce ECOSTATUS organizowanej przez Uniwersytet Łodzki we współpracy z Głównym Inspektoratem Ochrony Środowiska pod patronatem Polskiego Towarzystwa Hydrobiologicznego. śyczymy Państwu owocnych obrad i udanego pobytu w Łodzi. INFORMACJE OGÓLNE Obrady prowadzone będą w Gmachu Wydziału Zarządzania UŁ przy ul. Matejki 22/26 w Auli A1 na pierwszym piętrze. Rejestracja uczestników odbywa się w dniu 7 grudnia od godziny 9.00 w Gmachu Zarządzania. Przerwy kawowe i obiadowe przygotowane będą w Holu Głównym (parter) budynku obrad. Osoby wygłaszające referaty proszone są o dostarczenie wersji elektronicznej prezentacji w trakcie rejestracji. Standardowy czas prezentacji 15 min. Prosimy o umieszczenie posterów w godzinach rejestracji uczestników i obrad. Uroczysta kolacja odbędzie się w środę od godziny w Pałacu Biedermanna przy ulicy Franciszkańskiej 1/5. Organizatorzy zapewniają dojazd. 2

5 CELE KONFERENCJI...woda jest dobrem ogólnym, które winno być bronione, chronione i traktowane jak dziedzictwo (RDW, 2000/60/WE) Ramowa Dyrektywa Wodna UE - stanowiąca obecnie podstawowy akt prawny krajów Unii Europejskiej dotyczący polityki wodnej - wprowadza do ustawodawstwa europejskiego konieczny wymóg typologii ekologicznej wód z wyznaczaniem systemów referencyjnych oraz przeprowadzenia klasyfikacji wód powierzchniowych w oparciu o ocenę statusu ekologicznego, tzn. o pełną analizę biologiczną podstawowych grup organizmów wodnych (fitoplankton, fitobentos, makrofity, makrobezkręgowce denne, ryby). W konsekwencji, zgodnie z załoŝeniami Dyrektywy Wodnej - kraje Unii Europejskiej powinny znowelizować stosowane systemy ekologicznej oceny jakości wód lub rozwinąć nową metodykę badań biologicznych w celu uzyskania porównywalnej oceny jakości oraz stanu ekologicznego rzek Europy we wszystkich krajach EU. W roku 2006 wymagane jest opracowanie i wdroŝenie monitoringu operacyjnego wód zgodnego z RDW. Głównymi celami konferencji są: (1) analiza obecnie istniejącego programu monitoringu wód i zrównowaŝonego zarządzania wodami w kontekście wdraŝania Ramowej Dyrektywy Wodnej w Polsce w szczególności w odniesieniu do prac z zakresu typologii abiotycznej, biotycznej i warunków referencyjnych wód; (2) analiza stanu badań związanych z oceną stanu ekologicznego wód oraz rekomendacją optymalnych procedur analitycznych związanych z interkalibracją i standaryzacją metod w Polsce w oparciu o przegląd metod stosowanych w ocenie stanu ekologicznego róŝnych typów wód w Europie oraz metodyk krajowych (3) przegląd i nawiązanie ścisłej współpracy pomiędzy instytucjami szczebla centralnego i regionalnego bezpośrednio związanymi z wdraŝaniem Ramowej Dyrektywy Wodnej oraz jednostkami naukowo-badawczymi realizującymi międzynarodowe i krajowe programy badawcze mające na celu dostarczenie metod i danych wspomagających proces wdraŝania WFD w Polsce. Zrecenzowane wybrane referaty zostaną opublikowane w specjalistycznej monografii, WdraŜanie Ramowej Dyrektywy Wodnej: Typologia Wód i Ocena Stanu Ekologicznego Wód Polski, wydanej w ramach serii Biblioteki Monitoringu Środowiska. 3

6 PROGRAM KONFERENCJI Środa, 7 grudnia Rejestracja uczestników Obiad Oficjalne otwarcie konferencji Barbara Bis Przewodnicząca Komitetu Organizacyjnego Wojciech Katner - Prorektor UŁ ds. współpracy z zagranicą - Przywitanie Wojciech Stawiany Główny Inspektor Ochrony Środowiska - Wystąpienie otwierające konferencję. Honorowi Goście: Piotr Ligocki - Dyrektor Urzędu Wojewódzkiego Włodzimierz Tomaszewski v-ce Prezdent Masta Łodzi Jarosław Berger Prezes WFOŚ i GW Andrzej Górniak Prezes Polskiego Towarzystwa Hydrobiologicznego Stefan Niesiołowski Senator RP, UŁ Andrzej Siemaszko Rola interdyscyplinarnej współpracy w projektach badawczych Unii Europejskiej. Strategia Polski w zakresie integracji badań. Krajowy Punkt Kontaktowy Programów Badawczych Unii Europejskiej Sesja I - WdroŜenie polityki wodnej UE w Polsce cele strategiczne (prowadzący sesję: Jan Błachuta) Waldemar Mioduszewski. Problemy wdraŝania Ramowej Dyrektywy Wodnej na obszarach wiejskich. Zakład Zasobów Wodnych, IMUZ, Falenty. Barbara Bis. Projekt STAR: Standaryzacja systemów klasyfikacji rzek: kalibracja biologiczej oceny jakości wód na potrzeby ekologicznej klasyfikacji rzek zgodnej z wymaganiami Europejskiej Dyrektywy Wodnej. Katedra Zoologii Bezkręgowców i Hydrobiologii; Centrum Oceny i Zarządzania Wodami Śródlądowymi UŁ. Marta Wenikajtys. Przegląd niemieckich projektów badawczych związanych z wdraŝaniem krajowego systemu ocen dla makrozoobentosu wód płynących według wymagań według Ramowej Dyrektywy Wodnej. Uniwersytet w Essen (Niemcy) Przerwa Sesja II - Ramowa Dyrektywa Wodna (RDW) w Polsce: stan obecny i działania docelowe. Typologia abiotyczna wód i podział na jednolite części wód zgodne z RDW (prowadzący sesję: Andrzej Górniak) Jan Błachuta, Katarzyna Czoch, Krzysztof Kulesza, Joanna Picińska- Fałtynowicz. Typologia rzek i strumieni Polski i podział na jednolite części wód. IMGW oddział we Wrocławiu, IMGW Oddział w Krakowie. Agnieszka Kolada. Typologia abiotyczna jezior polskich na tle podejścia innych krajów europejskich. Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa Włodzimierz Kamieński, Magdalena Kamieńska, Lidia Dowgiałło. Problemy klasyfikacji typologicznej w Polskich Obszarach Morskich. Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej, Gdynia. Rafalina Korol. Ocena monitoringu wód płynących z 2004 roku na tle wymagań Ramowej Dyrektywy Wodnej. Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej, Wrocław. Małgorzata Loga. Praca badawcza: Opracowanie sposobu prowadzenia monitoringu wód powierzchniowych oraz zasad funkcjonowania systemu ocen wg wymagań Ramowej Dyrektywy Wodnej. Konsorcjum Politechnika Warszawska i Ekoekspert. 4

7 Edyta Jurkiewicz. Doświadczenie Wojewódzkiego Inspektoratu Ochrony Środowiska w procesie wdraŝania Ramowej Dyrektywy Wodnej. Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Szczecinie Dyskusja Uroczysta kolacja w Pałacu Bidermanna w Łodzi Śniadanie Czwartek, 8 grudnia 2005 Sesja III -Ocena stanu ekologicznego rzek załoŝenia (prowadząca sesję: Katarzyna Dąbrowska-Zielińska) Andrzej Górniak. Kiedy wody są dystroficzne? Zakład Hydrobiologii, Uniwersytet w Białymstoku. Tadeusz Fleituch. Projekt RIVFUNCTION: Zastosowanie parametrow funkcjonowania ekosystemu do oceny i zarządzania ekologicznym stanem rzek. Zakład Biologii Wód IOŚ, PAN, Kraków Barbara Rakowska, Joanna śelazna-wieczorek, Ewelina Szczepocka. Projekt STAR: Okrzemki bentosowe w ocenie jakości wód płynących. Katedra Algologii i Mikologii, Uniwersytet Łódzki. Jan Błachuta. Makrozoobentos strumieni i rzek Sudetów i Przedgórza Sudeckiego. IMGW Oddział we Wrocławiu Jan Bocian 1,2, Łapińska M. 3, Błachuta J., Debowski P., Kaczkowski Z., Kotusz J., Kukuła K., Przybylski M., Wisniewolski W., Zalewski M. MoŜliwość wykorzystania Europejskiego Indeksu Rybnego EFI opracowanego w ramach projektu FAME do oceny stanu ekologicznego rzek w Polsce. 1 Interdyscyplinarne Centrum Oceny i Zarządzania Wodami Śródlądowymi UŁ; 2 Międzynarodowe Centrum Ekologii PAN, Katedra Ekologii Stosowanej UŁ Roman śurek. Stan ekologiczny wód w dorzeczu Wisły od źródeł do ujścia Sanny. Zakład Biologii Wód IOŚ, PAN, Kraków. Małgorzata Raczynska, Sylwia Machula. Ocena stanu ekologicznego wód cieku o zlewni silnie zalesionej ze szczególnym uwzględnieniem substancji biogennych. Akademia Rolnicza w Szczecinie Dyskusja Przerwa Sesja IV - Ocena stanu ekologicznego rzek metodyka (prowadzacy sesję: Tadeusz Fleituch) Piotr Ilnicki, Krzysztof Górecki. Metody hydromorfologicznej waloryzacji rzek stosowane dotychczas w krajach Unii Europejskiej. Katedra Ochrony i Kształtowania Środowiska, Akademia Rolnicza im. A. Cieszkowskiego, Poznań. Zofia Gręplowska. Hydromorfologiczna ocena rzek uwarunkowania i potrzeby. Instytut InŜynierii i Gospodarki Wodnej, Politechnika Krakowska Krzysztof Szoszkiewicz, Janina Zbierska, Ryszard Staniszewski, Szymon Jusik, Tomasz Zgoła. Projekt STAR: MoŜliwości wykorzystania systemu River Habitat Survey w ocenie hydromorfologicznej rzek w Polsce na potrzeby Ramowej Dyrektywy Wodnej. Katedra Ekologii i Ochrony Środowiska, Akademia Rolnicza im. A. Cieszkowskiego, Poznań. Mirosław Grzybowski. Ekomorfologiczna waloryzacja rzeki Łyny na odcinku Kotowo-Ardapy. Wydział Ochrony Środowiska i Rybactwa, Katedra Ekologii Stosowanej, Uniwersytet Warmińsko- Mazurski, Olsztyn. Piotr Dębowski, Jan Bocian. Projekt testowania metod oceny stanu ekologicznego rzek Polski w oparciu o badania ichtiofauny. Instytut Rybactwa Śródlądowego, Zakład Ryb Wędrownych, Gdańsk. ICOZ UŁ. 5

8 Dyskusja Obiad Sesja IV - Ocena stanu ekologicznego rzek metodyka c.d. (prowadzacy sesję: Piotr Ilnicki) Joanna Picińska-Fałtynowicz: Zbiorowiska okrzemek epilitycznych wybranych potoków Sudetów i Przedgórza Sudeckiego. IMGW, Wrocław. Maciej Ziułkiewicz, Joanna śelazna-wieczorek.wpływ warunków środowiskowych na skład flory okrzemek źródeł strefy krawędziowej Wzniesień Łódzkich. Uniwersytet Łódzki, Wydział Nauk Geograficznych, Katedra Geologii; Wydział Biologii I Ochrony Środowiska Katedra Mikologii i Algologii. Krzysztof Szoszkiewicz, Ryszard Staniszewski, Janina Zbierska, Szymon Jusik, Jerzy Kupiec. Systemy oceny stanu ekologicznego rzek oparte na makrofitach w warunkach rzek nizinnych w Polsce. Katedra Ekologii i Ochrony Środowiska, Akademia Rolnicza im. A. Cieszkowskiego, Poznań. Andrzej Kownacki, Metodyka Polskiego Protokołu oceny stanu wód w oparciu o makrobezkręgowce. Zakład Biologii Wód IOŚ, PAN, Kraków Jacek Szlakowski, Paweł Buras, Wiesław Wiśniewolski. Zespoły ichtiofauny w ocenie stanu ekologicznego rzek: od Wskaźnika Integralności Biotycznej IBI do Europejskiego Wskaźnika Ryb EFI. Instytut Rybactwa Śródlądowego w Olsztynie, Zakład Rybactwa Rzecznego w śabieńcu. Dyskusja Sesja V - Ocena stanu ekologicznego jezior - załoŝenia i metodyka (prowadząca sesję:piotr Koperski) Ryszard Piotrowicz, Marek Krask, Piotr Klimaszyk, ElŜbieta Szeląg- Wasielewska, Natalia Kuczyńska-Kippen. Rola zlewni w ocenie statusu ekologicznego i monitoringu jezior Zakład Ochrony Wód, Uniwersytet im. A. Mickiewicza, Poznań. Andrzej Pukacz, Mariusz Pełechaty, Aleksandra Pełechata. Rola Parametrów biotycznych i abiotycznych w ocenie stanu ekologicznego jezior Ziemi Lubuskiej. Collegium Polonicom, Słubice; Zakład Hydrobiologii, Uniwersytet im. A. Mickiewicza, Poznań. Jacek Kubiak. Poziom trofii jezior pomorza zachodniego w ostatnim 30-leciu. Analiza z zastosowaniem powszechnie uŝywanych metod. Akademia Rolnicza w Szczecinie; Zakład Hydrochemii i Ochrony Wód Hanna Ciecierska. Ocena stanu ekologicznego jezior metodą makrofitoindykacji (MFI). Katedra Botaniki i Ochrony Przyrody, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie Agnieszka Kolada. Metody badania makrofitów w jeziorach w aspekcie monitoringu biologicznego wód zgodnego z Ramową Dyrektywą Wodną. Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa Dyskusja Przerwa kawowa Sesja V - Ocena stanu ekologicznego jezior - załoŝenia i metodyka c.d. (prowadzący sesję: Ryszard Piotrowicz) Witold Białokoz. Ocena stanu ekologicznego jezior Polski. Jeziorowy Indeks Rybny. Instytut Rybactwa Jeziorowego. Mamcarz Andrzej, Skrzypczak Andrzej. Struktura wielkości jezior polskich kluczem do monitoringu ich ichtiofauny? Katedra Rybactwa Jeziorowego i Rzecznego, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski, Olsztyn. 6

9 Skrzypczak Andrzej, Mamcarz Andrzej. Zastosowanie wskaźników przydatności rekreacyjnej jezior w ocenie ich stanu ekologicznego. Katedra Rybactwa Jeziorowego i Rzecznego, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski, Olsztyn. Mariusz O. Jędrysek. Redukcja siarczanu i utlenianie metanu: propozycja izotopowej oceny zdolności buforującej jezior na podwyŝszone stęŝenie jonu siarczanowego. Pracownia Geologii Izotopowej i Geoekologii Uniwersytet Wrocławski. Anna Rózga, BłaŜej Rózga, Piotr Babski, Anna Wójcik, Piotr Kurnatowski. Występowanie potencjalnie chorobotwórczych grzybów w wodach jeziora charzykowskiego zaborski park krajobrazowy. Katedra Biologii i Genetyki Medycznej, Uniwersytet Medyczny, Łódź. Sesja VI Ocena stanu ekologicznego wód przybrzeŝnych i przejściowych ElŜbieta Łysiał-Pastuszak, Lidia Dowgiałło, Andrzej Sowiecki. Ustalenie warunków referencyjnych odpowiednich dla typów wód powierzchniowych zgodnie z wymogami zał. II do Ramowej Dyrektywy Wodnej 2000/60/WE. Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej, Dyskusja Kolacja Śniadanie Piątek, 9 grudnia 2005 Sesja VII Ocena potencjału ekologicznego wód silnie zmodyfikowanych (prowadzący sesję: Andrzej Mamcarz) Wojciech Puchalski. Sztuczne i silnie zmodyfikowane śródlądowe wody stojące: problemy klasyfikacji, monitoringu i określenia potencjału ekologicznego. Małgorzata Godlewska, 1 Ian Winfield 2, Jan Bocian 1. Hydroakustyka jako narzędzie monitoringu jakości ekosystemów wodnych dla potrzeb Ramowej Dyrektywy Wodnej. 1 Międzynarodowe Centrum Ekologii PAN, 2 Centre for Ecology & Hydrology, Lancaster Environment Centre (UK). Wiesław Wiśniewolski, Paweł Prus. Wstępne załoŝenia indeksu oceny stanu zbiorników zaporowych na podstawie zespołów ichtiofauny. Instytut Rybactwa Śródlądowego im St. Sakowicza w Olsztynie, Zakład Rybactwa Rzecznego w śabieńcu. Aleksandra Wagner. Ocena roli śródmiejskich sztucznych zbiorników wodnych w zachowaniu bioróŝnorodności oraz poprawie warunków wypoczynku mieszkańców miast, na przykładzie Miasta Kraków. Akademia Górniczo-Hutnicza, Wydział Geodezji i InŜynierii Środowiska, Katedra Biotechnologii Środowiskowej i Ekologii, Kraków. Andrzej Kabziński., Barbara Macioszek, Dominik Szczukocki, Renata Juszczak, Helena Grabowska, Jerzy Cyran, Alicja Zawadzka. Wpływ czynników środowiskowych na poziom toksyn sinicowych w wodach powierzchniowych polski nowe wyzwania dla ekologów i słuŝb sanitarnych. Pracownia Analizy Chemicznej i Badań Środowiskowych, Katedra Chemii Ogólnej i Nieorganicznej, Uniwersytet Łódzki Anna Wójcik, Anna Rózga, Piotr Kurnatowski. Grzyby potencjalnie chorobotwórcze dla człowieka w wodach Zalewu Sulejowskiego. Zakład Biologii i Parazytologii Lekarskiej, Katedra Biologii i Genetyki Medycznej Uniwersytetu Medycznego w Łodzi Sesja VIII Integracja systemów monitoringu zgodnych z wymogami Dyrektyw UE Ramowa Dyrektywa Wodna, Dyrektywa Siedliskowa, Dyrektywa Ptasia, Sieć Natura (prowadzący sesję: Piotr Dębowki) Stanisław Czachorowski. Ocena stanu biocenoz wodnych - wskaźniki naturalności i cenności. Katedra Ekologii i Ochrony Środowiska Uniwersytet Warmińsko- Mazurski, Olsztyn. 7

10 Katarzyna Dąbrowska-Zielińska Gruszczyńska, Stanisław Lewiński. Zastosowanie teledetekcji do systemu monitorowania powierzchni ziemi w odniesieniu do Natury 2000 i Ramowej Dyrektywy Wodnej na przykładzie obszaru doliny Biebrzy. Instytut Geodezji i Kartografii Zakład Wojciech Puchalski. MoŜliwości powiązania monitoringu rzecznych siedlisk sieci natura 2000 z monitoringiem stanu ekologicznego rzek Przerwa Sesja IX - Interdyscyplinarna współpraca w celu realizacji zadań polityki wodnej UE -wzmacnianie współpracy badawczo-wdroŝeniowej dla przygotowania systemu monitoringu operacyjnego. (prowadzący sesję: Stanisław Czchorowski) Barbara Bis 1, Philippe Usseglio-Polatera 2, Virginie Archaimbauld 2, Astrid Schmidt-Kloiber 3, Paulo Pinto 4, Manuela Morais 4, Andrea Buffagni 5, Konstas Gritzalis 6, Ioannis Karaouzas 6, II ja Krno 7. Projekt STAR: w kierunku europejskiej typologii rzek i strumieni w oparciu o biologiczne i ekologiczne cechy gatunkowe bezkręgowców wodnych. Katedra Zoologii Bezkręgowców i Hydrobiologii; Interdyscyplinarne Centrum Oceny i Zarządzania Wodami Śródlądowymi Uniwersytetu Łódzkiego. Andrzej StróŜyński. Uzupełnienie zasad parametryzacji rzek i potoków dla potrzeb Ramowej Dyrektywy Wodnej. Katedra InŜynierii Wodnej, Wydział InŜynierii Środowiska i Geodezji Akademii Rolniczej w Krakowie. Jan Brzozowski, Grzegorz Wodecki, Bogusław Ryba. Lokalizacja terenów wraŝliwych na zanieczyszczenia azotem i fosforem wód powierzchniowych w Polsce. Instytut Budownictwa Mechanizacji i Elektryfikacji Rolnictwa, Warszawa. Jan Bocian. Modele ekohydrologiczne jako narzędzie integrujące dla wspierania decyzji w gospodarowaniu wodami i osiąganiu dobrego stanu/potencjału ekologicznego wód. Interdyscyplinarne Centrum Oceny i Zarządzania Wodami Śródlądowymi Uniwersytetu Łódzkiego Szermer Michał, Ślusarczyk Krzysztof, Napieralski Andrzej. System do monitorowania zanieczyszczeń wody opracowany w ramach projektu SEWING. Politechnika Łódzka, Katedra Mikroelektroniki i Technik Informatycznych Dyskusja końcowa i podsumowanie konferencji Obiad 8

11 Sesja posterowa Prosimy o rozwieszenie posterów w środę w Głównym Halu Gmachu Zarządzania w czasie przeznaczonym na rejestrację uczestników. Anna Andrzejewska. System Monitoringu Przyrody Na Obszarze Natura 2000 Puszcza Kampinoska (PLC140001). Kampinoski Park Narodowy. Bis B., Piechocki A., Tończyk G., Siciński J., Niesiołowski S., JaŜdŜewska T., JaŜdŜewski K., Wiedeńska J., Majecki J., Rakowska B., śelazna-wieczorek J., Szczepocka E., Burchard D., Pawlikowska M., Jakubowski M., Laskowski, Z. Projekt STAR - Standaryzacja Systemów Klasyfikacji Rzek: Kalibracja Biologiczej Oceny Jakości Wód Na Potrzeby Ekologicznej Klasyfikacji Rzek Zgodnej z Wymaganiami Europejskiej Dyrektywy Wodnej. Katedra Zoologii Bezkręgowców i Hydrobiologii, Katedra Mykologii i Algologii, Katedra Zoologii Doświadczalnej i Biologii Ewolucyjnej UŁ. Bis B. Projekt ECOTRAITS - Biomonitoring Wód Płynących: Analiza Struktury i Organizacji Biologiczno-Ekologicznych Cech Adaptacyjnych Gatunków Bezkręgowców Wodnych w Ekosystemach Rzecznych o RóŜnej Typologii. Katedra Zoologii Bezkręgowców i Hydrobiologii UŁ. Bis B., Karpińska A., Podkrólewicz M., Mucha K. Projekt AQUAREC - Zintegrowana Strategia Reutylizacji Ścieków Oczyszczonych. Katedra Zoologii Bezkręgowców i Hydrobiologii UŁ. Bis B., Bocian J Interdyscyplinarne Zarządzanie Zlewniami Rzecznymi Interdyscyplinarne Centrum Oceny i Zarządzania Wodami Śródlądowymi UŁ. Fleituch, T. Project RIVFUNCTION: Integrating Ecosystem Functioning into River Quality Assessment and Management. Zakład Biologii Wód IOŚ PAN, Kraków Krzysztof Gwoździński1, Ewa Kilańczyk2. Trofia i klasy czystości jezior na terenie zaborskiego parku krajobrazowego i Parku Narodowego Bory Tucholskie. 1Katedra Biofizyki Molekularnej Uniwersytetu Łódzkiego, 2Zakład Mikrobiologii, Akademia Świętokrzyska Małgorzata Korycińska, Jolanta Kwas, Agnieszka Kowalczyk Jakość wybranych cieków niziny południowopodlaskiej według indeksu biotycznego BMWP-PL Katedra Ekologii i Ochrony Środowiska, Akademia Podlaska Robert Mazur. Monitoring Wybranych Zanieczyszczeń Wód Przy Zastosowaniu Nowych Kryteriów Ekotoksykologicznych. Akademia Górniczo-Hutnicza, Kraków. Z. Romanowska-Duda 1, M. Grzesik 2, M. Kalaji 3, R. J. Strasser 4. Spirodela oligorrhiza jako bioindykator metali cięŝkich wód śródlądowych. 1 Katedra Ekofizjilogii i Rozwoju Roślin Uniwersytet Łodzki, Anna Rózga 1, BłaŜej Rózga 2, Piotr Babski 2. Grzyby potencjalnie chorobotwórcze dla człowieka w wodach jeziora ostrowitego i jezior strugi siedmiu jezior - Park Narodowy Bory Tucholskie. 1 Katedra Biologii i Genetyki Medycznej, Uniwersytet Medyczny, 2 Katedra Termobiologii, Instytut Biofizyki, Uniwersytet Łódzki Jerzy Skrzypski, Ireneusz Zbiciński, Mirosław Imbierowicz. WdraŜanie Ramowej Dyrektywy Wodnej- instrumentarium planistyczne w gospodarce zasobami wodnymi. Politechnika Łódzka, Wydział InŜynierii Procesowej i Ochrony Środowiska Beata Sumorok. Wpływ niestabilnych warunków hydrologicznych na występowanie roślin i ich symbiontów mikoryzowych w zbiorowiskach terasy zlewowej rzeki Pilicy. Międzynarodowe Centrum Ekologii Polskiej Akademii Nauk Marta Wardas, Szymon Jusz, Beata Hryc, Tomasz Zgoła, Urszula Aleksander- Kwaterczak, Magdalena Kaczmarska, Marcin Sztuka. Próba i trudności wykonania oceny wpływu antropopresji na stan ekologiczny w ciekach zurbanizowanych Krakowskiego Zespołu Miejskiego. Akademia Górniczo-Hutnicza, Wydział Geologii, Geofizyki i Ochrony Środowiska, Kraków. Witkowski A., Bąk M., Wawrzyniak-Wydrowska B., Radziejewska T., Damke H., Zespoły okrzemek bentosowych systemu rzeki Odry: struktura zbiorowisk i charakterystyka stanu środowiska naturalnego (projekt badawczy ). Uniwersytet Szczeciński, Wydział Nauk Przyrodniczych, Instytut Nauk o Morzu, Zakład Paleooceanologii 9

