OCENA ZMIAN W EKOSYSTEMIE JEZIORA DUROWSKIEGO W ROKU 2014

Transkrypt

1 Wydział Biologii Uniwersytetu im. Adama Mickiewicza w Poznaniu Ul. Umultowska 89, Poznań OCENA ZMIAN W EKOSYSTEMIE JEZIORA DUROWSKIEGO W ROKU 2014 Prof. dr hab. Ryszard Gołdyn Zakład Ochrony Wód Dr Beata Messyasz Zakład Hydrobiologii Poznań, lipiec

2 Treść opracowania 1. Podstawy opracowania 3 Str. 2. Stan ekologiczny Jeziora Durowskiego w oparciu o parametry fizyczno-chemiczne i zbiorowiska glonów w lipcu 2014r Makrofity, wskaźnik jakości wody w rekultywowanym Jeziorze Durowskim Stan ekologiczny Jeziora Durowskiego podczas procesu jego rekultywacji. Makrobezkęgowce Bilans hydrologiczny i zarządzanie Jeziorem Durowskim Podsumowanie 112 2

3 1. Podstawy opracowania Podstawą opracowania jest umowa zawarta z Gminą Miejską Wągrowiec Tl z dnia r. Na jej podstawie dokonano opracowania wyników badań fizyczno-chemicznych i biologicznych jeziora Durowskiego, przeprowadzonych w pierwszej połowie lipca 2014 roku. Celem niniejszego opracowania jest ocena stanu ekologicznego ekosystemu Jeziora Durowskiego. Wymagania Ramowej Dyrektywy Wodnej w zakresie oceny stanu ekologicznego ekosystemu jeziornego uwzględniają obok parametrów fizyczno-chemicznych jakości wód takŝe parametry biologiczne: makrofity, fitoplankton, fitobentos (peryfiton), makrozoobentos oraz ryby. KaŜdy parametr biologiczny rozpatrywany jest pod względem struktury gatunkowej zbiorowiska (bogactwo, róŝnorodność), jego liczebności i udziału gatunków wskaźnikowych. Ocena ostateczna obejmuje klasyfikację tych wskaźników jako średnią kilku matriksów i przyporządkowanie uzyskanej punktacji do skali 5 klas stanu ekologicznego wód. Badania na jeziorze Durowskim prowadzono od 30 czerwca do 5 lipca 2014 roku. W cyklu dobowym wykonano pomiary parametrów fizyczno-chemicznych wody (przezroczystość wody, temperatura wody, przewodnictwo elektrolityczne, ph, % nasycenia wody tlenem, stęŝenie tlenu rozpuszczonego w wodzie) w profilu pionowym co 1 m na 4 stanowiskach o głębokości nie mniejszej niŝ 10 m. W celu określenie stęŝenia pierwiastków biogennych (N, P) pobrano próby wody do analiz laboratoryjnych. Równolegle na tych samych stanowiskach pobrano próby do analiz koncentracji chlorofilu-a w warstwie powierzchniowej (głębokość 0m) i próby wody do analiz fitoplanktonu. Zbiorowisko fitoplanktonu analizowano pod względem struktury gatunkowej, liczebności i biomasy oraz udziału frakcji sinic w zbiorowisku glonów. Te same badania przeprowadzono na dopływie i odpływie Strugi Gołanieckiej oraz w płytkim basenie północnej części jeziora. Badania strefy litoralu obejmowały fitobentos (peryfiton), hydromakrofity oraz ryby. Polska metoda makrofitowa (dla jezior) oparta jest na systemie oceny opracowanym w latach 80-ych przez Prof. M. Rejewskiego z UMK w Toruniu, a następnie modyfikowanym przez dr H. Ciecierską z Uniwersytetu Warmińsko-Mazurskiego w Olsztynie. W trakcie badań uwzględniono wszystkie elementy waŝne do oceny stanu ekologicznego jeziora Durowskiego: liczbę taksonów, ich zbiorowisk, maksymalny zasięg i głębokość ich występowania, ocena obfitości (skala obfitości, % powierzchni fitolitoralu, długość 3

4 porośniętej linii brzegowej) oraz gatunki referencyjne czy wskaźnikowe dla degradacji. Badano takŝe fitobentos (peryfiton) jako waŝny element biologiczny w ocenie stanu ekologicznego jeziora Durowskiego. W przypadku fitobentosu obliczono indeks okrzemkowy dla 8 stanowisk rozmieszczonych wzdłuŝ linii brzegowej jeziora. Ocena stanu ekologicznego jeziora Durowskiego oparta była takŝe na wynikach badań zbiorowisk makrozoobentosu zarówno w strefie pelagialu jak i litoralu. Analizowano bogactwo i róŝnorodność tej grupy organizmów (całkowita liczba rodzin, liczba rodzin EPT, indeks Shannona-Weavera), jej obfitość i liczebność oraz tolerancję na degradację. Wyniki uzyskane w trakcie przeprowadzonych w lipcu 2014 roku badań porównano przy wszystkich analizowanych parametrach biologicznych z wynikami z lat , kiedy jezioro Durowskie poddane było kolejnym etapom rekultywacji. Podjęto takŝe próbę ustalenia praktycznych rozwiązań w celu określenia warunków uzyskania zrównowaŝonego rozwoju jeziora i jego zlewni (rozdział 6). Układ niniejszego opracowania obejmuje ocenę stanu ekologicznego jeziora Durowskiego na podstawie kolejnych parametrów fizyczno-chemicznych i biologicznych. 4

5 STAN EKOLOGICZNY JEZIORA DUROWSKIEGO W OPARCIU O PARAMETRY FIZYCZNO-CHEMICZNE CHEMICZNE I ZBIOROWISKA GLONÓW W LIPCU 2014 Lilian Alba Mejía Joanna Szcześniak Kristė Makarevičiūtė OPIEKUNI NAUKOWI: Dr Beata Messyasz Dr Mikołaj Kokociński 5

6 1. WSTĘP Jezioro Durowskie stanowi element identyfikujący miasto Wągrowiec, stanowiąc zarazem główną atrakcję dla turystów i mieszkańców. Stopniowo, przez bardzo długi okres wzrastało zanieczyszczenie wód tego jeziora. Nie bez znaczenia dla jakości wód jeziora był dopływ z Jeziora Kobyleckiego gdzie dopiero w ostatnich latach uregulowano gospodarkę wodno-ściekową. Wyraźnie rolniczy charakter zlewni położonych powyżej jezior równiez przyczynił sie do spływu pierwiastków biogennych (azotu i fosforu), herbicydów i pestycydów z wodami powierzchniowymi i gruntowymi, zwiekszając w wodzie pulę biogenów dostępnych dla produkcji pierwotnej. Duża żyzność wód w efekcie przyczyniła się do długotrwałych zakwitów sinic w jeziorze Durowksim. Konsekwencją intensywnych zakwitów sinic w jeziorze Durowskim było dalsze pogorszenie jakości wody, bardzo mała przezroczystość wody, silnie zasadowe ph w warstwie epilimnionu co negatywnie oddziaływało na ryby i inne organizmy wodne. Ponadto plaże nad jeziorem posiadały problem ze spełnieniem wymogów higienicznych ze względu na dużą liczebność sinic. to również miało negatywny wpływ na turystykę wodną tego akwenu. Urząd Miasta w Wągrowcu, który stawia na modrnizację miasta i rozwój branży turystycznej, w roku 2009 podjął prace związane z rekultywacją Jeziora Durowskiego. Projekt rekultywacji obejmował instalację dwóch aeratorów pozwalających na natlenienie wód hipolimnionu w okresie letnim, dawkowanie siarczanu żelaza (PIX) w celu związania fosforu w osadach dennych i podjęcie działań związanych z biomanipulacją (zarybienie szczupakiem i sandaczem). Naukowcy z Uniwersytetu im. Adama Mickiewicza w Poznaniu podjęli się prowadzenia systematycznego monitoring jakości wód Jeziora Durowskiego aby na bieżąco ocenić skuteczność działań związanych z rekultywacją. Proces monitorowania uwzględnia wiele aspektów oceny jakości wody, między innymi: hydrologię, parametry fizycznochemiczne, zbiorowiska planktonu, hydromakrofitów oraz makro-bezkręgowców. Glony bardzo szybko reagują na zmiany w środowisku co czyni z nich bardzo czułe wskaźniki na zanieczyszczenia wód limnicznych. Rozwój glonów we wszystkich typach siedlisk wodnych, proste metody poboru prób oraz metoda identyfikacji, która nie wymaga więcej niż mikroskopu czyni glony preferowanym obiektem badań. Stąd ta grupa organizmów jest kluczowa we wszystkich programach monitoringu wód słodkich. Jednym z integralnych tematów badań była ocean struktury jakościowej i ilościowej glonów tego jeziora. Fitoplankton i peryfiton badano na kilku stanowiskach badawczych zgodnie z wytycznymi Ramowej Dyrektywy Wodnej przyjętej dla krajów Unii Europejskiej. Próby pobierano podczas wyjazdu terenowego do Wągrowca a uzyskane wyniki posłużyły do oceny stanu troficznego i ekologicznego wód Jeziora Durowskiego w nawiązaniu do zmian wynikających z podjętej od roku 2009 rekultywacji. Parametry fizyczno-chemiczne wody oraz strukturę gatunkową fitoplanktonu i peryfitonu oraz ich horyzontalne rozmieszczenie badano na ośmiu reprezentatywnych stanowiskach dla 6

7 jeziora. Celem tych badań było uzyskanie informacji na temat przestrzennego i czasowego zróżnicowania rozmieszczenia glonów w Jeziorze Durowskim. W oparciu o indeks okrzemkowy peryfitonu przeprowadzono ocenę stanu ekologicznego w celu określenia postępów projektu rekultywacji rozpoczętej częściowo w roku Uzyskane wyniki posłużyły do wykreślenia kierunku zmian zachodzących w Jeziorze Durowskim na przestrzeni ostatnich kilku lat. 2. Materiał i metody Teren badań Badania prowadzono na obszarze Jeziora Dubrowskiego, położonego na terenie Wielkopolski, miasta Wągrowiec w okresie od 29 czerwca do 5 lipca 2014 roku. Położenie geograficzne Jeziora Durowskiego określają koordynaty: N i E Jest to relatywnie płytkie jezioro polodowcowe o charakterze przepływowym (14,6m) z powierzchnią zlewni całkowitej km 2 (tab. 1). Tabela 1 Charakterystyka morfometryczna Jeziora Durowskiego w Wagrowcu Morfometria Powierzchnia 143,7 ha Objętość 11,322,900 m³ Maksymalna głębokość 14,6 m Średnia głębokość 7,9 m Główny dopływ Struga Golaniecka Powierzchnia całkowita zlewni 236,1 km² Powierzchnia zlewni bezpośredniej 1,581 ha Udział terenów rolniczych 58,26 % Udział lasów 33,52 % Zlewnia miejska 8,25 % 7

8 Parametry fizyczno-chemiczne oraz próby do badań fitoplanktonu pobierano z 8 stanowisk, rozmieszczonych w różnych częściach jeziora: Beach 1 (Plaża 1), Beach 2 (Plaża 2), Aerator 1, Aerator 2, Middle 1 (Środek 1), Middle 2 (Środek 2), Inflow (dopływ) and Outflow (odpływ) (ryc. 1, zaznaczone kołem). Peryfiton badano na 8 stanowiskach zlokalizowanych w strefie litoralu jeziora (ryc. 1, zaznaczone trójkątami). Obserwacje obecności lub braku krasnorostu Hildebrandia rivularis prowadzono wzdłuż linii brzegowej jeziora przez cały okres badań terenowych. Ryc. 1 Mapa Jeziora Durowskiego z zaznaczonymi stanowiskami badawczymi 3. Metody Parametry fizyczno-chemiczne Podstawowe parametry fizyczno-chemiczne wody (temperaturę, przewodność elektrolityczną, stężenie tlenu, nasycenie wody tlenem, wartości odczynu ph) mierzono w profilu pionowym za pomocą miernika wielofunkcyjnego YSI 556 Multi- Parameter Water Quality Meter i Hanna Combo-Meter. Przezroczystość wody mierzono za pomocą krążka Secchi. Próby wody do analiz chlorofilu-a pobierano na tych samych stanowiskach, z 3 głębokości: warstwy powierzchniowej wody oraz z głębokości 1 i 2 metrów. Później próby poddano standardowym metodom analiz laboratoryjnych zgodnie z wytycznymi procedur ISO (Elbanowska et al, 1999). Stan troficzny jeziora określono za pomocą Carlson s Trophic State Index (TSI), w oparciu o Chlorofil-a i przezroczystość wody mierzoną krążkiem Secchi (Carlson and Simpson 1996), zgodnie z następującymi wzorami: TSIM(Chl a) = 9.81 ln(chla) ; TSIM(Sd) = ln(sd); 8

9 Gdzie Chl a to Chlorofil-a (μg/l) a SD to przezroczystość wody (m). Klasy jakości wody podano w oparciu o uzyskane w trakcie badań wartości Chlorofilu-a, stężenia tlenu, przewodnictwa elektrolitycznego i przezroczystości wody zgodnie z Rozporządzeniem Ministra Środowiska z dnia 9 listopada 2011 r. w sprawie sposobu klasyfikacji stanu jednolitych części wód powierzchniowych oraz środowiskowych norm jakości dla substancji priorytetowych (Dz. U r. Nr 257, poz. 1545), które jest zgodne z wytycznymi obowiązującej Europejskiej Ramowej Dyrektywy Wodnej. Analizy Fitoplanktonu Do analizy fitoplanktonu próby wody pobierano z 8 stanowisk umiejscowionych wzdłuż Jeziora Durowskiego: Aerator 1, Aerator 2, środek 1, środek 2, dopływ (inflow), plaża 1 oraz plaża 2 (Beach 1 i Beach 2) i odpływ (outflow) (ryc. 1). Próby pobierano w odstępach całodobowych przez 6 dni, w okresie od 30 czerwca do 5 lipca 2014 roku. Głębokość, z której pobierano próby wody obejmowały strefę epilimnionu: 0m, 1m i 2m. Bezpośrednio po poborze próby fitoplanktonu zakonserwowano płynem Lugola. Próby fitoplanktonu analizowano w laboratorium przy użyciu mikroskopu świetlnego. Każdorazowo w poszczególnych próbach określono listę gatunkową, strukturę liczebności i biomasę. Przy identyfikacji glonów zastosowano aktualne opracowania taksonomiczne i klucze fykologiczne (Bąk i In. 2012; Hegewald 2000; Hakansson 2002; Krammer i Lange-Bertalot a,b; Komarek i Fott 1983; Komarek i Anagnastidis 1995, 2005; Popovsky i Pfiester 1990; Wołowski 1998; Wołowski i Hindak 2005), jednak w celu łatwiejszego porównania tej grupy z latami wcześniejszymi pozostano przy dotychczas stosowanym nazewnictwie np. Fragilaria a nie Ulnaria. W przypadku fitoplanktonu bomasę uzyskano z iloczynu liczby komórek i objętości przyporządkowanej do kształtu figury geometrycznej danego gatunku (Edler 1987, Rott 1981); wyniki przedstawiono w mg x l -1. Przy ocenie stanu troficznego skorzystano z indeksu mieszanego Nygaard a (Nygaard, 1949), obliczonego z poniższego wzoru: Indeks Jaccard a w celu porównania podobieństw i różnic pomiędzy struktura gatunkową zbiorowisk fitoplanktonu dla poszczególnych lat badawczych. Obliczenia wykonano przy użyciu wzoru (Jaccard, 1912): 100 %, Gdzie J to Indeks Jaccard a (udział procentowy wspólnych gatunków) a liczba gatunków w jednym roku badawczym b liczba gatunków w drugim roku badawczym c liczba gatunków wspólnych. 9

