OCENA ZMIAN W EKOSYSTEMIE JEZIORA DUROWSKIEGO W ROKU 2015

Transkrypt

1 Wydział Biologii Uniwersytetu im. Adama Mickiewicza w Poznaniu Ul. Umultowska 89, Poznań OCENA ZMIAN W EKOSYSTEMIE JEZIORA DUROWSKIEGO W ROKU 2015 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 2015r. - parametry fizyczno-chemiczne jakości wody 5 3. Stan ekologiczny Jeziora Durowskiego w oparciu o zbiorowiska glonów planktonowych i peryfitonowych w lipcu Makrofity jako wskaźnik zmian środowiskowych Bilans hydrologiczny i zarządzanie Jeziorem Durowskim Zarządzanie Jeziorem Durowskim Wągrowiec Poznań, lipiec Podsumowanie 130 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 na przełomie czerwca i lipca 2015 roku. Celem niniejszego opracowania jest ocena stanu ekologicznego ekosystemu Jeziora Durowskiego w sezonie wegetacyjnym 2015 roku. 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) oraz makrozoobentos. 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 29 czerwca do 4 lipca 2015 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-2m) 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) oraz hydromakrofity. 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, 3

4 długość 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 10 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 czerwcu i lipcu 2015 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 7). Układ niniejszego opracowania obejmuje ocenę stanu ekologicznego jeziora Durowskiego na podstawie kolejnych parametrów fizyczno-chemicznych i biologicznych. 4

5 Stan ekologiczny Jeziora Durowskiego w 2015 r. Parametry fizyczne i chemiczne jakości wody Opracowane przez: EDYTA BEGIERT (UAM) HENRIKE STOCKEL (CAU) MIRJAM STEINHAUSER (CAU) Opiekun: DR NAICHENG WU (CAU) 5

6 1. Wstęp Wody zajmują 71 % powierzchni Ziemi, z czego tylko 2,75 % to wody słodkie. Wody słodkie są istotne dla wszystkich ekosystemów lądowych i organizmów w nich żyjących. Są ważne dla wszystkich żyjących gatunków, dla roślin i ludzi. Rozwój przemysłu, rolnictwa itp. Mają wpływ na stan ekologiczny Ziemi oraz na stan zarówno wód śródlądowych, jak i morskich. Ludzie przyczynili się do pogorszenia jakości wód śródlądowych, dlatego teraz zanieczyszczone wody myszą być chronione i rekultywowane. Jezioro Durowskie jest zbiornikiem polodowcowym o wydłużonym kształtcie. Jest zlokalizowany w województwie Wielkopolskim w Wągrowcu. Jezioro Durowskie jest jednym z wielu zbiorników na Pojezierzu Chodzieskim (w tym regionie znajduje się dużo małych polodowcowych jezior). Pojezierze Chodzieskie jest ważnym obszarem turystyczno-rekreacyjnym. Jezioro Durowskie jest istotnym elementem krajobrazu Wągrowca. Zajmuje powierzchnię 143 ha (Tabela 1). Ten lokalny ekosystem jest wykorzystywany przez lokalną społeczność turystycznie, rekreacyjnie, wędkarsko, a także edukacyjnie i naukowo. Struga Gołaniecka jest dopływem Jeziora Durowskiego i dostarcza nutrienty z pozostałych jezior i ze zlewni. Większa część zlewni jest wykorzystywana rolniczo, co wpływa na jakość wód poprzez spływ składników odżywczych z pól uprawnych i innych wyżej położonych jezior. Większość jezior na świecie ulega eutrofizacji, podobnie Jezioro Swarzędzkie. Ocena jakości wody jest zadaniem kompleksowym, możliwym do zrealizowania gdy wszystkie parametry są brane pod uwagę. W tym raporcie przedstawiamy trofię jeziora poprzez wskaźnik TSI. Jest on najpopularnijeszym wskźnikiem opartym na parametrach fizycznych i chemicznych. Celem naszych badań było: Zbadanie warunków fizycznych i chemicznych jeziora; Pokazanie trendu zmian w czasie; Przedstawienie dopływu i wypływu z jeziora ładunku nutrientów. Tabela 1. Podstawowe parametry Jeziora Durowskiego 6