12 Piotr Zieliński, Andrzej Górniak. Rozpuszczony węgiel organiczny jako wskaźnik stopnia przekształcenia rzek nizinnych. Uniwersytet w Białymstoku Zakład Hydrobiologii. Andrzej Zykubek. ZróŜnicowanie przestrzenne i dynamika trofii płytkowodnego jeziora wyraŝona wskaźnikami TSI i HSI. Katolicki Uniwersytet Lubelski Jana Pawła II Katedra Filozofii Biologii Andrzej Zykubek. ObciąŜenie fosforem jezior polesia lubelskiego. Katolicki Uniwersytet Lubelski Jana Pawła II Katedra Filozofii Biologii Postery wcześniej prezentowane, bezpośrednio związane tematycznie z konferencją Bis, B., Usseglio-Polatera, P., Kownacki, A. Functional constraints of mountain macroinvertebrate assemblages (the Tatra Mts., Poland) 29th Congress of the International Association of Theoretical and Applied Limnology (Societas Internationalis Limnologiae - SIL), Helsinki, Finlandia. Bis, B., Usseglio-Polatera, P., Niesiołowski, S. Functional modifications of macroinvertebrate community structure: how do species traits vary in the stream gradient? - 29th Congress of the International Association of Theoretical and Applied Limnology (Societas Internationalis Limnologiae - SIL), Helsinki, Finlandia. 10

13 STRESZCZENIA REFERATÓW

14 OCENA STANU EKOLOGICZNEGO JEZIOR POLSKI. JEZIOROWY INDEKS RYBNY Witold Białokoz Instytut Rybactwa Jeziorowego, Zakład Rybactwa Jeziorowego ul. Rajska 2, GiŜycko Ramowa Dyrektywa Wodna jednoznacznie wymienia elementy, które słuŝyć mają do oceny stanu ekologicznego wód powierzchniowych. Jednym z tych elementów są ryby. Ryby Ŝyją niemal we wszystkich ekosystemach wodnych, a poszczególne gatunki, mając specyficzne wymagania siedliskowe, są wraŝliwe na wszelkie jego zmiany. Ze względu na swą długowieczność, ryby pozwalają takŝe na śledzenie długofalowych zmian stanu środowiska. Znamy wymagania siedliskowe oraz reakcje ryb na zmiany środowiska i potrafimy na tej podstawie oceniać ekosystemy wodne w poszczególnych, jednostkowych przypadkach, jednakŝe potrzebne nam są narzędzia, pozwalające na standardową, a jednocześnie efektywną ocenę stanu wód. Jednym z takich narzędzi jest, wprowadzany obecnie w Polsce w odniesieniu do rzek, Europejski Indeks Rybny (European Fish Index, EFI), standaryzowany i stosowany juŝ w wielu państwach Unii. Niestety, nie istnieje taki jednolity indeks dla jezior Europy, w tym dla jezior Polski. Wszystkie, istniejące wskaźniki i miary ocen stanu ekologicznego jezior tworzone były dla specyficznych celów, najczęściej dla celów naukowych, wyjaśniających szczegółowe zjawiska zachodzące w ekosystemach wodnych. Brakuje natomiast narzędzia do rutynowej oceny stanu ekologicznego jezior. Stworzenie takiego narzędzia, nazwanego roboczo Jeziorowym Indeksem Rybnym (Lake Fish Index, LFI), jest moŝliwe w Instytucie Rybactwa Jeziorowego. Instytut dysponuje obszernymi materiałami archiwalnymi, gromadzonymi i uaktualnianymi przez ponad 50 lat, dotyczącymi rozprzestrzenienia, składu gatunkowego i wielkościowego zespołów ryb oraz ich zmian w jeziorach Polski. Materiały te, w zestawieniu z bogatymi danymi środowiskowymi, są jedynymi masowymi materiałami tego typu w Polsce. Instytut posiada takŝe bogate doświadczenie w waloryzowaniu ekosystemów wodnych dla celów naukowych i praktycznych. Dysponuje nowoczesnym warsztatem badawczym i wyspecjalizowaną kadrą.po szeregu odbytych spotkań w ramach bliźniaczego projektu polsko-niemieckiego, dokonaliśmy w Instytucie wstępnej oceny posiadanych materiałów oraz naszych sił i środków. PoniewaŜ ocena ta wypadła pomyślnie, Instytut sporządził stosowną ofertę realizacji projektu, w której przedstawił zakres niezbędnych prac, harmonogram i kosztorys. Prace obejmują zebranie i weryfikację materiałów, przeprowadzenie analiz statystycznych, opracowanie modelu i oprogramowania a takŝe ich testowanie, weryfikację, adaptację i końcowe wdroŝenie. Wymienione prace mogą zostać wykonane w ciągu dwóch lat, przy czym przewidujemy, Ŝe ostatnie etapy prac mogą być wykonywane równolegle z obligatoryjnym monitoringiem ichtiofauny jezior. Przewidujemy, Ŝe po roku od rozpoczęcia realizacji projektu, moŝliwe będzie rozpoczęcie monitoringu jezior. 2

15 PROJEKT EU-STAR: STANDARYZACJA SYSTEMÓW KLASYFIKACJI RZEK - KALIBRACJA BIOLOGICZEJ OCENY JAKOŚCI WÓD NA POTRZEBY EKOLOGICZNEJ KLASYFIKACJI RZEK ZGODNEJ Z WYMAGANIAMI EUROPEJSKIEJ DYREKTYWY WODNEJ Barbara Bis Katedra Zoologii Bezkręgowców i Hydrobiologii; Interdyscyplinarne Centrum Oceny i Zarządzania Wodami Śródlądowymi Uniwersytetu Łódzkiego, Łódź, ul. Banacha 12/16; barbis@biol.uni.lodz.pl, b.bis@t.com.pl Projekt STAR jest związany z wdroŝeniem Ramowej Dyrektywy Wodnej UE (WFD), wprowadzającej do ustawodawstwa europejskiego dotyczącego gospodarki wodnej - wymóg oceny stanu ekologicznego wód powierzchniowych w oparciu o pełną biologiczną analizę wszystkich grup organizmów wodnych (makrofity, fitobentos, fitoplankton, makrobezkręgowce denne, ryby). Projekt miał na celu ujednolicenie procedury badań i oceny ich wyników, a w konsekwencji - uzyskanie porównywalnej oceny jakości oraz stanu ekologicznego rzek Europy na podstawie kompleksowych badań ekologicznych. Zespół Uniwersytetu Łódzkiego jako koordynator i główny wykonawca projektu w Polsce uczestniczył w realizacji następujących zadań badawczych: 1.Utworzenie bazy biologicznych danych archiwalnych W ramach realizacji tego zadania została przygotowana i uzupełniona lista gatunków bezkręgowców występujących w polskich rzekach na podstawie wcześniejszych danych, porównana z listą europejską, utworzoną przez uczestników programu STAR i Fauna Europea (UŁ; IOŚ Warszawa). 2.Wytypowanie miejsc poboru prób reprezentujących gradient biogeograficzny badanych ekoregionów tj. wybór rzek referencyjnych i stanowisk o róŝnym stopniu zróŝnicowania zmian antropogenicznych Celem było wytypowanie rzek posiadających zróŝnicowaną charakterystykę środowiskową i róŝny status ekologiczny - ogółem, do prac badawczych projektu STAR wytypowano 26 średniej wielkości rzek nizinnych Polski Centralnej w ekoregionach 14 i 16 (UŁ; AR - Poznań). 3.Przeprowadzenie badań hydrobiologicznych na średniej wielkości rzekach nizinnych Polski Centralnej Realizacja tego zadania miała na celu dostarczyć konsorcjum STAR kompletnego zbioru danych dotyczących dwóch typów rzek europejskich: (1) małych, płytkich strumieni wyŝynnych i (2) średnich, głębszych rzek nizinnych, połoŝonych w Centralnej i Północnej Europie. Uniwersytet Łódzki jako główny wykonawca zadań projektu STAR na terenie kraju był odpowiedzialny za koordynację badań i przeprowadzenie poboru prób oraz analizy laboratoryjne całości materiału biologicznego. Badania przeprowadzono w 26 systemach rzecznych, przy zachowaniu pełnego 5 stopniowego jakościowego gradientu ekologicznego (high-good-moderate-poor-bad). Badania hydrobiologiczne obejmowały pobór prób trzech grup organizmów wodnych: (1) okrzemek badania przeprowadzono raz w roku według protokołu TDI (Trophic Diatom Index; UŁ); (2) makrobezkręgowców pobór prób wykonano według dwóch protokołów: protokołu AQEM/STAR oraz protokołu krajowego - dwukrotnie w ciągu roku (UŁ); oraz (3) odłów zespołów ryb - badania przeprowadzono wg standardu CEN, raz w roku (AR- Poznań). Dla kaŝdego stanowiska badawczego skompletowano dane dotyczące 130 parametrów hydrologicznych, abiotycznych i ekomorfologicznych, zawartych w protokole danych środowiskowych (UŁ). Ocenę stopnia degradacji/naturalności systemu rzecznego według protokołu RHS (River Habitat Survey) oraz badania makrofitów wykonane zostały przez zespół Akademii Rolniczej w Poznaniu dwukrotnie w ciagu roku. 4.Weryfikacja/audit oznaczeń gatunkowych zespołów makrobezkręgowców i okrzemek Przeprowadzono weryfikację błędów dla wystandaryzowania metod poboru prób, procedur laboratoryjnych, identyfikacji materiału biologicznego [makrobezkręgowców i okrzemek] oraz dla właściwej oceny wpływu popełnianych błedów proceduralnych na poprawność ocen statusu ekologicznego rzek. 5.Synteza wyników biologicznej oceny jakości wód z wykorzystaniem fauny dennej Celem tego zadania było porównanie i kalibracja wyników pochodzących z róŝnych metod biologicznej oceny jakości wód, szczególnie w zakresie błędów i dokładności przy klasyfikowaniu granic zakresu danego statusu ekologicznego ściśle w odniesieniu do warunków referencyjnych. 3

16 6.Porównanie systemów oceny jakości wód opartych na róŝnych grupach organizmów Realizacja zadań miała na celu porównanie róŝnic pomiędzy wybranymi grupami organizmów wskaźnikowych oraz systemami metrycznymi oraz ustalenie najlepszych procedur dla uzyskania zintegrowanej oceny statusu ekologicznego zgodnie z WFD. 7. Rekomendacje dla Europejskiego Komitetu Normalizacji CEN dotyczące standaryzacji metod zgodnych z Ramową Dyrektywą Wodną. Na podstawie wszystkich zebranych danych zostały zarekomendowane najlepsze metody biologicznej oceny jakości wód dla całego gradientu biogeograficznego Europy w odniesieniu do róŝnych typów degradacji i wpływów antropogenicznych słuŝące właściwej klasyfikacji statusu ekologicznego, w tym statusu referencyjnego rzek o określonej typologii. 8. Ocena przydatności biologicznych i ekologicznych cech gatunkowych (species traits) fauny dennej i okrzemek dla zdefiniowania typologii warunków referencyjnych oraz oceny stanu ekologicznego systemów rzecznych. Analizowano strategie Ŝyciowe organizmów wodnych (fauna denna, okrzemki) - uzyskane wyniki będą podlegać standaryzacji dla określania granic pomiędzy róŝnym statusem ekologicznym wód i charakterystyką strukturalną i funkcjon alną zespołów biotycznych oraz dla proceduralnego zweryfikowania proponowanego systemu cech i miar biologicznych jako efektywnego i tym samym strategicznego narzędzia biomonitoringu wód bieŝących. Baza danych - zawierająca pełną charakterystyką biologiczną i ekologiczną organizmów wodnych obejmuje 455 taksonów okrzemek oraz 590 taksonów bezkręgowców wodnych zasiedlajacych rzeki Europy. 9. Rola analiz przestrzennych w weryfikacji ekologicznych ocen jakości wód Realizacja zadań tego pakietu roboczego miała pozwolić oszacować, w jaki sposób poszczególne grupy wskaźnikowe będą mogły zostać uŝyte do oceny statusu ekologicznego rzeki w odpowiednich skalach analiz przestrzennych. PROJEKT STAR: W KIERUNKU EUROPEJSKIEJ TYPOLOGII RZEK I STRUMIENI W OPARCIU O BIOLOGICZNE I EKOLOGICZNE CECHY GATUNKOWE BEZKRĘGOWCÓW WODNYCH Barbara Bis 1, Philippe Usseglio-Polatera 2, Virginie Archaimbauld 2, Astrid Schmidt-Kloiber 3, Paulo Pinto 4, Manuela Morais 4, Andrea Buffagni 5, Konstas Gritzalis 6, Ioannis Karaouzas 6, II ja Krno 7 1 Uniwersytet Łódzki (Poland), 2 Université de Metz (France), 3 BOKU (Austria), 4 Univ. Evora (Portugal), 5 CNR-IRSA (Italy), 6 NCMR (Greece), 7 Univ. Bratyslava (Slovakia) Jednym z głównych zadań projektu STAR było opracowanie i zweryfikowanie potencjalnych moŝliwości wykorzystania klasyfikacji funkcjonalnej opartej na analizie biologicznych i ekologicznych cech gatunkowych zespołów fauny dennej (species traits analysis). Zastosowanie i zdefiniowania uŝyteczności tych miar jako narzędzi w standardowym monitoringu (przykładowo PC Expert System we Francji) badano zarówno dla (1) określenia funkcjonalnych wzorców w oparciu o warunki referencyjne, tym samym do (2) efektywnego wykorzystania w ekologicznej ocenie stanu wód (5 klas jakości), a w konsekwencji do próby (3) określenia funkcjonalnej klasyfikacji rzek i strumieni w gradiencie biogeograficznym Europy. Opracowana podczas STAR - zintegrowana lista bezkręgowców wodnych rzek europejskich wraz z ich profilami biologicznych i ekologicznych cech gatunkowych - analizowana podczas projektu zawierała informacje autekologiczną dla 590 taksonów. Przedstawione wyniki badań dotyczą analiz zaleŝności pomiędzy funkcjonalną strukturą zespołów fauny dennej (określoną na podstawie struktury bioi ekologicznych cech gatunkowych) a uwarunkowaniami środowiskowymi w celu określenia typologicznych róŝnic/dystansu wśród zespołów fauny dennej referencyjnych strumieni i rzek Europy. Wyniki dotyczą róŝnych skal przestrzennej analizy od stanowisk, fragmentu dorzecza do ekoregionów.komplementarność biologicznych i ekologicznych cech gatunkowych w specyficznych referencyjnych warunkach środowiskowych i znaczenie określonych ich kombinacji (frekwencji) przedstawia wartościową perspektywę opracowania i rozwoju kompleksowego systemu ocen dla określania warunków referencyjnych o róŝnej typologii i róŝnym stopniu degradacji systemów rzecznych. 4

17 MAKROZOOBENTOS STRUMIENI I RZEK SUDETÓW I PRZEDGÓRZA SUDECKIEGO Jan Błachuta IMGW Oddział we Wrocławiu ul. Parkowa Wrocław, blachuta@biol.uni.wroc.pl, tel.: , fax : W pracy przedstawiono charakterystykę zespołu makrozoobentosu 9 potoków w Sudetach (typ 3: potoki sudeckie) i 12 potoków w Sudetach i na Przedgórzu Sudeckim (typ 4: potoki wyŝynne krzemianowe z substratem gruboziarnistym zachodnie). Stanowiska do badań wybrano zgodnie z metodyką zalecaną przez AQEM (2002) tak, by charakteryzowały się minimalnym oddziaływaniem antropogenicznym, przynajmniej w odniesieniu do makrozoobentosu. W potokach typu 3 zidentyfikowano 82, natomiast w potokach typu 4 88 taksonów makrozoobentosu (bez Chironomidae). Największą częstość występowania w potokach typu 3 miały jętki Baetis alpinus i B. rhodani, widelnica Protonemura nimborum i chruścik Drusus discolor. W potokach typu 4 największą częstotliwość występowania równieŝ miały jętki Baetis rhodani, Rhitrogena semicolorata, Ecdyonurus dispar, Ephemerella ignita i Paraleptophlebia submarginata oraz chruściki Hydropsyche angustipennis i Rhyacophila nubila. Ocenę makrozoobentosu przeprowadzono wykorzystując cztery wskaźniki biocenotyczne: saprobowy S, zróŝnicowania H, TBI oraz BMWP w modyfikacji Soszki i in. (2004). Wskaźnik saprobowy był wyraźnie niŝszy w potokach typu 3 niŝ w 4 (odpowiednio od 0,74 do 1,26; średnio 0,92 i od 1,11 do 1,58; średnio 1,38). Odwrotne wartości przybierał wskaźnik BMWP PL (w potokach typu 3 od 38 do 99; średnio 71,1, w potokach typu 4 od 58 do 146; średnio 91,8). Pozostałe dwa wskaźniki w potokach obu typów miały zbliŝone wartości. Wskaźnik TBI w potokach typu 3 zmieniał się od 8 do 10; średnio 9,1; natomiast w potokach typu 4 od 8 do 10; średnio 9,1. Wskaźnik róŝnorodności H w potokach typu 3 był w zakresie od 1,52 do 30,82; średnio 3,15; a w potokach typu 4 od 1,40 do 3,93; wartość średnia była nieznacznie niŝsza 2,96. TYPOLOGIA RZEK I STRUMIENI POLSKI Jan Błachuta 2,Katarzyna Czoch 1, Krzysztof Kulesza 1, Joanna Picińska-Fałtynowicz 2 1 IMGW Oddział w Krakowie 2 IMGW oddział we Wrocławiu W pracy przedstawiono abiotyczną charakterystykę typów rzek i potoków wyznaczonych na obszarze Polski w dorzeczu Odry i Odry. Podano takŝe opis warunków abiotycznych, umoŝliwiających identyfikację poszczególnych typów, a tam gdzie było to moŝliwe, ich wstępną charakterystykę biologiczną. W oparciu o system A typologii rzek (załącznik II Ramowej Dyrektywy Wodnej), na podstawie warunków abiotycznych wyznaczono w Polsce 26 typów rzek. W krajobrazie górskim (> 800 m n.p.m.) wyznaczono trzy typy; w krajobrazie wyŝynnym ( m n.p.m.) dwanaście, w nizinnym (< 200 m n.p.m.) siedem typów, natomiast cztery typy uznano za niezaleŝne od krajobrazu (tabela 1). Na całym obszarze Polski najliczniej jest reprezentowany typ 17 potok nizinny piaszczysty. W dorzeczu Odry, Wisły i pozostałych rzek Polski jest 1797 jednolitych części wód [JCW] reprezentujących ten typ. W dalszej kolejności pod względem reprezentatywności w porównywalnej liczbie (od 241 do 321) są: typ 6 potoki wyŝynne węglanowe z substratem drobnoziarnistym (321 JCW), typ 12 potoki fliszowe (274 JCW), typ 16 potoki nizinne (297 JCW), potoki nizinne Ŝwirowe (303 JCW), typ 19 rzeki nizinne piaszczysto-gliniaste (241) i typ 23 potoki na obszarze będącym pod wpływem procesów torfotwórczych (318 JCW). Aktualnie dla większości typów charakterystyki biologiczne są dopiero opracowywane. 5

18 Tabela 1. Liczba jednolitych części wód [JCW] w dorzeczach Odry, Wisły i pozostałych rzek Polski. Nr Typ rzeki: Liczba JCW dorzecze Odry Liczba JCW dorzecze Wisły Liczba JCW pozostałe RAZEM JCW 0 Typ nieokreślony Krajobraz górski (> 800 m n.p.m.) 1 Potok tatrzański krzemianowy Potok tatrzański węglanowy Potok sudecki Krajobraz wyŝynny ( m n.p.m.) 4 Potok wyŝynny krzemianowy z substratem gruboziarnistym zachodni 5 Potok wyŝynny krzemianowy z substratem drobnoziarnistym zachodni 6 Potok wyŝynny węglanowy z substratem drobnoziarnistym 7 Potok wyŝynny węglanowy z substratem gruboziarnistym 8 Mała rzeka wyŝynna krzemianowa zachodnia 9 Mała rzeka wyŝynna węglanowa Średnia rzeka wyŝynna zachodnia Potok wyŝynny krzemianowy z substratem 1 1 gruboziarnistym wschodni 12 Potok fliszowy Mała rzeka wyŝynna krzemianowa 8 8 wschodnia 14 Mała rzeka fliszowa Średnia rzeka wyŝynna wschodnia 9 9 Krajobraz nizinny (< 200 m n.p.m.) 16 Potok nizinny lessowo-gliniasty Potok nizinny piaszczysty Potok nizinny Ŝwirowy Rzeka nizinna piaszczysto-gliniasta Rzeka nizinna Ŝwirowa Wielka rzeka nizinna Rzeka przyujściowa pod wpływem wód słonych

19 NiezaleŜne od krajobrazu i ekoregionu 23 Potok lub strumień na obszarze będącym pod wpływem procesów torfotwórczych 24 Mała i średnia rzeka na obszarze będącym pod wpływem procesów torfotwórczych 25 Ciek łączący jeziora Ciek w dolinie wielkiej rzeki nizinnej RAZEM MODELE EKOHYDROLOGICZNE JAKO NARZĘDZIE INTEGRUJĄCE DLA WSPIERANIA DECYZJI W GOSPODAROWANIU WODAMI I OSIĄGANIU DOBREGO STANU/POTENCJAŁU EKOLOGICZNEGO WÓD. Jan Bocian Interdyscyplinarne Centrum Oceny i Zarządzania Wodami Śródlądowymi Uniwersytetu Łódzkiego Łódź, ul. Banacha 12/16, bocian@biol.uni.lodz.pl, tel.: , fax: Podstawowym celami środowiskowymi zgodnie z artykułem 4 Ramowej Dyrektywy Wodnej 2000/60/WE dla wód powierzchniowych jest osiągniecie dobrego stanu ekologicznego wód lub dobrego potencjału ekologicznego silnie zmienionych części wód w 2015r. MoŜliwość osiągnięcia załoŝonych celów będzie moŝliwa wyłącznie na podstawie diagnozy stanu oraz określenia kluczowych presji i oddziaływań obniŝających stan ekologiczny wód. Określenie wpływu któtko- jak i długoterminowego presji i oddziaływań na stan ekologiczny wód będzie moŝliwe w oparciu o wykorzystanie modeli ekologicznych funkcjonowania systemów wodnych jak i ich zaleŝności od procesów zachodzących w zlewni. Wyłącznie poprawnie zidentyfikowane współzaleŝności pomiędzy działalnością człowieka a zmianami stanu wód pozwolą na opracowanie skutecznych narzędzi w ramach programu działań dla skutecznego wdroŝenia wymagań RDW. NaleŜy zwrócić uwagę na wieloaspektowy wymiar podejmowanych działań administracyjno-prawno-naprawczych i ich wpływu na stan ekologiczny wód którego optymalizacja moŝliwa jest na bazie modeli zlewniowo-ekologicznych uwzględniających wskaźnik koszty/efektywność. Efektywność w tym wypadku rozumiana jako poprawa stanu/potencjału ekologicznego wód. Przykładem narzędzia pozwalającego na optymalizację działań jest Model Wspierania Decyzji Inwestycyjnych w Programie Regionalnym Warta (Bocian i in. 2002) opracowany dla określenia harmonogramu efektywnej rekultywacji Zbiornika Jeziorsko. Głównym problemem ekologicznym w Zb. Jeziorsko jest wstępowanie toksycznych zakwitów sinic w okresie letnim w wyniku postępującej eutrofizacji wód. Opracowany model pozwala na określenie kolejności realizacji inwestycji na podstawie maksymalizacji efektu ekologicznego tj. ograniczenia moŝliwości występowania zakwitów sinic w Zbiorniku Jeziorsko. Bocian, J., Zalewski M., Mienshutkin V., Klekowski R.Z., Model wspierania decyzji inwestycyjnych w Programie Regionalnym Warta pod kątem przygotowania wniosków o środki pomocowe Unii Europejskiej. Streszczenie 17pp. Warta Sp. z o.o. 7