10 W celu określenia różnorodności biologicznej pomiędzy analizowanymi stanowiskami zastosowano wskaźniki Shannon-Wiener i Evenness zgodnie z wzorami podanymi przez Shaw (2003): log ; log ; log Gdzie H to Indeks Shannon a, p i udział procentowy liczebności danego gatunku w zbiorowisku; E evenness; S liczba gatunków w zbiorowisku. Analizy peryfitonu Dla analiz peryfitonu, próby pobierano na 8 stanowiskach umiejscowionych w strefie litoralu wzdłuż linii brzegowej jeziora, uwzględniając obszar północny i południowy z wypływem. W celu zebrania reprezentatywnych prób peryfitonu, materiał zeskrobywano z przynajmniej 2 kamieni o powierzchni większej niż 10 cm 2. Próby peryfitonu analizowano w laboratorium przy użyciu mikroskopu świetlnego. W analizie ilościowej okrzemek peryfitonowych liczono wszystkie okrywy do przynajmniej 500 komórek w wybranych losowo polach widzenia. Wyróżniono gatunki typowe dla zbiorowiska peryfitonu (Economou-Amilli 1979, Bąk i in. 2012). Wartości skali wskaźnikowej Van Dam a dla okrzemek użyto do określenie preferencji warunków ekologicznych (odczyn wody, natlenienie wody, trofia) gatunków obecnych w Jeziorze Durowskim (Van Dam i in., 1994). W celu określenia stanu ekologicznego Jeziora Durowskiego obliczono Indeks Okrzemkowy. Pierwszym elementem było obliczenie Indeksu Trofii (TJ), Indeksu Gatunków Referencyjnych (pgr) i ich standaryzacja, zgodnie z wzorem: ; Gdzie Tji to wartość wrażliwości na stan troficzny i-tego taksonu; wtji wartość wagowa (zakres tolerancji) i-tego taksonu; Li względna obfitość i-tego taksonu (liczba osobników i-tego taksonu podzielona przez liczbę wszystkich zidentyfikowanych osobników) ; Gdzie pgr to Indeks Gatunków Referencyjnych; 10

11 NB liczba taksonów referencyjnych I i II grupy jezior; NC liczba taksonów referencyjnych II grupy jezior, a degradacyjnych I grupy jezior; ND liczba taksonów degradacyjnych dla obu grup jezior; Indeks okrzemkowy obliczono według równania: ; 2 Przyporządkowana wartość Indeksu Okrzemkowego odpowiada stanu ekologicznemu jeziora zgodnie z tabelą 2. Tabela 2 Stan ekologiczny zgodny z Indeksem Okrzemkowym (DI) DI Stan Ekologiczny >0,83 bardzo dobry 0,55 dobry 0,30 umiarkowany 0,15 słaby <0,15 zły Za dominujące gatunki w obrębie zbiorowisk fitoplanktonu i peryfitonu przjęto te, których liczebność przekraczała 10% całkowitej liczebności w danej próbie. 11

12 4. Wyniki i Dyskusja Parametry fizyczno-chemiczne Wzór rozmieszczenia temperatury i rozpuszczonego tlenu w profile pionowym posiadał podobny przebieg, z najwyższymi wartościami w epilimnionie (ryc. 2). Na większości stanowsisk obserwowano wyraźny spadek temperatury wody (z 20 do 11 C) na głębokości 4-6 m w kolumnie wody. Wyodrebniona wten sposób termoklina kształtuje na tej głębokości warstwę metalimnionu, gdzie również następuje gwałtowny spadek stężenia tlenu w wodzie. Epilimnion (pierwsza warstwa w kolumnie wody od powierzchni do termokliny) charakteryzował sie najwyższymi temperaturami wody (około 20 C) podobnie jak i największym stężeniem rozpuszczonego tlenu w wodzie (6-10 mg/l), podczas gdy w hypolimnionie (>7 m depth) obserwowano niskie wartości tlenu (<2 mg/l). Należy jednak podkreślić, że obecność rozpuszczonego tlenu na poziomie około 1 mg/l stwierdzono także w warstwie naddenej w najgłębszym stanowisku (ryc. 2- prawa, Aerator 1). Taka wartość tlenu przy dnie jest wystarczająca do utrzymania fosforu w postaci nierozpuszczalnych soli w osadach dennych. w ten sposób mniejsza jego ilość jest dostępna dla rozwoju fitoplanktonu co w konsekwencji powinno skutkować wzrostem przezroczystości wody. Dopływająca do Jeziora Durowskiego rzeka Struga Gołaniecka posiadała wyższe wartości stężenia tlenu niż stanowiska jeziorne co należy tłumaczyć turbulencja wody rzecznej oraz większa liczebnościa fotosyntetyzującego fitoplanktonu. Temperatura Wody ( C) Tlen rozpuszczony (mg/l) Głębokość (m) Ryc. 2. Profil pionowy wartości: (lewy) temperatury wody C, (prawy) stężenia tlenu (mg/l) w kolumnie wody poszczególnych stanowisk Jeziora Durowskiego. Wartości odczynu wody ph jeziora wynosiły od 7,3 do 8,5 i wykazywały tendencję spadku wraz z głębokością (ryc. 3). Wyższe wartości ph w epilimnionie mogą 12

13 wynikać z intensywnego poboru CO 2 z wody przez występujący w warstwie powierzchniowej w dużej ilości fitoplankton, podczas procesu fotosyntezy. Wartości przewodnictwa elektrolitycznego były duże i mieściły się w zakresie od 652 μs/cm do 730 μs/cm. Wartości taego parametru powyżej 1200 µs/cm wskazują na wody silnie zanieczyszczone z dopływem ścieków. Na wszystkich stanowiskach jeziornych stwierdzono wzrost wartości przewodnictwa elektrolitycznego od epilimnionu w kierunku hypolimnionu (ryc. 3). Taki model rozmieszczenia przewodnictwa w kolumnie wody wskazuje, że osady denne wciąż są źródłem jonów dostępnych w wodzie, pomimo działania również innych czynników (np., spływ powierzchniowy przy gwałtownych deszczach). Ponadto fakt, że wartości przewodnictwa elektrolitycznego są niższe w dopływie niż w jeziorze potwierdza zasilanie wewnętrzne samego jeziora z osadów dennych. Średnia przezroczystość wody w Jeziorze Durowskim w okresie prowadzenia badań wynosiła 1,4 m (ryc. 4). w przypadku dopływu Strugi Gołanieckiej przezroczystość wody jest mniejsza i wynosiła 0,6 m. Jednak ta różnica wynika głównie z głębokości stanowiska rzecznego niż rzeczywistej zmiany przezroczystości wody. ph Conductivity (μs/cm) De pt h (m ) Ryc. 3. Profil pionowy wartości: (lewy)ph, (prawy) przewodnictwa elektrolitycznego (μs/cm) w kolumnie wody poszczególnych stanowisk Jeziora Durowskiego. 13

14 przezroczystość(m) 1,6 1,4 1,2 1 0,8 0,6 0,4 0,2 0 stanowiska Ryc. 4. Przezroczystość wody (m) na różnych stanowiskach Jeziora Durowskie (average średnia). Indeks Stanu Trofii (TSI), oparty na pomiarach wartości krążka Secchi (SD) i stężenia Chorofilu-a (CHL), wskazuje, że wody Jeziora Durowskiego sa eutroficzne, podczas gdy wody dopływające Strugą Gołaniecką są hypertroficzne (ryc. 5). TSI SD= TSI Chl a=56.39 Ryc. 5. Indeks Stanu Trofii (TSI) na różnych stanowiskach Jeziora Durowskiego. 14

15 Zgodnie z Rozporządzeniem Ministra Środowiska z dnia 9 listopada 2011 r. w sprawie sposobu klasyfikacji stanu jednolitych części wód powierzchniowych oraz środowiskowych norm jakości dla substancji priorytetowych (Dz. U r. Nr 257, poz. 1545), które jest zgodne z wytycznymi obowiązującej Europejskiej Ramowej Dyrektywy Wodnej parametry takie jak przezroczystość wody oraz przewodnictwo elektrolityczne wciąż klasyfikują jakość wody Jeziora Durowskiego poniżej dobrego (tab. 3). W związku z tym większy nacisk należy położyć na poprawę tych parametrów. Tabela 3. Klasyfikacja jakości wód Jeziora Durowskiego zgodnie z Ramową Dyrektywą Wodną Parametr Wartość Klasyfikacja Chlorofil a µg/l dobra (II class) Stężenie tlenu 7.40 mg/l dobra Przewodnictwo elektrol µs/cm Poniżej dobrej Przezroczystość (Secchi disc) 1.33 m Poniżej dobrej Wartości analizowanych parametrów fizyczno-chemicznych zmieniały sie na przestzrni ostatnich lat. Stężenie Chlorofilu-a wskazuje na tendencje jego wzrostu w stosunku do roku 2012, ale ph warstwy powierzchniowej od roku 2011 wciąż jest zasadowe z niewielką tendencją spadkową (>8). Przewodnictwo elektrolityczne, przezroczystość wody i stężenie tlenu wykazuje trend mniejszych fluktuacji (Tab. 4) Tabela 4. Wartości parametrów fizyczno-chemicznych w okresie kilku lat ( ) Parametr Chlorofil a µg/l 2.20 µg/l 8.45 µg/l µg/l Przewodnictwo elektrolityczne µs/cm µs/cm µs/cm µs/cm ph warstwa powierzchniowa SD (przezroczystość) Stężenie tlenu (powierzchnia) m 0.88 m 1.68 m 1.33 m mg/l mg/l 5.47 mg/l 7.40 mg/l 15

16 Fitoplankton Bogactwo gatunkowe W wyniku badań laboratoryjnych wszystkich prób wody pobranych podczas wyjazdu terenowego w roku 2014 uzyskano łącznie listę 73 taksonów glonów planktonowych stwierdzonych w strefie pelagialu Jeziora Durowskiego (zał. 1). Analizując rycinę 6 można zauważyć wzrost bogactwa gatunkowego w obrębie zbiorowisk fitoplanktonu z 50 taksonów w roku 2008 do 84 taksonów w roku Spadek liczby gatunków glonów planktonowych w roku 2012 w stosunku do roku 2011 związany był przede wszystkim warunkami pogodowymi. Cczerwiec 2012 roku, podobnie jak i początek lipca charakteryzował się intensywnymi i długotrwałymi opadami deszczu oraz spadkami temperatur. To spowodowało, że woda jeziora, szczególnie warstwa powierzchniowa była chłodniejsza oraz wzbogacona w zawiesinę pochodzącą ze spływu powierzchniowego ze zlewni bezpośredniej. Niesprzyjające warunki atmosferyczne przyczyniły się do opóźnienia rozwoju zielenic, które preferują wody ciepłe i bardziej przezroczyste. Podobne zjawisko odnotowano także w tym roku, chociaż liczba taksonów zwiększyła się o 2 w stosunku do roku Należy także uwzględnić element przebudowy zbiorowisk fitoplanktonu pod wpływem zabiegów rekultywacji. W roku 2008 fitoplankton zdominowany był głównie przez sinice. W kolejnych latach wzrastało bogactwo gatunkowe, gdyż zaczęły pojawiać się gatunki związane z mniejszą trofią wody, ale wciąż obecne były sinice. W roku 2013 i 2014 w warstwie powierzchniowej epilimnionu sporadycznie notowano pojedyncze trychomy sinic a w strukturze gatunkowej wystąpiły gatunki reprezentujące okrzemki, bruzdnice i złotowiciowce wskaźniki lepszej jakości wód. Po drugie, ze względu na prowadzoną biomanipulację (zarybienie wód szczupakiem) w Jeziorze Durowskim istniała duża presja wyjadania przez zooplankton drobnych komórek fitoplanktonu, szczególnie w roku Dominujące w lipcu 2014 roku glony są trudne do wyjadania przez zooplankton ze względu na duże rozmiary komórek i kolonii okrzemek oraz grubą ścianę celulozową bruzdnic. Duży udział ryb planktonożernych w tym roku także zmniejszył presję zooplanktonu na fitoplankton (mało efektywna biomanipulacja) co również przełożyło się na wzrost udziału drobnych rozmiarowo gatunków w strukturze jakościowej zbiorowisk glonów. Analizując strukturę gatunkową na poszczególnych stanowiskach badawczych (zał. 2, ryc. 7) stwierdzono największe bogactwo gatunkowe przy Aeratorze 2 co związane było z zasilaniem tego stanowiska przez gatunki z wyżej położonego jeziora Kobyleckiego oraz płytkiej północnej części jeziora (zielenice i sinice) oraz przez gatunki rzeczne (głównie okrzemki) przenoszone wraz z prądem wody. Najmniejsze bogactwo gatunkowe odnotowano na stanowiskach związanych z plażami. Struktura gatunkowa w obrębie poszczególnych grup taksonomicznych fitoplanktonu na stanowiskach jeziornych (zał. 2) była bardzo zbliżona, pomimo niewielkich różnic w całkowitej liczbie gatunków notowanych na pojedynczych stanowiskach. 16

17 Total number of phytoplankton species Ryc. 6. Zestawienie całkowitej liczby gatunków fitoplanktonu w latach Total number of phytoplankton species Ryc. 7. Zestawienie całkowitej liczby gatunków fitoplanktonu na poszczególnych stanowiskach. Dominacja grup glonów Struktura liczebności fitoplanktonu na poszczególnych stanowiskach w ujęciu przestrzennym wykazała wyraźną różnicę pomiędzy dopływem (Struga Gołaniecka - inflow) a stanowiskami zlokalizowanymi na obszarze jeziora. Cyanobacteria (sinice) były najbardziej liczną grupą w wodach Strugi Gołanieckiej dopływających do jeziora (ponad 80% w całkowitej liczebności fitoplanktonu dominacja Limnothrix redekei) podczas gdy w próbach epilimnionu wzdłuż całego Jeziora Durowskiego ich udział wynosił około 3% (zał. 3, ryc. 8). To wyraźnie potwierdza lepszą jakość wód jeziora w stosunku do rzeki. W odniesieniu do całkowitej liczebności komórek fitoplanktonu dominującą grupą glonów, niezależnie od dnia i stanowiska, okazały sie złotowiciowce: Dinobryon bavaricum i Dinobryon divergens (zał. 3, ryc. 8). Na liczną obecność tej grupy glonów mogła mieć też wpływ pogoda: długi okres zimy, deszczowy czerwiec co utrzymywało raczej warunki wiosenne, dla których dominacja tej grupy glonów jest 17

18 charakterystyczna. W obrębie okrzemek dominowały Fragilaria ulna i tworzące kolonie Fragilaria crotonensis oraz Asterionella formosa. Ważnym czynnikiem okazała się także turbulencja wody, dzięki której sedymentujące ze względu na ciężar komórki łatwo powracały do warstwy powierzchniowej wody. Szczególnie dobrze widać to na stanowisku plaża (Beach). Bruzdnice reprezentowane przez: Ceratium hirundinella, Peridinium cinctum, Peridiniopsis elpatiewskyi i Peridiniopsis cuningtonii były mniej liczne ale ze względu na duże rozmiary komórek zaznaczyły wyraźnie swój udział w biomasie fitoplanktonu (zał. 4). Na taką strukturę gatunków dominujących (tab. 5) miała też wpływ presja zooplanktonu, gdyż ze względu na duże rozmiary komórek gatunki te nie były wyjadane. ind./l Abundance of every group of algae Chrysophyceae - chrysophyces Euglenophyta - euglenoids Dinophyta - dinophytes Cryptophyta - cryptophytes Ryc. 8. Liczebność [ind./l] poszczególnych grup fitoplanktonu na poszczególnych stanowiskach badawczych. Tabela 5. Zestawienie dominantów [% w całkowitej liczebności komórek] w zbiorowiskach fitoplanktonu w warstwie epilimnionu (0-2m) Jeziora Durowskiego Głębokość 0m 0-2m 0-2m 0-2m 0-2m 0m 0m 0m Stanowisko Infl A2 M2 M1 A1 Outfl B1 B2 Aphanizomenon flosaquae (L.) Ralfs 13% 0% 0% 0% 0% 0% 0% 0% Cryptomonas marssonii Skuja 0% 0% 13% 0% 2% 0% 0% 13% Dinobryon divergens Imhof 0% 37% 61% 63% 67% 8% 77% 1% Fragilaria crotonensis Kitton 0% 13% 0% 3% 1% 2% 0% 0% Limnothrix redekei (Van Goor) Meffert 70% 4% 6% 4% 4% 3% 0% 3% Biomasa grup glonów Dla poszczególnych grup glonów analizowano biomase fitoplanktonu w odniesieniu do stanowisk badawczych. Porównując rycine 8 i 9 można zauważyć, że duża liczebność 18