7 Pobór prób, pomiary oraz analizy terenowe i laboratoryjne zostały wykonane w Wągrowcu i w Poznaniu w okresie od do r. Na postawie parametrów fizycznych i chemicznych, koncentracji chlorofilu a oraz ładunku nutrientów obliczono i oceniono stan ekologiczny Jeziora Durowskiego. 2.1 Badania terenowe 2. Materiały i metody Pomiary prędkości przepływu Aby obliczyć dopływ zanieczyszczeń (m 3 /s) i ładunek nutrientów (kg/d) z jezior zlokalizowanych powyżej, jak również czas retencji wody w Jeziorze Durowskim (Ryc. 1) zmierzono prędkość przepływu w wyznaczonych odcinkach (m²) za pomocą młynka (FlowSens) (SEBA Hydrometrie, Niemcy) (Ryc. 2). Odcinki były podzielone na różne transekty ze względu na szerokość i głębokość. Dodatkowo odległość między brzegiem rzeki a poziomem wody była mierzona na każdym poziomie. Dopływ zanieczyszczeń Q (m 3 /s) obliczono przez pomnożenie powierzchni każdego odcinka (m²) i średniej prędkości (m/s) w każdej sekcji. Ryc. 1. Miejsca pomiaru prędkości przepływu w zlewni Jeziora Durowksiego. Ryc. 1. Pomiary prędkości przepływu na dopływie K, D i wypływie D Parametry fizyczne i chemiczne pobranych prób Podstawowe parametry fizyczne i chemiczne wody: temperatura ( C), ph, przewodnictwo (µs/cm), natlenienie (mg/l) i nasycenie (%) były zmierzone na Jeziorze Durowskim na kilku różnych głębokościach na kilku stanowiskach: Aerator 1 i 2, Beach 1 i 2, Middle 1 i 2 oraz z dopływów przy użyciu miernika wieloparametrycznego WTW (Ryc. 7

8 3). Te parametry zbadano Również w zlewni: w Stawie Smolary, Jezioro Laskownickie, wypływ Grylewskie i Jezioro Bukowieckie, dopływy K i D. Ryc. 2. Stanowiska poboru prób w Jeziorze Durowskim Widzialność krążka Secchiego i próby wody do analiz laboratoryjnych - koncetracje nutrientów: azot amonowy, azot azotanowy, azot azotynowy, ortofosforany i fosfor ogólny były dodatkowo zmierzone i pobrane na różnych głębokościach z 12 stanowisk za pomocą batometru. Aby zmierzyć stężenie chlorofilu a, próby zostały pobrane ze stanowisk: Aerator 1 i 2 oraz Middle 1 i 2, odpowiednio na powierzchni i głębokościach 1m i 2m. Na stanowiskach Beach 1 i 2, Staw Smolary, Jezioro Laskownickie, wypływ Grylewski, Jezioro Bukowieckie, dopływ K, dopływ D i wypływ D próby były pobrane tylko z powierzchni. 8

9 2.2 Analizy laboratoryjne Chlorofil a Metoda oznaczania koncentracji chlorofilu a jest oparta na kondensacji sestonu na sączkui znanej objętości wody. Sączek z sestonem jest ucierany w moździerzu wraz z acetonem (do 10 ml) i przelewany do probówki. Następnie próba jest umieszczana w lodówce (4 C) na minimum 8 godzin, gdzie zachodzi ekstrakcja. Kolejnego dnia, po odwirowaniu była zmierzona absorbancja. Każda próba była analizowana w spektrofotometrze przy długości fali 663nm i 750nm. Następnie po dodaniu 0,1 ml HCl absorbancja jest mierzona przy długościach 665 nm i 750 nm. Zawartość chlorofilu a jest obliczana wg. następującego wzoru: Chl a (µg/l) = 26,73 * [(A663 b A750 b ) (A665 HCl a A750 HCl a )] * V acet. E /V H2O W * 1000 A a = wynik absorpcji ekstraktu po dodaniem kwasu A b = wynik absorpcji ekstraktu przed dodaniem kwasu V E = objętość ekstraktu V W = objętość filtrowanej wody 26,73 = przelicznik Ryc. 3. Filtracja próbek wody (po lewej) i przygotowanie do pomiaru absorbancji chlorofilu a 9