20 MOśLIWOŚĆ WYKORZYSTANIA EUROPEJSKIEGO INDEKSU RYBNEGO EFI OPRACOWANEGO W RAMACH PROJEKTU FAME DO OCENY STANU EKOLOGICZNEGO RZEK W POLSCE. Jan Bocian 1, Łapińska M. 2, Błachuta J. 3, Debowski P. 4, Kaczkowski Z. 2, Kotusz J. 5, Kukuła K. 6, Przybylski M. 7, Wisniewolski W. 8, Zalewski M. 2,9 1 Interdyscyplinarne Centrum Oceny i Zarządzania Wodami Śródlądowymi Uniwersytetu Łódzkiego 2 Katedra Ekologii Stosowanej Uniwersytetu Łódzkiego, 3 Zakład Badania Jakości Zasobów Wodnych Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej o. Wrocław 4 Zakład Ryb Wędrownych Instytutu Rybactwa Śródlądowego, 5 Muzeum Przyrodnicze Uniwersytetu Wrocławskiego, 6 Zakład Biologii Środowiska Uniwersytetu Wrocławskiego, 7 Zakład Ekologii Kręgowców Uniwersytetu Łódzkiego 8 Zakład Rybactwa Rzecznego Instytutu Rybactwa Śródlądowego 9 Międzynarodowe Centrum Ekologii Polskiej Akademii Nauk Europejski Indeks Rybny został opracowany w ramach projektu 5 Programu Ramowego Unii Europejskiej Rozwój, Ocena i Zastosowanie Opartej na Indeksach Ryb Standardowej Metody Oceny Stanu Ekologicznego Rzek Europejskich FAME. Kluczowym celem projektu było opracowanie metody oceny stanu ekologicznego wód na bazie pan-europejskiego podejścia i dostępnych danych minitoringowych. Dla przeprowadzenia analiz warunków referencyjnych oraz stopnia degradacji rzek w Europie opracowana została baza danych zespołów rybnych oraz charakterystyki abiotycznej - FIDES obejmująca stanowisk na rzek europejskich w obrębie 17 z 25 ekoregionów. W ramach projektu opracowano: - bazę danych FIDES, - EFI - metodę oceny stanu ekologicznego wód w oparciu o modelowanie warunków występowania zespołów ryb, - oprogramowanie i instrukcję do określania Europejskiego Indeksu Rybnego oraz klasyfikację stanu ekologicznego stanowisk na jego podstawie, - opracowano w koncepcję typologii rzek w oparciu o zespoły ryb, - koncepcję i metodę określania warunków referencyjnych, - koncepcję wstępnej klasyfikacji stanowisk w oparci o parametry środowiskowe, - dokonano ujednoliconej klasyfikacji gatunków ryb występujących w krajach uczestniczących w projekcie, - uzgodniono procedurę poboru prób do analiz oceny stanu ekologicznego rzek w oparciu o metodę elektropołowu standard CEN EN 1401, - określono ograniczenia w zakresie stosowania metody, - określono metodę wyboru parametrów niezbędnych do dokonania oceny stanu ekologicznego. Weryfikacja opracowanej metody została dokonana na podstawie 218 wykonanych nowych elektropołowów na 121 rzekach w 12 ekoregionach. Testowanie wykonane w Polsce wykazało ponad 90% zgodność wyników uzyskanej oceny dokonanej z wykorzystaniem nowej metody EFI z abiotyczną preklasyfikacją stanowisk i oceną ekspercką. 8

21 LOKALIZACJA TERENÓW WRAśLIWYCH NA ZANIECZYSZCZENIA AZOTEM I FOSFOREM WÓD POWIERZCHNIOWYCH W POLSCE Jan Brzozowski Jan, Grzegorz Wodecki, Bogusław Ryba Instytut Budownictwa Mechanizacji i Elektryfikacji Rolnictwa ul. Rakowiecka 32, Warszawa brzozj@ibmer.waw.pl tel.: (22) , (22) , fax: (22) w.296 Zanieczyszczenia rolnicze wód głównie azot i fosfor, w róŝnych związkach chemicznych, pochodzą głównie z nawozów mineralnych i organicznych, jak równieŝ ze ścieków bytowych. Zanieczyszczenia azotem i fosforem zwiększają podatność tych wód na eutrofizację, a w konsekwencji ograniczają ich przydatność do rekreacji a w skrajnych przypadkach prowadzą do zniszczenia Ŝycia biologicznego wód. Szkody spowodowane przez glony w ekosystemach morskich widoczne są szczególnie w redukcji połowów ryb, szczególnie gatunków delikatesowych. Wyłania się, zatem problem pochodzenia biogenów, czyli miejsca ich uwalniania do środowiska. Czy są to ścieki z zanieczyszczeń bytowych czy teŝ związane z produkcją rolniczą a szczególnie hodowlą.problemy polskiego rolnictwa są bardzo istotne dla gospodarki morskiej Bałtyku ze względu na skalę polskiego rolnictwa. Obszarowo zajmuje ono 42% rolnictwa zlewni Bałtyku, a 51% rolnictwa krajów członkowskich Bałtyckiej Agendy 21. Wg danych z raportu Bałtyckiej Agendy 21 [1] Polska zajmuje czołowe miejsce pod względem ilości spływu azotu i fosforu wodami rzek krajów basenu morza Bałtyckiego rys.1 i rys.2. Rys. 1. Spływ azotu z wodami rzek krajów Bałtyckiej Agendy 21 [tony], źródło: Bałtycka Agenda 21 Biennial Report [1] Rys. 2. Spływ fosforu z wodami rzek krajów Bałtyckiej Agendy 21 [tony], źródło: Bałtycka Agenda 21 Biennial Report [1] 9

22 2. Model przestrzenny Ze względu na fakt, Ŝe migracje azotu i fosforu odbywają się na nieco innych zasadach, wykonano oddzielne modele, na podstawie, których określono tereny wraŝliwe.model fosforu oparto na sześciu warstwach tematycznych, gdzie róŝnym obszarom przyporządkowano dodatkowo róŝne wagi: 1. Warstwa nawoŝenia całkowitego (oddzielnie dla azotu i fosforu). 2. Warstwa uŝytkowania terenu rolniczego. 3. Warstwa spadków terenu. 4. Warstwa opadów meteorologicznych. 5. Warstwa przepuszczalności gleb. 6. Warstwa odczynu gleby. Wyniki modelowania są przedstawione w formie map z zaznaczonymi na czerwono i pomarańczowo terenami wraŝliwymi. OCENA STANU EKOLOGICZNEGO JEZIOR METODĄ MAKROFITOINDYKACJI (MFI) Hanna Ciecierska Katedra Botaniki i Ochrony Przyrody, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie Pl. Łódzki 1, Olsztyn - Kortowo makrof@uwm.edu.pl, tel.: 089, , dom 089, Głównym celem pracy było sprawdzenie przydatności polskiej metody makrofitoindykacji (MFI) do oceny stanu ekologicznego jezior zgodnie z wymaganiami Ramowej Dyrektywy Wodnej Unii Europejskiej. Metoda MFI opiera się na strukturalno-przestrzennych układach roślinności całego litoralu jezior. Głównymi wielkościami opisującymi roślinność (metriksy) jest liczba zbiorowisk i powierzchnie jakie zajmują w zbiornikach. Natomiast miarą stanu ekologicznego są wartości makrofitowego wskaźnika stanu ekologicznego jezior (ESMI_L), którego zakres zmienności zawiera się pomiędzy 1-0. Granice wartości ESMI_L dla poszczególnych grup makrofitowego stanu ekologicznego jezior wyznaczono na podstawie jakościowych i ilościowych wartości wskaźnikowych roślinności litoralu. Zaproponowano roślinną klasyfikacje trzech typów jezior: stratyfikowane i niestratyfikowane (szeregu mezo-, eutroficznego) oraz lobeliowe (szeregu oligohumusowego). Właściwą ocenę stanu ekologicznego róŝnych typów jezior (n = 92, jezior powyŝej 50 ha) uzasadniono licznie przeprowadzonymi analizami statystycznymi: PCA, PCCA, RDA, Analizy Skupień - z wykorzystaniem testów istotności statystycznej. 10

23 OCENA STANU BIOCENOZ WODNYCH - WSKAŹNIKI NATURALNOŚCI I CENNOŚCI BIOCENOTYCZNEJ Stanisław Czachorowski Katedra Ekologii i Ochrony Środowiska, UWM w Olsztynie pl. Łódzki 3 stanislaw.czachorowski@uwm.edu.pl W wielu metodach oceny stanu ekologicznego wód uwzględniana jest wraŝliwość poszczególnych gatunków na róŝnorodne zanieczyszczenia wody. W konsekwencji metody te koncentrują się na ocenie czystości wody, a nie kondycji samego ekosystemu, w szczególności biocenozy. Próbami rozwiązania tego problemu są syntetyczne wskaźniki ekologiczne. Jednym z nich jest ocena róŝnorodności i liczby gatunków. Metody te mają liczne wady. W referacie zaprezentowane zostaną nowe podejścia, oparte na zróŝnicowanych strategiach Ŝyciowych, walencji ekologicznej, zróŝnicowanej odporności na stres i zaburzenia oraz rzeczywistej ocenie zagrodzenia wyginięciem gatunków (wg czerwonych list). Zaprezentowane zostaną dwa wskaźniki naturalności oraz trzy modyfikacje wskaźnika cenności biocenotycznej. Przedstawione zostaną przykładowe wyliczenia dla wybranych rzek, jezior, strumieni, torfowisk i źródeł w oparciu o faunę chruścików (Trichoptera), wazek (Odonata) i chrząszczy wodnych (Coleoptera). Zaletą wskaźnika naturalności jest brak wpływu wielkości powierzchni badawczej (ekosystemu) i wyraźny wpływ wieku (przeciwnie do wskaźników róŝnorodności). Ze względu na wykorzystanie owadów wodnych, których stadia larwalne Ŝyją w wodzie natomiast imagines w środowisku lądowym, wskaźniki dobrze oddają antropogeniczne zmiany nie tylko w samym zbiorniku wodnym (jakość siedliska), ale takŝew najbliŝszym otoczeniu. Pozwoli to w pełniejszym stopniu oceniać stan ekologiczny zbiorników ZASTOSOWANIE TELEDETEKCJI DO SYSTEMU MONITOROWANIA POWIERZCHNI ZIEMI W ODNIESIENIU DO NATURY 2000 I RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ NA PRZYKŁADZIE OBSZARU DOLINY BIEBRZY Katarzyna Dąbrowska-Zielińska, Maria Gruszczyńska, Stanisław Lewiński Instytut Geodezji i Kartografii Zakład Teledetekcji Modzelewskiego 27, Warszawa W ostatnich latach nastąpił silny rozwój techniki satelitarnej i permanentnego dostarczania informacji o powierzchni Ziemi, zjawiskach i zachodzących procesach. Wyrazem zainteresowań Komisji Europejskiej problematyką satelitarnego monitoringu środowiska jest powołanie w 2003 r., wspólnie z Europejską Agencją Kosmiczną, Programu GMES (Globalny Monitoring Środowiska i Bezpieczeństwa). Program GMES podzielony jest na tematykę Środowisko i Bezpieczeństwo. Tematyka Środowisko obejmuje zadania monitorowania oceanów, atmosfery oraz powierzchni Ziemi. Do tej części monitorowania naleŝą badania zasobów wodnych, rozwoju roślinności, jak równieŝ utworzenie i udostępnienie systemu wczesnego ostrzegania jak zagroŝenia wywołane zjawiskiem susz i powodzi w celu zapewnienia odpowiedniego zarządzania środowiskiem. W dniu 14 listopada 2005 Komisja Europejska rozpoczęła pilotaŝową fazę tego programu. Jego celem jest wprowadzenie w Ŝycie pierwszych serwisów informacyjnych dotyczących obserwacji Ziemi. Kompleksowy system obserwacji Ziemi, z wykorzystaniem technik satelitarnych oraz pomiarów in-situ jest sprawą kluczową dla zapewnienia stałego monitorowania środowiska, którego jednym z podstawowych zadań jest określanie niedoborów wody, zanieczyszczeń wód, ochrony obszarów roślinnych. GMES ma za zadanie dostarczenie danych do weryfikacji polityki unijnej dotyczącej środowiska jak np. traktat z Kyoto, dyrektyw unijnych oraz dostarczanie i wykorzystanie danych o środowisku przez odpowiednich uŝytkowników, jak równieŝ ma zapewnić finansowe i instytucjonalne podstawy funkcjonowania systemu i jego ewolucji. Zdjęcia satelitarne dzięki synoptycznemu i przestrzennemu przedstawieniu powierzchni kraju dostarczają wielu informacji o zachodzących zjawiskach. Charakteryzują się one róŝną rozdzielczością przestrzenną, jak równieŝ róŝnym zakresem rejestracji promieniowania elektromagnetycznego. W badaniach prowadzonych przez Zakład 11

24 Teledetekcji OPOLIS w Instytucie Geodezji i Kartografii prowadzone są prace nad zastosowaniem informacji pochodzących z satelitów rejestrujących fale w zakresie optycznym jak i mikrofalowym przechodzącym przez chmury. W niniejszym artykule zostaną przedstawione prace dla obszaru mokradeł Biebrzańskich z wykorzystaniem satelitów LANDSAT ETM, SPOT VEGETATION, TERRA- ASTER i TERRA MODIS, jak równieŝ satelitów wysyłających i odbierających promieniowanie mikrofalowe, przechodzące przez chmury jak ERS SAR i ENVISAT ASAR. Badania dotyczyły wyznaczenia obszarów poszczególnych zbiorowisk roślinnych, ich zmian (zastosowanie wieloczasowych zdjęć satelitarnych), jak równieŝ oszacowania wilgotności gleby oraz wieloczasową jej zmienność. Rejestrowana przez satelity temperatura powierzchni czynnej została wykorzystana do szacowania ewapotranspiracji i jej dynamiki. W badaniach przedstawiono wartości tzw. Powierzchni Projekcyjnej Liści {LAI} charakteryzujące masę roślinną jak równieŝ frakcję Akumulowanej Readiacji w Zakresie Fotosyntezy (fapar) charakteryzującą ilość energii promieniowania wykorzystaną w fotosyntezie. Zastosowana teledetekcyjna metoda monitorowania obszarów roślinnych jak Obszary Specjalnej Ochrony objęte przez NATURĘ 2000, jak równieŝ przedstawienie zmienności tych obszarów przyczyni się do zapobiegania dalszej degradacji, ochronie i polepszaniu stanu ekosystemów wodnych i lądowych zwłaszcza terenów podmokłych zgodnie z Unijną Dyrektywą Wodną. PROJEKT TESTOWANIA METOD OCENY STANU EKOLOGICZNEGO RZEK POLSKI W OPARCIU O BADANIA ICHTIOFAUNY Piotr Dębowski 1, Jan Bocian 2 1 Instytut Rybactwa Śródlądowego, Zakład Ryb Wędrownych, pdebow@infish.com.pl ul. Reduta śbik 5, Gdańsk 2 Interdyscyplinarne Centrum Oceny i Zarządzania Wodami Śródladowymi Uniwersytetu Łódzkiego Ramowa Dyrektywa Wodna wprowadza miedzy innymi wymóg oceny i klasyfikacji rzek w oparciu o zasiedlające je zespoły rybne. Specyficzne cechy ryb i ich zespołów powodują, Ŝe bardzo dobrze nadają się one do oceny jakości środowiska rzecznego i pozwalają na zintegrowaną analizę presji człowieka na rzeki w długim horyzoncie czasowym. Na świecie istnieją systemy oceniające stan środowiska w oparciu o badania ichtiofauny. Wypracowanie takich systemów wymaga jednak zgromadzenia bardzo duŝych zasobów róŝnorodnych, szczegółowych danych, a ich analiza i końcowa synteza - skomplikowanych metod naukowych. Wszystkie takie indeksy mają takŝe, co najmniej jedną, wspólną wadę: nadają się do zastosowania właściwie tylko na obszarze, na którym zostały opracowane. Ich zastosowanie poza tym obszarem, niesie ryzyko znacznego zmniejszenia adekwatności. W latach realizowano projekt FAME. Celem tego projektu było opracowanie zgodnej z Ramową Dyrektywą Wodną metody oceny stanu ekologicznego rzek na podstawie ichtiofauny. Podstawą do opracowania metody było sporządzenie bazy danych o rybach oraz charakterystyki środowiska ich występowania w rzekach europejskich (FIDES). Opierając się na tych danych opracowano indeks EFI (Europejski Indeks Rybny) pozwalający oceniać jakość stanu środowiska na podstawie 10 parametrów charakteryzujących ichtiofaunę danego stanowiska i 19 parametrów opisujących jego cechy geograficzne, fizykochemiczne itp. W Polsce nie wypracowano jednolitej metody wiąŝącej cechy charakteryzujące ichtiofaunę ze stanem środowiska. Przypadki takiego zastosowania wyników badań ichtiofaunistycznych były nieliczne i miały zdecydowanie bardziej naukowy niŝ praktyczny cel. Opracowanie takiej metody jest warunkiem niezbędnym dla wdroŝenia Ramowej Dyrektywy Wodnej.W ramach Projektu Bliźniaczego WdroŜenie Ramowej Dyrektywy Wodnej PL2002/IB/EN/01 zespół ekspertw grupy roboczej ds. ichtiologicznej oceny wód powierzchniowych dokonał przeglądu moŝliwości wykonania zadań określonych wymaganiami Ramowej Dyrektywy Wodnej w odniesieniu do ryb. Za punkt wyjścia do dalszych prac uznano następujący stan wiedzy w tym zakresie: brak standardowego monitoringu ryb w rzekach i badań ukierunkowanych na stworzenie takiego monitoringu, rozproszenie istniejących danych dotyczących stanu ichtiofauny wśród róŝnych instytucji i programów naukowych oraz brak instytucji gromadzącej i przetwarzającej takie dane, istnienie dość duŝych zasobów danych historycznych pozwalających na usystematyzowaną ocenę 6 zdefiniowanych przez ekspertów rybnych typów rzek, istnienie dostępnego formatu bazy danych FIDES opracowanego w ramach projektu FAME. Zgodnie z opinią grupy ekspertów istnieje moŝliwość zastosowania w Polsce Europejskiego Indeksu Rybnego po jego wcześniejszym szczegółowym przetestowaniu. W tym celu niezbędne jest, w pierwszej 12

25 kolejności, dokonanie systematycznego przeglądu i oceny istniejących danych oraz utworzenie centralnej bazy danych zgodnej z formatem bazy FIDES, a następnie, w oparciu o te dane, określenie stosowalności indeksu dla rzek Polski.W ramach prac grupy opracowana została propozycja projektu badawczego pozwalającego na ocenę przydatności i zakresu stosowalności EFI do oceny stanu ekologicznego rzek w Polsce w oparciu o dane historyczne i wstępną ocenę stanu ekologicznego wód w zakresie zgromadzonych i przetworzonych w ramach projektu danych. ZASTOSOWANIE PARAMETRÓW FUNKCJONOWANIA EKOSYSTEMU DO OCENY I ZARZĄDZANIA EKOLOGICZNYM STANEM RZEK Tadeusz Fleituch Instytut Ochrony Przyrody, Polska Akademia Nauk, Kraków, al. Mickiewicza 33, fleituch@iop.krakow.pl Rozkład (inaczej dekompozycja) dopływającej z lądu materii organicznej (np. liście, kłody drzew) do rzek jest kluczowym procesem w tych ekosystemach i stanowi waŝne źródło energii dla wielu organizmów cudzoŝywnych. Do waŝniejszych organizmów biorących udział w tych przemianach naleŝą: bakterie, wodne grzyby i makrobezkręgowce. Dlatego teŝ proces ten stanowi kompleksową miarę funkcjonowania ekosystemu, uwzględniającą zarówno dynamikę procesu (czas) jak i strukturę zespołów organizmów. Innymi zaletami funkcjonalnego ujęcia procesu dekompozycji jest moŝliwość zastosowania tego podejścia na terenach róŝniących się szerokością geograficzną oraz brak konieczności dokładnych oznaczeń taksonomicznych, które są nieodzowne przy stosowaniu metod tradycyjnych. Ostatnio nastąpił duŝy postęp w zrównowaŝonym zarządzaniu rzekami dzięki wprowadzeniu w Unii Europejskiej Ramowej Dyrektywy Wodnej (RDW). Jednak obecna ocena ekologicznego stanu rzek opiera się wyłącznie na strukturalnych elementach biologii wód (np. liczba gatunków i róŝnorodność). Dane te jednak nie dostarczają informacji na temat funkcjonowania ekosystemu, który moŝe nie działać prawidłowo. Europejska RDW dostrzega konieczność oceny funkcjonowania ekosystemów wodnych, ale obecnie taka metoda oceny nie istnieje. Europejski projekt RIVFUNCTION stara się uzupełnić ten brak oceny, proponując pełniejszą metodę oceny stanu ekologicznego rzek. UmoŜliwia on tym samym dopracowanie doskonalszych przepisów dotyczących zarządzania wodami. RIVFUNCTION jest ogólno europejskim naukowym projektem, którego zadaniem jest dostarczenie praktykom dobrze opracowanego narzędzia diagnostycznego do oceny stanu ekologicznego jakości rzek w aspekcie funkcjonalnym. Ogólnie rzecz biorąc, metoda opiera się na badaniu procesu rozkładu liści w rzekach i moŝe być łatwo zastosowana przez krajowe i regionalne instytucje ochrony środowiska. Projekt zakłada uzyskanie odpowiedzi na przy główne zagadnienia: (1) czy dekompozycja liści jest odpowiednim wskaźnikiem określającym funkcjonowanie organizmów w rzekach, (2) czy eutrofizacja wód i zmiany składu gatunkowego brzegowej roślinności mają wpływ na dekompozycję i (3) czy moŝliwe jest stworzenie narzędzia do oceny (włączając w to metodykę i zakresy wartości progowych wskaźników dekompozycji liści), które określałyby róŝne klasy jakości wód. Badania przeprowadzono w 200 rzekach europejskich, w 12 z 25 istniejących eko-regionów zaproponowanych przez RDW. Projekt zawiera trzy poziomy eksperymentalne oraz przeprowadza analizę literatury światowej dotyczącej tematu w celu stworzenia i udoskonalanie narzędzia diagnostycznego. Synteza dotychczasowych wyników pozwala stwierdzić, Ŝe (1) dekompozycja liści stanowi potencjalnie dobre narzędzie jako kompleksowy wskaźnik funkcjonowania rzek, (2) zasadniczą sprawą jest odpowiedni dobór stanowisk referencyjnych, ze względu na duŝą zmienność wskaźników dekompozycji i procesów hydrologicznych, oraz (3) dla stworzenia solidnych i realnych do zastosowania wytycznych bardzo istotna jest standaryzacja metody, zwłaszcza, co do metody pobierania prób w terenie oraz sposobu opracowania materiału w laboratorium. 13

26 HYDROAKUSTYKA JAKO NARZĘDZIE MONITORINGU JAKOŚCI EKOSYSTEMÓW WODNYCH DLA POTRZEB RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ Małgorzata Godlewska, 1 Ian Winfield 2, Jan Bocian, 1 1 Międzynarodowe Centrum Ekologii PAN Jałowcowa 27 m 6, Warszawa margogod@wp.pl, tel.: (22) Centre for Ecology & Hydrology Lancaster Environment Centre Zgodnie z wymaganiami Ramowej Dyrektywy Wodnej UE wszystkie kraje europejskie muszą objąć stałym monitoringiem wody powierzchniowe i do roku 2015 zapewnić ich dobry stan ekologiczny. Istnieje zatem pilna potrzeba poszukiwania nowoczesnych, szybkich, wiarygodnych, i najlepiej tanich metod oceny stanu ekologicznego wód. Zgodnie z zaleceniami UE ocena ta ma się opierać nie tylko na stosowanych dotychczas parametrach fizyko-chemicznych wody, ale przede wszystkim na elementach biologicznych, takich jak skład i obfitość roślinności wodnej, bezkręgowców bentosowych oraz ryb. Elementy te zmieniają się w sposób dynamiczny, a więc konieczna jest moŝliwość monitorowania duŝych obszarów w krótkim okresie czasu. Wymagania powyŝsze spełniają metody hydroakustyczne, które są bezkontaktowe, szybkie, charakteryzują się duŝą rozdzielczością i dokładnością, i dzięki integracji z systemem GPS pozwalają na przestrzenną wizualizację umoŝliwiającą porównanie wyników z róŝnych akwenów i róŝnych okresów czasowych. Ponadto hydroakustyka charakteryzuje się podejściem integracyjnym, poniewaŝ pozwala na ocenę nie jednego, ale szeregu elementów ekosystemu, które mają istotny wpływ na jakość wody. Głównym obiektem badań hydroakustycznych są ryby, ich rozmieszczenie, liczebność, struktura wielkościowa. To właśnie ryby mogą być z jednej strony dobrym wskaźnikiem stanu środowiska, z drugiej obiektem manipulacji pozwalającym na jego poprawę. Pomiary hydroakustyczne przeprowadzone przez nas na róŝnych akwenach potwierdzają, Ŝe liczebność ryb jest pozytywnie skorelowana z Ŝyznością zbiornika w zakresie od kilku do kilkuset mikrogramów fosforu na litr. Oprócz liczebności zmienia się równieŝ struktura wielkościowa ryb, wraz ze wzrostem stopnia eutrofizacji zaznacza się tendencja do wyraźnej dominacji osobników mniejszych. Kolejnym elementem badań hydroakustycznych są makrofity zanurzone, które odgrywają zasadniczą rolę w regulacji dynamiki nutrientów w ekosystemach wód śródlądowych i przyczyniają się do wzrostu bioróŝnorodności. Są one waŝnym wskaźnikiem jakości środowiska i pełnią bardzo istotną rolę w procesach rekultywacji i biomanipulacji jezior. MoŜliwość mapowania rozmieszczenia makrofitów, oceny stopnia pokrycia i wysokości, oraz śledzenia zmian sezonowych i wieloletnich ma kluczowe znaczenie dla oceny zarówno zagroŝeń jak i efektywności podjętych zabiegów rekultywacyjnych. Trzecim istotnym elementem mierzonym hydroakustycznie jest dno zbiorników wodnych. Zwłaszcza w akwenach płytkich, które są szczególnie naraŝone na eutrofizację, dno odgrywa kluczową rolę w krąŝeniu biogenów i ma decydujące znaczenie dla prognozowania funkcjonowania systemu w procesie jego rekultywacji. Akustycznie moŝemy mierzyć nie tylko głębokość, ale oceniać charakter osadów dennych, ich miąŝszość, uwodnienie, obecność niektórych przedstawicieli fauny bentosowej np. racicznicy, która w znaczący i pozytywny sposób przyczynia się do poprawy jakości wód. W odniesieniu do ekosystemów śródlądowych badania dna są ciągle jeszcze pionierskie, ale pokazują ogromny potencjał metod akustycznych w tym zakresie. Z podanych przykładów widać, Ŝe metody hydroakustyczne oferują duŝą róŝnorodność zastosowań i mogą być wartościowym elementem oceny jakości środowiska wodnego oraz zachodzących w nim zmian. 14