19 komórek nie zawsze przekłada się na dużą biomasę. Ze względu na duże rozmiary komórek duży udział w biomasie całkowitej zaznaczyły bruzdnice. Równoczesnie dominujące pod względem liczebności złotowiciowce, ze względu na niewielkie rozmiary monad tylko na niektórych stanowiskach zaznaczyły większy udział w biomasie. Niewielki udział zielenic w biomasie fitoplanktonu na niektórych stanowiskach (np. przy aeratorach czy na plaży 2) związany był z obecnością jednokomórkowej Golenkinia radiata posiadającej długie kolce, dużymi rozmiarowo koloniami Coelastrum astroideum czy Oocystis lacustris i Pediastrum boryanum. Potwierdza to pozostawanie w wodzie tylko dużych form glonów, które nie są atrakcyjne jako pokarm dla zooplanktonu. Kryptofity i eugleniny należą do organizmów mikotroficznych, które obok fotosyntezy mogą pobierać na drodze fagocytozy bakterie i drobne cząsteczki materii organicznej (Jones i Ilmavirta 1998, Kawecka i Eloranta 1994). Największy udział kryptofitów (około 25%) odnotowano w części południowej jeziora, przy aeratorze 1 i na stanowiskach pelagicznych środek 2 (ryc. 8, 9). Wraz z prądem wody zawiesina cząsteczek materii organicznej przemieszcza się w kierunku południowym, stąd też największe skupienie organizmów mikotroficznych w tej części jeziora, czyli najbliżej źródła pokarmu. Z euglenin licznie wystąpił Trachelomonas hispida i Trachelomonas volvocina, szczególnie przy wypływie rzeki z jeziora, gdzie panuje większy prąd wody i występują lepsze warunki tlenowe. Bardziej szczegółowe dane przedstawia załącznik 3 i 4. Biomass of every group of algae mg/l 3,5 3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 Chrysophyceae - chrysophyces Euglenophyta - euglenoids Dinophyta - dinoflagellates Cryptophyta - cryptophytes Chlorophyta - green algae Ryc. 9. Biomasa [mg/l] poszczególnych grup fitoplanktonu na poszczególnych stanowiskach badawczych. Indeks Podobieństwa Jaccard a Indeks podobieństwa taksonomicznego zbiorowisk fitoplanktonu dla poszczególnych lat badwczych zestawiono w tabeli 6. W roku 2014 ponownie pojawiło się 52% tych samych taksonów, które były notowane w roku Wskazuje to na obecność w 19

20 zbiorowisku fitoplanktonu 48% innych gatunków i potwierdza ciągłą przebudowę struktury gatunkowej. Tabela 6. Wartości Indeksu Jaccarda dla Jeziora Durowskiego w różnych latach badawczych. ROK Wskaźnik Mieszany Nygaard`a Jednym ze wskaźników pozwalającym określic stan trofii w jeziorze jest wskaźnik mieszany oparty na obecności liczby taksonów z grup wskazującyhc na dobrą i zła jakość wody. Wyniki uzyskane ze wzoru klasyfikuje się zgodnie z zamieszczoną w tabeli 7 skalą: Tabela 7: Stan trofii według Dokulil (za Nygaard, 1949) Legend Result Dystrophic Oligotrophic < 1.0 Mesotrophic Eutrophic 3-5 Hypertrophic 5-20 Polytrophic

21 W tabeli 8 zaprezentowano wyniki z wszystkich stanowisk z roku 2014 i dla porównania zmian z lat wcześniejszych, począwszy od roku Lepsze warunki troficzne w rzece stwierdzone na podstawie tego indeksu związane są z większą liczbą gatunków z rodzaju Cosmarium (np. Cosmarium regnellii, C. phaseolus), które osiagają swoje optimum ekologiczne w wodach eutroficznych. Tabela 8: Stan trofii poszczególnych stanowisk badawczych Jeziora Durowskiego w latach Station Trophyc State Aerator 1 9, , Hypertrophy Aerator , Hypertrophy Middle , ,5 11 Hypertrophy Middle , ,5 20 Hypertrophy Inflow - - 1, ,75 Eutrophy Outflow - - 6, Hypertrophy North ,5 5, Hypertrophy Beach Hypertrophy Beach Hypertrophy Indeksy bioróżnorodności Evenness and Shannon-Weaver Największą różnorodność stwierdzono na stanowisku Areator 2, które ze względu na swoje położenie posiada równocześnie największe bogactwo gatunkowe, wynikające z dopływu wód rzecznych oraz wód z płytkiego plosa północnego Jeziora Durowskiego (ryc. 10). Nie można wykluczyć także związku z lepszym natlenieniem wód przy aeratorze. Najmniejsze wartości tego wskaźnika odnotowano przy plaży (Beach 1), które poddane jest silnej presji antropogenicznej (także erozji). 21

22 Diversity index 3,5 3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 1,8 0,3 3,1 0,6 2,3 2,4 1,9 2,0 1,5 1,6 0,4 0,5 0,4 0,5 0,5 0,3 Shannon - Weaver Index Evenness Index Ryc. 10. Wartości indeksów: evenness and Shannon-Weaver na poszczególnych stanowiskach badawczych w roku 2014 Peryfiton Gatunki dominujące W trakcie analiz prób peryfitonowych łącznie oznaczono w Jeziorze Durowskim 110 taksonów okrzemek. Na poszczególnych stanowiskach dominowały różne gatunki, za wyjątkiem Achnanthes minutissima, który był wyraźnym dominantem na sześciu z ośmiu stanowisk (tab.9). Okrzemka Gomphonema olivaceum dominowała na dwóch stanowiskach (stan. 4 i 5). Pozostałe sześć gatunków wyróznionych jako dominanty zdobyły przewagę liczebnościową tylko na pojedynczych stanowiskach. Dwa stanowiska posiadały duże zróżnicowanie pod względem liczby dominujących gatunków (stan. 2 i 6), gdzie odnotowano 3 gatunki dominujące. Zróżnicowanie na stanowisku 1 było bardzo małe, dominował tam Achnantes minutisima, którego udział w liczebności całkowitej wynosił >45%. Tabela 9. Dominujące gatunki w zbiorowisku peryfitonu. Wartości podano w % cakowitej liczebności komórek na danym stanowisku. Stanowisko Taksony Achnanthes minutissima Kütz Achnanthes minutissima var. affinis (Grun.) Lange-Bertalot Amphora pediculus (Kütz.) Grun Cymbella affinis Kütz Cymbella minuta Hilse Cocconeis pediculus Ehr Cocconeis placentula Ehr Gomphonema olivaceum (Horn.) Breb. 22

23 Achnanthes minutissima Kütz jest gatunkiem hypertroficznym, który łatwo przystosowuje się do różnych warunków troficznych. Prawdopodobnie z tego względu tak licznie był reprezentowany na większości stanowisk. Gatunek ten preferuje duże natlenienie wody (>75%) i okołoneutralne ph (van Dam et al, 1994). Gomphonema olivaceum (Horn.) Breb. była gatunkiem dominującym na stanowisku 4 i 5. Występuje wyłącznie przy ph >7 i dobrym natlenieniu wody. Gomphonema olivaceum jest gatunkiem eutroficznym (van Dam et al, 1994). Achnanthes minutissima var. affinis (Grun.) Lange-Bertalot wystąpił jako gatunek współdominujący na stanowisku 6. Ten gatunek okrzemki jest alkalifilny (van Dam et al, 1994). Nie wykazuje wyraźnych preferencji do okreslonych warttości natlenienia czy żyzności wody. craticula.ncl.ac.uk Amphora pediculus (Kütz.) Grun. jest gatunkiem eutroficznym, który preferuje wody zasadowe. Równocześnie wymaga wód dobrze natlenionych (>75%). Cymbella affinis Kütz. stwierdzono jako gatunek dominujący na stanowisku 2. Jest wskaźnikiem wód eutroficznych i zasadowych, równoczesnie dobrze natlenionych. Cymbella minuta Hilse występuje licznie w wodach jeziornych o odczynie zasadowym. Jest bardzo szeroko rozprzestrzenionym gatunkiem w Europie Środkowej. Cymbella minuta nie należy do gatunków okrzemek wrażliwych na zmiany w siedlisku i występuje często w miejscach o dużym oddziaływaniu antropogenicznym. Cocconeis pediculus Ehr. to gatunek eutroficzny, preferujący duże natlenienie wody (>75%) i wyraźnie zasadowy odczyn ph (van Dam et al, 1994). Cocconeis placentula Ehr. wymaga mniejszego stężenia tlenu w wodzie (>50%) niż wcześniejsze gatunki okrzemek. Należy do gatunków eutroficznych i alkalifilnych. Cocconeis placentula jest jedynym dominującym gatunkiem na stanowisku 8, który jest zlokalizowany blisko dopływu (Strugi Gołanieckiej) do Jeziora Durowskiego. craticula.ncl.ac.uk Wskaźniki ekologiczne w oparciu o skalę Van Dam a Niektóre gatunki okrzemek peryfitonowych posiadają wąską skalę swoich preferencji względem jakiegoś czynnika środowiskowego, co czyni z nich bardzo czułe wskaźniki jakości wody, w której żyją. W oparciu o wartości wskaźnikowe okrzemek zamieszczone w skali ekologicznej van Dam et al. (1994) oszacowane warunki tlenowe, troficzne i odczynu wody, które wystąpiły w lipcu 2014 roku w Jeziorze Durowskim. Przeważająca liczba gatunków okrzemek stwierdzona w Jeziorze Durowskim wskazuje na dobre natlenienie wód (47 z 74 gatunków posiada preferencję natlenienia wód w przedziale %) (ryc. 11, zał. 5). Dobre natlenienie wód w strefie przybrzeżnej Jeziora Durowskiego może wynikać z dużej aktywności łodzi motorowych i zwiększonego falowania wody. 23

24 30 25 Liczba gatunków % >75% >50% >30% 10% Natlenienie Ryc. 11. Rozkład gatunków ze względu na natlenienie wody w Jeziorze Durowskim W oparciu o gatunki wskaźnikowe skali Van Dam a Jezioro durowskie posiada wody eutroficzne. Duża liczba gatunków jest przypisana do wód eutroficznych (34 z 80) (ryc. 12, zał. 5). Niektóre gatunki okrzemek (n=13) są wskaźnikami dla wód meso-eutroficznych; a niektóre wykazują szeroki zakres preferencji do żyzności wód i posiadaja mniejszą wartość wskaźnikową (n=15). Liczba gatunków Ryc. 12. Rozkład gatunków ze względu na żyzność wód w Jeziorze Durowskim 24

25 Gatunki peryfitonowych okrzemek wskazują na zasadowy odczyn wody Jeziora Durowskiego (ryc. 13; zał. 5). W obrębie okrzemek stwierdzono 54 z 84 gatunko(1) preferujących odczyn zasadowy, posiadające swoje optimum przy ph>7. Nie jest to zaskakujące ponieważ Jezioro Durowskie jest eutroficzne a takie zbiorniki wodne zawsze charakteryzują się dużą zasadowością odczynu wody. Liczba gatunków Ryc. 13. Rozkład gatunków okrzemek ze względu na odczyn wody w Jeziorze Durowskim Indeks Okrzemkowy Okrzemki należą do grupy glonów, która wykształca okrzemkowe pancerzyki. większość gatunków z tej grupy jest bardzo wrażliwa na zmiany stanu trofii w wodzie i dlatego znalazły zastosowanie do oceny stanu ekologicznego wód w ramach Ramowej Dyrektywy wodnej jako wskaźnik biologiczny Indeks Okrzemkowy. Stan ekologiczny wód Jeziora Durowskiego jest rózny w zależności od stanowiska i waha się od złego do umiarkowanego (ryc. 14). Na niektórych stanowiskach (np. 6, 7, 9) stan ekologiczny uległ poprawie od okresu Równocześnie na innych stanowiskach stan ekologiczny wód uległ wyraźnemu pogorszeniu. Jest to szczególnie widoczne dla stanowiska 3 gdzi stan ekologiczny pogarszał się co roku i osiągnął wtym roku stan zły najsłabszy od 5 lat prowadzonego monitoring. 25

26 Ryc. 14. Stan ekologiczny Jeziora Durowskiego na poszczególnych stanowiskach badawczych w oparciu o Indeks Okrzemkowy Analiza wartości Indeksu Okrzemkowego wykazała wyraźne zróżnicowanie części północnej i południowej Jeziora Durowskiego. Średnie wartości dla stanowisk zlokalizowanych w północnej części jeziora (stanowiska 4, 5, 6, 7, 8) i południowej (stanowiska 1, 2, 3), wyraźnie wykazały, że stan ekologiczny jest lepszy na północy (ryc. 15). Wnioskujemy, że najprawdopodobniej gorszy stan ekologiczny w południowej części jeziora związany jest z większa presją antropogeniczną. Miasto Wągrowiec jest usytuowane właśnie w południowej części, tymczasem na północy znajduję się większy udział lasów w zlewni bezpośredniej. Również w części północnej płaty makrofitów zanurzonych sa mniej narażone na zniszczenia co skutkuje większą absorpcją biogenów przez roślinność wodną. Pojawienie się w północnym plosie Jeziora Durowskiego ramienicy Chara tomentosa także potwierdza lepszy stan ekologiczny jego wód własnie na północy. 26

27 Ryc. 15. Stan ekologiczny Północnej i Południowej części Jeziora Durowskiego w oparciu o Indeks Okrzemkowy Krasnorost Hildenbrandia rivularis Hildenbrandia rivularis jest kosmopolitycznym krasnorostem, który preferuje wody słodkie z dużą turbulencją, ale może rozwijać się także na stanowiskach w wodach stojących (ryc. 16). Jest uważana za wskaźnik wód o dobrej jakości. David Perez Jednak może rozwijać się wzdłuż całego gradient troficznego i obecność stabilnego Ryc. 16. Hildenbrandia rivularis substratu oraz dobrego natlenienia wody jest prawdopodobnie odobnie ważniejsza do rozwoju tego krasnorostu niż bezpośredni dostęp do pierwiastków biogennych (Kelly&King, 2007). Od roku 2010 obserwowano liczne jego występowanie w Jeziorze Durowskim, szczególnie we wschodnio-południowej części (ryc. 17). Na tym obszarze dominują wiatry zachodnie co sprzyja zwiększonemu falowaniu w obszarze wschodnim jeziora. Ze względu na to, że Hildenbrandia rivularis preferuje wody płynące, to takie zwiększone falowanie łącznie z aktywnością łodzi motorowych może wpływać pozytywnie na utrzymywanie się jej w południowo-wschodniej części jeziora. 27