10 2.2.2 Koncentracja biogenów Wszystkie składniki odżywcze były zbadane w laboratorium za pomocą spektrofotometru na Uniwersytecie im. A. Mickiewicza w Poznaniu (Ryc. 5). Otrzymane wyniki pomiarów absorbancji poszególnych form nutrientów były przeliczone wg. odpowiednich wzorów w Excelu. Ryc. 4. Spektofotometr użyty do pomiaru chlorofilu a (po lewej) i pomiar koncentracji nutrientów (po prawej). Azot amonowy (N-NH 4 ) Za pomocą metody z odczynnikiem Nesslera jony amonowe mogły być zmierzone w spektrofotometrze przy długości fali 410 nm. W tym celu 50 ml próby było przelewane do cylindrów Nesslera. Następnie dodawani 1 ml winianu sodowo-potasowego oraz 1 ml odczynnika Nesslera i mieszano. Żółto-pomarańczowa barwa wskazywała na obecność jonów amonowych. Azot azotynowy (N-NO 2 ) Po nalaniu 100 ml próby do cylindra Nesslera, dodaniu 1 ml kwasu sulfanilowego, wymieszaniu i odczekaniu 5 min, a następnie dodaniu 1 ml naftyloaminy i 1 ml buforu octanowego i wymieszaniu czekano 10 min. Obecność jonów azotynowych wskazywała różowa barwa. Absorabncja była mierzona przy długości fali 520 nm. Azot azotanowy (N-NO 3) Aby obliczyć koncentrację azotu azotanowego rozpoczęto od nalania 5 ml prób do parowniczek. Następnie dodano 2-3 krople 0,5 % NaOH i 1 ml salicylanu sodu. Tak przygotowane parowniczki umieszczono w łaźni parowej. Po odparowaniu prób, do suchych i wystudzonych parowniczek dodano 1 ml stężonego kwasu siarkowego. Kwas był rozprowadzany po ściankach parowniczek. Po odczekaniu 10 min zawartość parowniczek przelano do cylindrów Nesslera i dodaniu 7 ml alkalicznego winianu sodowo-potasowego 10