27 HYDROMORFOLOGICZNA OCENA RZEK UWARUNKOWANIA I POTRZEBY Zofia Gręplowska Instytut InŜynierii i Gospodarki Wodnej, Politechnika Krakowska, ul. Warszawska 24, Kraków, Zofia.Greplowska@iigw.pl, tel.: (0-12) , fax: (0-12) W referacie przedstawiono metodykę oceny hydromorfologicznego stanu powierzchniowych części wód (rzek), którą wykorzystano w monografii pt. Identyfikacja i ocena skutków antropogenicznych oddziaływań na zasoby wodne dla wskazania części wód zagroŝonych nieosiągnięciem celów środowiskowych, wydanej przez Wydawnictwo Politechniki Krakowskiej w roku Monografia ta jest pracą zbiorową pod redakcją prof. ElŜbiety Nachlik i stanowi jeden z efektów prac prowadzonych w ramach grantu PBZ-KBN 061/t07/2001 pt. Metodyczne podstawy narodowego planu zintegrowanego rozwoju gospodarki wodnej w Polsce. W referacie przedstawiono: uwarunkowania i wynikające z nich załoŝenia, na których oparto metodykę prowadzącą do wskazania części wód zagroŝonych nieosiągnięciem celów środowiskowych ze względu na stan hydromorfologiczny, wskaźniki oceny stanu hydromorfologicznego wraz z ich wartościami progowymi, przykład zastosowania omówionej metodyki. Ponadto zwrócono uwagę na charakter metodyki, a w konsekwencji i wyników opartych o nią analiz. Wskazano takŝe podstawowe problemy, których rozwiązanie umoŝliwi dokonanie pełnej oceny zarówno stanu części wód z punktu widzenia hydromorfologii, jak i efektów potencjalnych działań dla jego poprawy. EKOMORFOLOGICZNA WALORYZACJA RZEKI ŁYNY NA ODCINKU KOTOWO ARDAPY Mirosław Grzybowski, Zbigniew Endler Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie, Wydział Ochrony Środowiska i Rybactwa, Katedra Ekologii Stosowanej. ul. Oczapowskiego 5, Olsztyn, grzybomi@uwm.edu.pl, tel.: , fax: Ramowa Dyrektywa Wodna Nr 2000/60/EC Parlamentu Europejskiego i Rady Unii Europejskiej z dnia 23 października 2000 roku w sprawie wspólnej polityki wodnej, modyfikuje dotychczasowe zasady monitoringu rzek. Polska, jako kraj członkowski Unii Europejskiej, wdraŝając zasady RDW jest zmuszona zgodnie z nałoŝonym harmonogramem wypracować i wdroŝyć do 2006 roku własną metodykę hydromorfologicznej oceny jakości rzek. W pracy wykorzystano dwie metody hydromorfologicznej oceny jakości rzek. KaŜda z uŝytych metod reprezentuje odmienne podejście do badanego zagadnienia. Do realizacji załoŝonego celu wybrano odcinek rzeki nizinnej o duŝym stopniu naturalności - 7km odcinek rzeki Łyny między Kotowem a Ardapami. Omawiany teren pod względem administracyjnym leŝy w północno-zachodniej części województwa warmińsko-mazurskiego W fizycznogeograficznym podziale kraju zaliczany jest do Równiny Sępopolskiej. Na omawianym odcinku Łyna wcina się w utwory morenowe tworząc głęboką, wąską dolinę, miejscami o stromych skarpach. Rzeka silnie meandruje, działalność erozyjna zaznacza się wyraźnie na wklęsłych skarpach przełomów.zastosowano dwie metody oceny: brytyjską River Habitat Survey (RHS) oraz bazującą na metodach niemieckich - ocenę ekomorfologiczną cieków wg Ilnickiego (AR Poznań). Przeprowadzono analizę przydatności stosowanych metod do oceny jakości rzek poprzez porównanie wyników uzyskanych w oparciu o dwie metody. Obie metody dały zbliŝone wyniki. W miarę przesuwania się w dół rzeki wzrastał jej stan ekologiczny wyniki przedstawiono w postaci wykonanych map pojęciowych. Ponadto rozszerzono spektrum badawcze o inwentaryzację przyrodniczą badanego terenu: florystyczną, fitosocjologiczną, faunistyczną. Niepełna inwentaryzacja florystyczna wykazała na tym terenie łącznie 305 gatunków roślin naczyniowych. Florę tego terenu stanowią głównie gatunki: wilgotnych lasów łęgowych, 15

28 mezofilnych lasów liściastych (grądów), łąkowe. W mniejszej liczbie swą obecność zaznaczają tu gatunki: wodne, segetalne, ruderalne i źródliskowe. Wśród zanotowanych taksonów 10 znajduje się na liście gatunków prawnie chronionych i 3 rzadkich. Są to następujące gatunki: pierwiosnek lekarski (Primula veris), paprotka zwyczajna (Polypodium vulgare), kopytnik pospolity (Asarum europaeum), przylaszczka pospolita (Hepatica nobilis), porzeczka czarna (Ribes nigrum), kruszyna pospolita (Frangula alnus), wawrzynek wilczełyko (Daphne mezereum), grąŝel Ŝółty (Nuphar lutea), konwalia majowa (Convallaria majalis), skrzyp zimowy (Equisetum hiemale), bniec czerwony (Melandrium rubrum), arcydzięgiel nadbrzeŝny (Archangelica litoralis). Na szczególną uwagę zasługuje stanowisko pełnika europejskiego (Trollius europaeus) który rośnie nad brzegiem Łyny na jednym stanowisku w dolnej części badanego odcinka na aluwium nadbrzeŝnym. NajwaŜniejszymi z ekologicznego punktu widzenia zbiorowiskami roślinnymi terenu są zespoły leśne. NaleŜą do nich zbiorowiska: łęgowe, olsowe, grądowe, zastępcze z drzewostanem sosnowym na siedlisku boru mieszanego świeŝego, lasu mieszanego świeŝego i ubogich grądów, oraz inicjalne (młodniki i uprawy leśne). Wśród fitocenoz nieleśnych na tym obszarze występują zbiorowiska: synantropijne (upraw polowych, nieuŝytków i otoczenia siedzib ludzkich), łąkowo-pastwiskowe, szuwarowe, wodne i zaroślowe. W wyniku inwentaryzacji faunistycznej stwierdzono obecność 20 gatunków ichtiofauny, 4 gatunki płazów, 2 gadów, 47 gatunków ptaków w tym 41 lęgowych oraz 8 gatunków ssaków. Badania będą kontynuowana poniewaŝ w 2006 roku w miejscowości Ardapy zostanie utworzona Mała Elektrownia Wodna piętrząca wody na badanym odcinku. Postuluje się równieŝ włączenie metod oceny hydromorfologicznej do przeprowadzania Oceny Oddziaływania na Środowisko przedsięwzięć mogących znacząco oddziaływać na środowisko. KIEDY WODY SĄ DYSTROFICZNE? Andrzej Górniak Uniwersytet w Białymstoku Zakład Hydrobiologii ul. Świerkowa 20B Białystok hydra@uwb.edu.pl, tel.: , fax: WaŜnym zagadnieniem w klasyfikacji wód powierzchniowych jest określenie typu troficznego wód danego typu krajobrazu, a w dalszej kolejności statusu ekologicznego wynikającego z przesłanek siedliskowych i aktualnej antropopresji. Szczególnie trudne jest rozróŝnienie ekosystemów słodkowodnych o rozwoju harmonijnym i dysharmonijnym, a w szczególności identyfikacji wód dystroficznych. Na podstawie własnych badań terenowych we wschodniej Polsce przedstawiono charakter limnicznych i lotycznych wód dystroficznych. Syntetyczny wskaźnik hydrochemiczny HDI (Hydrochemical Dystrophy Index), pozwala w prosty sposób odróŝnić wody dystroficzne (dysharmonijne) od wód słodkich o rozwoju harmonijnym. We wskaźniku wykorzystano wartości czterech cech hydrochemicznych wody, takich jak stęŝenia węgla organicznego (DOC), wodorowęglanów (DIC - zasadowość ogólna jako C), przewodności właściwej (EC) i odczynu wody ph. W nawiązaniu do znanych w limnologii wskaźników, zaproponowano następujące formuły do wyliczenia trzech komponentów indeksu, uzyskując wartości dodatnie: dla EC wskaźnik dystrofii ma postać D1 = 100/Log(EC) dla relacji form węgla organicznego do nieorganicznego D2 = 10 x (DOC/DIC) dla ph wskaźnik dystrofii ma postać D3 = (9,5 - ph) x 20 Stosując zasadę beczki Lebiega (czynnik decydujący w stanie minimum) wylicza się syntetyczny wskaźnik, jako średnią geometryczną trzech z wcześniej wyliczonych wartości D1, D2, D3 w następujący sposób: HDI = ( ) D1xD2xD3 Im większe zaawansowanie dystrofii tym wartość wskaźnika HDI jest większa. Wartości wskaźników D1,D2.D3 oraz HDI, dla wód typowych dla dystrofii mają wartości większe niŝ 50. Dlatego naleŝy uznać taką wartość HDI za graniczną między wodnymi ekosystemami harmonijnymi a dystroficznymi. 16

29 METODY HYDROMORFOLOGICZNEJ WALORYZACJI RZEK STOSOWANE DOTYCHCZAS W KRAJACH UNII EUROPEJSKIEJ Piotr Ilnicki, Krzysztof Górecki Katedra Ochrony i Kształtowania Środowiska Akademia Rolnicza w Poznaniu Poznań, ul. Dąbrowskiego 159, ilnickip@au.poznan.pl, goral@u.poznan.pl. Hydromorfologiczna waloryzacja rzek, zwana pierwotnie waloryzacją ekomorfologiczną, została zainicjowana w latach osiemdziesiątych XX stulecia w Austrii, Holandii, Szwajcarii i krajach związkowych Niemiec. W tych badaniach analizowano około 50 róŝnych parametrów.na tej podstawie w naszej Katedrze opracowano metodę ekomorfologicznej waloryzacji rzek, którą zastosowano na drogach wodnych Warty i Noteci oraz licznych ich dopływach. Uwzględniano morfologię koryta, hydrologię cieku, jakość wody, zadrzewienie koryta, roślinność wodną i skarp, strefę przybrzeŝną i uŝytkowanie doliny.w latach dziewięćdziesiątych i na początku XXI wieku powstawały kolejne metodyki oparte głównie o badania terenowe, ale równieŝ o wykorzystanie zdjęć lotniczych. Wśród nich na uwagę zasługuje opracowana w SGGW metoda indeksowa. W Europie najbardziej znane są metody niemieckie, brytyjska i francuska. śadna z nich nie jest w pełni dostosowana do wymogów Ramowej Dyrektywy Wodnej. W Niemczech powstała metoda szczegółowa LAWA dla rzek małych i duŝych, następnie metoda przeglądowa LAWA, zaś w Meklemburgii odmienna metoda oparta o interpretację zdjęć lotniczych. W Wielkiej Brytanii opracowano metodę RHS, a we Francji metodę SEQ. W Austrii sposób dokonania oceny stanu ekologicznego rzek reguluje norma ÖNORM M RównieŜ Europejski Komitet Normalizacyjny wydał normę dotyczącą hydromorfologii rzek. W ramach wdraŝania Ramowej Dyrektywy Wodnej, w ramach CIS opracowano kilkanaście wytycznych metodycznych. W większości z nich znajdują się zalecenia dotyczące hydromorfologii rzek. Obecnie w licznych krajach Unii Europejskiej trwają prace nad przygotowaniem metody hydromorfologicznej oceny rzek dostosowane do wymogów RDW. Polską koncepcję takiej metody Komitet Techniczny Ministerstwa Środowiska zaakceptował w styczniu Do tej pory resort i GIOŚ nie znalazły sposobu sfinansowania prac metodycznych przez przygotowaną grupę roboczą. REDUKCJA SIARCZANU I UTLENIANIE METANU: PROPOZYCJA IZOTOPOWEJ OCENY ZDOLNOŚCI BUFORUJĄCEJ JEZIOR NA PODWYśSZONE STĘśENIE JONU SIARCZANOWEGO Mariusz O. Jędrysek Pracownia Geologii Izotopowej i Geoekologii Uniwersytet Wrocłwaski Wrocław; ul. Cybulskiego 30, morion@ing.uni.wroc.pl Wykazano, Ŝe węglany jeziorne powstałe w wyniku mikrobiologicznego utleniania związków organicznych (w tym metanu), przy redukcji jonów siarczanowych, mogą stanowić waŝny geochemiczny zapis zmian środowiskowych (Jędrysek 2005). Najprawdopodobniej, niskie wartości δ13c w kalcycie, w rzekach i jeziorach eutroficznych, wynikają z silnego utleniania związków organicznych w warunkach turbulencji i/lub podwyŝszonych stęŝeń siarczanu. Podobnie, wysokie wartości δ13c kalcytu, zawartego w osadach słodkowodnych bogatych w materię organiczną, mogą wskazywać na niski potencjał red-ox. Wydaje się moŝliwym wykalibrowanie, w oparciu o tego typu badania, nowego narzędzia do rekonstrukcji paleośrodowiskowych. Z drugiej strony, utlenianie metanu (związków organicznych) moŝe powodować wzbogacenie rezydualnego jonu siarczanowego w cięŝkie izotopy tlenu i siarki. Dlatego, alby lepiej zrozumieć sygnał izotopowy w węglanach jeziornych, wykonano badania stęŝenia i badania izotopowe jonu siarczanowego kolumny wodnej, oraz metanu i kalcytu w osadach 24 jezior, 2 stawów i 4 rzek w Polsce. Rozpuszczony jon siarczanowy jest jednym z głównych składników rozpuszczonych w wodach jeziornych, a siarka, jako istotny biopierwiastek, wpływa na procesy zachodzące w jeziorach, w tym na jakość wód (mikrobiologiczny rozkład związków organicznych, inhibitor metanogenezy). NajwyŜsze stęŝenie jonu siarczanowego stwierdzono w rzekach (85.47 SO42- mg/l) i sztucznym jeziorze (70.3 SO42- mg/l) w regionie silnego zanieczyszczenia SO 2 4 -( tzw. Czarny Trójkąt ) w Polsce pd-zach (Jędrysek 2000, Jędrysek et al. 2002). NajniŜsze stęŝenie siarczanu stwierdzono w jeziorach dystroficznych i oligotroficznych-górskich (od

30 SO42- do 3 mg/l). NajniŜsze wartości δ34s(so42-) i δ18o(so42-) występują w niezanieczyszczonych jeziorach wschodniej Polski (-0.94 i 1.38 ). NajwyŜsze wartości δ34s(so42-) i δ18o(so42-) stwierdzono w Polsce zachodniej i jeziorach dystroficznych (12.95 i ). Zdegradowane zbiorniki eutroficzne wykazują wysokie wartości δ 34 S ( SO 4 2 ) i δ 18 O ( SO 4 2 ) w stosunku do czystych jezior i/lub cechach oligotrofii lub mezotrofii a stęŝenie jonu siarczanowego nie odzwierciedla wielkości antropopresji i dostawy siarczanu w formie kwaśnych opadów. W polskich zbiornikach górskich (Parki Narodowe w Tatrach i w Karkonoszach) stwierdzono przekroczenie indywidualnych biologicznych zdolności buforujących siarczanu. Wykazano, Ŝe głównym źródłem jonu siarczanowego w wodach powierzchniowych mogą być lasy iglaste powoduje to wzrost stęŝenia SO42- w wodzie o nawet 10 mg/l i obniŝenie wartości δ18o(so42-)smow do około 0. Obserwacje wartości δ 34 S ( SO 4 2 ) i δ 18 O ( SO 4 2 ) w jeziorach moŝe być potencjalnie dobrą metodą do: (a) ilościowego wyznaczania znaczenia źródeł jonu siarczanowego w wodach; (b) precyzyjnego monitoringu zmian trofii; (c) ilościowej oceny indywidualnej biologicznej zdolności jeziora i oceny stanu ekologicznego jezior. Literatura 2 SO 4 Jędrysek M. O., 2000, Oxygen and Sulphur Isotope Dynamics in the of an Urban Precipitation., Water, Air and Soil Pollution, 117, Jędrysek M.O., KałuŜny A. and Hoefs J., 2002, S and O isotope ratios in spruce needles as a tracer of atmospheric pollution., Jour.Gephysical Research Atmospheres, 107(D18), pp. ACH5-1 ACH5-12. Jędrysek M.O., 2005, The S-O-C isotopic picture of sulphate-methane-carbonate system in freshwater lakes. Environmental Chemistry Letters 3(4) (in press). DOŚWIADCZENIE WOJEWÓDZKIEGO INSPEKTORATU OCHRONY ŚRODOWISKA W PROCESIE WDRAśANIA RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ Edyta Jurkiewicz Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Szczecinie Wały Chrobrego Szczecin, edytaj@wios.szczecin.pl, tel: , fax: Wprowadzona w 2000 roku w Ŝycie Ramowa Dyrektywa Wodna 2000/60/EC zakłada stworzenie spójnego i jednolitego systemu oceny jakości wód w krajach członkowskich Unii Europejskiej, umoŝliwiającego uzyskanie kompleksowego obrazu stanu ekologicznego i chemicznego kaŝdej zlewni. W tym celu do oceny poszczególnych typów wód włącza elementy biotyczne (oŝywione) oraz elementy abiotyczne (nieoŝywione) środowiska. W świetle wymagań Dyrektywy, państwa członkowskie zobowiązane są do wdroŝenia wszystkich niezbędnych działań w kierunku osiągnięcia celu jakim jest co najmniej dobry stan wód. Poprawa i odnowa wszystkich wód powierzchniowych w celu osiągnięcia dobrego stanu jakości ma zostać osiągnięta w okresie 15 lat (do 2015 roku) od momentu wejścia w Ŝycie Dyrektywy. W dotychczasowym prawodawstwie polskim nie wszystkie parametry biologiczne, o których mówi Ramowa Dyrektywa Wodna, były obowiązujące. Dopiero wprowadzona w 2003 roku poprawka do art. 49 do ustawy Prawo Wodne dotycząca prowadzenia badań i oceny jakości wód takŝe w zakresie elementów biologicznych oraz rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie klasyfikacji dla prezentowania stanu wód powierzchniowychi podziemnych, sposobu prowadzenia monitoringu oraz sposobu interpretacji wyników i prezentacji stanu tych wód nałoŝyły ten obowiązek na jednostki odpowiedzialne za prowadzenie monitoringu środowiska. Przygotowując się do nowych zadań, w 2002 roku Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Szczecinie rozpoczął proces dostosowania monitoringu biologicznego wód do postanowień Ramowej Dyrektywy Wodnej. W tym celu podjęto realizację badań biologicznych wód województwa na stanowiskach wybranych rzek i jezior, które obejmowały badania bezkręgowców makrobentosowych (dennych), makrofitów (roślin porastających brzegi jezior i rzek oraz pokrywających dno) i ichtiofauny. 18

31 BADANIE WPŁYWU JAKOŚCI WODY POWIERZCHNIOWEJ NA EFEKTYWNOŚĆ REDUKCJI ŁADUNKU TOKSYN SINICOWYCH W PROCESIE UZDATNIANIA WODY NA PRZYKŁADZIE ZALEWU SULEJOWSKIEGO ORAZ RZEKI PILICY Andrzej Kabziński, Dominik Szczukocki, Barbara Macioszek, Renata Juszczak, Helena Grabowska, Jerzy Cyran, Alicja Zawadzka Katedra Chemii Ogólnej i Nieorganicznej Pracownia Analizy Chemicznej i Badań Środowiskowych Uniwersytet Łódzki ul. Narutowicza 68, Łódź chromat@chemul.uni.lodz.pl Toksyczne zakwity fitoplanktonu są olbrzymim problemem zarówno dla ekologii, toksykologii środowiskowej jak i medycyny, stając się coraz częściej spotykanym zjawiskiem. Powstają one w wyniku eutrofizacji zarówno przybrzeŝnych wód morskich jak teŝ i śródlądowych. Obecność toksyn w wodzie jest olbrzymim problemem natury higienicznej i estetycznej (zbiorniki słuŝące rekreacji), stanowią teŝ źródło zagroŝenia dla Ŝycia i zdrowia ludzi i zwierząt spoŝywających skaŝoną wodę. Są one takŝe czynnikiem zaburzającym równowagę biologiczną w ekosystemach wodnych. Obecność toksyn w zbiornikach wodnych, które są źródłem zaopatrzenia w wodę dla duŝych aglomeracji miejskich, oraz ich bardzo wysoka trwałość i stabilność chemiczna, stawia nowe problemy przed stacjami uzdatniania wody jak teŝ laboratoriami zajmującymi się analizą jakości wody pitnej. Tabela. Poszczególne etapy przebieg uzdatniania wody w systemie produkcyjno-wodociągowym Sulejów-Łódź. Lp. Procesy technologiczne Stosowanie etapów w poszczególnych okresach Utlenianie wstępne dwutlenkiem chloru Usuwanie produktów ubocznych utleniania Wstępna alkalizacja wapnem hydratowanym Sorpcja na aktywnym węglu pylistym Koagulacja w klarownikach Końcowa alkalizacja mlekiem wapiennym oraz ługiem sodowym Filtracja pospieszna na filtrach piaskowych Utlenianie chemiczne ozonem Dezynfekcja końcowa chlorem i ClO 2 A B C (A) normalny proces technologiczny, (B) wody powodziowe, (C) wody z silnym zakwi-tem sinicowym Jednym z pierwszych doniesień dotyczących zatrucia ludzi wodą skaŝoną zakwitami sinicowymi jest informacja pochodząca z 1842 roku z Anglii. W 1878 roku Francis sporządza po raz pierwszy pisemny raport dotyczący zbiorowego zatrucia zwierząt gospodarskich wodą skaŝoną toksynami sinicowymi, jakie miało miejsce na terenie Australii. W następnych latach pojawiały się podobne kolejne doniesienia pochodzące z innych części świata. Na obszarze Polski, pierwsze informacje o prawdopodobnych zatruciach zwierząt domowych i bydła pojonego wodą z zakwitem, pochodzą z połowy lat 60-tych. Istotnym problemem jest, więc prawidłowe oczyszczanie wody z toksyn sinicowych, które wykazują się wysoką stabilnością na działanie czynników fizycznych i chemicznych. Badania prowadzono na stacji poboru wody w Bronisławowie nad Zalewem Sulejowskim i na stacji uzdatniania wody w Kalinko koło Łodzi. Badano takŝe jakość wody w zbiornikach dopływowych do miasta. Badano efektywność redukcji ładunku toksyn sinicowych na poszczególnych etapach uzdatniania (pobór, chlorowanie, koagulacja, filtracja pospieszna, ozonowanie, chlorownie końcowe, dodatek wód głębinowych). Stwierdzono dobrą wydajność redukcji toksyn sinicowych w wyniku ozonowania i dodatkowej obróbki wody pochodzącej z Zalewu Sulejowskiego. Efektywność redukcji mieściła się w zakresie %, przy czym na etapie końcowym stęŝenia MCYST-LR były duŝo niŝsze od zalecanych przez polskie normy (1.0 g/dm3). Badano teŝ wpływ poszczególnych parametrów uzdatniania oraz jakości wody powierzchniowej na efektywność redukcji ładunku MCYST-LR

32 Tabela. Wartości współczynników korelacji (r) oraz krzywych regresji liniowej pomiędzy efektywnością redukcji stęŝenia MCYST-LR a wielkością parametrów fizykochemicznych wody oraz parametrów jej uzdatniania dla wody z rzeki Pilicy w sezonie 2004 Lp. Relacja (r) Krzywa regresji (y = ax + b) Biomasa planktonu/redukcja Biomasa fitoplanktonu/redukcja Biomasa sinic/redukcja Temperatura/redukcja ph/redukcja Azot amonowy/redukcja Azotany(III)/redukcja Azotany(V)/redukcja Fosforany(V)/redukcja Fosfor ogólny/redukcja Cu(II)/redukcja Zn(II)/redukcja Fe(II)/redukcja Ca(II)/redukcja Mg(II)/redukcja Ni(II)/redukcja Co(II)/redukcja Cr/redukcja Cd(II)/redukcja Pb(II)/redukcja Koagulant/redukcja Ozon/redukcja +0, , ,3173-0, , ,2040-0,3969-0, , , ,0583-0, ,0436-0,1743-0,0608-0,0583-0,6159-0,0055-0,1523-0, ,4760-0,6540 y = +2,3321x + 70,691 y = +10,403x + 68,521 y = +6,5421x + 69,682 y = -4,4781x + 157,77 y = +10,165x-6,7524 y = +192,63x + 25,407 y = -355,19x + 88,924 y = -17,093x + 89,109 y = +67,300x + 57,149 y = +63,200x + 56,051 y = +441,5x + 73,560 y = -1336,4x + 93,800 y = +14,186x + 68,232 y = -1,3795x + 140,45 y = -4,398x + 97,657 y = -1610,5x + 76,486 y = x + 86,055 y = -55,692x + 75,661 y = -8746,9x + 78,513 y = -8046,4x + 82,367 y = +0,6737x + 7,5129 y = -10,09x + 120,44 WPŁYW CZYNNIKÓW ŚRODOWISKOWYCH NA POZIOM TOKSYN SINICOWYCH W WODACH POWIERZCHNIOWYCH POLSKI NOWE WYZWANIA DLA EKOLOGÓW I SŁUśB SANITARNYCH Andrzej Kabziński., Barbara Macioszek, Dominik Szczukocki, Renata Juszczak, Helena Grabowska, Jerzy Cyran, Alicja Zawadzka Pracownia Analizy Chemicznej i Badań Środowiskowych, Katedra Chemii Ogólnej i Nieorganicznej, Uniwersytet Łódzki chromat@chemul.uni.lodz.pl tel.: (42) W chwili obecnej, ze względu na powszechne naruszenie równowagi ekologicznej i biochemicznej w środowisku przyrodniczym, coraz częstszym problemem w ekotoksykologii są toksyny naturalne. Przez długi okres czasu w kręgu zainteresowań ekologów i analityków zajmujących się problemami analizy środowiskowej były związki wprowadzane do środowiska przyrodniczego w wyniku przemysłowej i rolniczej działalności człowieka. Toksyny naturalne są produkowane przez bardzo duŝą ilość gatunków pleśni (Aspargillus flavus, A. parasiticum, A. terreus, Penicillium islandicum, P.rubrum, P.purpurogenum, Pithomyces chartarum, Fusarium sporotrichioides, F.graminearum, F.oxysporum, F.moniliforme, Stachybotrys atra, Myrothecium roridum, M. verrucaria, itp.) oraz przez wiele gatunków sinic (Aphanizomenon flos-aquae, Anabaena flos-aquae, Microcystis aeruginosa, Microcystis viridis, Microcystis botris, Microcystis wasenbergii, Nodularia spumigena, Hapalosiphon fontinalis, Oscillatoria nigroviridis, Oscillatoria agardhii, Oscillatoria rubescens, Oscillatoria acutissima, Synchocystis spumigena, Nostoc paludosum, Nostoc Linkia, itp.). Ze względu na wysoką toksyczność i kancerogenność oraz niskie stęŝenie toksyn sinicowych w wodach, do ich analizy niezbędny jest wysokiej jakości sprzęt analityczny, pozwalający na oznaczenia jakościowe i ilościowe przy detekcji w granicach nanogramów czy teŝ pikogramów. Warunki te spełnia w chwili obecnej tylko jedynie wysokosprawna chromatografia cieczowa (HPLC) i elektroforeza kapilarna (CE). 20