28 Ryc. 17. Mapa występowania Hildebrandia rivularisw Jeziorze Durowskim w latach Nowe stanowiska Hildebrandia rivularis podawano do roku Co prawda w roku 2014 nie odnotowano wzrostu zasięgu tego krasnorostu w jeziorze, ale występujący na dotychczasowych miejscach tworzył duże i zwarte płaty co potwierdza dobre warunki siedliskowe dla jego rozwoju (ryc. 17). 4. WNIOSKI Przeprowadzone badania wykazały, że stan troficzny Jeziora Durowskiego nadal pozostaje na poziomie eutrofii z dopływem hypertroficznych wód rzecznych Strugi Gołanieckiej. Bardzo wyraźnie zmalała liczebność sinic na wszystkich stanowiskach jeziornych. Ta grupa glonów z dominacją Limnothrix redekei wciąż bardzo intensywnie rozwija się w Jeziorze Kobyleckim i wodami rzecznymi wprowadzana jest do Jeziora Durowskiego. Zbiorowiska fitoplanktonu zdominowane przez złotowiciowce, okrzemki i bruzdnice wskazują na utrzymujący się stan eutrofii, ale występują wyraźne oznaki stopniowej poprawy jakości wody. Podobny trend wykazał mieszany wskaźnik fitoplanktonu. Również Indeks Jaccard a wskazuje na dalsze zmiany i przebudowę w strukturze zbiorowisk fitoplanktonu potwierdzając podobieństwo tylko na poziomie 52% w stosunku do roku Bioróżnorodność fitoplanktonu wyraźnie była większa niż przed rozpoczęciem programu rekultywacji i wyraźnie wykazuje trend wzrostu w stosunku do roku 2012 kiedy deszczowe lato miało duży wpływ na strukturę zbiorowisk fitoplanktonu. Jest to także w dużym stopniu związane z prowadzonymi zabiegami rekultywacji. 28

29 Stan ekologiczny Jeziora Durowskiego poprawił się i osiągnął stan umiarkowany w ciągu ostatnich 4 lat, ale tylko w części północnej jeziora. W południowej części jeziora stan ekologiczny nadal jest słaby a na niektórych stanowiskach (np. plaża - Beach 1) co roku stopniowo się pogarszał aby w tym roku osiągnąć stan zły. Główną przyczyną osiągnięcia złego stanu ekologicznego na tym stanowisku może być zwiększna presja antropogeniczna, między innymi: łodzie motorowe, wędkarstwo (sypanie zanęty) i erozja brzegów. 5. LITERATURA Bąk, M., Witkowski, A., Żelazna-Wieczorek, J., Wojtal, A.Z., Szczepocka, E., Szulc, K., Szulc, B Klucz do oznaczania okrzemek w fitobentosie na potrzeby oceny stanu ekologicznego wód powierzchniowych w Polsce. Biblioteka Monitoringu Środowiska, Warszawa: Bellinger Edward G., David C. Sigee Freshwater Algae. Identification and Use as Bioindicators. John Wiley & Sons Carlson, R.E., Simpson J A Coordinator s Guide to Volunteer Lake Monitoring Methods. North American Lake Management Society. 96 pp. Edler L Recommendations for marine biological studies in the Baltic sea. Rep. of Unesco working group 11. Marine Biologists. National Swedish Environment Protection Board, Stockholm: Elbanowska H., Zerbe J., Siepak J Fizyczno chemiczne badania wód. Wyd. Uniwersytetu im. A. Mickiewicza, Poznań. (Physico-chemical analyses of water. Adam Mickiewicz University Publ., Poznań), 232 pp. Eloranta P., Kwandrans J Freshwater Red Algae (Rhodophyta). Saarijarven Offset Oy Saarijarvi Eloranta P., Kwandrans J., Illustrated guidebook to common freshwater red algae. W.Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, Lbicz 46, Kraków, Poland Hegewald E New combinations in the genus Desmodesmus (Chlorophyceae, Scenedesmaceae). Algological Studies, 96: Hăkansson H A compilation and evaluation of species in the general Stephanodiscus, Cyclostephanos and Cyclotella with a new genus in the family Stephanodiscaceae. W: Serieyssol K, Sullivan M.J. (eds.) Diatom Research. Biopress Limited, Bristol, England, 17 (1): Jones. R.I., Ilmavirta V Seasonal and spatial distribution of cryptophyceae in the deep stratifying, alpine lake Mondsee and their role in the food web. Hydrobiologia 161:

30 Kawecka B., Eloranta P Zarys ekologii glonów wód słodkich i środowisk lądowych. PWN Warszawa Kelly M., King L., 2007, Freshwater macroalgae of Britain and Ireland Krammer K., Lange Bertalot H Bacillariophyceae. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T. 2/1, VEB Gustav Fischer, Verlag. Jena: Krammer K., Lange Bertalot H Bacillariophyceae. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T 2/2, Gustav Fischer, Verlag. Jena: Krammer K., Lange Bertalot H. 1991a. Bacillariophyceae. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T 2/3, Gustav Fischer, Verlag. Jena: Krammer K., Lange Bertalot H. 1991b. Bacillarioophyceae. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T 2/4, Gustav Fischer, Verlag. Jena: Komárek J., Fott B Chlorophyceae (Grünalgen), Ordnung Chlorococcales. Das Phytoplankton des Süsswassers. Die Biennengewässer, Bd. 16, 7 Teil, 1 712, 1 Hälfte, E. Schweizerbart, Stuttgart: Komárek J., Fott B Chlorophyceae (Grünalgen), Ordnung Chlorococcales. Das Phytoplankton des Süsswassers. Die Biennengewässer, Bd. 16, 7 Teil, 1 712, 1 Hälfte, E. Schweizerbart, Stuttgart: Komárek J., Anagnastidis K Cyanoprokaryota. 1. Teil: Chroococcales. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T. 19/1, VEB Gustav Fischer, Verlag. Heidelberg, Berlin: Komárek J., Anagnastidis K Cyanoprokaryota. 2. Teil: Oscillatoriales. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T. 19/2, VEB Gustav Fischer, Verlag. Heidelberg, Berlin Nygaard, G Hydrological studies in some ponds and lakes Part 2:The quotient hypothesis and some new or little known phytoplankton organisms. Kgl. Danske little known phytoplankton organisms. Kgl. Danske Popovský J., Pfiester L.A Dinophyceae (Dinoflagellida). Süsswasserflora von Mitteleuropa; T. 6, VEB Gustav Fischer, Verlag. Heidelberg, Berlin: Reynolds, C.S The Ecology of Phytoplankton. Cambridge University Press, Cambridge, 535 pp. Rott E Some result from phytoplankton counting intercalibration. Schweiz. Z. Hydrobiology 49:

31 Rozporządzenia Ministra Środowiska z dnia 9 listopada 2011 r. w sprawie sposobu klasyfikacji stanu jednolitych części wód powierzchniowych oraz środowiskowych norm jakości dla substancji priorytetowych (Dz. U r. Nr 257, poz. 1545). Starmach K Plankton roślinny wód słodkich. Metody badania i klucze do oznaczania gatunków występujących w wodach Europy Środkowej. PWN, Warszawa Kraków Van Dam H., Martens A., Sinkeldam J A coded checklist and ecological indicators values of freshwater diatoms from the Netherlands. Neth. J. Aquat. Ecol. 28(1): Van den Hoek C., Mann D. G., Jahns H. M Algae. An introduction to phycology. Cambridge University Press, First edition Wasielewska, E Trophic Status of Lake Water Evaluated Using Phytoplankton Community Structure Change after Two decades, Polish Journal of Environmental Studies Vol. 15, No. 1 (2006), Wetzel R.G Limnology: Lake and River Ecosystem Part 19: Land-water interface: attached microorganisms, littoral algae and zooplankton. Academic Press San Diego pp. Wilk-Woźniak E., Pociecha A., Bucka H Phytopancto-zooplancton interactions, się relaons adaptaive responses. A short review. Ecohydroogy & Hydrobiology vol.1. no 4, Wołowski K Taxonomic and environmental studies on euglenophytes of the Kraków-Częstochowa upland (Southern Poland). Fragmenta Floristica et Geobotanica, Suppl. 6: Wołowski K., Hindák F Atlas of Euglenophytes. VEDA Publishing House of the Slovak Academy of Sciences, Bratislava ZAŁĄCZNIKI 31

32 ZAŁĄCZNIK 1. Porównanie struktury gatunkowej zbiorowisk fitoplanktonu w lipcu w kolejnych latach badawczych JezioraDurowskiego. Taksony fitoplanktonu Cyanoprokaryota - sinice Anabaena affinis Lemm. + Anabaena flos-aquae Brebisson + + Aphanizomenon aphanizomenoides (Forti) Hort. & Kom. + + Aphanizomenon flos-aquae (L.) Ralfs Aphanizomenon gracile Lemmerman + Aphanizomenon isatschenkoi (Usacc.) Pros. - Lavrenko Aphanocapsa grevillei (Ber.) Rabenhorst + Aphanocapsa incerta (Lemm.) Cronberg et Komarek Arthrospira massartii Kuff. + Chroococcus limneticus Lemm Chroococcus turgidus (Kőtz.) Naeg Cyanogranis feruginea (Wawrik) Hind. + + Gloeocapsa minuta Lemm. + Jaaginema pseudogeminatum (Schmid) Anagn. et Kom. + + Limnothrix lauterbornii(schmidle) Anagn. + Limnothrix redekei (Van Goor) Meffert Lyngbya hieronymusii Lemm. + Microcystis aeruginosa Kützing Microcystis flos-aquae (Wittrock) Kirchner + + Jaaginema gracile (Bocher) Anagn. et kom. + Phormidium granulatum Gardn. Anagn Phormidium tenue (Agards ex Gomont) Anagn. et kom. + Planktolyngbya limnetica (Lemm.) Kom. Legn. Et Cronenberg Planktothrix agardhii (D.C. ex Gom.) Anagn. et Kom

33 Pseudanabaena limnetica (Lemm.) Kom Spirulina laxissima (W. West) + Spirulina mior Kütz. + Oscillatoria grossegranulata Skuja + Bacillariophyceae - okrzemki Achnanthes exigua Grun. + Achnanthes minutissima Kützing Amphora ovalis Kützing Amphora pediculus (Kütz.) Grun. + Asterionella formosa Hasall Cocconeis euglypta (Ehr.) Clevei + Cocconeis placentula Ehr Cyclotella atomus Hustedt + Cyclotella meneghiniana Kütz Cyclotella ocellata Pant Cyclotella operculata (Ag.) Kützing Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm Cymatopleura solea (Breb.) W. Smith + Cymbella affinis Kützing + Cymbella microcephala Grun. + + Cymbella minuta Hilse ex Rabenhorst Diatoma vulgare Bory + Fragilaria capucina (Desm.) Rabenhorst + + Fragilaria crotonensis Kitton Fragilaria pinnata Ehr Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot Fragilaria ulna var. angustissima Sippen Gomphonema acuminatum Ehr Gomphonema olivaceum (Horn.) Breb

34 Gomphonema parvulum (Kütz.) Kütz. + Melosira varians Ag. + Hippodonta capitata (Ehr.) L-B, Metz. et Witk. + Navicula cincta (Ehr.) Ralfs Navicula mensiculus Schumann + Navicula radiosa Kützing Naviula tripunctata (O.F. Muller) Bory de Sain. Van. + + Nitzschia palea (Kütz.) W. Smith Nitzschia recta Hantzsch ex Rabenh. + Nitzschia sigmoidea (Ehr.) W. Smith + + Nitzschia sinuata (W. Sm.) Grunow + Pinnularia viridis (Nitzsch) Ehr. + + Placoneis gastrum(ehr.) Meresch. + Rhopalodia gibba (Ehr.) Muller + Staurosira construens Ehr. + Chlorophyta- zielenice Ankistrodesmus falcatus (Corda) Ralfs + Botryococcus braunii Kütz. + + Characium aqngustatum A. Braun Chlamydomonas globosa Snow Chlamydomonas passiva Skuja Chlamydomonas reinchardtii Dangeard + Closterium acutum var. variabile (Lemm.) Krieg Coelasrum astroideum De Notaris Coelastrum microporum Naegel. + Coelastrum reticulatum (Dang.) Senn Cosmarium abbreviatum Raciborski Cosmarium exiguumw. Archer + Cosmarium margaritatum (Turp.) Ralfs + 34

35 Cosmarium phaseolus Brebisson in Ralfs Cosmarium laeve Rabenhorst + Cosmarium regnellii Wille Crucigeniella rectnagulrais (Naeg.) Kom. + Crucigenia tetrapedia (Kirchner) W. et G.S. West + Desmodesmus communis (Hegew.) Hegew Desmodesmus grahneisii (Heynig) Fott + Desmodesmus naegellii (Meyen) Hegew. + Desmodesmus opoliensis (Rchter) Hegew. + + Desmodesmus subspicatus (Chod.) Hegew. et Schmidt Dictyosphaerium pulchellum Wood Didymocystis planctonica Korsikov + Elkatothrix gelatinosa Wille Franceia ovais (France) Lemm. + Golenkinia radiata Chodat Kirchneriella contorta var. elegans (Schmidle) Bohlin Koliella longiseta (Vischer) Hindak + Lagerheimia ciliata(lag.) Chodat + Micractinium crassisetum Hortobagyi + Micractinium pusillum Fresenius + Mougeotia sp. + + Monoraphidium arcuatum (Kors.) Hindak + Monoraphidium circinale (Nyg.) Nygaard + Monoraphidium contortum (Thur.) Kom.-Legn Monoraphidium griffithii (Berk.) Kom.-Legn Monoraphidium irregulare (G.M. Sm.) Kom.-Legn. + + Monoraphidium komarkovae Nygaard Monoraphidium minutom (Nageli) Kom. - Legn. + Monoraphidium obtusum (Kors.)Kom. - Legn. + 35

36 Nephrocytium limneticum (G. M. Sm.) G. M. Sm. + Oocystis lacustris Chodat Palmelochette tenerrima Kors. + Pandorina morum (O.F. Müller) Bory + + Pediastrum boryanum (Turpin) Meneg Pediastrum simplex Meyen + Pediastrum duplex Meyen + + Pediastrum tetras (Ehr.) Ralfs + + Phacotus lendneri Chodat. + Phacotus lenticularis (Ehr.) Stein Provasoliella saccata (Skuja) Ettl + Provasiorella sp. + Pteromonas angulosa (Carter) Lemm. + + Pteromonas cordiformis Lemm. + Scenedesmus acuminatus (Lager.) Chodat Scenedesmus bicaudatus Dedusenko Scenedesmus dimorphus (Turp.) Kütz. + + Scenedesmus ecornis (Ehr.) Chod Scenedesmus obtusus Meyen + Scenedesmus regularis Swirenko + Scenedesmus verucosus Roll + Sphaerocystis planctonica (Korsikov) Bourrelly Staurastrum gracile Ralfs Staurastrum paradoxum Meyen + Tetraedron caudatum (Corda) Hansgirg + + Tetraedron minimum (A. Br.) Hansgirg Tetraedron triangulare (Chod.) Kom Tetrastrum glabrum (Roll) Ahlstr. et Tiff Tetrastrum staurogeanieforme (Schroed.) Lemm

37 Treubaria schmidlei (Schroeder) Fott et Kovacik Cryptophyta - kryptofity Chroomonas acuta Uterm. + + Cryptomonas erosa Ehrenberg Cryptomonas gracilis Skuja + Cryptomonas marssonii Skuja Cryptomonas ovata Ehrenberg Cryptomonas rostrata Troitzskaja emend I. Kiselev Rhodomonas minuta Skuja Dinophyta - bruzdnice Ceratium hirundinella (F. B. Müller) Bergh Gymnodinium aeruginosum Stein + + Peridiniopsis cuningtonii Lemm Peridinium cinctum (O.F. Müller) Ehrenberg Peridinium gatunense Nygaard + Peridinopsis berolinense (Lemm.) Bourrelly Peridinopsis elpatiewskyi (Ostenf.) Bourrelly Euglenophyta - eugleniny Colacium vesiculosum Ehr Euglena caudata Hübner + Euglena pisciformis Klebs + + Phacus orbicularis Hubner + + Trachelomonas hispida (Perty) Stein Trachelomonas planctonica Swirenko Trachelomonas volocina Ehrenberg Chrysophyceae - złotowiciowce Chrysococcus rufescens Klebs + Dinobryon bavaricum Imhoff