11 uzupełniono próby do 50 ml wodą destylowaną i wymieszano. Absorbancja była mierzona przy długości fali 410 nm. Ortofosforany (PO 4 ) Aby zmierzyć absorbancję tej formy nutrientów nalano 50 ml każdej próby do cylindrów Nesslera i dodano 1 ml kwasu askorbinowego i 2 ml kwasu molibdenowego. Po wymieszaniu i odeczekaniu 10 min zmierzono absorbancję przy długości fali 850 nm. Fosfor ogólny (TP) Aby zmierzyć absorbancję fosforu ogólnego nalano 50 ml każdej próby do cylindrów mineralizacyjnych. Następnie dodano kilka kropel fenoloftaleiny, 1 ml kwasu siarkowego i 10 ml peroksydisiarczanu potasu. Cylindry umieszczono w mineralizatorze na 40 min w 220 C. Następnie cylindry przepłukano wodą destylowaną i pozostałości przelano do cylindrów Nesslera. Dodano kilka kropel fenoloftaleiny i (6N) NaOH aby uzyskać lekko różowy kolor. Następnie dodano 1 ml kwasu askorbinowego, 2 ml kwasu molibdenowego i próby wymieszano. Po 10 min mierzono abstobancję przy długości fali 850 nm. 2.3 Analizy obliczeniowe Wskaźnik Stanu Trofii (TSI) (CARLSON I SIMPSON, 1996) Wskaźnik Stanu Trofii (TSI) jest wykorzystywany do określenia stanu troficznego jeziora. Ten system klasyfikacji był stworzony do indywidualnej oceny jeziora. Oparto go o produkcję pierwotną występującą w wodzie i określaną na podstawie koncetracji chlorofilu a, fosforu ogólnego i widzialności krążka Secchiego. Wykorzystując ten indeks można ocenić jak produktywne jest jezioro. Wskaźnik Stanu Trofii (TSI) był obliczony za pomocą poniższych wzorów, które zostały określone przez Carlsona i Simpsonsa. TSI (Chl a) = 9.81 ln(chl a) TSI (TP) = ln(tp) TSI (SD) = ln(sd) TSI = 0.54 TSI (Chl a) TSI (SD) TSI (TP) Koncentracje azotu, fosforu i innych potrzebnych nutrientów są głównymi wskaźnikami stanu troficznego jezior (TSI). The quantities of nitrogen, phosphorus and other biologically useful nutrients are the primary determinants of a lake s trophic state index (TSI). Nutrienty takie jak azot i fosfor przekształcają się w źródła limitujące w wodach stojących. Wzrost koncentracji może objawiać się wzrostem rozwoju roślin, a 11

12 następnie wzrostem na kolejnych poziomach troficznych. W konsekwencji wskaźnik trofii jeziora może być wykorzystany do oceny kondycji biologicznej. 3. Wyniki i dyskusja 3.1. Parametry fizyczne i chemiczne Odczyn ph na 3 stanowiskach: dopływ K, dopływ D i wypływ różnił się w niewielkim zakresie, między 8,06 na dopływie i 8,67 na wypływie Jeziora Durowskiego. Zgodnie ze wzrostem temperatury, temperatura wody rosła stale, z 19,4 C do maksymalnie 23,6 C. Na podstawie wyższego stanu trofii, dopływ K charakteryzował się wyższym przewodnictwem niż Jezioro Durowskie, który wyłapywał nutrienty jak wskazywało najniższe przewodnictwo na wypływie K. 12

13 13

14 3.2. Ładunek biogenów i ich koncentracje na dopływach Ładunek biogenów na dopływie i wypływie z jezior Durowskiego i Kobyleckiego Różne ładunki nutrientów na 3 stanowiskach w 2015 r. były porównane z danych z poprzednich lat (Ryc. 6). Ryc. 5. Ładunek fosforu ogólnego w latach na 3 róŝnych stanowiskach. Ładunek fosforu ogólnego na wszystkich 3 stanowiskach był niższy niż w ostatnich latach. Jest widoczny stały spadek na przestrzeni lat. Tylko wyniki z 2013 r. od tego odbiegają, co mogło być spowodowane warunkami atmosferycznymi, któe wpłyneły na ładunek, np. intensywne opady deszczu. Warto zauważyć, iż w tym roku ładunek fosforu ogólnego był nieco niższy na wypływie Jeziora Durowskiego niż na dopływie. 14

15 Ryc. 6. Ładunek azotu amonowego w latach na 3 róŝnych stanowiskach Podobnie jak w przypadku ładunku fosforu, również odnotowano ogólny spadek ładunku azotu amonowego podczas ostatnich 3 lat (poza rokiem 2013). Ładunek azotu amonowego był najniższy w tym roku na wszystkich 3 stanowiskach. Również ładunek na wypływie Jeziora Durowskiego był niższy niż na dopływie. Ryc. 7. Ładunek azotu azotanowego w latach na 3 róŝnych stanowiskach 15