33 Microcystis Tabela. Średnie udziały w zakwitach poszczególnych rodzajów sinic w okresie na przykładzie Zbiornika Sulejowskiego. Rodzaj dominujący Zawartość w biomasie [%] Oscillatoria Aphanizomenon Anabaena Szczególnie aktualnym problemem w okresie kilku ostatnich lat, stała się obecność toksyn sinicowych w silnie zanieczyszczonych wodach jezior i zbiorników zaporowych o wysokiej eutrofizacji. TakŜe silne zanieczyszczenie wód Bałtyku, zmiany klimatyczne na obszarze tego akwenu oraz niewielka wymiana wód ze światowym oceanem, stały się przyczyną bardzo silnego zakwitu sinic morskich, będącego olbrzymim problemem dla szukających wypoczynku i korzystających z kąpieli w wodach Bałtyku. PowyŜsze fakty oraz bardzo wysoka toksyczność ostra i kancerogenność tego typu toksyn, dowodzą potrzeby ich oznaczania i kontroli jakości wód w zbiornikach zaporowych oraz zbiornikach wody pitnej. Badaniami objęto kilkadziesiąt zbiorników wodnych (jeziora, zbiorniki zaporowe, rzeki, przybrzeŝne wody morskie Bałtyku i Zatoki Gdańskiej). Oznaczano zawartość hepatotoksyn sinicowych (mikrocystyn) jak równieŝ kilku neurotoksyn najczęściej produkowanych przez sinice występujące na obszarze Polski. Badania prowadzono w okresie zwiększonego zakwitu od maja do listopada kaŝdego sezonu. Oznaczenia ilościowe i jakościowe wykonywano techniką RP-HPLC ze wstępnym zatęŝaniem i oczyszczaniem od pozostałych składników matrycy wodnej metodą SPE. Identyfikację potwierdzano dodatkowo metodą spektrometrii masowej (MS) oraz metodą analizy aminokwasowej w odniesieniu do wzorców i danych tabelarycznych dotyczących mikrocystyn. Tabela. Zawartość mikrocystyny-lr w materiale zakwitu z Zalewu Jeziorsko i Włocławek w okresie Nr Rok (*) Zawartość MCYST-LR w materiale zakwitu [ g/g] Zalew Jeziorsko Zalew Włocławek Zakres Średnio Zakres Średnio (*) Próbki materiału zbierano od maja do listopada / / / / / / / / / / / / / / / / / /

34 Tabela. Zawartość MCYST-LR w materiale zakwitu i wodzie pobranej z Zalewu Sulejowskiego w okresie Nr Rok (*) Próbki pobierano od maja do listopada. Średnia zawartość MCYST-LR Materiał zakwitu [ g/g] Woda [ g/l] Zakres Średnio Zakres Średnio / / / / / / / / / / / /- 72 x x x x 2.3 +/ / / / / / / / / /- 0.6 OZNACZANIE WWA W WODZIE REGIONU ŁÓDZKIEGO ZE ZBIORNIKÓW PRZEZNACZONYCH DO POBORU WODY DO CELÓW SPOśYWCZYCH Andrzej Kabziński Pracownia Analizy Chemicznej i Badań Środowiskowych, Katedra Chemii Ogólnej i Nieorganicznej, Uniwersytet Łódzki chromat@chemul.uni.lodz.pl. Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA) stanowią grupę wielo-pierścieniowych związków. Związki WWA powstają w sposób naturalny lub w wyniku przemysłowej działalności człowieka. Do najwaŝniejszych źródeł zaliczyć moŝna: (a) spalanie węgla, (b) produkcję koksu, (c) spalanie paliw ciekłych i gazowych w silnikach benzynowych samochodowych i stacjonarnych, (d) poŝary lasów, (e) wydobycie i transport związków petrochemicznych, (f) degradacja opon samochodowych, (g) spalanie śmieci i odpadów rolniczych i z obszarów miejskich, (h) paleniska domowe oraz wiele innych. Głównym mechanizmem tłumaczącym powstawanie WWA jest piroliza przy niskim dostępie powietrza w temperaturach o C. W chwili obecnej znanych jest ponad 150 związków typu WWA, przy czym rzeczą charakterystyczną jest fakt, Ŝe zawsze występują one w wieloskładnikowych mieszaninach, a nie jako pojedyncze związki. Jednym z najbardziej kancerogennych i mutagennych związków z tej grupy jest benzo[a]piren (B[a]P), który jest teŝ najczęściej monitorowanym składnikiem mieszaniny. Ocenia się, Ŝe w latach roczna emisja B[a]P do atmosfery na świecie wynosiła około 900 ton, z czego tylko około 3% pochodziło z prcesów naturalnych takich jak poŝary lasów czy teŝ naturalna emisja ze źródeł ropy i gazy. Dalszą bardzo waŝną grupę stanowią: nitrowe, chlorowe, tiolowe, aminowe, alkilowe i hydroksylowe pochodne związków typu WWA oraz związki gdzie do pierścienie aromatycznego, w wyniku działalności mikroorganizmów zostały wprowadzone heteroatomy typu: N,S lub O. Badano zawartość 16 WWA zalecanych do oznaczeń przez WHO, metodą HPLC według metodyki zalecanej przez WHO, IARC i NIOSH. Badania wykazały szeroki zakres stęŝeń badanych 16 WWA w wodzie Zalewu Sulejowskiego oraz w wodach rzeki Pilicy. Uzyskane wyniki były zbliŝone do danych otrzymanych dla innych terenów naszego kraju. Po opadach WWA zawarte w powietrzu na mikrozanieczyszczeniach są przenoszone z powietrza do wód. Podobnie WWA zaadsorbowane na róŝnego rodzaju powierzchniach (ulice, dachy, liście drzew, traw i innych roślin, itp.) są z wodą deszczową przenoszone do wód powierzchniowych (jeziora, stawy, rzeki, itp.). Wszystkie WWA są bardzo słabo rozpusz-czalne w wodzie (na przykład rozpuszczalność B[a]P w wodzie w temp. 25 o C wynosi zaled-wie 1.82x10-8 mol/l). Z tego powodu większość WWA dostających się do wód powierzchnio-wych tylko przez stosunkowo krótki okres czasu po opadzie podwyŝsza wyraźnie zawartość 22

35 Tabela. Zawartości WWA w wodzie surowej z Zalewu Sulejowskiego oraz w rzece Pilicy. Parametr Zalew Sulejowski Rzeka Pilica Zawartość benzo[a]pirenu [ng/l] Minimum Maksimum Zakres Średnio Odchylenie stand Minimum Maksimum Zakres Średnio Odchylenie stand. Minimum Maksimum Zakres Średnio Odchylenie stand. Zawartość sumy 8 WWA [ng/l] Zawartość sumy 16 WWA [ng/l] Okres B[a]P [ng/l] Tabela. Wydajność usuwania WWA w procesie uzdatnia wody dla Łódź-Chojny. Zb. Sulejowski Woda uzdatniona z obszaru Łódź-Chojny Σ16 WWA [ng/l] B[a]P Σ16 WWA [ng/l] % redukcji [ng/l] % redukcji III/ 1999 IV/ 1999 I/ 2000 II/ 2000 III/ 2000 IV/ < / Okres Tabela. Wydajność usuwania WWA w procesie uzdatnia wody dla Łódź-Stoki. Rzeka Brzustówka Woda uzdatniona z obszaru Łódź-Stoki B[a]P [ng/l] Σ16 WWA [ng/l] B[a]P Σ16 WWA [ng/l] % redukcji [ng/l] % redukcji III/ 1999 IV/ 1999 I/ 2000 II/ 2000 III/ 2000 IV/ / WWA w wodzie. W szybkim czasie większość WWA ulega rozcieńczeniu a takŝe adsorbuje się na osadach dennych lub zanieczyszczeniach organicznych i nieorganicznych zawieszo-nych w toni wodnej (część osadów ulega trwałej depozycji na dnie zostając przykryta nowo naniesionymi mułami i osadami, część natomiast pozostaje na dnie będąc źródłem wtórnych zanieczyszczeń). Dlatego stęŝenie WWA szybko spada po okresie ich bezpośredniego wpro-wadzenia do wód powierzchniowych. Jednak w okresie, gdy stęŝenie WWA spada i woda jest czysta zaczynają się do niej uwalniać zdeponowane wcześniej WWA (ustala się równo-waga kinetyczna pomiędzy wytrącaniem z roztworu i przechodzeniem do wody określona wielkością współczynnika rozpuszczalności), co powoduje, Ŝe jeszcze dość długo po dostar-czeniu ładunku WWA do wody będą one w niej obecne. 23

36 METODY BADANIA MAKROFITÓW W JEZIORACH W ASPEKCIE MONITORINGU BIOLOGICZNEGO WÓD ZGODNEGO Z RAMOWĄ DYREKTYWĄ WODNĄ. Agnieszka Kolada Instytut Ochrony Środowiska, Kolektorska 4, Warszawa, akolada@ios.edu.pl Badania makrofitów w jeziorach mają długoletnią tradycję i zarówno w Polsce, jak i w innych krajach europejskich, są prowadzone juŝ od co najmniej kilku dekad. Dotychczas badania takie prowadzone były głównie przez ośrodki akademickie i instytucje naukowo-badawcze i miały charakter przede wszystkim naukowy. Natomiast rutynowy monitoring tego elementu był bardzo słabo rozwinięty w całej Europie. Przegląd metod stosowanych w Europie przed RDW.W nielicznych krajach opracowane zostały metodyki badania makrofitów, jednak znalazły one zastosowanie przede wszystkim w skali lokalnej: Wielka Brytania Trophic Ranking Score (Palmer i in. 1992) metoda oparta na rankingu troficznym gatunków, odwołująca się do klasyfikacji botanicznej jezior brytyjskich; Finlandia wytyczne monitoringu makrofitów w jeziorach skandynawskich (Keskitalo i Salonen 1994); Niemcy Makrophytenindex (Meltzer 1999) metoda stosowana w jeziorach alpejskich w Bawarii; Polska MakroFitoIndykacja (Rejewski 1981, Ciecierska 1997, 2004), metoda oparta na analizie struktury przestrzennej układów roślinnych; Stany Zjednoczone - Aquatic Macrophyte Community Index (Nichols i in. 2000) metoda oparta na siedmiu wskaźnikach, stosowana do oceny jezior stanu Wisconsin. śadna z tych metod nie jest zgodna z załoŝeniami Dyrektywy Parlamentu Europejskiego 2000/60/WE (EU, 2000), tzn. nie odnosi się do warunków referencyjnych ani nie uwzględnia specyfiki typów wód. Wejście w Ŝycie w 2000 roku Ramowej Dyrektywy Wodnej postawiło wszystkie kraje Wspólnoty Europejskiej przed koniecznością dostosowania juŝ istniejących, bądź opracowania nowych metodyk monitoringu wód na podstawie elementów biologicznych, w tym makrofitów. Obecnie w całej Europie metody takie są na róŝnych etapach opracowania i wdroŝenia. Praktyczne aspekty monitoringowej metody oceny wód na podstawie makrofitów Przy opracowaniu kaŝdej biologicznej metodyki oceny na potrzeby monitoringu naleŝy uwzględnić dwa uzupełniające się i wzajemnie od siebie zaleŝne elementy: i) metody wykonywania badań w terenie, czyli sposób poboru materiału; ii) metody oceny wód, a więc sposób przeliczenia danych i przedstawienia stanu środowiska w sposób liczbowy. Metody badania makrofitów w terenie: W Europie wykorzystywane są bardzo róŝne metody badania makrofitów w terenie: spisy florystyczne - najprostsza metoda, polegająca na sporządzeniu listy taksonów zarejestrowanych w obrębie jeziora; wadą tej metody jest niewielka wartość informacyjna (nie uwzględnia stosunków ilościowych); zdjęcia fitosocjologiczne metoda szeroko stosowana; pozwala przeanalizować stosunki jakościowe i ilościowe w obrębie fitocenozy, ale nie daje obrazu wzajemnych stosunków poszczególnych fitocenoz w obrębie całego fitolitoralu; transekty - profile obejmujące pełny zasięg głębokościowy występowania makrofitów, na których wykonywane są spisy gatunkowe; metoda pozwala na rozpoznanie układów roślinnych dominujących w fitolitoralu, obserwację zasięgu poszczególnych stref roślinności oraz zbadanie głębokości wnikania roślinności zanurzonej i jest rekomendowana do badań monitoringowych; mapowanie roślinności jeziora jest najdokładniejszą metodą badania makrofitów; ekosystem jeziora traktowany jest jako całość, a badanie składu taksonomicznego, rozmieszczenia i stosunków ilościowych roślinności przeprowadza się w obrębie całego fitolitoralu; metoda ta dostarcza bardzo szczegółowych informacji o roślinności jeziora jednak jest stosunkowo czaso- i pracochłonna. Metody oceny jakości wód na podstawie makrofitów: Zgodnie z zapisami Ramowej Dyrektywy Wodnej metody oceny jakości wód na podstawie makrofitów muszą: uwzględniać takie aspekty roślinności wodnej, jak skład taksonomiczny i obfitość; być dostosowane do warunków naturalnych danego obszaru geograficznego; uwzględniać specyfikę typów wód (specyficzne dla typów); odwoływać się do warunków referencyjnych; opierać się na wskaźnikach liczbowych, dających moŝliwość wyliczenia Ekologicznego Wskaźnika Jakości (WJE) o wartości w zakresie od 0 do 1. 24

37 Metoda monitoringowa musi uwzględniać moŝliwości nakładu czasu, pracy i finansów polskich słuŝb terenowych, być prosta i szybka do przeprowadzenia, a jednocześnie dostarczająca takiej informacji o składzie taksonomicznym i obfitości makrofitów, która pozwoli zaklasyfikować jezioro do jednej z pięciu klas stanu ekologicznego. TYPOLOGIA ABIOTYCZNA JEZIOR POLSKICH NA TLE PODEJŚCIA INNYCH KRAJÓW EUROPEJSKICH Agnieszka Kolada, Hanna Soszka, Małgorzata Gołub, Dorota Cydzik Instytut Ochrony Środowiska, Kolektorska 4, Warszawa, akolada@ios.edu.pl Wstęp Opracowanie typologii wód powierzchniowych jest wymogiem Ramowej Dyrektywy Wodnej (EU, 2000), mającym na celu ustalenie specyficznych dla typów wód warunków referencyjnych. Prace nad typologią wód powierzchniowych w państwach członkowskich Unii Europejskiej prowadzone są od końca lat 90-tych. Przy opracowywaniu abiotycznego systemu typologicznego większość państw stosuje system B. Przegląd zastosowanych podejść do typologii wskazuje, Ŝe kraje nie trzymają się sztywno podanych w Załączniku II Dyrektywy kryteriów i liczbowych wartości dla poszczególnych parametrów lecz dostosowują je do lokalnych warunków i potrzeb. Metody Abiotyczna typologia jezior Polski, zgodna z wymaganiami Dyrektywy 2000/60/UE, została opracowana na podstawie danych morfometrycznych, hydrograficznych oraz fizyczno-chemicznych, zgromadzonych w komputerowej bazie danych o jeziorach badanych w ramach monitoringu regionalnego. Przeanalizowano dane dla 749 jezior o powierzchni większej niŝ 50 ha badanych w latach Typologia abiotyczna jezior w Polsce Typy jezior zostały wyróŝnione w oparciu o obowiązkowe kryteria systemu A z Załącznika II Dyrektywy uzupełnione parametrem dodatkowym: 1. Ekoregiony: zawarta w Załączniku IX Dyrektywy ekoregionalizacja Europy Illiesa (1978) jest ogólna i nie odpowiada w pełni zróŝnicowaniu warunków przyrodniczych w Europie, zatem większość państw opracowała własne regionalizacje; równieŝ w Polsce na potrzeby typologii przyjęty został podział fizycznogeograficzny wg. Kondrackiego (1998); 2. Wielkość: w wielu krajach europejskich, zgodnie z zapisem Dyrektywy, w pierwszym etapie typologii uwzględniono jedynie jeziora o powierzchni przekraczającej 0,5 km 2 bez dalszego podziału na klasy wielkości; takie podejście przyjęto równieŝ w Polsce; poniewaŝ jedynie znikomy procent jezior polskich ma powierzchnię przekraczającą 500 ha, w obrębie analizowanych jezior >50ha nie wydzielano Ŝadnych klas wielkości; 3. Wysokość bezwzględna: większość państw przyjmuje klasy wysokości bezwzględnej proponowane w Załączniku II Dyrektywy, dostosowując liczbę wydzieleń do zróŝnicowania rzeźby terenu w obrębie kraju; w Polsce w zasadzie wszystkie jeziora o powierzchni >50 ha połoŝone są <200 m n.p.m. i naleŝą do jednej klasy jezior nizinnych; 4. Głębokość średnia: zakresy klas proponowane w Dyrektywie nie oddają rzeczywistego zróŝnicowania ekologicznego jezior płytkich i głębokich; zróŝnicowanie to wynika głównie z odmiennej dynamiki mas wodnych, a więc zaleŝy od występowania lub nie stratyfikacji termicznej; zatem w wielu krajach przyjmowany jest podział na jeziora stratyfikowane i niestratyfikowane, bez sztywnego ustalania wartości granicznych dla głębokości; większość jezior polskich naleŝy do jezior płytkich w rozumieniu Dyrektywy (głębokość średnia 3-15 m), przy czym klasa ta obejmuje jeziora zarówno stratyfikowane, jak i mieszane; na potrzeby typologii za zasadne uznano wydzielenie dwóch klas: jeziora stratyfikowane i niestratyfikowane; 5. Geologia: większość krajów europejskich rozwaŝa geologię poprzez pryzmat charakterystyki chemicznej wód; kryterium geologii w typologii polskich jezior analizowane było na podstawie przede wszystkim zawartości wapnia w wodzie, przy czym wartość 25mgCa/l została przyjęta jako granica dla jezior o wysokiej i niskiej zwartości wapnia; 25

38 6. Kryteria dodatkowe: za istotny parametr, wpływający na funkcjonowanie jezior, został uznany wpływ zlewni na wody jeziora, wyraŝany współczynnikiem Schindlera; dla wydzielenia jezior pod duŝym i małym wpływem zlewni przyjęto wartość graniczną współczynnika Schnidlera równą 2. Kombinacja parametrów typologii wód w poszczególnych krajach europejskich umoŝliwia wyróŝnienie od kilku czy kilkunastu, do nawet kilkudziesięciu typów abiotycznych jezior. W Polsce na podstawie przyjętych klas parametrów wydzielono w sumie 13 typów abiotycznych jezior. Następnym etapem będzie weryfikacja wyróŝnionych typów elementami biologicznymi w celu sprawdzenia, czy zróŝnicowanie warunków abiotycznych wód odpowiada zróŝnicowaniu zasiedlających je organizmów. OCENA MONITORINGU WÓD PŁYNĄCYCH Z 2004 ROKU NA TLE WYMAGAŃ RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ Rafalina Korol, Urszula Szyjkowaka, Marzenna Strońska Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej we Wrocławiu Rafalina.Korol@imgw.wroc.pl, tel.: (071) , ul Parkowa nr 30, Wrocław Wstępem do wdroŝenia Ramowej Dyrektywy Wodnej do monitoringu wód było rozporządzenie Ministra Środowiska z 11 lutego 2004 roku (Dz. U. nr 32, poz. 284) definiujące sposób prowadzenia monitoringu oraz metody interpretacji wyników i prezentacji stanu wód powierzchniowych. Ten akt prawny wprowadził klasyfikację dla prezentowania stanu wód powierzchniowych, obejmującą 5 klas ich jakości: klasa I - wody o bardzo dobrej jakości, klasa II - wody dobrej jakości, klasa III - wody zadowalającej jakości, klasa IV - wody niezadowalającej jakości, klasa V - wody złej jakości. Podstawę określenia klas jakości wód powierzchniowych stanowią wartości graniczne wskaźników jakości podane w załączniku nr 1 do rozporządzenia z (Dz. U. nr 32, poz. 284). Monitoring stanu wód powierzchniowych prowadzi się w następujących zakresach: 1) diagnostycznym monitoring diagnostyczny, 2) operacyjnym monitoring operacyjny, 3) badawczym monitoring badawczy. PowyŜsze załoŝenia monitoringu są zgodne z Ramową Dyrektywą Wodną. Pierwszym wdroŝeniem tych załoŝeń jest program monitoringu wód powierzchniowych w 2004 roku, realizowany przez Wojewódzkie Inspektoraty Ochrony Środowiska, który obejmuje następujące zakresy: diagnostyczny, operacyjnym oraz obszarów chronionych (zdefiniowanych w rozporządzeniu Ministra Środowiska z r. Dz. U. nr 126, poz. 1318). Łącznie monitorowano 2310 stanowisk, z czego w 1650 realizowano monitoring diagnostyczny, w 106 monitoring operacyjny, natomiast w 1529 stanowiskach monitorowano wody z uwagi na wymagania obszarów chronionych. Referat charakteryzuje wyniki badań jakości wód z 2004 roku zgromadzone w ogólnokrajowej bazie dach JaWo oraz omawia oceny opracowane dla kaŝdego zakresu monitoringu. 26

39 PROBLEMY KLASYFIKACJI TYPOLOGICZNEJ W POLSKICH OBSZARACH MORSKICH Włodzimierz Krzymiński 1, Magdalena Kamińska 1, Lidia Kruk-Dowgiałło 2 1 Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej Oddział Morski Al. Waszyngtona 42, Gdynia, Polska, tel.: , fax: , wlodzimierz.krzyminski@imgw.pl 2 Instytut Morski w Gdańsku ul. Abrahama 1, Gdańsk, Polska tel kruk@im.gda.pl Dotychczasowy brak w literaturze jednoznacznej klasyfikacji wód morskich na kategorie, pomimo istniejących prac dotyczących wód estuariowych polskiej strefy Bałtyku, wymagał od autorów opracowania typologii wód morskich i przeprowadzenia nowej kategoryzacji wód zgodnie z wytycznymi Ramowej Dyrektywy Wodnej (RDW). Wyznaczenie kategorii wód przejściowych napotykało na szereg wątpliwości natury formalnej - zgodność z prawodawstwem polskim i merytorycznej określanie kategorii i zasięgu wód odmiennie do typologii niemieckiej. Do rozwiązania pozostaje takŝe problem typologii odcinków ujściowych rzek, które naleŝą do morskich wód wewnętrznych, a nie są zaliczone do wód przejściowych. Z kolei wymóg zgodności granic części wód z granicami dorzeczy określonych ustawą Prawo Wodne doprowadził do sztucznego podziału części wód przybrzeŝnych, pomimo przynaleŝności do tego samego typu. Ostatecznie identyfikację typów i wyznaczenie części wód przeprowadzono według systemu B, wykorzystując wieloletnie dane temperatury i zasolenia wód morskich, kierunku i prędkości prądów oraz rodzaju osadów dostępne w bazach danych Oddziału Morskiego IMGW w Gdyni i Instytutu Morskiego w Gdańsku. Na podstawie analizy dostępnych danych wyodrębniono części wód w obrębie zdefiniowanych kategorii wód morskich: - wody przejściowe obejmujące obszary pod znacznym wpływem słodkich wód rzecznych: Zalew Wiślany, Zalew Pucki, zewnętrzna Zatoka Pucka, wewnętrzna Zatoka Gdańska, ujście Wisły Przekop, ujście Dziwny, ujście Świny, Zalew Szczeciński i Zalew Kamieński; - wody przybrzeŝne obejmujące 1 Mm pas wód zgodnie z definicją RDW: Mierzeja Wiślana, Półwysep Helski, Władysławowo-Jastrzębia Góra, Jastrzębia Góra-Klif Rowy, Klif Rowy-Jarosławiec wschód, Klif Rowy-Jarosławiec zachód, Jarosławiec Sarbinowo, Sarbinowo-Dziwna i Dziwna-Świna. W referacie przedstawione zostaną merytoryczne aspekty wdroŝenia RDW w polskiej strefie Bałtyku. POZIOM TROFII JEZIOR POMORZA ZACHODNIEGO W OSTATNIM 30-LECIU. ANALIZA Z ZASTOSOWANIEM POWSZECHNIE UśYWANYCH METOD. Jacek Kubiak Akademia Rolnicza w Szczecinie; Zakład Hydrochemii i Ochrony Wód Szczecin ul. Kazimierza Królewicza 4H kubiakj@fish.ar.szczecin.pl tel w. 314; fax: W niniejszej pracy przedstawiono wyniki 30. letnich badań hydrochemicznych największych (powyŝej 100 ha) dimiktycznych jezior Pomorza Zachodniego. Badano akweny połoŝone w rejonie Pojezierza Ińskiego, tj. jeziora: Ińsko DuŜe, Ińsko Małe, Wisala, Krzemień i Woświn oraz jeziora leŝące na Pojezierzu Myśliborskim: Wądół, Będzin, Chłop DuŜy, Chłop Mały, Morzycko, Jelenin i Narost W opracowaniu wykorzystano wyniki badań autora oraz niepublikowane Zakładu Hydrochemii i Ochrony Wód Akademii Rolniczej w Szczecinie. Część starszych wyników pochodziło z materiałów PIOŚ. Badania poszczególnych jezior prowadzono na ogół w cyklach 5- letnich. Stosowano ogólnie zalecane metody hydrochemiczne. Do oceny jakości badanych wód zastosowano kryteria podane w wytycznych do podstawowego monitoringu jezior. Badano rolę zlewni w dostarczaniu materii do jeziora badano. Na tle naturalnej odporności na degradację poszczególnych jezior określono poziom trofii oraz tempo eutrofizacji wód. Podatność badanych jezior na degradację określano równieŝ na podstawie wskaźnika statyczności. 27