38 Dinobryon crenulatum W. et G.S. West Dinobryon divergens Imhof Dinobryon sociale Ehrenberg Erkenia subaequiciliata Skuja ZAŁĄCZNIK 2. Struktura gatunkowa fitoplanktonu oraz frekwencja poszczególnych gatunków Jeziora Durowskiego od do (Inf dopływ; A2 Aerator 2; Mid. 2 środek 2; Mid.1 środek 1; Outf odpływ; B1 plaża 1; B2 plaża 2). n=1 n=3 n=3 n=3 n=3 n=1 n=1 n=1 n=16 Głębokość 0m 0-2m 0-2m 0-2m 0-2m 0m 0m 0m % Stanowisko Inf A2 M2 M1 A1 Outf B1 B2 F Cyanoprokaryota - sinice Aphanizomenon flos-aquae (L.) Ralfs Anabaena affinis Lemm Chroococcus turgidus (Kőtz.) Naeg Gloeocapsa minuta Lemm Limnothrix redekei (Van Goor) Meffert Microcystis aeruginosa Kützing Planktolyngbya limnetica (Lemm.) Kom. Legn. Et Cronenberg Planktothrix agardhii (D.C. ex Gom.) Anagn. et Kom Pseudanabaena limnetica (Lemm.) Kom Bacillariophyceae - okrzemki Asterionella formosa Hasall Cyclotella ocellata Pant Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm Cymatopleura solea (Breb.) W. Smith Cymbella minuta Hilse ex Rabenhorst Fragilaria crotonensis Kitton

39 Fragilaria pinnata Ehr Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot Fragilaria ulna var. angustissima Sippen Gomphonema acuminatum Ehr Gomphonema olivaceum (Horn.) Breb Navicula cincta (Ehr.) Ralfs Navicula radiosa Kützing Nitzschia palea (Kütz.) W. Smith Nitzschia sigmoidea (Ehr.) W. Smith Pinnularia viridis (Nitzsch) Ehr Chlorophyta - zielenice Botryococcus braunii Kütz Monoraphidium komarkovae Nygaard Characium angustatum A. Braun Chlamydomonas passiva Skuja Coelastrum astroideum De Notaris Coelastrum reticulatum (Dang.) Senn Cosmarium abbreviatum Raciborski Cosmarium phaseolus Brebisson in Ralfs Cosmarium regnellii Wille Desmodesmus communis (Hegew.) Hegew Desmodesmus subspicatus (Chod.) Hegew. et Schmidt Elkatothrix gelatinosa Wille Franceia ovalis (France) Lemm Golenkinia radiata Chodat Kirchneriella contorta var. elegans (Schmidle) Bohlin Lagerheimia ciliata (Lag.) Chodat Monoraphidium contortum (Thur.) Kom.-Legn Monoraphidium griffithii (Berk.) Kom.-Legn

40 Monoraphidium komarkovae Nygaard Oocystis lacustris Chodat Pediastrum boryanum (Turpin) Meneg Pediastrum duplex Meyen Pediastrum tetras (Ehr.) Ralfs Phacotus lenticularis (Ehr.) Stein Scenedesmus acuminatus (Lager.) Chodat Scenedesmus ecornis (Ehr.) Chod Sphaerocystis planctonica (Korsikov) Bourrelly Tetraedron minimum (A. Br.) Hansgirg Tetrastrum glabrum (Roll) Ahlstr. et Tiff Tetrastrum staurogeanieforme (Schroed.) Lemm Treubaria schmidlei (Schroeder) Fott et Kovacik Staurastrum gracile Ralfs Provasiorella sp Staurastrum paradoxum Meyen Cryptophyta - kryptofity Chroomonas acuta Uterm Cryptomonas erosa Ehrenberg Cryptomonas marssonii Skuja Cryptomonas ovata Ehrenberg Cryptomonas rostrata Troitzskaja emend I. Kiselev Rhodomonas minuta Skuja Dinophyta - bruzdnice Peridinopsis berolinense (Lemm.) Bourrelly Ceratium hirundinella (F. B. Müller) Bergh Peridiniopsis cuningtonii Lemm Peridinium cinctum (O.F. Müller) Ehrenberg Peridinopsis elpatiewskyi (Ostenf.) Bourrelly

41 Euglenophyta - eugleniny Trachelomonas hispida (Perty) Stein Trachelomonas volocina Ehrenberg Chrysophyceae - złotowiciowce Erkenia subaequiciliata Skuja Dinobryon divergens Imhof Dinobryon bavaricum Imhoff ZAŁĄCZNIK 3. Średnia liczebność komórek poszczególnych gatunków fitoplanktonu (l.kom./l) na różnych głębokościach w Jeziorze Durowskim od do (Inf dopływ; A2 Aerator 2; Mid. 2 środek 2; Mid.1 środek 1; Outf odpływ; B1 plaża 1; B2 plaża 2; n=3). Głębokość 0m 0-2m 0-2m 0-2m 0-2m 0m 0m 0m Stanowisko Inf A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B1 B2 Cyanoprokaryota - sinice Aphanizomenon flos-aquae (L.) Ralfs Anabaena affinis Lemm Chroococcus turgidus (Kőtz.) Naeg Gloeocapsa minutalemm Limnothrix redekei (Van Goor) Meffert Microcystis aeruginosa Kützing Planktolyngbya limnetica (Lemm.) Kom. Legn. Et Cronenberg Planktothrix agardhii (D.C. ex Gom.) Anagn. et Kom Pseudanabaena limnetica (Lemm.) Kom Total Bacillariophyceae - okrzemki Asterionella formosa Hasall

42 Cyclotella ocellata Pant Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm Cymatopleura solea (Breb.) W. Smith Cymbella minuta Hilse ex Rabenhorst Fragilaria crotonensis Kitton Fragilaria pinnata Ehr Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot Fragilaria ulna var. angustissima Sippen Gomphonema acuminatum Ehr Gomphonema olivaceum (Horn.) Breb Navicula cincta (Ehr.) Ralfs Navicula radiosa Kützing Nitzschia palea (Kütz.) W. Smith Nitzschia sigmoidea (Ehr.) W. Smith Pinnularia viridis (Nitzsch) Ehr Total Chlorophyta - zielenice Botryococcu brauniikütz Characium aqngustatum A. Braun Chlamydomonas passiva Skuja Coelastrum astroideum De Notaris Coelastrum reticulatum (Dang.) Senn Cosmarium abbreviatum Raciborski Cosmarium phaseolus Brebisson in Ralfs Cosmarium regnellii Wille Crucigenia quadrata Morren Desmodesmus communis (Hegew.) Hegew Desmodesmus subspicatus (Chod.) Hegew. et Schmidt

43 Elkatothrix gelatinosa Wille Franceia ovalis(france) Lemm Golenkinia radiata Chodat Kirchneriella contorta var. elegans (Schmidle) Bohlin Lagerheimia ciliata(lag.) Chodat Monoraphidium contortum (Thur.) Kom.-Legn Monoraphidium griffithii (Berk.) Kom.-Legn Monoraphidium komarkovae Nygaard Monoraphidium komarkovae Nygaard Oocystis lacustris Chodat Pediastrum boryanum (Turpin) Meneg Pediastrum duplex Meyen Pediastrum tetras (Ehr.) Ralfs Phacotus lenticularis (Ehr.) Stein Provasiorella sp Scenedesmus acuminatus (Lager.) Chodat Scenedesmus ecornis (Ehr.) Chod Sphaerocystis planctonica (Korsikov) Bourrelly Staurastrum gracile Ralfs Staurastrum paradoxummeyen Tetraedron minimum (A. Br.) Hansgirg Tetrastrum glabrum (Roll) Ahlstr. et Tiff Tetrastrum staurogeanieforme (Schroed.) Lemm Treubaria schmidlei (Schroeder) Fott et Kovacik Total Cryptophyta - kryptofity Chroomonas acuta Uterm Cryptomonas erosa Ehrenberg

44 Cryptomonas marssonii Skuja Cryptomonas ovata Ehrenberg Cryptomonas rostrata Troitzskaja emend I. Kiselev Rhodomonas minuta Skuja Total Dinophyta - bruzdnice Peridinopsis berolinense (Lemm.) Bourrelly Ceratium hirundinella (F. B. Müller) Bergh Peridiniopsis cuningtonii Lemm Peridinium cinctum (O.F. Müller) Ehrenberg Peridinopsis elpatiewskyi (Ostenf.) Bourrelly Total Euglenophyta - eugleniny Trachelomonas hispida (Perty) Stein Trachelomonas volocina Ehrenberg Total Chrysophyceae - złotowiciowce Dinobryon bavaricum Imhoff Dinobryon divergens Imhof Erkenia subaequiciliata Skuja Total

45 ZAŁĄCZNIK 4. Średnia biomasa poszczególnych gatunków fitoplanktonu (mg/l) na różnych głębokościach w Jeziorze Durowskim od do (Inf dopływ; A2 Aerator 2; Mid. 2 środek 2; Mid.1 środek 1; Outf odpływ; B1 plaża 1; B2 plaża 2; n=3). Stanowisko Inf A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B1 B2 Cyanoprokaryota - sinice Aphanizomenon flos-aquae (L.) Ralfs 0,505 0,003 0,025 0,003 0,0045 0,019.. Anabaena affinis Lemm. 0, Aphanizomenon isatschenkoi (Usacc.) Pros. - Lavrenko ,001 Aphanocapsa incerta (Lemm.) Cronberg et Komarek Asterionella formosa Hasall. 0,007 0,006 0,003 0,0015 0,007.. Chroococcus turgidus (Kőtz.) Naeg ,001 Cyclotella ocellata Pant.. 0,009 0,029 0,011 0,011 0,037 0,003 0,005 Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm. 0,004 0,02 0,05 0,046 0,057 0,03 0,012 0,03 Cymatopleura solea (Breb.) W. Smith 0, Cymbella minuta Hilse ex Rabenhorst 0, , Fragilaria crotonensis Kitton 0,016 0,048 0,0125 0,009 0,009 0,017 0,003 0,005 Fragilaria pinnata Ehr.. 0, ,001 Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot 0,014 0,034 0,024 0,023 0,034 0,017. 0,017 Fragilaria ulna var. angustissima Sippen 0,009 0,013. 0,026 0,007 0,015. 0,015 Gloeocapsa minuta Lemm... 0, Gomphonema acuminatum Ehr. 0, Gomphonema olivaceum (Horn.) Breb. 0,002 0, Limnothrix redekei (Van Goor) Meffert 1,278 0,009 0,009 0,008 0,013 0,025 0,002 0,007 Microcystis aeruginosa Kützing 0,

46 Navicula cincta (Ehr.) Ralfs 0,002. 0,004 0, Navicula radiosa Kützing 0,003 0,008 0, ,008.. Nitzschia palea (Kütz.) W. Smith 0,007 0, Nitzschia sigmoidea (Ehr.) W. Smith.. 0, Pinnularia viridis (Nitzsch) Ehr. 0, Planktolyngbya limnetica (Lemm.) Kom. Legn. Et Cronenberg 0,008 0,002. 0,0005 0, ,001 Planktothrix agardhii (D.C. ex Gom.) Anagn. et Kom. 0,062 0,002 0,012 0,008 0,015 0,016. 0,004 Pseudanabaena limnetica (Lemm.) Kom.... 0, Total: 2,134 0,172 0,193 0,142 0,159 0,191 0,02 0,087 Bacillariophyceae - okrzemki Achnanthes exigua Grun Achnanthes minutissima Kützing Amphora ovalis Kützing Amphora pediculus (Kütz.) Grun Asterionella formosa Hasall... 0,007 0,006 0,002 0,007 0,003 Cocconeis euglypta (Ehr.) Clevei Cocconeis placentula Ehr Cyclotella meneghiniana Kütz Cyclotella ocellata Pant.. 0,003 0,005 0,037 0,0295 0,011 0,009 0,011 Cyclotella operculata (Ag.) Kützing Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm. 0,004 0,012 0,03 0,03 0,05 0,057 0,02 0,046 Cymatopleura solea (Breb.) W. Smith 0, Cymbella affinis Kützing Cymbella lanceolata (Ehr.) Kirchner Cymbella microcephala Grun

47 Cymbella minuta Hilse ex Rabenhorst 0, ,005.. Diatoma vulgare Bory Fragilaria capucina (Desm.) Rabenhorst Fragilaria crotonensis Kitton 0,016 0,003 0,005 0,017 0,0125 0,009 0,048 0,009 Fragilaria pinnata Ehr... 0, ,01. Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot 0,014. 0,017 0,017 0,024 0,034 0,034 0,023 Fragilaria ulna var. angustissima Sippen 0,009. 0,015 0,015. 0,007 0,013 0,026 Gomphonema acuminatum Ehr. 0, Gomphonema olivaceum (Horn.) Breb. 0, ,004. Gomphonema parvulum (Kütz.) Kütz Hippodonta capitata (Ehr.) L-B, Metz. Et Witk Melosira varians Ag Navicula cincta (Ehr.) Ralfs 0, , ,003 Navicula mensiculus Schumann Navicula radiosa Kützing 0, ,008 0,004. 0,008. Naviula tripunctata (O.F. Muller) Bory de Sain. Van Nitzschia palea (Kütz.) W. Smith 0, ,004. Nitzschia recta Hantzsch ex Rabenh Nitzschia sigmoidea (Ehr.) W. Smith.... 0, Nitzschia sinuata (W. Sm.) Grunow Pinnularia viridis (Nitzsch) Ehr. 0, Rhopalodia gibba (Ehr.) Muller Total: 0,246 0,018 0,073 0,131 0,147 0,126 0,157 0,121 Chlorophyta - zielenice Botryococcu braunii Kütz. 0,007 0,026 0,027 0,008. 0,021. 0,075 47

48 Characium aqngustatum A. Braun.... 0, Chlamydomonas passiva Skuja. 0, , ,002 Coelastrum astroideum De Notaris.. 0,01. 0,025 0,01. 0,005 Coelastrum reticulatum (Dang.) Senn. 0,015 0,0425 0,02. 0,055 0,006 0,006 Cosmarium abbreviatum Raciborski... 0,005. 0,005 0,002. Cosmarium phaseolus Brebisson in Ralfs 0, , Cosmarium regnellii Wille 0, Desmodesmus communis (Hegew.) Hegew. 0,002 0,006 0,007 0,002 0, Desmodesmus grahneisii (Heynig) Fott.... 0, Desmodesmus subspicatus (Chod.) Hegew. et Schmidt 0, , Elkatothrix gelatinosa Wille. 0,003 0,002 0,005. 0,002.. Franceia ovalis (Franc) Lemm.... 0, Golenkinia radiata Chodat 0,011 0,002 0, , Kirchneriella contorta var. elegans (Schmidle) Bohlin. 0, ,0001 0, Lagerheimia ciliata (Lag.) Chodat.. 0, Monoraphidium contortum (Thur.) Kom.-Legn... 0,001. 0, Monoraphidium griffithii (Berk.) Kom.-Legn. 0, Monoraphidium komarkovae Nygaard. 0, Monoraphidium komarkovae Nygaard 0, Oocystis lacustris Chodat.. 0,008 0,007 0,007 0,016.. Pediastrum boryanum (Turpin) Meneg.. 0,236 0,219 0,094 0,094 0,094. 0,047 Pediastrum duplex Meyen 0,047. 0,141 0, Pediastrum tetras (Ehr.) Ralfs. 0, Phacotus lenticularis (Ehr.) Stein. 0,004 0,033 0,003 0,007 0,015 0,008 0,003 Provasiorella sp.. 0,