16 Ryc. 8. Ładunek azotu azotynowego w latach na 3 róŝnych stanowiskach Ryc. 9. Ładunek fosforu w latach na 3 róŝnych stanowiskach Podobne tendencje e jak dla fosforu i azotu amonowego odnotowano również dla ładunków pozostałych 3 badanych form nutrientów: azotu azotanowego, azotu azotynowego i fosforanów. foranów. Ładunki były najniższe w tym roku, w porównaniu do poprzednich lat. Fosforanów i azotu azotynowego owego nawet nie odnotowano zarówno na dopływie jak i wypływie 16

17 Jeziora Durowskiego. Dla każdej formy nutrientów ładunek na wypływie Jesiora Durowskiego był niższy niż na dopływie, jednak różnice były małe. Niskie ładunki na dopływie były pozytywnymi warunkami dla poprawy stanu troficznego jeziora. Szczególnie ładunek fosforu ogólnego był istotny, jako że fosfor jest czynnikiem limitującym dla wzrostu fitoplanktonu i wzrost koncentracji prowadzi do eutrofizacji. Dodatkowo jest wskaźnikiem jakości wody i ma duży wpływ na stan troficzny. Dodatkowo ładunek azotu amonowego jest szczególnie interesujący, ponieważ również może być czynnikiem limitującym jeśli koncentracja fosforu przekraczaa pewien próg. Jony amonowe są głównie wykorzystywane jako nawóz w rolnictwie i przedstawia wpływ rolnictwa. Dlatego stały spadek ładunku nutrientów na dopływie Jeziora Durowskiego wskazuje na poprawę i że mniej składników odżywczych dociera tym źródłem. Dodatkowo następuje dobry rozwój kiedy różnica między dopływem i wypływem jest niska, ponieważ oznacza to że tylko niewielka koncentracja nutrientów z dopływu jest wychwytywana dla wzrostu fitoplanktonu Koncentracja fosforu ogólnego (TP) i chlorfilu a w zbiornikach w górnym biegu rzeki Porównano wartości chlorofilu a i fosforu ogólnego (TP) z różnych stanowisk w zlewni, aby uzyskać obraz stanu trofii i wpływu zbiorników w górnym biegu rzeki na Jezioro Durowskie. Koncentracja chlorofilu a jest pośrednią informacją o fitoplanktonie i jego biomasie. Wraz z fosforem ogólnym są ważnym wskaźnikiem jakości wody i są wykorzystywane do określenia stanu trofii jezior (Carlson i Simpson 1996). 17

18 Ryc. 11. Fosfor ogólny w zbiornikach w górnym biegu rzeki i Jeziorze Durowskim. Czerwona linia przedstawia wartość progową - 24 µg/l między mezotrofią i eutrofią wg klasyfikacji Carlsona i Simpsona (1996). Ryc. 12. Koncentracja chlorofilu a w zbironikach w górnym biegu rzeki i Jeziorze Durowskim. Czerwona linia przedstawia wartość progową - 7,3 µg/l między mezotrofią (poniŝej 7,3 µg/l) i eutrofią wg klasyfikacji Carlsona i Simpsona (1996). Im wyŝsza koncentracja tym gorszy stan troficzny Koncentracje fosforu i chlorofilu a są bardzo wysokie w górnym zbiorniku - w Stawie Smolary. Jest to spowodowane jego małą objętością i głębokością, jak również dużym dopływem nutrientów. W Jeziorze Laskowickie obie koncentracje są znacznie niższe. Z jednej strony jest to wynikiem rozcieńczenia, z drugiej strony nutrienty mogą zostać zatrzymane na długim odcinku między zbiornikami. Następnie stężenia nieco wzrastają do Jeziora Bukowieckiego, które jest pod silnym wpływem człowieka i ponownie maleje na dopływie do Jeziora Kobyleckiego. Koncentracja fosforu ogólnego była najniższa na dopływie do Jeziora Durowskiego i podobnie niska na wypływie ze zbiornika. Były to stanowiska, gdzie stężenie było poniżej wartości progowej dla eutrofii i na podstawie TP mogłoby być zakwalifikowane do mezotrofii. Jednak stężenie fosforu ogólnego w Jeziorze Durowskim była wyższa. Koncentracja chlorofilu a wzrosła poniżej Jeziora Kobyleckiego na dopływie do Jeziora Durowskiego, jednak w samym zbiorniku i na wypływie były niższe. Na podstawie tego parametry wody w jeziorze i na wypływie można zakwalifikować do mezotrofii. Pozostałe zbiorniki w górnym biegu rzeki oceniono jako eutroficzne, poza Jeziorem Laskowickim. 18