40 Analizę trofii jezior oparto na uznanych i ogólnie stosowanych metodach: na metodzie przyjętej przez Organizację ds. Współpracy Ekonomicznej i Rozwoju (OECD); na metodzie zaproponowanej przez Zdanowskiego (1983a, b), zmodyfikowanej przez Kajaka (1983), na metodzie podanej przez Carlsona (1977), na metodzie uŝywanej przez Walkera (1979). Ocenę poziomu trofii poszczególnych akwenów przeprowadzono równieŝ w oparciu o jednorazowe badania, tempa zuŝywania tlenu w hypolimnionie w czasie formowania się stratyfikacji letniej, a takŝe w oparciu o występujące układy tlenowe w okresie stagnacji letniej. Stwierdzono, Ŝe jezior Będzin i Wądół były hipertroficzne, podatne na degradację, a ich zlewnie łatwo uwalniały biogeny zdeponowane na ich obszarze. Procesowi eutrofizacji sprzyjała znaczna dynamika wód (tachymiksja), wpływająca na szybkie tempo obiegu materii. Stały brak tlenu w wodach przydennych w okresie stagnacji letniej potwierdzał hipertrofię tych akwenów. Jezioro Ińsko DuŜe było mezotroficzne, na co wskazywały m. in. występujące układy tlenowe. Znaczna odporność na degradację i niekorzystne warunki w zlewni powodowały, iŝ eutrofizacja w tym zbiorniku przebiegała w tempie umiarkowanym. Omawiany akwen był eumiktyczny, ze skłonnościami do bradymiksji. Podobny typ mieszania miało jezioro Chłop DuŜy, jednakŝe cechy jego zlewni oraz naturalna odporność na degradację powodowały, Ŝe tempo eutrofizacji było tutaj wolne. Mimo to był to zbiornik mezoeutroficzny, co potwierdziły występujące w okresie lata warunki tlenowe. Mezoeutroficzne były równieŝ jeziora Morzycko, Krzemień, Woświn i Jelenin; tempo ich eutrofizacji było umiarkowane. Zbiorniki te róŝniły się dynamiką wód. Jezioro Morzycko było bradymiktyczne, pozostałe jeziora były eumiktyczne. Omawiane akweny w umiarkowanym stopniu podlegały eutrofizacji; wyjątek stanowiło jezioro Jelenin, w którym tempo tego procesu było wolne. Jakość wody w tych jeziorach była podobna - II klasa, według wytycznych monitoringu jezior. W lecie układy tlenowe w tych akwenach charakteryzowały się okresowym odtlenieniem wód przydennych. Jeziora Ińsko Małe, Chłop Mały, Wisala oraz Narost były zbiornikami eutroficznymi, o tachymiktycznym typie mieszania, co warunkowało szybki obieg materii. Eutroficzny typ tych zbiorników potwierdzały letnie układy tlenowe. Najbardziej przydatna w ocenie poziomu trofii jezior Pomorza Zachodniego była analiza wieloczynnikowa, oparta na kryteriach proponowanych przez Zdanowskiego (1983a). Występujące w badanych akwenach układy tlenowe w czasie heterotermii letniej, potwierdzały poziom trofii jezior stwierdzony na podstawie analizy wieloczynnikowej. PRACA BADAWCZA OPRACOWANIE SPOSOBU PROWADZENIA MONITORINGU WÓD POWIERZCHNIOWYCH ORAZ ZASAD FUNKCJONOWANIA SYSTEMU OCEN WG WYMAGAŃ RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ Wykonawcy : Konsorcjum Politechnika Warszawska i Ekoekspert, - Małgorzta Loga, Politechnika Warszawska, Instytut SystemówInŜynierii Środowiska, Wydział InŜynierii Środowiska; malgorzata.loga@is.pw.edu.pl Celem pracy jest zaprojektowanie systemu monitoringu wód powierzchniowych, który będzie nie tylko zgodny z wymaganiami określonymi w Ramowej Dyrektywie Wodnej, ale przede wszystkim ułatwi jej efektywne wdroŝenie a tym samym przyczyni się do poprawy stanu wód powierzchniowych w Polsce. Cele szczegółowe 1. Projekt systemu monitoringu a) zakres metodyki i częstość pomiarów b) lokalizacja punktów pomiarowych struktura organizacyjna: c) system kontroli jakości d) system gromadzenia i przetwarzania danych: efektywność i koszty SMŚ 2. Oceny stanu środowiska wód powierzchniowych a) metodyka ocen referencyjnych b) kryteria c) system ocen stanu 3. Projekt rozporządzenia Ministra <- 1) i 2) 4. Dalsze kroki (po 2007r) 28

41 1. ZAŁOśENIA DOTYCZĄCE PMŚ 1. Ewolucyjna zmiana obecnego systemu PMŚ: stary PMŚ => modyfikacje + rozszerzenia => nowy PMŚ 2. Wejście w Ŝycie 1 stycznia 2007r. 3. Istnienie podstawowych instytucji odpowiedzialnych za zarządzanie zasobami wodnymi: KZGW (?), RZGW, oraz monitoring środowiska wód: GIOŚ, WIOŚ-e, IMGiW, PIG 4. MoŜliwość zaproponowania realistycznego budŝetu na monitoring wód. 2. ZAŁOśENIA DOTYCZĄCE REALIZACJI PROJEKTU 1. Kompatybilność czasowa i merytoryczna z harmonogramem GIOŚu 2. Systemowa, integrująca i inspirująca rola projektu 3. Czynny udział instytucji odpowiedzialnych za zarządzanie zasobami wodnymi: oraz monitoring środowiska wód (wyznaczenie stałych przedstawicieli do paneli ekspertów, udział w panelach, proponowanie rozwiązań, konsultowanie rozwiązań,...) 4. Zakończenie projektów zleconych przez Ministerstwo Środowiska fundamentalnych projektów niezbędnych dla opracowania PMŚ np. metody agregacji jednolitych części wód. 5. Zlecenie przez GIOŚ i równoległa realizacji wybranych zagadnień 6. Organizacja przez GIOŚ cyklicznych paneli ekspertów (1/miesiąc?) 3. ZAKRES PROJEKTU inwentaryzacja prac niezbędnych do opracowania systemu monitoringu, zakończonych i w trakcie realizacji (w tym wynikających z programów międzynarodowych). analiza efektywności obecnego systemu monitoringu wód powierzchniowych w Polsce (łącznie z analizą planowanych w przyszłości kierunków rozwoju systemu), określenie wymagań co do lokalizacji punktów pomiarowych, częstotliwości, zakresu i sposobu badań w ramach monitoringu diagnostycznego, operacyjnego i badawczego dla wód śródlądowych (rzeki, jeziora), przejściowych i przybrzeŝnych oraz określenie zasad prowadzenia monitoringu wód silnie zmienionych i sztucznych, wynikających z Ramowej Dyrektywy Wodnej. określenie zasad funkcjonowania systemu monitoringu stanu wód, łącznie z zasadami wyboru jednolitych części wód i lokalizacji punktów pomiarowych jakości wód na obszarze dorzecza dla wszystkich typów wód wraz z częstotliwością i zakresem badań dla monitoringu diagnostycznego, operacyjnego i badawczego. W szczególności ustalenie zasad i prac niezbędnych do wykonania przy lokalizacji punktów pomiarowych dla tzw. zagregowanych części wód. ustalenie wszystkich składowych systemu monitoringu jakości wód powierzchniowych i ich wzajemnych relacji (opracowanie schematu działania ). identyfikacja kompetencji instytucji zaangaŝowanych w proces gospodarowania wodami w Polsce w odniesieniu do zadań Inspekcji Ochrony Środowiska w zakresie monitoringu wód powierzchniowych i systemu oceny stanu tych wód(w tym sposobu zbierania, przepływu, sposobu gromadzenia informacji i wykorzystania ich do oceny) oraz niezbędne zmiany prawne i instytucjonalne w celu wdroŝenia wymagań RDW. opracowanie wstępnego projektu nowych sieci monitoringowych, zawierającego: - programy pomiarowe, - zakres i częstotliwość badań z podanymi kryteriami wyboru parametrów. konsultacje wstępnego projektu opracowanie wymogów systemu zapewnienia jakości w laboratoriach systemu monitoringu w nawiązaniu do wykonawców prac wykonanych w ramach projektu Pomoc techniczna w zakresie wdraŝania Ramowej Dyrektywy Wodnej w Polsce, finansowanego ze środków PHARE, opracowanie sposobu zbierania i gromadzenia danych dotyczących presji na środowisko wodne w oparciu o analizę stanu prawnego i dotychczasowej praktyki (w tym prac nad tzw. katastrem wodnym), określenie instytucji odpowiedzialnej za monitorowanie poszczególnych rodzajów wód i zakresu badań, sposobu zbierania informacji, ich przepływu i sposobu ich gromadzenia, określenie sposobu gromadzenia i przetwarzania danych (dotyczących zarówno jakości wód jaki i presji), z uwzględnieniem dotychczas funkcjonujących i planowanych baz danych (wstępny projekt baz lub bazy danych). opracowanie systemu oceny stanu wód w Polsce zgodnie z zasadami RDW, w tym: opracowanie zakresu tematycznego i załączników do rozporządzenia MŚ w sprawie formy i sposobu prowadzenia monitoringu wód powierzchniowych oraz podziemnych (art.155b ust.1 ustawy Prawo wodne) w części dotyczącej wód powierzchniowych, w tym: określenie kierunków rozwoju systemu monitoringu wód powierzchniowych, wraz z propozycjami zmian prawnych i instytucjonalnych, które umoŝliwią osiągnięcie celów wytyczonych przez Ramową Dyrektywę Wodną. 29

42 5. STRUKTURA, HARMONOGRAM i LOGISTYKA Inwentaryzacja prac, niezbędnych do opracowania systemu monitoringu, zakończonych i w trakcie realizacji (w tym wynikających z programów międzynarodowych Ustalenie wszystkich składowych systemu monitoringu jakości wód powierzchniowych i ich wzajemnych relacji (opracowanie schematu działania ). Analiza obecnego systemu monitoringu wód powierzchniowych w Polsce Określenie wymagań (...) odnoszących się do monitoringu wód powierzchniowych wynikających z RDW i umów międzynarodowych Określenie zasad funkcjonowania systemu monitoringu stanu wód łącznie z zasadami wyboru jednolitych części wód i lokalizacji punktów pomiarowych jakości wód na obszarze dorzecza dla wszystkich typów wód wraz z częstotliwością i zakresem badań dla monitoringu diagnostycznego, operacyjnego i badawczego. W szczególności ustalenie zasad i prac niezbędnych do wykonania przy lokalizacji punktów pomiarowych dla tzw. zagregowanych części wód Opracowanie projektu nowych sieci monitoringowych Identyfikacja kompetencji instytucji zaangaŝowanych w proces gospodarowania wodami Konsultacje Opracowanie zasad kontroli jakości w MWP Określenie instytucji odpowiedzialnych za MWP Opracowanie sposobu zbierania i gromadzenia danych o presji Opracowanie sposobu gromadzenia i przetwarzania danych pomiarowych 1. Dane do rozp. MS dotyczące formy i sposobu prowadzenia monitoringu 2. Dane do rozp. MS dotyczące kryteriów i sposobu oceny stanu wód powierzchniowych, 3. Poradnik (przewodnik) Opracowanie systemu oceny stanu wód Opracowanie projektu programu monitoringu wód powierzchniowych 30

43 USTALENIE WARUNKÓW REFERENCYJNYCH ODPOWIEDNICH DLA TYPÓW WÓD POWIERZCHNIOWYCH ZGODNIE Z WYMAGANIAMI ZAŁ. II DO RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ 2000/60/WE ElŜbieta Łysiak-Pastuszak 1, Andrzej Osowiecki 2, Lidia Kruk-Dowgiałło 2 1 Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej Oddział Morski Al. Waszyngtona 42, Gdynia, Polska tel.: Fax: , elzbieta.lysiak-pastuszak@imgw.pl 2 Instytut Morski w Gdańsku ul. Abrahama 1, Gdańsk, Polska tel , osa@im.gda.pl W ramach realizacji zadania wykonano prace terenowe na stacji pomiarowej połoŝonej w obrębie Zalewu Kamieńskiego w pobliŝu ujścia Dziwny do Morza Bałtyckiego, oraz prace studialne w ramach realizacji projektu HELCOM EUTRO. Prace terenowe obejmowały badania następujących wskaźników fizyko-chemicznych i biologicznych: temperatury, zasolenia, natlenienia wody, zawartości soli biogenicznych, stęŝenia chlorofilu-a, struktury gatunkowej oraz liczebności i biomasy fitoplanktonu. Część studialną stanowiły prace wykonane dla potrzeb Komisji Helsińskiej, projektu HELCOM EUTRO, który miał na celu opracowanie narzędzi oceny stopnia eutrofizacji Morza Bałtyckiego poprzez harmonizację kryteriów oceny, procedur, a takŝe poprzez wykonanie oceny w odniesieniu do warunków referencyjnych. To ostatnie zagadnienie było istotne dla przetestowania zaleceń Ramowej Dyrektywy Wodnej UE i paneuropejskich procedur oceny stopnia eutrofizacji środowiska morskiego w zastosowaniu do specyficznych warunków Morza Bałtyckiego. Podstawowe cele zakładały: (1) opracowanie narzędzi oceny stopnia eutrofizacji Bałtyku, (2) odniesienie oceny do warunków referencyjnych, (3) wykonanie oceny dla lat na podstawie dostępnych danych z programu monitoringu Bałtyku i (4) opracowanie i weryfikacja scenariuszy dla zdefiniowania dopuszczalnego odchylenia od warunków referencyjnych (granicy między dobrym i umiarkowanym stanem ekologicznym). Badania terenowe wykazały, Ŝe przyujściowa części Zalewu Kamieńskiego jest zbiornikiem o niewielkim zasoleniu wód, maksymalnie do 4 (PSU), a obserwowana zmienność parametrów fizyko-chemicznych była wyznaczona przez panujące w 2005 r. warunki klimatyczne. Wartości stęŝeń soli odŝywczych, jak równieŝ stęŝeń chlorofilu-a, wskazują na znaczny poziom eutrofizacji tego zbiornika, porównywalny z Zalewem Szczecińskim. Wyniki badań uzyskane w 1-rocznej serii pomiarowej nie pozwalają na wyznaczenie warunków referencyjnych dla tego zbiornika.w wyniku prac studialnych prowadzonych w ramach projektu HELCOM EUTRO stwierdzono, Ŝe w obszarze Morza Bałtyckiego nie ma moŝliwości wyznaczenia miejsc referencyjnych, poniewaŝ strefy przybrzeŝne tego morza przez długi okres podlegały niekorzystnej presji antropogenicznej. Z uwagi na brak miejsc referencyjnych, wyznaczenie warunków referencyjnych dla odpowiednich wskaźników eutrofizacji i elementów jakości w Morzu Bałtyckim moŝe być dokonane jedynie na podstawie dostępnych danych historycznych, modelowania i osądu eksperckiego. STRUKTURA WIELKOŚCI JEZIOR POLSKICH KLUCZEM DO MONITORINGU ICH ICHTIOFAUNY Andrzej Mamcarz, Andrzej Skrzypczak Uniwersytet Warmińsko-Mazurski, Katedra Rybactwa Jeziorowego i Rzecznego mamcarz@uwm.edu.pl, telefon: , fax: ul Oczapowskiego 5, Olsztyn-Kortowo. Ryby stanowią kluczowy element w strukturze ekosystemów jeziorowych. Znajdując się na szczycie piramidy troficznej, w znacznym stopniu decydują o przebiegu zmian w jeziorach, przyspieszając lub opóźniając procesy przemiany materii organicznej. Znalazło to odzwierciedlenie w wielu badaniach dotyczących funkcjonowania ekosystemów (np. teoria kaskady troficznej) oraz w działaniach praktycznych z zakresu biomanipulacji. Jednocześnie wiele gatunków ryb jest niezwykle wraŝliwymi wskaźnikami zmian środowiskowych, ustępującymi z wód pod wpływem czynników ograniczających ich istnienie. Zmiany w populacjach ryb (ograniczenie wzrostu, zmiana sposobu odŝywiania, masowe choroby lub anomalie rozrodcze) są wczesnym sygnałem stresu środowiskowego, często niemoŝliwego do stwierdzenia za pomocą innych metod analitycznych. Są to waŝne przesłanki do traktowania ichtiofauny jezior jako istotnego elementu informacyjnego w monitoringu środowiska wodnego. Znajduje to odzwierciedlenie w najwaŝniejszych aktach prawnych, jak Dyrektywa Wodna 31

44 UE, Konwencja o BioróŜnorodności oraz Konwencje Berneńska, Bońska czy tez Dyrektywa Siedliskowa. NaleŜy przy tym brać pod uwagę, Ŝe coraz częściej podkreśla się, Ŝe waŝniejszym źródłem informacji środowiskowej są zmiany w strukturze populacji ryb, aniŝeli uproszczone stwierdzenie, Ŝe dany gatunek jest juŝ zagroŝony lub ginący w danym zbiorniku. Jeziora Polski, znajdujące się w przewaŝającej części w rejonie południowej granicy oddziaływania zlodowacenia bałtyckiego są ekosystemami młodymi, wraŝliwymi na zmiany środowiskowe i reagującymi na nie przyspieszeniem procesu starzenia się i zanikania. Proces ten jest szczególnie widoczny w ostatnim półwieczu, kiedy pod wpływem nasilonej antropopresji, między 1954 a 1991 rokiem zniknęło 2215 jezior, to jest 23.8% ich stanu liczbowego (Choiński 1991). Polska ma wyjątkowo niekorzystną strukturę wielkości jezior. Ponad połowę ekosystemów stanowią zbiorniki małe (do 10 ha). AŜ 92.8% jezior ma obszar mniejszy od 100 ha (Tab. 1). Tab. 1: Ilościowe i powierzchniowe zróŝnicowanie jezior w klasach wielkości (wg Choińskiego 1991) Klasa wielkości w ha Liczba jezior % ogółu Powierzchnia w ha % powierzchni całkowitej ponad ,0 13,3 14,8 13,8 6,9 6,7 0,4 7121,3 6507, , , , , ,5 2,5 2,3 5,1 11,1 12,0 41,5 25,5 Razem , ,1 100,0 Proces szybkiej sukcesji ekologicznej jezior, wynikający z ich eutrofizacji oraz zmian w strukturze ichtiofauny (przełowienie większości gatunków) zmusza do pytania, w którym miejscu przemian znajdują się nasze jeziora. Wskazuje jednocześnie na coraz mniejsze znaczenie klasycznych (statycznych) typologii jezior, opartych na gatunkach wskaźnikowych, które nie odzwierciedlają stanu faktycznego zmian środowiskowych. Podstawowym problemem przy podejmowaniu decyzji o wyborze jezior, jako obiektów do monitoringu środowiska jest brak odpowiednich kryteriów wyboru, co skutkuje niespójnymi programami realizowanymi przez róŝne instytucje oraz trudnościami w ocenie skutków finansowych monitoringu krajowego. Według oceny Narodowej Fundacji Ochrony Środowiska, w Polsce do chwili obecnej nie wdroŝono jeszcze kompleksowego systemu monitoringu przyrody oŝywionej. Funkcjonują tylko programy cząstkowe. W odniesieniu do ichtiofauny, dobrze opracowane i stosowane są metody monitorowania morskich ryb uŝytkowych. Zasady monitoringu pozostałych grup ryb nie są jeszcze przygotowane. Autorzy uwaŝają, Ŝe punktem wyjścia do podjęcia decyzji o wyborze jezior do monitoringu ichtiofauny moŝe być ich wielkość. Jeziora o wielkości 1-5 ha, stanowiące 44% całkowitej liczby jezior w Polsce mogą być wyłączone z kompleksowego monitoringu ryb. Są one ostatnim stadium sukcesji ekologicznej, a struktura ich ichtiofauny jest uproszczona do minimum (tzw. jeziora karasiowe). Nie wyklucza to monitorowania tych zbiorników ze względu na obecności innych rzadkich obiektów fauny lub flory. Zmiany w strukturze ichtiofauny pozostałych 56% jezior, o wielkości do 5 ha, powinny być włączone do monitoringu kompleksowego, prowadzonego w sposób ciągły. Przesłankami dla takiego wyboru jezior są; - tempo ich zanikania (moŝna przewidywać na podstawie obecnych tendencji, Ŝe w czasie kolejnego półwiecza moŝe zaniknąć kolejne 2-3 tysiące jezior). Jako zagroŝone moŝna więc rozpatrywać nie tylko obiekty przyrody oŝywionej w jeziorach, ale ich całe ich siedliska. - długoterminowe zmiany w strukturze ichtiofauny są czułym wskaźnikiem zmian środowiska i w połączeniu z istniejącymi systemami analizy środowiska abiotycznego mogą ułatwić rozumienie procesów przekształcania się struktury jezior w Polsce. - analiza długoterminowych zmian w ichtiofaunie jest niezbędna do właściwej oceny poprawności prowadzonej gospodarki rybackiej, która jest jednym z podstawowych czynników, wpływających na przekształcanie się jezior. Jeziora są dzierŝawione przez podmioty prywatne, jednak do obowiązków administracji państwowej naleŝy niedopuszczenie do degradacji tych ekosystemów, będących dziedzictwem narodowym. 32

45 PROBLEMY WDRAśANIA RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ NA OBSZARACH WIEJSKICH Waldemar Mioduszewski Zakład Zasobów Wodnych, IMUZ Falenty, Raszyn, W pracy przedstawione zostaną powiązania pomiędzy ramową Dyrektywą Wodną a Wspólną Polityką Rolną. Ocenione zostaną dotychczasowe działania i wskazane propozycje dalszych. Z wszystkich działań gospodarki narodowej rolnictwo posiadać będzie największy udział we wdraŝaniu RDW. Rolnictwo jest bowiem specyficznym uŝytkownikiem wody i wyraźnie odróŝniającym się od innych uŝytkowników. Wynika to z jego przestrzennego charakteru (60% powierzchni kraju), duŝej objętości zuŝywanej wody w procesie ewapotranspiracji, występowania zanieczyszczeń o charakterze obszarowym lub rozproszonym, regulacji stosunków wodnych (nawodnienia i odwodnienia) na duŝych powierzchniach, w tym cennych przyrodniczo.podejmowane dotychczas działania w zakresie wdraŝania RDW ograniczają się głównie do ochrony jakości wód przed zanieczyszczeniami rolniczymi. Jest to niemniej waŝne zagadnienie, którego realizacja powinna być kontynuowana, a w wielu przypadkach intensyfikowana i rozszerzana (np. ochrona obszarów zasilania wód podziemnych). Konieczne jest jednak podjęcie równieŝ działań nad wdroŝeniem pozostałych celów RDW. Dotyczy to szczególnie zapewnienia dobrego stanu hyfromorfologicznego cieków, ochrony ekosystemów od wód zaleŝnych, efektywnego korzystania z wody. Istotną rolę we wdraŝaniu RDW na obszarach wiejskich odgrywać powinien opracowywany obecnie Program Operacyjny Rozwoju Obszarów Wiejskich na lata ZBIOROWISKA OKRZEMEK EPILITYCZNYCH WYBRANYCH POTOKÓW SUDETÓW I PRZEDGÓRZA SUDECKIEGO Joanna Picińska-Fałtynowicz Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej Oddział we Wrocławiu ul. Parkowa 30, Wrocław joannapf@wp.pl tel.: (071) , fax: (071) Opracowano zbiorowiska okrzemek epilitycznych z 7. potoków sudeckich (typ 3): 5. w Karkonoszach, na podłoŝu granitowym (Jedlica, Kamienna, Łomnica, Łomniczka i Podgórna) i 2. w Masywie ŚnieŜnika na podłoŝu wapiennym lub mieszanym (Kleśnica i Morawka) oraz z 7. potoków wyŝynnych krzemianowych z substratem gruboziarnistym zachodnich (typ 4) z Przedgórza Sudeckiego (Czerwona Woda, Jamna, Kamienica, Sobotka, Srebrna, Wierzbnik i Złotna). Określono skład taksonomiczny i w oparciu o gatunki wskaźnikowe okrzemek wyliczono indeksy: trofii TI DIA (Rott i in. 1999), saprobii S (Rott i in. 1997) oraz ogólnego zanieczyszczenia IPS (Coste 1982) badanych potoków. W potokach sudeckich zidentyfikowano łącznie 180 taksonów okrzemek, spośród których we wszystkich lub niemal wszystkich potokach wystąpiły: Achnanthidium minutissimum, Diatoma mesodon, Fragilaria capucina var. rumpens, Encyonema minutum, Eunotia minor i Psammothidium helveticum. W potokach Karkonoszy odnotowano ponadto: Eunotia exigua, E. incisa, Pinnularia subcapitata, Psammothidium marginulatum, P. oblongella, Surirella roba, Tabellaria flocculosa i Tabellaria ventricosa., a w potokach Masywu SnieŜnika: Achnanthidium biasolettianum var. biasolettianum, Cocconeis placentula var. pseudolineata, Gomphonema pumilum, Nitzschia dissipata, N. linearis, Planothidium frequentissimum, P. lanceolatum oraz Reimeria sinuata. Wymienione gatunki charakteryzowały się z reguły duŝą liczebnością względną. Najmniejszą róŝnorodnością cechowało się zbiorowisko Podgórnej, a największą Łomnicy. Indeks trofii TI DIA zmieniał się w zakresie 0,52 2,48, indeks saprobii SI: 1,09 1,70, a IPS od 19,99 do 15,97. Wartości te wskazują na stan ultraoligotrofii lub oligotrofii w większości potoków, wyjątkowo eutrofii oraz oligosaprobii lub oligo β-mezosaprobii. Wartości indeksu IPS równieŝ określają wody większości tych cieków jako ultraoligotroficzne lub oligotroficzne, niezanieczyszczone lub nieznacznie zanieczyszczone (klasa 1). W wyŝynnych potokach krzemianowych znaleziono łącznie 153 taksony okrzemek, największą róŝnorodnością cechowało się zbiorowisko w Czerwonej Wodzie, a najmniejszą w Sobotce. Do gatunków o największej częstości i z reguły o najwyŝszej liczebności względnej naleŝały m. in. Achnanthidium minutissimum, Amphora pediculus, Cocconeis placentula var. lineata, Fragilaria capucina var. 33