49 Scenedesmus acuminatus (Lager.) Chodat.. 0, Scenedesmus ecornis (Ehr.) Chod.... 0, Sphaerocystis planctonica (Korsikov) Bourrelly. 0,037 0,076 0,031 0,053 0,036 0,029 0,044 Staurastrum gracile Ralfs 0,005 0,013 0,033 0,008 0,012 0,012.. Staurastrum paradoxum Meyen 0, Tetraedron minimum (A. Br.) Hansgirg. 0,001 0,001. 0, , Tetrastrum glabrum (Roll) Ahlstr. et Tiff. 0, Tetrastrum staurogeanieforme (Schroed.) Lemm.... 0,0005 0,0004 0, Treubaria schmidlei (Schroeder) Fott et Kovacik 0, Total: 0,145 0,358 0,612 0,239 0,230 0,267 0,045 0,182 Cryptophyta - kryptofity Chroomonas acuta Uterm. 0, Cryptomonas erosa Ehrenberg 0,006 0,036 0,046 0,013 0,029 0,013 0,005. Cryptomonas marssonii Skuja. 0,003 0,046 0,002 0,095 0,002. 0,11 Cryptomonas ovata Ehrenberg 0, , Cryptomonas rostrata Troitzskaja emend I. Kiselev 0,009 0,005 0,017 0,0115 0,185 0,01 0,074 0,01 Rhodomonas minuta Skuja 0,002 0,004 0,011 0,001 0,001 0,003 0,001 0,009 Total: 0,0420 0,0475 0,119 0,027 0,313 0,028 0,080 0,129 Dinophyta - bruzdnice Ceratium cornutum Ehrenberg.. 0, Ceratium hirundinella (F. B. Müller) Bergh 0,316 0,155 0,3095 0,155. 0,155.. Peridinopsis berolinense (Lemm.) Bourrelly. 0, Peridiniopsis cuningtonii Lemm. 0,068 0,1105 0,117 0,038 0,1205 0,093 0,018. Peridinium cinctum (O.F. Müller) Ehrenberg. 0,212 0,318 0,085 0,234 0,85 0,042 0,042 Peridinopsis elpatiewskyi (Ostenf.) Bourrelly 0,026 0,029 0,013 0,06. 0,

50 Total: 0,41 0,581 0,893 0,337 0,354 1,124 0,06 0,042 Euglenophyta - eugleniny Trachelomonas hispida (Perty) Stein. 0,005 0,0025 0,002 0,0185 0,002.. Trachelomonas volocina Ehrenberg. 0, Total: 0 0,006 0,003 0,002 0,0185 0, Chrysophyceae - złotowiciowce Dinobryon bavaricum Imhoff. 0,005 0,005 0,001 0,009 0,010. 0,002 Dinobryon divergens Imhof 0,003 0,049 0,465 0,176 0,355 0,837 0,159 0,19 Erkenia subaequiciliata Skuja 0,008 0,002 0,003 0,0008 0,002 0,002 0,001 0,001 Total: 0,011 0,068 0,478 0,181 0,403 0,853 0,160 0,193 ZAŁĄCZNIK 5. Porównanie struktury gatunkowej okrzemek reprezentowanych w zbiorowiskach peryfitonu na poszczególnych stanowiskach Jeziora Durowskiego w lipcu 2013 roku (1-8 - stanowiska, ph odczyn wody, O zawartość tlenu, T trofia). Taksony okrzemek ph* O* T* Achnanthes conspicua Mayer Achnanthes exigua Grun Achnanthes hungarica(grunow) Grun. in Cleve Achnanthes lanceolata (Breb.) Grunow Achnanthes lanceolata v. elliptica Cleve sensu Straub Achnanthes minutissima Kützing Achnanthes minutissima var. affinis (Grun.) Lange-Bertalot Achnanthes minutissima var. gracillima (Meister) Lange-Bertalot Amphipleura pellucida (Kützing) Kützing Amphora ovalis Kützing Amphora pediculus (Kütz.) Grunow

51 Taksony okrzemek ph O T Asterionella formosa Hass Caloneis bacillum (Grun.) Meresz Caloneis silicula (Ehr.) Cleve Cocconeis euglypta (Ehr.) Clevei Cocconeis pediculusehr Cocconeis placentula Ehr Cocconeis placentula var. pseudolineata Geitler Cyclotella meneghiniana Kütz Cyclotella ocellata Pant Cyclotella operculata (Ag.) Kützing Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm Cyclotella steligera Cl. et Grun Cymatopleura solea (Breb.) W. Smith Cymbella affinis Kützing Cymbella caespitosa (Kützing) Brun Cymbella cistula (Ehr.) Kirchner Cymbella lanceolata (Ehr.) Kirchner Cymbella microcephala Grun Cymbella minuta Hilse ex Rabenhorst Cymbella turgida (Greg.) Cleve Diatoma tenuis Agardh Diatoma vulgaris Bory Diatoma vulgaris Bory Morphotyp ovalis Diploneis Elliptica Encynomena silesiacaum (Bleisch in Rabenh.) D. G. Mann Eunotia exigua (Breb.) Rabenh

52 Taksony okrzemek ph O T Eunotia faba (Ehr.) Grun Eunotia intermedia (Krasske) Noerpel & Lange - Bertalot Eunotia lunaris Eunotia praerupta Ehr Eunotia tenella (Grun.) Hustedt Fragilaria capucina (Desm.) Rabenhorst Fragilaria constricta Ehr Fragilaria construens (Ehr.) Grun Fragilaria crotonensis Kitton Fragilaria dilatata (Breb.) Lange-Bertalot Fragilaria exigua Grun Fragilaria martyi (Heribaud) Lange-Bertalot Fragilaria pinnata Ehr Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot Fragilaria ulna var. angustissima Sippen Gomphonema acuminatum Ehr Gomphonema angustum Agardh Gomphonema augur Ehr Gomphonema gracile Ehr Gomphonema intricatumkützing Gomphonema italicum Kützing Gomphonema micropus Kütz Gomphonema olivaceoides Hustedt Gomphonema olivaceum (Horn.) Breb Gomphonema parvulum (Kütz.) Kütz Gomphonema truncatum Ehr

53 Taksony okrzemek ph O T Hantzschia amphioxys (Ehr.) Grunow Mastogloia smithii Thwaites Meridion circulare Ag Navicula agrestis Hustedt Navicula capitata Patrick in Patrick & Reimer Navicula cincta (Ehr.) Ralfs Navicula cryptocephala Kütz Navicula dicephala (Ehr.) W. Sm Navicula gregaria Donkin Navicula radiosa Kützing Navicula reinhardtii Grun Navicula sp Navicula tenella Hustedt Navicula tripunctata (O. F. Müller) Bory Navicula viridula (Kütz.) Ehr Nitzchia acicularis (Kützing) W. Smith Nitzschia amphibia Grunow Nitzschia intermedia Hantzsch Nitzschia palea (Kütz.) W. Sm Nitzschia paleacea Grun Nitzschia recta Hantzsch Pinnularia maior (Kütz.) Cleve Pinnularia viridis (Nitzsch) Ehr Placoneis eleginensis (Greg.) Cox Placoneis placentula (Ehr.) Cox Rhoicosphaenia abbreviata (Ag.) Lange-Bertalot

54 Stauroneis phoenicentron Ehr Stephanodiscus astraea (Ehr.) Grun Stephanodiscus hantzschii Grun Stephanodiscus minutulus (Kütz.) Cleve-Mıller Surirella ovalis Breb Tabellaria fenestrata (Lyngb.) Kützing acidobionty (optymalny rozwój w ph <5,5) 2. acidofile (występują głównie w ph <7) 3. neutralne (występują w ph około 7) 4. alkalifile (występują głównie w ph >7) 5. alkalibionty (występują tylko w wodach o ph >7) 6. indifferentny (bez wyraźnego optimum) 1. wysokie (około 100% natlenienia) 2. raczej wysokie (około 75% natlenienia) 3. umiarkowane (około 50% natlenienia) 4. niskie (powyŝej 30% natlenienia) 5. bardzo niskie (około 10% natlenienia) 1. oligotroficzne 2. oligo-mezotroficzne 3. mezotroficzne 4. mezo-eutroficzne 5. eutroficzne 6. hypereutroficzne 7. oligo- do eutroficznych ph* O* T* 54

55 Makrofity, wskaźnik jakości wody w rekultywowanym Jeziorze Durowskim Mahmoud Alnady (Imae, Kiel University, Niemcy) i Michał B. Kolasa (UAM Poznań, Poland) Opiekun: prof. Ryszard Gołdyn, Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu 55

56 Wstęp Jezioro Durowskie - informacje ogólne: Wągrowiec to jedno z najbardziej atrakcyjnych miejsc w zachodniej części Polski. Jezioro Durowskie, jako jedno z głównych miejsc wypoczynku mieszkańców Wągrowca, jest zbiornikiem polodo-wcowym wykorzystywanym rekrea-cyjnie, sportowo i wędkarsko. Piaszczysta plaŝa tworzy interesującą atrakcję turystyczną. Tabela 1: Podstawowe parametry Jeziora Durowskiego Powierzchnia 143,7 ha Objętość m 3 Maksymalna głębokość 14,6 m Średnia głębokość 7,9 m Główny dopływ Struga Golaniecka Powierzchnia całkowita zlewni 236,1 km 2 Powierzchnia zlewni bezpośredniej ha Udział gruntów rolnych 58,26% Udział lasów 33,52% Tereny zabudowane 8,25% Jezioro Durowskie - zanieczyszczenia i problemy: Jakość wód Jeziora Durowskiego uległa pogorszeniu z wielu powodów. Wcześniej wspomniane aktywności człowieka mają ogromny wpływ na zmiany jakości wody. Biogeny pochodzące ze spływów powierzchniowych z otaczających terenów rolniczych oraz działalności ludzi (np. oczyszczalnie ścieków), równieŝ mogą powodować zmiany. PołoŜenie 56

57 geograficzne zbiornika, powoduje iŝ jest on odbiornikiem zanieczyszczeń pochodzących z jezior zlokalizowanych powyŝej, bogatych w związki biogenne. Program rekultywacji od 2008 r.: W okresie letnim w 2008 r. odnotowano silny zakwit sinicowy. Z tego powodu lokalne władze zdecydowały o wdroŝeniu programu rekultywacji jeziora, w celu poprawy jakości wody. Prace rozpoczęto od zbadania stanu wód i określenia parametrów i wskaźników jakości wody, na podstawie fitoplanktonu, makrofitów oraz jakości wód dopływających i wypływających ze zbiornika. Jednym z zabiegów rekultywacyjnych było postawienie dwóch aeratorów, które mają na celu transport tlenu z powierzchni do głębszych warstw, aby natleniać warstwy hypolimnionu w okresie letnim. Kolejnym zabiegiem była biomanipulacja wprowadzenie rodzimych gatunków ryb drapieŝnych (szczupak i sandacz), w celu zmniejszenia wzrostu fitoplanktonu, poprzez zwiększenie liczebności zooplanktonu. Makrofity są wskaźnikiem odgrywającym waŝną rolę w zarządzaniu jeziora: Jezioro Durowskie ma specyficzną strefę brzegową, porośniętą makrofitami. Zbiorowiska makrofitów, rozmieszczonych na brzegu jeziora, charakteryzowały się róŝną szerokością od jednego do ponad dziesięciu metrów. Linia brzegowa porośnięta roślinnością wodną stanowi istotną rolę w zarządzaniu zbiornikiem wodnym. ZaleŜności między makrofitami i stanem wód jeziora zostały przeanalizowane pod kątem następujących aspektów: Zanieczyszczenia (zanieczyszczenie fosforem): o Rośliny na brzegu są naturalnym buforem (zabezpieczeniem) przed wiatrem i zanieczyszczeniami obszarowymi (w szczególności drzewa, ale równieŝ pas roślin wodnych), o Rośliny zuŝywają składniki mineralne i odŝywcze, takie jak fosfor, co wpływa na zmniejszenie stęŝenia tego pierwiastka w jeziorze. Rośliny równieŝ regulują spływ do jeziora ścieków oraz wszelkich innych zanieczyszczeń pochodzących z działalności człowieka. 57

58 Sedymentacja i erozja: o Rośliny powodują, Ŝe osady są bardziej stabilne w strefie przybrzeŝnej, poza tym pełnią funkcję ochronną przed silnymi falami, powodującymi erozję linii brzegowej. Wiadomo, Ŝe fosfor moŝe być wprowadzany do jeziora ze ściekami pochodzącymi z domów, restauracji i innych budynków. Obecność makrofitów moŝe zmniejszać stęŝenie fosforu, poprzez stabilizację zawiesin stałych pochodzących ze spływów wody deszczowej i wcześniej wspomnianych źródeł zanieczyszczeń. Roślinność wodna równieŝ chroni brzegi przed silnymi falami, spowodowanymi wiatrami czy motorówkami. Makrofity zapobiegają resuspensji osadów. Fitoplankton: o Makrofity redukują rozmieszczenie fitoplanktonu w jeziorze poprzez silną konkurencję o składniki odŝywcze. Makrofity równieŝ pomagają w utrzymaniu wody o wysokiej przezroczystości. RóŜnorodność: o Rośliny tworzą schronienie i odpowiednie siedliska dla rozmnaŝania się ptaków, ryb, bezkręgowców i innych zwierząt Ŝyjących w jeziorze. Aktywność ludzi: o Wędkarstwo to przykład pokazujący, jaki ludzie mają wpływ na makrofity w jeziorze. Wędkarze wycinają roślinność brzegową na znacznych obszarach, aby stworzyć miejsca do wędkowania. Te miejsca ułatwiają spływ zawiesiny z pobliskich terenów. Jak wykazano powyŝej makrofity odgrywają znaczną rolę w ekosystemie jeziora i zarządzaniu tym ekosystemem. Ekolodzy, z pomocą władz lokalnych, muszą podnieść świadomość społeczeństwa i uŝytkowników jeziora, dotyczącą znaczenia makrofitów (tworzących bufor dla jeziora). Makrofity Jeziora Durowskiego są naraŝone na silną antropopresję. W pracy przedstawiono zmiany w rozwoju makrofitów po rozpoczęciu rekultywacji w 2009 r. 58

59 Materiały i metody Podczas pracy terenowej określano obecność makrofitów wzdłuŝ brzegów jeziora. Pomiary zostały wykonane z łodzi. Za pomocą urządzenia GPS zaznaczano miejsca występowania roślin wodnych. Identyfikacja i pomiary róŝnych zbiorowisk roślinnych zostały wykonane w oznaczonych punktach. Przy uŝyciu kotwiczki sprawdzano występowanie makrofitów zanurzonych. Długość i szerokość zbiorowisk była mierzona w terenie dla kaŝdego zbiorowiska. Przy zbiorowiskach dokonywano pomiarów głębokości, za pomocą skalibrowanej liny. Wszystkie dane były zapisywane w zeszycie terenowym. Notowano dane dotyczące wszystkich płatów, w szczególności dotyczące początku i końcu kaŝdego płatu, aby określić wielkość zbiorowiska oraz gatunek dominujący. Dane z GPS były przeniesione do komputera, a następnie wykonano mapy, przy uŝyciu programu ArcGIS. Zgodnie z Ramową Dyrektywą Wodną są 2 metody, za pomocą których moŝna określić ekologiczny stan wody. Dokonano obliczeń 2 wskaźników: Makrofitowego Indeksu Stanu Ekologicznego oraz Makrofitowego Indeksu Rzecznego (MIR - Macrophyte Index River). MIR jest wykorzystywany jako wskaźnik biologiczny, który określa jakość wód płynących. Zastosowano go więc do Strugi Gołanieckiej wypływającej z jeziora. Indeksy zostały obliczone zgodnie z poniŝszymi równaniami. 1 exp exp )] gdzie:, &., H wskaźnik zróŝnicowania fitocenotycznego ni powierzchnia płatów danego zbiorowiska roślinnego wyraŝona w procentach ogólnej powierzchni fitolitoralu N całkowita powierzchnia fitolitoralu Hmax - maksymalne zróŝnicowanie fitocenotyczne S liczba zbiorowisk Z wskaźnik zasiedlenia izob. 2.5m powierzchnia litoralu ograniczona izobatą 2,5 m P powierzchnia jeziora 59