46 gracilis, Gomphonema pumilum, Navicula cryptotenella, N. tripunctata, Nitzschia linearis i Rhoicosphaenia abbreviata. Indeks troficzny TI DIA zmieniał się od 0,79 do 2,84, a indeks saprobii SI od 1,13 do 2,06. Na ich podstawie wody Złotnej sklasyfikowano jako ultraoligotroficzne (TI DIA 0,79) i oligosaprobowe (SI 1,32), Kamienicy jako oligotroficzne (TI DIA 1,15) i oligosaprobowe (SI 1,13), Czerwonej Wody jako mezotroficzne (TI DIA 1,95) i oligo- β-mezosaprobowe (SI1,51), a pozostałych potoków jako eu- lub eu-politroficzne(ti DIA 2,41 2,84) i β-mezosaprobowe (SI 1,87 2,02). Indeks IPS w przypadku Złotnej i Czerwonej Wody wskazuje na 1 klasę (odpowiednio: 19,80 i 18,02) czyli wody ultraoligotroficzne lub oligotroficzne, niezanieczyszczone lub nieznacznie zanieczyszczone, a w przypadku pozostałych potoków na 2. klasę tzn. wody o Ŝyzności w przedziale od oligo- do eutrofii i/lub słabo zanieczyszczone (IPS: 16,20 14,70). ROLA ZLEWNI W OCENIE STATUSU EKOLOGICZNEGO I MONITORINGU JEZIOR Ryszard Piotrowicz, Marek Kraska, Piotr Klimaszyk, ElŜbieta Szeląg-Wasielewska, Natalia Kuczyńska-Kippen Zakład Ochrony Wód; Uniwersytet im. A. Mickiewicza ul. Drzymały 24; ryszardp@amu.edu.pl tel , fax: Poznań. Ramowa Dyrektywa Wodna nakłada na kraje członkowskie obowiązek utworzenia rejestru (art. 6) i monitoringu (art.8) ekosystemów wodnych i siedlisk oraz gatunków uzaleŝnionych od wody, a będących przedmiotem zainteresowania i ochrony na terenie Unii, zgodnie z Dyrektywami Siedliskową i Ptasią. Na terenie Polski, a głównie obszarach Pojezierzy, występują licznie ekosystemy jeziorne będące siedliskami przyrodniczymi uwzględnianymi przy tworzeniu sieci Specjalnych Obszarów Ochrony - tzw. sieć Natura Poza najliczniejszą grupą zbiorników eutroficznych (siedlisko UE 3150), wiele jest teŝ niewielkich i nieprzepływowych jezior o specyficznych właściwościach fizyczno-chemicznych wód i strukturze biotycznej ekosystemów. Struktura ta zdeterminowana jest charakter podłoŝa i sposób zagospodarowania zlewni. Są to: Naturalne, dystroficzne zbiorniki wodne (siedlisko UE 3160) - na obszarach o ubogich glebach piaszczystych i Ŝwirach pozbawianych wapnia i dominacji borów sosnowych i świerkowych w zlewni, z duŝą subwencją kwaśnych związków humusowych. Miękkowodne jeziora lobeliowe (siedlisko UE ) przy niewielkiej subwencji kwasów humusowych Twardowodne oligo- i mezotroficzne zbiorniki z łąkami ramienic (siedlisko UE 3140) - na obszarach z większą ilością Ca w podłoŝu W Zakładzie Ochrony Wód UAM prowadzone są od kilkunastu lat badania monitoringowe tych ekosystemów, początkowo koncentrujące się tylko na siedlisku 3110, a w ostatnich latach poszerzone o zbiorniki ramienicowe i dystroficzne. Zakres tych prac w znacznej mierze pokrywa się z elementami jakości wód zalecanymi w wytycznych unijnych. Dotyczy to przede wszystkim fizyczno-chemicznych i biologicznych elementów jakości wód, a w odniesieniu do elementów hydromorfologicznych zakres prac został poszerzony o morfometrię i zagospodarowanie zlewni. Wyniki tych prac wskazują na silne zaleŝności stanu tych ekosystemów jeziornych od zmian w zagospodarowaniu zlewni - wyraŝające się duŝą zmiennością badanych elementów jakości wód. ZaleŜności te zostały przedstawione na przykładzie 3 ekosystemów jezior lobeliowych. Porównano morfometrię i sposób zagospodarowania zlewni, specyfikę roślinności makrofitowej jezior, fito- i zooplankton oraz właściwości fizyczno-chemiczne wód. Zlewnię pierwszego z badanych jezior zajmują seminaturalne lasy bukowe w typie buczyny pomorskiej i ugorowane tereny rolnicze. Ekosystem tego jeziora lobeliowego naleŝy określić jako zrównowaŝony. Drugie jezioro ma stosunkowo niewielką zlewnię całkowicie pokrytą borami sosnowymi, borami bagiennymi i torfowiskami wysokimi. W przeszłości została ona antropogennie przekształcona poprzez nasadzenia sosny i świerka oraz próby osuszania torfowisk - odprowadzanie bogatych w związki humusowe wód bezpośrednio do jeziora. W efekcie obserwuje się postępującą dystrofizację i humifikację wód jeziora oraz stopniowe zastępowanie gatunków roślin charakterystycznych dla jezior lobeliowych przez roślinność typową dla zbiorników dystroficznych. Natomiast zlewnia trzeciego jeziora jest silnie antropogennie zmieniona, a w samym jeziorze obserwuje się wyraźne symptomy przyśpieszonej eutrofizacji, w wyniku której nastąpiła niemal całkowita eliminacja izoetidów.porównanie obecnego stanu tego ekosystemu z danymi archiwalnymi wskazuję na znaczne nasilenie tych niekorzystnych zmian pod wpływem antropogennych przekształceń w zlewni w ostatnich latach. 34

47 Wskazane jest więc uwzględnianie w Wytycznych metodycznych do monitoringu..., przynajmniej w odniesieniu do tego typu ekosystemów wodnych: morfometrii i sposobu zagospodarowania zlewni, poza danymi dotyczącymi morfometrii i reŝimu hydrologicznego samego zbiornika w grupie elementów biologicznych naleŝy uwzględnić obok fito- takŝe zooplankton, ze względu na jego rolę w obiegu materii i kształtowaniu statusu ekologicznego wód. SZTUCZNE I SILNIE ZMODYFIKOWANE ŚRÓDLĄDOWE WODY STOJĄCE: PROBLEMY KLASYFIKACJI, MONITORINGU I OKREŚLENIA POTENCJAŁU EKOLOGICZNEGO Wojciech Puchalski ul. Orzechowa 35 m. 22, Wrocław wp1102@wp.pl Sztuczne i silnie zmodyfikowane śródlądowe wody stojące: problemy klasyfikacji, monitoringu i określenia potencjału ekologicznego.ramowa Dyrektywa Wodna wyróŝnia kategorię wód silnie zmodyfikowanych przede wszystkim ze względu na załoŝoną niemoŝliwość, nieopłacalność lub sprzeczność z innymi celami gospodarki wodnej spełnienia w nich kryterium uzyskania wskaźników dobrego stanu ekologicznego w określonym terminie. Wprowadza w zastępstwie stanu ekologicznego pojęcie potencjału ekologicznego, który w istniejących dokumentach ciągle pozostaje terminem enigmatycznym, niedostatecznie zdefiniowanym. W załoŝeniu wskaźniki potencjału ekologicznego powinny odnosić się do maksymalnego potencjału, określanego przez wskaźniki stanu dla referencyjnych, zbliŝonych swym charakterem i znajdujących się w pobliŝu naturalnych zbiorników wodnych. O ile w wielu ekoregionach Europy wodami referencyjnymi dla zbiorników zaporowych mogą być naturalne jeziora przepływowe, to dla kształtowanych w znacznym stopniu przez lokalne czynniki geologiczne biocenoz zbiorników południowej Polski (zwłaszcza wyŝynnych, a takŝe np. Siemianówki) trudno znaleźć podobne odniesienia. Jeszcze bardziej odmienne parametry biotyczne wystąpią w zbiornikach poeksploatacyjnych, powstałych przez zalanie wyrobisk górniczych.w niektórych krajach Unii wyróŝnienie i typologia wód silnie zmodyfikowanych i sztucznych zostały juŝ dokonane z uwzględnieniem czynników hydromorfologicznych jako podstawowego kryterium klasyfikacji. Przedstawiona zostanie propozycja przyjęcia odpowiednich dla regionalnych warunków Polski kryteriów systemu B w typologii zbiorników sztucznych i silnie zmodyfikowanych, uwzględniających w znaczącym zakresie warunki geologiczne, krajobrazowe (pokrycia terenu) i zmienność poziomu wody. Niektóre ze zbiorników zaporowych Polski północnej, w których utrzymuje się stały poziom wody, mogą nie spełniać parametrów dobrego stanu ekologicznego jedynie w zakresie wskaźników związanych z rybami migrującymi. Odwrotnie, znaczna amplituda zmian poziomu wody będzie wpływała na większość wskaźników biotycznych. W typologii naleŝy wziąć pod uwagę równieŝ prawdopodobieństwo zmian reŝimu wodnego przez jednostkę zarządzającą gospodarką wodną. Typologia powinna jednocześnie określać cechy potencjału ekologicznego. W sytuacji braku lub nieadekwatności układów referencyjnych maksymalny potencjał ekologiczny moŝe być określony na podstawie określonych w przeszłości lub w aktualnie rozpoczętym monitoringu badawczym sytuacji optymalnego spełniania funkcji ekologicznych. MoŜe być teŝ opracowany na podstawie ekstrapolacji istniejących danych lub prostego modelowania ekosystemu. Procedury modelowania jakościowego (jak np. Qualitative Reasoning) mogą być tu pomocnym narzędziem, zwłaszcza w sytuacjach, gdy wyniki badań ilościowych są niedostępne. W określaniu potencjału ekologicznego szczególnie pomocne mogą okazać się procedury monitoringu funkcjonalnego, określające charakter, intensywność i zmienność podstawowych procesów ekologicznych, jak produkcja, dekompozycja lub parametry wymiany substancji między wodą a osadami. Istniejące juŝ standardowe metody pomiarów pozwalają na określenie sprawności funkcjonowania całego systemu, niezaleŝnie od zestawu obecnych lub nie gatunków organizmów wskaźnikowych. W omawianych wodach staje się to tym bardziej waŝne, Ŝe często modyfikacja warunków hydromorfologicznych i chemicznych powoduje uruchomienie w biocenozach mechanizmów kompensacyjnych, zauwaŝalnych głównie w charakterystyce procesów ekologicznych.teoretycznymi podstawami określania potencjału ekologicznego mogą być opisywane w literaturze hydrobiologicznej koncepcje, jak np. gradientu wspomagania i stresu, systemów uzaleŝnionych od perturbacji, stabilności, łączności i in. 35

48 Monitoring zbiorników zaporowych powinien uwzględniać charakterystyczną dla tego typu wód strefowość i zmienność czasową, związaną z nieregularnymi zmianami hydrologicznymi na tle dynamiki sezonowej.innym waŝnym problemem pozostaje określenie zasięgu strefy silnie zmodyfikowanej w rzekach poniŝej zbiorników zaporowych. O ile powszechnie zauwaŝany jest wpływ zbiorników na ichtiofaunę rzeczną (i związane z nią parametry stanu ekologicznego), to dane dotyczące wpływu na makrofity zanurzone koryta rzecznego są skąpe, a mechanizmy oddziaływania są związane z rzadko dotychczas analizowanymi czynnikami chemicznymi, jak dostępność wolnego CO 2. MOśLIWOŚCI POWIĄZANIA MONITORINGU RZECZNYCH SIEDLISK SIECI NATURA 2000 Z MONITORINGIEM STANU EKOLOGICZNEGO RZEK Wojciech Puchalski ul. Orzechowa 35 m. 22, Wrocław: wp1102@wp.pl Nizinne i podgórskie rzeki ze zbiorowiskami włosieniczników są jedynym występującym w korytach rzecznych w Polsce siedliskiem roślinności zanurzonej w systemie Natura 2000 (kod 3260). Występuje ono głównie w małych i średnich rzekach zachodniej Polski, ograniczone przez zasięgi geograficzne podstawowych gatunków roślin tworzących to siedlisko. Występowanie omawianego siedliska moŝna uwaŝać za wskaźnik stabilności hydrologicznej, dostępności wolnego CO 2, obecności nieskolmatowanych, mineralnych osadów dennych, dobrego stanu chemicznego wód podziemnych zasilających koryto rzeki i prawidłowych ich interakcji z wodami powierzchniowymi. Jest wraŝliwe na pogorszenie stanu ekologicznego (nadmierną produkcję fitoplanktonu) w jeziorach i zbiornikach zaporowych połoŝonych powyŝej, jak równieŝ na zwiększone ładunki zawiesiny w korycie rzeki. Równocześnie jego występowanie zmniejsza erozję denną koryta, istotnie ogranicza stan trofii wód rzeki, powoduje znaczący wzrost liczebności i róŝnorodności bezkręgowców wodnych oraz stwarza korzystne warunki dla rozwoju populacji ryb reofilnych. Te funkcje ekologiczne, w przeciwieństwie do innych zbiorowisk roślin zanurzonych, są spełniane w ciągu całego roku, choć ich intensywność moŝe być zmienna w czasie. Niektóre odmiany tego siedliska stabilizują stęŝenia fosforanów w wodzie, co ma znaczenie dla procesów mikrobiologicznych i pośrednio prowadzi do szczególnie wysokiego zagęszczenia fauny bezkręgowców. Te kryteria wskazują, Ŝe juŝ samo występowanie tego siedliska w formie niezdegradowanej moŝe być uwaŝane za wskaźnik dobrego stanu ekologicznego odcinka rzeki. Nadmierny potencjał troficzny wód rzeki moŝe jednak prowadzić do całkowitego pokrycia powierzchni dna przez rośliny, co jest zjawiskiem niekorzystnym z ekologicznego (ograniczenie stabilności siedliska, wymiana ryb reofilnych na litofilne) i gospodarczego punktu widzenia (ochrona przeciwpowodziowa). W podręczniku ochrony siedlisk Natura 2000 (Puchalski 2004) zaproponowano wskaźniki diagnostyczne stanu ochrony siedliska, takie jak: pokrycie powierzchni koryta rzeki przez rośliny, stosunek pokrycia powierzchni latem do pokrycia powierzchni jesienią, określający potencjalny zły stan chemiczny wód podziemnych zasilających rzekę, stosunek powierzchni płatów gatunków tolerancyjnych (ubikwistycznych) do nietolerancyjnych (charakterystycznych dla siedliska), określający efekty eutrofizacji i nadmiernej temperatury wody, kolmatacji dna lub nadmiernego wycinania, stosunek powierzchni płatów rzęśli do płatów włosieniczników, określający zmiany reŝimu hydrologicznego i sedymentacji zawiesiny. 36

49 Tego typu monitoring charakteryzuje nie tylko stan samego zbiorowiska roślin, lecz równieŝ warunki ekologiczne całego koryta rzeki i jego znaczenie jako środowiska Ŝycia bezkręgowców i ryb. Tu monitoring tych grup fauny, będący częścią składową monitoringu stanu ekologicznego rzek wymaganego przez Ramową Dyrektywę Wodną, pełni funkcję komplementarną i odpowiada na pytania dotyczące właściwego gospodarowania siedliskiem, takie jak regulacja zagęszczenia roślin i ich składu gatunkowego. To z kolei stwarza moŝliwość poprawy stanu i optymalizacji funkcji ekologicznych i gospodarczych całego ekosystemu. Jest to moŝliwe do osiągnięcia poprzez zabiegi ochronne prowadzone w skali doliny rzecznej (np. regulacja stopnia zadrzewienia brzegów, uregulowanie gospodarki ściekowej na terenach przyległych) i całej zlewni. ROLA PARAMETRÓW BIOTYCZNYCH I ABIOTYCZNYCH W OCENIE STANU EKOLOGICZNEGO JEZIOR ZIEMI LUBUSKIEJ Andrzej Pukacz 1,Mariusz Pełechaty 1, Aleksandra Pełechata 2 1 Collegium Polonicum, ul. Kościuszki 1, Słubice, andrzejpukacz@wp.pl,tel. : (95) , fax: (95) Zakład Hydrobiologii, Uniwersytet im. A. Mickiewicza, ul. Umultowska 89, Od roku 2002 prowadzone są na Ziemi Lubuskiej badania hydrobiologiczne i hydrochemiczne jezior. Celem badań jest próba weryfikacji stosowanych metod badawczych w kontekście ich ewentualnej aplikacyjności w ocenie stanu ekologicznego. Prowadzone badania obejmują zarówno szeroko rozumiane, abiotyczne parametry siedliskowe, jak i wybrane parametry biotyczne. Z grupy wskaźników abiotycznych wybrane zostały podstawowe cechy morfometryczne jezior oraz fizyczno-chemiczne cechy wody. W Dyrektywie Ramowej największy nacisk kładziony jest jednak na metody bioindykacyjne. Wśród wymienianych grup organizmów są rośliny mikro- i makroskopowe, które w prezentowanych badaniach zostały uwzględnione w grupie parametrów biotycznych. Szczególną rolę w ocenie stanu ekologicznego odegrać mogą makrofity, których skład gatunkowy oraz fitocenotyczny, jak i struktura przestrzenna wykorzystywane są powszechnie jako wskaźniki stanu ekosystemu. Wśród wodnych makrofitów wyróŝnić naleŝy grupę ramienic, uznawanych za bardzo czułe wskaźniki jakości wód, których duŝą róŝnorodność stwierdzono w badanych jeziorach.dotychczas zbadanych zostało ponad 40 róŝnych ekosystemów jeziornych. Większość zbadanych jezior zlokalizowana jest w obrębie mezoregionu Pojezierze Lubuskie. Pojezierze to jest jednym z najsłabiej zbadanych pod względem hydrobiologicznym regionów Polski. Ze względu na postglacjalną genezę obszar ten odznacza się jednak duŝą róŝnorodnością typów ekosystemów jeziornych, zarówno pod względem morfometrycznym jak i biocenotycznym. Najczęściej spotykanym tu podtypem genetycznym są jeziora rynnowe. W kontekście zaproponowanej w tym roku przez Koladę i in. abiotycznej typologii jezior, na uwagę zasługuje jednak fakt, iŝ pod względem powierzchni, najliczniejszymi na Ziemi Lubuskiej są małe jeziora polimiktyczne. Natomiast, jeziora powyŝej 50 ha, stanowią tylko nieco ponad 10 % wszystkich naturalnych zbiorników jeziornych. NaleŜy przy tym podkreślić, iŝ wstępne wyniki prowadzonych badań pokazują, Ŝe wśród jezior o powierzchni do 50 ha jest wiele zbliŝonych do stanu naturalnego, niezwykle cennych przyrodniczo ekosystemów.przeprowadzone analizy statystyczne pokazują, iŝ uwzględnione parametry w róŝnym stopniu determinują potencjalne zróŝnicowanie stanu ekologicznego badanych jezior, co sugerować moŝe konieczność stosowania szeroko rozumianych badań interdyscyplinarnych, co sugerowane jest takŝe przez Dyrektywę Wodną. Zaobserwowano ponadto, iŝ istotnym czynnikiem kształtującym stan ekologiczny niektórych ekosystemów jeziornych moŝe być udział zbiorowisk zanurzonych makrofitów (w szczególności charofitów), w fitolitoralu. Uzyskane wyniki pokazują równieŝ, iŝ w określonych sytuacjach, zwłaszcza w odniesieniu do małych jezior polimiktycznych, istotną rolę w ocenie stanu ekologicznego odgrywać mogą relacje pomiędzy poszczególnymi parametrami, szczególnie oddziaływania pomiędzy makrofitami i fitoplanktonem. 37

50 OCENA STANU EKOLOGICZNEGO WÓD CIEKU O ZLEWNI SILNIE ZALESIONEJ ZE SZCZEGÓLNYM UWZGLĘDNIENIEM SUBSTANCJI BIOGENNYCH Małgorzata Raczynska 1, Sylwia Machula 2 1 Akademia Rolnicza, Katedra Ekologii Morza i Ochrony Środowiska, ul. K.Królewicza 4H, Szczecin, raczynska@fish.ar.szczecin.pl, tel.: (091) w Akademia Rolnicza, Zakład Hydrochemii i Ochrony Wód, machula@fish.ar.szczecin.pl, ul. K.Królewicza 4H, Szczecin Badania małych rzek prowadzonych przez Inspektoraty Ochrony Środowiska ograniczane są najczęściej do monitoringu regionalnego, głównie w celu określenia wielkości i wpływu niesionych przez nie zanieczyszczeń na większe rzeki. Monitoring ograniczony jest przy tym prawie zawsze do ich odcinków ujściowych, brak jest natomiast badań nad stopniem zanieczyszczenia wód takich małych cieków jak Osówka niosących zanieczyszczenia z terenów wielkomiejskich. Poziom zawartości związków biogennych jest czynnikiem bardzo istotnym w funkcjonowaniu ekosystemów rzecznych, dlatego teŝ podjęto badania cieku Osówka w roku Potok Osówka płynie w Lasku Arkońskim, połoŝonym w północnej części Szczecina, a składa się z cieku głównego, dwóch małych dopływów lewobrzeŝnych oraz dwóch małych i dwóch duŝych dopływów prawobrzeŝnych. Długość Osówki, od źródła znajdującego się na osiedlu Osowo, do ujścia w Jeziorze Goplana wynosi 5,4 km. Ze względu na znaczne nachylenie terenu, przez który przepływa potok, posiada on charakter zbliŝony do cieku górskiego. Wszystkie badane substancje biogenne utrzymywały się na typowym dla wód pstrągowych poziomie, w związku z tym obszar ten powinien być traktowany jako obiekt szczególnej ochrony. OKRZEMKI BENTOSOWE W OCENIE JAKOŚCI WÓD PŁYNĄCYCH NA PODSTAWIE WYBRANYCH RZEK W RAMACH PROJEKTU STAR Barbara Rakowska, Joanna śelazna-wieczorek, Ewelina Szczepocka Katedra Algologii i Mikologii Uniwersytet Łódzki Okrzemki zasiedlają wszystkie ekosystemy wodne lub związane ze stałą wilgotnością siedlisk. Są one znakomitymi wskaźnikami cech środowiska tj. temperatura, prędkość przepływu, odczyn wody, róŝnego typu zanieczyszczenia, zawartość związków biogennych. Sporządzane są listy zawierające dane o preferencjach okrzemek wobec parametrów fizyko-chemicznych środowiska na podstawie których tworzone są programy komputerowe słuŝące do oceny jakości wody. Obecnie w Europie, w tym takŝe w Polsce stosowany jest program OMNIDIA, który zawiera taksonomiczną i ekologiczną bazę danych o 7500 taksonach okrzemek. Spośród 25 rzek opracowanych w projekcie STAR wybrano 5, róŝniących się stopniem zanieczyszczenia i dokonano biologicznej oceny jakości wody z uŝyciem programu OMNIDIA. Były to następujące rzeki: Grabia, Korytnica, Meszna, Narew, Ner. Próby bentosu zbierano w miejscach rzeki o średnim przepływie. Wybrane rzeki porównywano na podstwie indeksów TDI, IPS, GDI. Warości indeksów oraz struktura zbiorowisk okrzemek zmieniały się wraz ze zmianą jakości wód tych rzek. Rzeki o najlepszej jakości wody: Korytnica, Narew, Grabia wykazywały średnie wartości indeksów GDI i IPS, co wskazuje na III klasę jakości wody, udział gatunków wskazujących na zanieczyszczenia był niski od 1% do 11%, saprobowość wg Van Dam (1994) klasyfikuje te wody do strefy beta-mezosaprobowej, udział gatunków wraŝliwych wg Lange-Bertalota (1979) był w tych rzekach największy. Rzeka Meszna i Ner charakteryzowały wartości indeksów IPS od miernego do złego, co wskazuje na IV i V klasę jakości wody, GDI od średniego do miernego III i IV klasa, udział gatunków wskazujących na zanieczyszczenia był odpowiednio 27,0% i 33,7%, saprobowość wg Van Dam (1994) w obu rzekach - alfa-mezosaprobia, udział gatunków tolerancyjnych wg Lange-Bertalota (1979) był bardzo duŝy. 38