60 Gdzie: Li = liczba wskaźnikowa określająca przywiązanie gatunku do określonych warunków troficznych Pi = pokrycie danego gatunku Wi = współczynnik wagowy danego gatunku Tabela 2: Obliczenia wskaźnika MIR Species L W P L*W*P W*P Cladophora glomerata Butomus umbellatus Acorus calamus Potamageton pectinatus Potamogeton perfoliatus Phalaris arundinacea Rorippa amphibia Myriophyllum spicatum Scophularia umbrosa Solanum dulcamara Salix fragilis Hildrebrandia rivularis Eupatorium cannabinum SUMA Tabela 2 przedstawia wartości wskaźnika pokrycia oraz wagę wskaźnika dla poszczególnych gatunków. Współczynnik, który stosuje się w celu ustalenia pokrycia gatunków to P (wyraŝony w %). Został on przedstawiony i porównany w tabeli 3. 60

61 Tabela 3: Współczynnik P, określający pokrycie gatunków (%) Współczynnik pokrycia P Pokrycie gatunków w % 1 <0,1 % 2 0,1-1 % 3 1-2,5 % 4 2,5-5 % % % % % % Wyniki PoniŜsze mapy przedstawiają rozmieszczenie zbiorowisk makrofitów w Jeziorze Durowskim (ryc. 1 i ryc. 2). Porycie roślinnością wodną było zdecydowanie wyŝsze w północnej części zbiornika niŝ w południowej. Wiele pustych przestrzeni w południowej części jest istotną informacją dla zarządzania jeziorem. Reprezentowane były róŝne siedliska wzdłuŝ linii brzegowej jeziora. Las, pola uprawne i obszary miejskie otaczają zbiornik. 61

62 Ryc. 1: Mapa zbiorowisk makrofitów w północnej części Jeziora Durowskiego Ryc. 2: Mapa zbiorowisk makrofitów w południowej części Jezora Durowskiego 62

63 Tabela 3: Zbiorowiska makrofitów w Jeziorze Durowskim - pokrycie Zespół Pow.(m 2 ) Udział (%) Phragmitetum communis (Garms 1927, Schmale 1931) ,15 Typhetum angustifoliae (Allorge 1922, Soo 1927) ,72 Myriophylletum spicati (Soo 1927) ,78 Nupharo Nymphaeetum albae (Tomaszewicz 1977) ,50 Potametum perfoliati (W. Koch 1926) ,10 Fontinaletum antipyreticae (Kaiser 1936) ,21 Acoretum calami (Kobendza 1948) 964 1,08 Caricetum ripariae (Soo 1928) 448 0,50 Sparganietum erecti (Roll 1938) 164 0,18 Glycerietum maximae (Hueck 1931) 139 0,16 Scirpetum lacustris (Allorge 1922, Chouarge 1924) 135 0,15 Eleocharitetum palustrae (Schennikov 1919) 87 0,10 Charetum tomentosae (Corillion 1957) 87 0,10 Butometum umbellati (Konczak 1968) 57 0,06 Typhetum latifoliae (Soo 1927) 49 0,05 Potametum lucentis (Hueck 1931) 38 0,04 Thelypferidi-Phragmitetum (Kuiper 1958) 31 0,03 Potametum pectinati (Carstensen 1955) 25 0,03 Cicuto-Caricetum pseudocyperi (Boer 1942) 17 0,02 Caricetum acutiformis (Eggler 1933) 14 0,02 Iridetum pseudacori (Eggler 1933) 13 0,01 Ogółem W lipcu 2014 r. zaobserwowano 21 zbiorowisk makrofitów w jeziorze (tab. 3). Najbardziej dominującymi zbiorowiskami był zespół trzciny pospolitej Phragmitetum communis (pokrywał 69,15%), zespół pałki wąskolistnej Typhetum angustifoliae (pokrywał 17,72%), wywłócznika kłosowego Myriophylletum spicati (pokrywał 3,78%) i grąŝela Ŝółtego Nupharo Nymphaeetum albae (pokrywał 3,50%). Pozostałe zbiorowiska, które reprezentowały niŝszy procent pokrycia przedstawiono w tabeli powyŝej (tab. 3). 63

64 Ryc. 3: Pokrycie powierzchni w procentach (%) Area (ha) by dominat macrophytes Acoretum calami (Kobendzz 1948) Potametum perfoliati (W. Koch 1926) Nupharo -Nymphaeetum albae (Tomaszewicz 1977) Myriophylletum spicati (Soo 1927) Typhetum angustifoliae (Allorge 1922, Soo 1927) Phragmitetum communis (Garms 1927, Schmale 1931) Ryc. 4: Zmiany w pokryciu dominujących zbiorowiskich makrofitów w latach

65 Ta sama struktura dominujących zbiorowisk w latach pokazuje, Ŝe najliczniejszym zbiorowiskiem był zespół trzciny Phragmitetum communis. Dodatkowo zespół pałki wąskolistnej Typhetum angustifoliae, wywłócznika kłosowego Myriophylettum spicati, grąŝela Ŝółtego Nupharo-Nympheetum albae, rdestnicy przeszytej Potametum perfoliati i tataraku Acoretum calami pokrywały równieŝ znaczną powierzchnię, jednak ulegały one zmianom (ryc. 3 i ryc. 4). 0,3 0,25 0,2 0,15 Area (ha) of minor macrophytes Ceratophyllum demersi (Hild 1956) Iridetum pseudacori (Eggler 1933) Caricetum acutiformis (Eggler 1933) Cicuto-Caricetum pseudocyperi (Boer 1942) Potametum pectinati (Carstensen 1955) Thelypferidi-Phragmitetum (Kuiper 1958) Potametum lucentis (Hueck 1931) Typhetum latifoliae (Soo 1927) Butometum umbellati (Konczak 1968) Charetum tomentosae (Corillion 1957) 0,1 0,05 Eleocharitetum palustrae (Schennikov 1919) Scirpetum lacustris (Allorge 1922, Chouarge 1924) Glycerietum maximae (Hueck 1931) Sparganietum erecti (Roll 1938) Caricetum ripariae (Soo 1928) Fontinaletum antipyreticae (Kaiser 1936) Ryc. 5: Zmiany pokrycia niewielkich zbiorowisk makrofitów w latach Oprócz dominujących zbiorowisk, inne drobne zbiorowiska równieŝ były istotne i nie moŝna o nich zapominać (ryc. 5). Niektóre gatunki są wskaźnikiem jakości wody, na przykład zespół rogatka sztywnego Ceratophyllum demersum, który pojawił się w 2010 r. (rok w którym zasięg makrofitów był mniejszy), jest wskaźnikiem silnej eutrofii. 65

66 0,7 Composition of submerged associations Area (ha) 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0, Potametum pectinati (Carstensen 1955) Potametum lucentis (Hueck 1931) Charetum tomentosae (Corillion 1957) Fontinaletum antipyreticae (Kaiser 1936) Potametum perfoliati (W. Koch 1926) Myriophylletum spicati (Soo 1927) Ryc. 6: Makrofity zanurzone w Jeziorze Durowskim w latach Ryc. 7: Nowe zbiorowiska makrofitów zanurzonych zespół mchu zdrojka Fontinaletum antipyreticae i ramienicy Charetum tomentosae Jednym z najlepszych wskaźników jakości wody są makrofity zanurzone, poniewaŝ potrzebują one wody o odpowiedno wysokiej przezroczystości ci do swego wzrostu (ryc. 6). W Jeziorze Durowskim zaobserowwano pozytywny wzrost roślinnoś ości podwodnej. W lipcu 2014 r. obecność dwóch nowych zbiorowisk roślinności zanurzonej (Fontinaletum antipyreticae i Charetum tomentosae) ) (ryc. 7) wskazywała na poprawę jakości wody. 66

67 Total area (ha) of macrophytes 9 8,5 8,9 6,7 6,9 5, Ryc. 8: Łączna powierzchnia (ha) pokrycia makrofitów w latach W 2010 r. odnotowano gwałtowny spadek łącznej powierzchni pokrycia makrofitów, jednakŝe od 2011 r. do 2014 r. obserwowany był stały wzrost. Łączna powierzchnia pokrycia w 2014 r. była prawie taka sama jak 2009 r. Od 2013 r. zaobserwowano wzrost pokrycia o 0,4 ha (ryc. 8). Tabela 4: Zmiany składu gatunkowego makrofitów w wypływie Gatunek roślin Cladophora glomerata 6 7 Butomus umbellatus Acorus calamus Potamagetum pectinatus Potamogeton perfoliatus 1 1 Phalaris arundinacea 1 1 Rorippa amphibian 1 2 Myriophyllum spicatum Scophularia umbrosa Solanum dulcamara 2 Salix fragilis 1 Hildrebrandia rivularis 4 Eupatorium cannabinum 1 Lysimachia thyrsiflora 1 67

68 Inny skład gatunkowy odnotowano w rejonie odpływu (tab. 4). Zaobserwowano obecność czterech nowych gatunków: Solanum dulcamara, Salix fragilis, Hildrebrandia rivularis i Eupatorium cannabinum. Pozostałe gatunki obecne były równieŝ w poprzednich latach. Makrofitowy Indeks Stanu Ekologicznego (ESMI) i Makrofitowy Indeks Rzeczny (MIR) Tabela 5: Zakres wartości dla ESMI i MIR Stan ekologiczny Zakres wartości ESMI Zakres wartości MIR Głębokie jeziora Dno organiczne Bardzo dobry 0,680-1,000 44,5 Dobry 0,340-0,679 44,5-35,0 Umiarkowany 0,170-0,339 35,0-25,4 Słaby 0,090-0,169 25,4-15,8 Zły <0,090 <15,8 Tabela 6: Wartości wskaźników ESMI i MIR dla Jeziora Durowskiego w latach ESMI 0,109 0,103 0,118 0,12 0,136 0,149 MIR 30,6 31,7 29,8 33,41 26,05 28,95 W porównaniu do poprzednich lat, w 2014 r. indeks MIR na wypływie wskazywał na poprawę (z 26,05 w 2013 r. wzrósł do 28,95 w 2014 r.). Z drugiej strony, wartość ESMI w 2014 r. wskazywała na znaczący wzrost, mimo to wody nadal oceniane są jako słabej jakości. Dyskusja Rozmieszczenie geograficzne lasu, działalności rolniczej i obszarów miejskich (miasto Wągrowiec) mają wpływ na rozwój zbiorowisk makrofitów. Południowa część jeziora, otoczona obszarami miejskimi i będąca pod większym wpływem działalności człowieka, charakteryzuje się mniejszym zasięg występowania zbiorowisk makrofitów niŝ północna część zbiornika, otoczona lasami i polami. W lipcu 2014 r. odnotowano 21 zbiorowisk makrofitów, występujących na 8,9 ha, 68

69 z czego 15 zbiorowisk pokrywa 1% lub mniej całej powierzchni zajętej przez roślinność. Łączna powierzchnia pokrycia wskazuje, Ŝe zespół trzciny pospolitej Phragmitetum communis, który wciąŝ jest dominującym zbiorowiskiem, osiągnął podobny zasięg jak w 2009 r. Mimo iŝ zbiorowisko trzciny Phragmitetum communis nie jest wskaźnikiem jakości wody, to jest ono bardzo waŝne dla zarządzania jeziorem. Trzcina tworzy siedliska (refugia oraz miejsca do rozrodu) dla ptaków, bezkręgowców, ryb i innych organizmów. Z roku na rok, drobne zbiorowiska makrofitów mają róŝne zakresy zmienności. W 2014 r. odnotowano jednak większy obszar ich pokrycia niŝ wcześniej. Zespół rogatka sztywnego Ceratophyllum demersum, typowego dla wód przeŝyźnionych, nie był odnotowany od 2010 r. Powierzchnia zbiorowisk roślinności podwodnej, które są wskaźnikiem dobrej jakości wody, wzrosła od 2010 r. Dwa zbiorowiska: Fontinaletum antipyreticae i Charetum tomentosae, odnotowane w jeziorze po raz pierwszy, wskazują na poprawę jakości wody. Mają teŝ pozytywny wpływ na jakość wody w przyszłości, poniewaŝ zwiększają natlenienie w strefie naddennej. Ogólnie obserwuje się pozytywny trend wzrostu makrofitów zanurzonych, co świadczy o skuteczności rekultywacji. JednakŜe wskaźnik ESMI wciąŝ wskazuje, Ŝe stan ekologiczny wód jest słaby. NaleŜy jednak pamiętać, Ŝe wartość wskaźnika rośnie. Natomiast wskaźnik MIR uległ poprawie w 2014 r., w porównaniu do roku poprzedniego. Literatura : 1. Arcos A., Pikosz M., Rossi M., Seifert Ch., Szendzina L., Evaluation of the Lake Durowskie near Wągrowiec in Poland using the macrophytes as indicators, International Summer School RESTLAKE of Lake Durowskie, Bartosiewicz A., Lau A. E., Miron A.-E., Szymkowiak N., Taudt S., Ursu A.-I., Macrophytes as an Indicator for the Ecological State during Restoration Measures on Lake Durowskie, International Summer School RESTLAKE of Lake Durowskie, Bolboaca L. E., Dziuba M., Faber C., Litwin M., Ecological status of Durowskie Lake: Current state of macrophyte cover of Lake Durowskie and their indications for 69

70 the lake s ecological state, International Summer School RESTLAKE of Lake Durowskie, Brzeg A., Wojterska M., Zespoły roślinne Wielkopolski, ich stan poznania i zagroŝenie [W:] red. Wojterska M., Szata roślinna Wielkopolski i Pojezierza Południowopomorskiego, Bogucki Wyd. Naukowe, Poznań Catalina B. P., Keim C., Smith G. E. B., Tornadowska A., Macrophytes as an Indicator for the Ecological State during Restoration Measures on Lake Durowskie, International Summer School RESTLAKE of Lake Durowskie, Ciecierska H., Dynowska M., Biologiczne metody oceny stanu środowiska Tom 2. Ekosystemy wodne, Wyd. Mantis, Olsztyn Męczekalska M., Robiansyah I., Styperek Ł., Yu Y., Macrophytes as indicators of the ecological status of Durowskie Lake, International Summer School RESTLAKE of Lake Durowskie,

71 Uniwersytet im. A. Mickiewicza w Poznaniu Christian-Albrechts-Universität zu Kiel Stan ekologiczny Jeziora Durowskiego podczas procesu jego rekultywacji. MAKROBEZKRĘGOWCE Studenci: Tesfalem Getahun Belihu (CAU) Koordynatorzy: mgr Piotr Domek Milton Avalos (CAU) dr Piotr Klimaszyk Jasmina Šargač (UAM) Wągrowiec - Poznań,