51 WYSTĘPOWANIE POTENCJALNIE CHOROBOTWÓRCZYCH GRZYBÓW W WODACH JEZIORA CHARZYKOWSKIEGO ZABORSKI PARK KRAJOBRAZOWY Anna Rózga 1, BłaŜej Rózga 2, Piotr Babski 2 Anna Wójcik 1, Piotr Kurnatowski 1 1 Katedra Biologii i Genetyki Medycznej, Uniwersytet Medyczny, Łódź, Pl. Gen. J. Hallera 1 2 Katedra Termobiologii, Instytut Biofizyki, Uniwersytet Łódzki, Łódź, ul. S. Banacha 12/16 Stacja Przyrodnicza Suszek Projekt badawczy Nr 2 P04G Koncepcja monitoringu jezior (Kudelska i wsp. 1994) przedstawiona jako wytyczne monitoringu podstawowego jezior oprócz parametrów fizyczno-chemicznych wód uwzględniająca parametry biologiczne i obejmująca ocenę ilościową i jakościową gatunków wskaźnikowych nie uwzględnia grzybów. Szereg autorów zajmujących się oceną czystości wód rzek, jezior, studni czy kąpielisk uwaŝa, Ŝe zagadnienie to wymaga badań kompleksowych, określających parametry fizyko-chemiczne, hydrobiologiczne, mikrobiologiczne oraz mikologiczne danego zbiornika..jezioro Charzykowskie leŝące w dorzeczu Brdy wchodzi w obszar Zaborskiego Parku Krajobrazowego, a od lipca 1996 r. zostało włączone do otuliny Parku Narodowego Bory Tucholskie.. Wody tego jeziora są wykorzystywane w gospodarce rybackiej, jest ono obiektem rekreacyjnym, stanowi zbiornik wody pitnej i odbiornik ścieków, które dopływają Brdą (III klasa czystości), Strugą Jarcewską, będącą odbiornikiem ścieków z Chojnic (wody pozaklasowe), Strugą Siedmiu Jezior (I-II klasa czystości), której zlewnia obejmuje teren Parku Narodowego Bory Tucholskie. oraz Strugą Czerwona-Kopernica (I-II klasa czystości).celem pracy była ocena występowania potencjalnie chorobotwórczych grzybów w wodzie jeziora Charzykowskiego, w 5 ciekach zasilających jezioro i w rzece Brdzie wypływającej z jeziora. Lokalizację stanowisk przedstawia rycina 1. Jednocześnie oceniano czystość wody oznaczając parametry fizykochemiczne i mikrobiologiczne zgodnie z Wytycznymi Monitoringu Podstawowego Jezior (Kudelska, Cydzik, Soszka, 1994, Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa).Wodę do badań pobierano z trzech stanowisk na jeziorze, wyznaczonych na trzech plosach, w miejscach o największej głębokości. Wodę z dopływów i odpływu pobierano w bezpośredniej bliskości jeziora z następujących cieków:1. Struga Siedmiu Jezior,2. Jarcewska Struga,3. Struga Wolność,4. Czerwona Struga,5. Brda dopływ,6. Brda odpływ. Badane jezioro jest zaliczone do II klasy czystości wody i II kategorii podatności na degradację. Materiały do badań pobierano w 2005 r., w okresie wymieszania wiosennego i stagnacji letniej ze stanowisk na powierzchni i przy dnie. W tym samym okresie pobierano wodę z cieków. Badania prowadzono w Stacji Przyrodniczej Uniwersytetu Łódzkiego w Suszku. Diagnostykę mikologiczną w oparciu o cechy morfologiczne i biochemiczne wykonano w Zakładzie Biologii i Parazytologii Lekarskiej UM w Łodzi. 39

52 Grzyby chorobotwórcze w wodzie jeziora Charzykowskiego wiosna 2005 Cryptococcus laurentii lato 2005 Rhodotorula minuta Rhodotorula sp. Candida colliculosa Candida ciferrii Cryptococcus laurentii Cryptococcus albidus Klockera apiculata Grzyby chorobotwórcze w wodzie cieków związanych z jeziorem Charzykowskim wiosna 2005 Rhodotorula sp. Struga Wolność Cryptococcus albidus Struga Wolność Candida colliculosa Jarcewska Struga Candida lusitaniae Jarcewska Struga, Czerwona Struga Candida tropicalis Brda dopływ lato 2005 Rhodotorula rubra Struga Wolność Cryptococcus albidus Struga Wolność Candida pelliculosa Struga Wolność Tylko dla niektórych grzybów wody jezior mogą być właściwym środowiskiem rozwoju postaci anamorficznych (Rhodotorula, Trichosporon, Cryptococcus), wytwarzających się takŝe w ustroju człowieka i innych ssaków. Niektóre gatunki w środowisku wodnym mogą rozmnaŝać się płciowo (stadium teleomorficzne), co w zasadniczy sposób wpływa na rozprzestrzenianie się i tworzenie rezerwuarów grzybów chorobotwórczych. Wydaje się, Ŝe wszystkie gatunki grzybów wykrywane w wodach, wcześniej opisane u człowieka jako czynniki etiologiczne grzybic, powinny być brane pod uwagę przy ocenie jakości wód oraz moŝliwości rozprzestrzeniania się grzybów chorobotwórczych w ekosystemach wodnych. METODY OCENY STANU EKOLOGICZNEGO RZEK OPARTE NA MAKROFITACH W WARUNKACH RZEK NIZINNYCH W POLSCE Szoszkiewicz Krzysztof, Staniszewski Ryszard, Zbierska Janina, Jusik Szymon, Kupiec Jerzy Katedra Ekologii i ochrony Środowiska, Akademia Rolnicza im. A.Cieszkowskiego Poznań , ul. Piatkowska 94C; kszoszk@au.poznan.pl Ocena stanu ekologicznego wód powierzchniowych według Ramowej Dyrektywy Wodnej powinna opierać się na metodach bioindykacyjnych oraz uzupełniająco na hydromorfologii i hydrochemii. Wśród metod biologicznych zakłada się wykorzystywanie w monitoringu czterech grup organizmów: makrofitów, fitoplanktonu, makrozoobentosu oraz ichtiofauny. Dotychczas w naszym kraju nie podejmowano prób kalibracji tych systemów. Największe niedostatki występują w odniesieniu do makrofitów. Celem pracy było porównanie najwaŝniejszych systemów oceny rzek wykorzystujących makrofity oraz określenie moŝliwości zastosowania ich w warunkach niŝu Polskiego. Badania prowadzono w latach w ramach międzynarodowego projektu europejskiego STAR. Analizy objęły metodę brytyjską - Mean Trophic Rank (MTR), francuską - Indice Biologique Macrophytique en Rivière (IBMR), irlandzką - Macrophyte Index Scheme (MIS), oraz trzy metody niemieckie - Trophäe-Index Macrophyten (TIM), Macrophyte Index (MI) i Reference Index (RI). 40

53 Ocenę poszczególnych systemów oparto o analizę porównawczą wykorzystywanych list gatunków wskaźnikowych z naszą rodzimą florą oraz z roślinami stwierdzonymi podczas badań na rzekach nizinnych w Polsce. Dla najbardziej obiecujących systemów sprawdzono moŝliwość ich wykorzystania w systemie 5-stopni jakości ekologicznej wymaganych w Ramowej Dyrektywie Wodnej. Badaniami objęto 30 stanowisk zlokalizowanych na 29 średnich (powierzchnia km 2 ) rzekach nizinnych (<200 m n.p.m.). Badania roślinności przeprowadzono w sezonie letnim 2003 (od końca czerwca do początku sierpnia) standardową metodą Mean Trophic Rank Obejmowały one spis flory kaŝdorazowo na 100- metrowym odcinku cieku oraz określenie w skali 9-stopniowej udziału kaŝdego taksonu w pokryciu badanej powierzchni rzeki. Badania wykazały, ze poszczególne systemy oceny rzek oparte na makrofitach wykazują duŝe zróŝnicowanie w liczbie taksonów wskaźnikach. NajdłuŜszą listę roślin wskaźnikowych posiada francuski IBMR (210), dalej MTR (129) i RI (101). Pozostałe trzy systemy opierają się na bardzo małej puli gatunków (poniŝej 50). Stwierdzono, Ŝe większość z tych roślin występuje w Polsce, przy czym w przypadku IBMR i RI wiele z nich to gatunki rzadkie w Polsce (poniŝej 100 stanowisk). W analizowanych rzekach najwięcej taksonów wskaźnikowych stwierdzono w przypadku indeksów IBMR i MTR - odpowiednio 68 i 78) tab. 1). Dla metod, które wykazały najlepsze przystosowanie do warunków Polski, czyli MTR i IBMR, sprawdzono moŝliwość zastosowania w monitoringu na potrzeby RDW, poprzez obliczenie prawdopodobieństwa błędnego zaklasyfikowania rzek w systemie 5 klas stanu ekologicznego. MoŜliwość popełnienia błędu wynosi 15-20% dla środka przedziałów klasowych. Taki poziom błędu stwarza moŝliwość zastosowania tych metod w warunkach nizinnych rzek Polski. Ryc. 1. Liczba taksonów wskaźnikowych stwierdzonych podczas badań 41

54 MOśLIWOŚCI WYKORZYSTANIA SYSTEMU RIVER HABITAT SURVEY W OCENIE HYDROMORFOLOGICZNEJ RZEK NA POTRZEBY RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ Szoszkiewicz Krzysztof, Janina, Staniszewski Ryszard, Jusik Szymon, Zgoła Tomasz Katedra Ekologii i ochrony Środowiska, Akademia Rolnicza im. A.Cieszkowskiego Poznań , ul. Piatkowska 94C; kszoszk@au.poznan.pl Brytyjska metoda River Habitat Survey (RHS) jest jednym z najwaŝniejszych systemów waloryzacji morfologicznej rzek, jaki rozwinął się w ostatnich latach w Europie. System ten wykorzystywany jest w Wielkiej Brytanii na szeroką skalę od początku lat 90-tych. Obecnie jest on adoptowany w innych krajach gdzie staje się waŝnym narzędziem oceny ekomorfologicznej rzek na potrzeby Ramowej Dyrektywy Wodnej. Metoda RHS umoŝliwia precyzyjną analizę róŝnych elementów biotopu rzeki i doliny rzecznej. Pozwala równieŝ na syntetyczną (liczbową) ocenę stopnia antropogenicznego przekształcenia oraz naturalności cieku. Badania metodą RHS opierają się na opisie 500-metrowego odcinka rzeki, w 10 profilach rozmieszczonych co 50m. Jest on uzupełniony sumaryczną charakterystyką całego badanego odcinka. Uwzględniane są m.in. typ przepływu, substrat dna i brzegów, strukturę roślinności wodnej i brzegowej, uŝytkowanie brzegów, zjawiska erozji brzegowej, sposób sedymentacji, budowle wodne i przekształcenia techniczne. Wykonywany jest ponadto opis doliny oraz pomiar wybranych charakterystyk koryta. Spośród syntetycznych wskaźników RHS, szczególnie przydatne są dwa: wskaźnik przekształcenia siedliska (Habitat Modification Score - HMS), który określa zakres przekształceń w morfologii cieku oraz wskaźnik naturalności siedliska (Habitat Quality Assessment - HQA), który opiera się na obecności oraz róŝnorodności naturalnych elementów koryta i doliny rzecznej. Celem badań była ocena moŝliwości zastosowania RHS do oceny hydromorfologii cieków w rozumieniu Ramowej Dyrektywie Wodnej. Badania prowadzono w latach w ramach międzynarodowego projektu europejskiego STAR. Badano prawdopodobieństwo błędnej klasyfikacji cieku w oparciu o wskaźniki zmienności wyznaczone dla średnich rzek nizinnych w Polsce. W ostatnim etapie wskazano na elementy systemu RHS, które stanowią potencjalnie główne źródło błędu w prowadzonych badaniach. Wyniki analiz wykazały, Ŝe głównym źródłem błędu w prowadzonych badaniach jest czynnik personalny (polegający na niejednolitej ocenie zmiennych środowiskowych przez osoby wykonujące pomiary terenowe). Obliczono, Ŝe odpowiedzialny jest on za 6% błędu dla wskaźnika HMS i 11% dla HQA. Oszacowana zmienność interpersonalna powoduje wysokie prawdopodobieństwo błędnego zaklasyfikowania rzek dla obu liczbowych wskaźników RHS. Prawdopodobieństwo błędnej klasyfikacji, w przypadku HQA było bardzo wysokie, podobne dla wszystkich pięciu klas jakości i wynosiło 40% dla środka przedziału (ryc. 1). W przypadku HMS wartości te były niŝsze dla trzech pierwszych klas wskazujących na najwyŝsze przekształcenie. Prawdopodobieństwo błędu dla tego wskaźnika było natomiast duŝo wyŝsze (przekraczające 50%) dla dwóch najwyŝszych klas, wskazujących na najmniejsze przekształcenie rzeki (ryc. 2). Dalsze analizy oparte o symulowany błąd obniŝony o 50% wykazały znacznie niŝsze wartości prawdopodobieństwa niewłaściwego zaklasyfikowania rzek w przypadku HQA (spadające poniŝej 10% pomiędzy przedziałami) (ryc. 1). Natomiast w przypadku wskaźnika HMS, dwie najwyŝsze klasy nadal prezentowały bardzo wyskoki poziom prawdopodobieństwa popełnienia błędu (ryc. 2). Analiza atrybutów składowych wskaźnika HQA wykazała, Ŝe największe znaczenie dla jego końcowej wartości mają: roślinność wodna, struktura roślinności na skarpie oraz typ przepływu. Z kolei wartość wskaźnika HMS jest w głównej mierze uzaleŝniona od rodzaju i natęŝenia modyfikacji w przekrojach badawczych. Przeprowadzone badania wykazały, Ŝe zastosowanie systemu RHS do klasyfikacji hydromorfologicznej rzek wg 5-stopniowej skali wymaga zmniejszenia zmienności czynnika personalnego, co moŝna osiągnąć przez rozwój systemu szkoleniowego i precyzyjniejszego zdefiniowana poszczególnych atrybutów. ObniŜony poziom błędu umoŝliwia wykorzystanie wskaźnika naturalności siedliska HQA w obecnie stosowanej formie, natomiast wskaźnik przekształcenia siedliska HMS wymaga przebudowy lub zmian wartości granicznych poszczególnych klas jakości siedliska. Analiza kluczowych atrybutów odpowiedzialnych za wartości wskaźników HQA i HMS pozwoliła z kolei zidentyfikować kluczowe punkty, na które naleŝy zwrócić szczególną uwagę podczas szkolenia specjalistów w zakresie wykonywania oceny RHS. 42

55 60 Prawdopodobieństwo błędnej oceny [%] HQR 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 HQA HQA 50% zmienność interpersonalna Ryc. 1. Prawdopodobieństwo błędnej oceny dla wskaźnika HQA w 5-cio stopniowym systemie klasyfikacji, w przypadku zmienności interpersonalnej. Zakresy klas: I (0-20), II (>20-40), III (>40-60), IV (>60-80), V (>80). 70 Prawdopodobieństwo błędnej oceny [%] HQR 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 HMS HMS 50% zmienność interpersonalna Ryc. 2. Prawdopodobieństwo błędnej oceny dla wskaźnika HMS w 5-cio stopniowym systemie klasyfikacji, w przypadku zmienności interpersonalnej. Zakresy klas: I (0-2), II (3-8), III (9-20), IV (21-44), V (>45). 43

56 UZUPEŁNIENIE ZASAD PARAMETRYZACJI RZEK I POTOKÓW DLA POTRZEB RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ Andrzej StruŜyński Akademia Rolnicza w Krakowie Katedra InŜynierii Wodnej, ul. Mickiewicza 24/28, Kraków rmstruzy@cyf-kr.edu.pl W związku z wejściem w struktury Unii Europejskiej nasz kraj zobowiązał się do dostosowania metodyki oceny stanu ekologicznego wód i obecnie kończy się faza wypracowania wytycznych takiej oceny i jej weryfikacji w odniesieniu do wydzielonych jednolitych fragmentów wód. W takich warunkach konieczne jest kierowanie się aktualnymi tendencjami w regulacji i renaturyzacji rzek i potoków nakreślonymi w Ramowej Dyrektywie Wodnej UE, Prawie Wodnym, Ustawie o Ochronie Przyrody i innych opracowaniach, wytyczających dobre zasady w renaturyzacji i regulacji rzek blisko natury. Projektowanie regulacji i renaturyzacji rzek i potoków w myśl wytycznych ekologicznych wymaga dogłębnej i kompleksowej analizy szeregu parametrów i zaleŝności zbadanych przez człowieka. Pierwszą i w wielu przypadkach jedyną metodą jest ocena parametrów hydraulicznych. W przeszłości wykonywana na podstawie tradycyjnej praktyki inŝynierskiej, w obecnych czasach winna być poszerzona o określenie parametrów hydrodynamicznych, zjawisk towarzyszących przepływom charakteryzującym badane odcinki rzek i zmiany morfodynamiczne występujące w dnie i na brzegach cieków. Drugą i nierozłączną w przypadku renaturyzacji, częścią opracowania parametrów pracy koryta cieku w związku z zasadą utrzymania dobrego stanu środowiska rzeki jest głęboka analiza czynników biotycznych i fizykochemicznych. Czynniki te w sposób pośredni lub bezpośredni wpływają na warunki przepływu i stabilności dna. Rośliny i zwierzęta zajmujące określone siedlisko spełniają rolę bioindykatorów i mogą pomóc w parametryzacji badanych odcinków rzek podczas ich kompleksowej ocenie wymaganej przez obowiązujące dyrektywy. Ocena parametryczna pozwala na scharakteryzowanie stabilnych i niestabilnych odcinków profilu podłuŝnego cieku. Określenie reŝimu rzeki i następnie szczegółowego opisu charakteru rzeki na długich i krótkich odcinkach pozwala na wyznaczenie stref występowania erozji dna i brzegów oraz moŝliwej zmienności biegu rzeki i zmian w jej korycie. Przykładowym elementem parametryzacji szczegółowej jest wyznaczenie bystrzy i plos podczas niŝówek lub opis stref wymiany wód pomiędzy korytem a łoŝyskiem rzeki podczas wezbrań. MoŜliwe jest określenie stref z przewagą transportu rumowiska i erozji wgłębnej, odcinków będących w równowadze pomiędzy dostawą a odprowadzeniem i wreszcie odcinków o przewadze procesów akumulacji w odniesieniu do wybranych cieków. Parametryzacja została przedstawiona na przykładzie rzek nizinnych, podgórskich i górskich. W celu scharakteryzowania stanu rzek przygotowany został arkusz oceny hydrodynamicznej. Jego zastosowanie przedstawione zostało na przykładzie rzeki nizinnej (rzeka Nida na odcinku uregulowanym i bliskim naturze) oraz górskiej (rzeka Skawa albo potok Krzczonowski...). Realizacja tak postawionych załoŝeń wymaga określenia oporów przepływu, wartości parametrów granicznych dla warunków początku ruchu rumowiska, charakterystyki pokrywy dna szorstkiego, kształtu ziarna i charakteru zjawisk związanych z przejściem wód wezbraniowych. Jednoczesna analiza wymienionych parametrów wymaga ich zbiorczego ujęcia i przedstawienia na zasadach porównawczych tak by móc wykazać wpływ poszczególnych czynników na załoŝenia projektowania i regulacji warunków koryt stabilnych. Uzupełniony arkusz moŝe być bardzo pomocny przy ocenie wpływu środowiska rzecznego na elementy przyrody oŝywionej i nieoŝywionej. 44

57 SYSTEM DO MONITOROWANIA ZANIECZYSZCZEŃ WODY OPRACOWANY W RAMACH PROJEKTU SEWING Michał Szermer, Krzysztof Ślusarczyk, Andrzej Napieralski Politechnika Łódzka, Katedra Mikroelektroniki i Technik Informatycznych, al. Politechniki 11, Łódź szermer@dmcs.pl Jednym z głównych zagadnień rozwaŝanych w V Programie Ramowym Unii Europejskiej był problem zanieczyszczeń wód powierzchniowych, zarówno stojących jak i bieŝących. Projekt SEWING (ang. System for European Water monitoring), będący jednym z filarów V Programu Ramowego, miał na celu opracowanie taniego, powszechnego i ogólnie dostępnego systemu wczesnego ostrzegania o pojawieniu sie wcześniej wspomnianych zagroŝeń. Monitoring obejmowałby nie tylko wodę pitną ale równieŝ rejony podwyŝszonego ryzyka zanieczyszczenia wody. W załoŝeniach, system podzielony by był na dwie części zintegrowane w jednej obudowie. Pierwszą byłby zestaw jonoczułych sensorów typu CHEMFET, skalibrowanych w taki sposób, by kaŝdy z nich wykrywał jedynie jeden, określony wcześniej jon, drugą natomiast część elektroniczna, na którą składałby się prededykowany układ scalony przetwarzający dane otrzymane z czujników oraz układ przesyłający wstępnie opracowane dane do głównego serwera. Sercem całego systemu jest czujnik CHEMFET, którym jest tradycyjny tranzystor typu FET (ang. Field Effect Transistor) ze zmodyfikowaną bramką. Modyfikacja polega na zastąpieniu tradycyjnej bramki polikrzemowej tranzystora przez membranę czułą na określony jon. Obecnie opracowane zostały membrany pozwalające na wykrycie następujących jonów: NO3-, Ca2+, NH4+, H+.Taki czujnik byłby podłączony do scalonych układów przetwarzających takich jak przetwornik analogowo-cyfrowy i układy kompensujące (np. wpływ temperatury). W projekcie brało udział wiele renomowanych ośrodków naukowych jak i równieŝ dwie firmy, odpowiadające za opracowanie samego prototypu. Jego konstrukcja udowodniła fakt moŝliwości skonstruowania urządzenia monitorującego stan wody. Znaczącą rolę w całym projekcie odegrały dwie polskie uczelnie: Politechnika Warszawska i Politechnika Łódzka. Pierwsza z nich zajmowała się badaniem przyrządów typu CHEMFET ich pomiarami i nakładaniem membran. Druga z uczelni opracowała kompletne modele czujników CHEMFET czułych na określone jony, które były wykorzystane do modelowania całego systemu przez inne ośrodki naukowe z całej Europy. Ponadto na Politechnice Łódzkiej opracowano fragment części przetwarzającej, jaką stanowił 12-bitowy przetwornik analogowo-cyfrowy typu sigma-delta. Same matryce czujników CHEMFET mogą być produkowane w Instytucie Technologii Elektronowej w Piasecznie, co znacząco redukuje koszty produkcji. Na rysunku 2 przedstawiono przekrój poprzeczny przez strukturę tranzystora CHEMFET oraz zdjęcie wykonanego układu w ITE w Piasecznie.Schemat blokowy systemu przedstawiony jest na Rysunku 1. Po wykryciu zagroŝenia (zwiększonej ilości niebezpiecznych dla środowiska określonych jonów), system poprzez odpowiednie medium (sieć bezprzewodową lub LAN) kontaktuje się z serwerem, gdzie zostaje zapisane informacje o miejscu i czasie pojawienia się, długości występowania oraz o stęŝeniu niebezpiecznego jonu. Zebrane dane mogą być równieŝ publikowane niemalŝe w czasie rzeczywistym za pośrednictwem serwera WWW, dzięki czemu będą dostępne większej liczbie odpowiednich jednostek odpowiedzialnych za usuwanie tego typu zagroŝeń.obecnie prowadzone są prace nad redukcją wymiarów oraz obniŝeniem kosztów wytwarzania systemu. 45

58 SERWER SERWER WWW KOMPUTER POŚREDNICZĄCY STRONA INTERNETOWA DEDYKOWANY HARDWARE MATRYCA CZUJNIKÓW BAZA DANYCH INT. INT. Ś R O D O W I S K O Ryc. 1: Schemat blokowy systemu monitorowania wody. Ryc. 2a: Przekrój poprzeczny przez strukturę tranzystora CHEMFET. Ryc. 2b: Zdjęcie tranzystora CHEMFET. ZESPOŁY ICHTIOFAUNY W OCENIE STANU EKOLOGICZNEGO RZEK: OD WSKAŹNIKA INTEGRALNOŚCI BIOTYCZNEJ IBI DO EUROPEJSKIEGO WSKAŹNIKA RYB EFI. Jacek Szlakowski, Paweł Buras, Wiesław Wiśniewolski Instytut Rybactwa Śródlądowego w Olsztynie, Zakład Rybactwa Rzecznego w śabieńcu, Piaseczno, ul. Główna 48, j.szlakowski@wp.pl Ramowa Dyrektywa Wodna w monitoringu biologicznym ekosystemów wodnych w celu określenia ich statusu ekologicznego przewiduje wykorzystanie (1) fitoplanktonu, (2) fitobentosu i makrofitów, (3) dennych bezkręgowców i (4) ryb (EU Water Framework Directive, 2000). Za wykorzystaniem ryb przemawia, Ŝe występują w większości zbiorników wodnych i rozpoznanie gatunków jest stosunkowo proste. Zespoły ryb, o charakterystycznej strukturze gatunkowej, troficznej, biomasie i kondycji stwarzają moŝliwość wykorzystania nie tylko pojedynczych gatunków jako wybranych bioindykatorów, ale i całego ich zespołu do oceny wpływu 46