72 1. Wstęp 1.1. Teren badań Jezioro jest definiowane jako naturalny, trwale występujący zbiornik wodny z powolną wymianą wody, którego funkcjonowanie zależy od wielu czynników, m.in.: kształtu i powierzchni zbiornika, stopnia mieszania, ilości zawiesin oraz parametrów fizycznochemicznych (Messyasz et al., 2014). Dla wielu osób jeziora są odpowiednim miejscem do spędzania czasu na łonie natury poprzez chociażby żeglarstwo, camping, wędkowanie, pływanie, obserwowanie ptaków (Singh i Bhatnagar, 2012). Dzięki naturalnemu zagospodarowaniu zlewni jeziora obszar ten w zależności od ustawodawstwa poddany hest większej ochronie, a jeziora znajdujące się na terenie miejskim poddane są większej presji. Jednakże jeziora znajdujące się w obrębie miast są wykorzystywane ekonomicznie oraz społecznie (Singh i Bhatnagar, 2012). Fig. 1. Jezioro Durowskie i miasto Wągrowiec Jezioro Durowskie jest jeziorem polodowcowym znajdującym się w mieście Wągrowiec (Wielkopolska, Polska) i jest jednym z jezior przez które przepływa Struga Gołaniecka. Jez. Durowskie o powierzchni 143,7ha jest ważnym miejscem ze względu na aktywność turystyczną, głównie sporty rekreacyjne i wędkarstwo (Gołdyn i in. 2013). Ze względu na walory krajobrazowe i ekonomiczne ważne jest utrzymanie dobrej jakości wód. Jezioro w północnej części zlewni ma charakter głównie leśny, ale w dalszej części to grunty rolne i zabudowa miejska, w związku z intensywną działalnością człowieka nastąpił wzrost 72

73 biogenów i zmiany w strefie przybrzeżnej jeziora. W skutek czego nastąpiła eutrofizacja oraz spadek jakości wód w jeziorze. W związku z tym zmiany w sposobie użytkowania gruntów oraz zwiększenie aktywności ludzkiej są ciągłym zagrożeniem dla ekosystemu. Od 2008 prowadzona jest rekultywacja (2 aeratory, biomanipulacja i preparaty chemiczne), która została podjęta w celu poprawy jakości wody w jeziorze i utrzymania dobrego ekologicznego stanu, ma również przyczynić się do poprawy różnorodności biologicznej, przy czym jezioro będzie nadal służyło jako miejsce dla rekreacyji. W celu oceny stanu ekologicznego badano zmiany w składzie makrobezkręgowców dennych Makrobezkręgowce jako wskaźnik jakości wód Do oceny stanu jeziora jako wskaźnik biologiczny można wykorzystać makrobezkręgowce, które są najczęstszą grupą organizmów wykorzystanych do oceny jakości wody (Rosenberg i Resh, 1993). Zasiedlają one osady lub mieszkają na powierzchni dna jezior, strumieni i rzek oraz odzwierciedlają integralność biologiczną ekosystemu wodnego (Rosenberg i Resh, 1993; Davies i Simon, 1995). Obecność poszczególnych gatunków makrobezkręgowców zależy od trofii jeziora, która wpływa na jakość i ilość pożywienia i warunki tlenowe. Pożywienie jest głównym czynnikiem od którego zależy skład bezkręgowców bentosowych, natomiast warunki środowiskowe nie mają tak dużego wpływu. Jednak, gdy zanieczyszczenie organiczne jest bardzo intensywne, spada stężenie tlenu, a nie zawartość jedzenia, które ogranicza przetrwanie gatunku i określa skład zbiorowiska. Zbiorowiska biologiczne są zależne od warunków siedliskowych, a często mogą być efektem dynamiki sezonowej i występowania organizmów bentosowych na poszczególnych głębokościach (Bazzanti i Seminara 1987a,b). Potencjalnymi zagrożeniami dla różnorodności makrobezkręgowców są głównie sedymentacja, utrata siedlisk i zanieczyszczenia chemiczne. wenk.be/ Fig. 2. Różnorodność bentosu jest istotna w ocenie stanu wód 73

74 Morfometria jeziora wpływa na strukturę zbiorowisk makrobezkręgowców. Generalnie, bentos w jeziorze może być podzielony wzdłuż profilu głębokości na strefy: litoral, sublitoral i strefę profundalu. Strefa litoralu znajduje się najbliżej linii brzegowej, gdzie rozwijają się rośliny szuwarowe. W sublitoralu powierzchnia dna pokryta jest przez zanurzone w wodzie makrofity albo glony. Często puste skorupy mięczaków gromadzone są na dnie (littoriprofundal) i tworzą określony typ osadów. Strefa dna jeziora znajdująca się w najgłębszej części to profundal, która składa się z drobnego osadu pozbawionego roślinności. Brzegi są często chronione przez narzuty (kamień narzutowy), zwykle w celu uniknięcia erozji brzegowej szczególnie na obszarach zurbanizowanych. Ogólnie rzecz biorąc, każdy rodzaj przekształcenia linii brzegowej ma szkodliwy wpływ na strefę przybrzeżną, ponieważ powoduje nieodwracalne zmiany lub utratę siedlisk przybrzeżnych (Solimini i in., 2006). Poszczególne grupy gatunków bezkręgowców są powszechnie wykorzystywane jako wskaźniki stanu troficznego jeziora. Są to: Oligochaeta, Chironomidae, Gastropoda i (Sphaeriidae). Wraz ze wzrostem eutrofizacji następują zmiany gatunków, bogactwo gatunkowe ochotkowatych może spaść; jednak biomasa i/lub obfitości może wzrosnąć. Pojawianie się przedstawicieli ochotkowatych zalecane jest jako skuteczny wskaźnik produkcji wtórnej w jeziorach (AOŚ, 2012; RDW, 2006). Kilka bezkregowców, np., taksony z rodzaju Diptera (prawdziwe muchy I komary) i z klasy Oligochaeta (skąposzczety) są tolerancyjne na słabą jakość wody. Pozostałe organizmy np., z rzędu Ephemeroptera (jętki), Plecoptera (widelnice), and Trichoptera (chruściki) są bardziej wrażliwe na zanieczyszczenie (Robinson, 2004). Jezioro Durowskie było przez wielolecia wykorzystywane przez ludzi, w czasie II wojny światowej sadzono drzewa sosny wokół jeziora w celu zapewnienia szybkich zaopatrzenie na wojnę. Od tego czasu, te monokultury stopniowo wpływa na funkcjonowanie ekosystemu z powodu zmian w strukturze naturalnej roślinności. Kolejnym znaczącym wkładem w zanieczyszczenie jezior był dopływ ścieków z okolicznych miast. Dopiero od 2006 roku, władze samorządowe były w stanie zatrzymać bezpośredni dopływ ścieków. Niemniej jednak, zakwit sinic w 2006 roku spowodował poważne skutki dla gospodarki turystycznej i straty materialne dla miasta Wągrowiec (Wywiad z władzami miasta, 2014). W konsekwencji proces rekultywacji rozpoczęto w 2009 i od tamtego czasu każdego roku jest monitorowane. 74

75 Celem poniższej pracy jest przedstawienie oceny stanu ekologicznego jeziora używając makrobezkręgowce jako wskaźnika biologicznego. Wraz z innymi wskaźnikami pozwoli władzom lokalnym zidentyfikować mocne strony rekultywacji i znaleźć środki w celu poprawy jakości wód. 2. Metodyka 2.1. Teren badań Jezior Durowskie, Wągrowiec (Wielkopolska, Polska) Powierzchnia: 143,7 ha Max głębokość: 14,6 m Średnia głębokość: 7,9 m Główny dopływ: Struga Gołaniecka River Powierzchnia zlewni: 236,1 km 2 Jezioro Durowskie jest jeziorem stratyfikowanym, połączone z jeziorem Kobyleckim dzięki strudze Gołanieckiej (Gołdyn i In., 2013). Fig. 3. Zdjęcie satelitarne Jeziora Durowskiego (źródło: Google maps, 10/07/2014) 75

76 2.2. Pobór prób Do poboru prób makrobezkręgowców wybrano 14 stanowisk rozmieszczonych na całej powierzchni jeziora i we wszystkich strefach jeziora oraz 2 stanowiska (dopływ i wypływ) na rzece Struga Gołaniecka (Fig. 4). Pobór prób miał miejsce od do Fig. 4. Rozmieszczenie stanowisk na Jeziorze Durowskim Stanowiska poboru prób zostały podzielone na 4 strefy: 1. Littoral - las stanowiska 1, 7, 8, 11, Littoral - miejskie stanowiska 2, 4, AeratorI, II stanowiska 5, Profundal stanowiska 3, 6, 9, 14 Sites Description 1 Littoral Reed near forest cover 2 Littoral Near urban area 3 Profundal Near dam 4 Littoral Near urban area 5 Profundal (Aerator 1) 6Profundal 7Littoral 8 Littoral Littoral 9 Profundal Profundal 10 Profundal (Aerator 2) 11 Littoral With reed 12 Littoral Near urban area 13 Littoral Reed near forest cover 14 Profundal Podczas pracy w terenie próbki osadów pochodzące z głębszych części jeziora pobrano za pomocą tak zwanego chwytacza "Kajaka" (Fig. 6), a osady z płytszych częściach jeziora pobrano przy użyciu "Czapli" (Fig. 5). Za pomocą "Kajaka" pobrano 10 prób osadów, a "Czapli"- 17 próbek używano w strefie litoralu o maksymalnej głębokości dwóch metrów. 76

77 Fig.5. Czapla Fig. 6. Przyrząd do poboru prób osadów Kajaka Po poborze próbek dokonano przesiewania osadu (Fig. 7) Fig. 7. Przesiewanie próbki osadu Praca laboratoryjna podzielona była na 2 części. Organizmy dłuższe niż 2 mm na początku były oddzielane od osadu na poszczególne grupy. Organizmy z każdego taksonu były suszone, ważone i umieszczano w probówce z alkoholem (70%), poza Oligochaeta które wkładano do formaldehydu (4%). Następnie bezkręgowce były oznaczane do gatunku na podstawie kluczy (Rybak, 2000; Kołodziejczyk i Koperski, 2000; Piechocki, Dyduch-Falniowska 1993, Tachet 2000) (Fig. 8). 77

78 Fig. 8. Praca w laboratorium 2.3. Analiza danych Do danych, które zostały pobrane z badanych stanowisk rozproszonych po całym jeziorze obliczono biomasę i liczebność osobników w metrze kwadratowym. INDEKS SHANNON - WIENER jest to wskaźnik miary zróżnicowania gatunkowego z liczebnością, która odzwierciedla, jak wiele różnych gatunków jest w zbiorze danych, a jednocześnie bierze pod uwagę, jak równocenne osobniki są rozpowszechnione wśród gatunków występujących. S jest całkowitą liczbą gatunków, p i to frekwencja i-tego gatunku (prawdopodobieństwo, że dany osobnik należy do gatunku p). P i - jest proporcja osobników, które uzyskuje się poprzez podzielenie liczby osobników jednego gatunki poprzez liczbę wszystkich osobników wszystkich obecnych gatunków. Wyższe wartości H s to lepsza jakość wody. 78

79 WSKAŹNIK GATUNKOWY PIELOU S: odnosi się do tego, jak blisko osobniki każdego gatunku są w środowisku. J Wartości J' mieszczą się w zakresie między 0 i 1. Mniej zróżnicowanie zbiorowisko między gatunkami to J przyjmuje wyższe wartości. Gdzie H' jest wynikiem indeksu Shannon a Wiener a. H'max jest maksymalna wartość H ', która jest równa ln S, z S jako ogółu bogactwa gatunkowego. Inaczej mówiąc, im wyższa jest ta wartość, tym mniejsza zmiana zbiorowisk między gatunkami, tym lepsza jest jakość wody. The Margalef Index stosuje się do pomiaru różnorodności gatunkowej. Oblicza się ją z całkowitej ilości gatunków występujących oraz obfitości lub całkowitą liczebności osobników. Im wyższe wartości wskaźnika tym lepsza jakość wody. WSKAŹNIK EPT jest wskaźnik jakości wody w oparciu o liczebność trzech wrażliwych na zanieczyszczenia rzędów bezkręgowców. Jest on obliczany jako suma ilości Ephemeroptera (jętki), (Plecoptera Stoneflies), i (Trichoptera Chruściki) podzielona przez całkowitą liczbę Chironomidae. Iim wyższe wartości indeksu EPT (NCDEHNR, 1997) tym lepsza jakość wody. EPT Index = Σ(EPT / Chironomidae) Innymi słowy, większa ilość grup taksonomicznych z listy EPT, tym wyższa wartość, a co za tym idzie poprawa jakości wody. 79

80 WSKAŹNIK SIMPSON stosuje się do pomiaru stopnia zagęszczenia, gdy osobniki są oznaczone do rodzaju. Małe wartości w wskazują na wysoką różnorodność i duże wartości wskazujących na niską różnorodność. 3. Wyniki i dyskusja 3.1. Liczebność i różnorodność gatunkowa bezkręgowców bentosowych Ogólnie w roku 2014 zanotowano 34 taksony na 14 stanowiskach (Zakąłcznik, Tabela 1), w tym osobników (Załącznik, Tabela 2) i całkowita biomasa wyniosła mg (Załącznik, Tabela 3). Zanotowano obecność przedstawicieli należących do klas i rzędów: Plathelminthes, Nematoda, Hirudinea, Oligochaeta, Bivalvia, Gastropoda, Isopoda, Megaloptera, Coleoptera, Ephemeroptera, Odonata, Trichoptera, Diptera i Hydracarina. Dla naszych analiz i porównań z wynikami z poprzednich lat, sześć stanowisk z profundalu zostało odrzuconych, ponieważ na wszystkich tych stanowiskach odnotowano tylko jeden gatunek (Chaoborus flavicans (Meig.)),może to być spowodowane niedostatkiem tlenu w tej części jeziora. Ryc 1. Liczebność organizmów bentosowych w jeziorze Durowskim 80

81 Biorąc pod uwagę tylko osiem przybrzeżnych stanowisk w stosunku do lat ubiegłych, liczba taksonów bezkręgowców bentosowych w jeziorze Durowskim w 2014 r. był najwyższy od początku procesu rekultywacji. Średnia wartość dla stanowisk przybrzeżnych wzrosła do 11 taksonów na stanowisku, o jeden więcej niż w 2013 r. i sześć więcej niż w 2009 roku. Wykres 1 przedstawia stabilny wzrost w jeziorze podczas procesu rekultywacji. Dwa stanowiska na terenie miejskim w południowo-zachodniej części jeziora utrzymują najwyższy poziom bioróżnorodności (stanowisko 2 z 18 taksonami, a 4 z 25 taksonami). Innym stanowiskiem z niezwykłą liczbą taksonów było miejsce otoczone lasem porosnięte makrofitami w jeziorze, a mianowicie stanowisko 7 (16 taksonów) w północnej części jeziora i 11-te (10 taksonów), kilkaset metrów na północ od Aerator 2. Ponadto nowe grupy i rodziny odnotowano w tym roku; wśród nich warto wspomnieć o Hydroporus sp. na Stanowisku 1 (pokrytej lasem), pierwsze Coleoptera zostały zanotowane po rozpoczęciu rekultywacji zbiornika. Jednak tereny miejskie mają również ważne wyniki; wielu osobników z rodzin Batidae odnotowano na stanwoiskach 2 i 4, jest to pozytywny sygnał biorąc pod uwagę, że Ephemeropterans to gatunki wrażliwe na zanieczyszczenia. Ryc 2. Zagęszczenie gatunków makrobezkręgowców w jeziorze Durowskim Podobnie jak liczba taksonów, gęstość gatunków pokazuje istotny i stabilny przyrost od 2009 roku; kiedy odnotowano średnio osób na m 2 to ponad trzykrotnie niż w 2014 r., gdy średnia gęstość osiągnęła osobników na m 2. Z wyjątkiem niewielkiego spadku w 2012 roku, gęstość gatunków w Jeziorze Durowskim wzrasta, jak pokazano wyraźnie na powyższym wykresie ramka- 81