19 Ogólnie zbiorniki w zlewni przeważnie były eutroficzne, chociaż często blisko wartości progowych. Koncentracja fosforu była wyższa w Jeziorze Durowskim niż na dopływie. Mogło to być spowodowane przez jakieś inne dodatkowe źródła dopływu fosforu, np. zasilanie wewnętrzne z osadów lub przez erozję. Również dopływ mógł być pod większym wpływem warunków atmosferyczny ych i krótkoterminowych zmian niż jezioro. Podczas badań terenwych warunki pogodowe owe były ciepłe i bez opadów. Dodatkowo poziom wód w jeziorze był ok. 20 cm niższy niż zwykle. Prowadziło to do stosunkowo niskiego przepływu, co mogło wpłynąć na koncentrację fosforu ogólnego na dopływie. Natomiast stężenie w jeziorze było pod wpływem ładunku z ostatnich tygodni, które było większe niż podczas okresu pobierania prób Klasyfikacja TSI w Jeziorze Durowskim Stan troficzny Jeziora Durowskiego może być określony na podstawie wskaźnika stanu trofii (TSI) (Carlson i Simpson 1996). Do obliczeń potrzebne są dane dotyczące chlorofilu a, fosforu ogólnego i widzialności krążka Secchiego. TSI było obliczone dla każdego stanowiska na jeziora, następnie wyliczono średnią dla części północnej, południowej i dla całego zbiornika. Ryc Klasyfikacja TSI w Jeziorze Durowskim dla 6 stanowisk oraz dla północnej, południowej części i dla całego zbiornika. Kolory przedstawiają ą stan troficzny zgodny z tabelą. 19

20 Wszystkie wartości TSI były zbliżone do wartości progowej 50 - między mezotrofią a eutrofią. W północnej części jeziora wartość TSI wskazywała na eutrofię, podczas gdy w południowej była niższa i wody były mezotroficzne. Wartości na stanowiskach w części północnej były takie same, a w południowej zbliżone do siebie. Średnie dla poszczególnych części również wskazują odpowiednio na eutrofię i mezotrofię. TSI dla całego zbiornika wynosi 49,9, który jest bliski wartości progowej, jednak zalicza się do mezotrofii. Aby porównać TSI w ostatnich latach należy przeanalizować koncentracje fosforu ogólnego i chlorofilu a. Niestety z powodu braku danych dotyczących widzialności krążka Secchiego z poprzednich lat nie da się obliczyć TSI. W związku z czym stan troficzny jest określony tylko na podstawie tych dwóch znanych parametrów (Carlson i Simpson 1996). Ponownie określono wartości dla części północnej, południowej i dla całego zbiornika. Ryc. 14. Górny wykres: koncentracja chlorofilu a w latach dla części północnej, południowej i dla całego zbiornika. Środkowa tabela: wartości stanu troficznego wg Carlsona i Simpsona (1996). Dolny wykres: fosfor ogólny w latach dla części północnej, południowej i dla całego jeziora 20

21 W 2015 r. południowa część była oceniona jako mezotrofia, analizując dane z poprzednich lat widać stałą poprawę. Jednak w części północnej nie widać spadku i koncentracja chlorofilu a była mniej więcej stała. Porównując dane dla całego zbiornika widać stały spadek, jednak stężenia w 2014 r. i 2015 r. były prawie takie same. W 2015 r. średnia wartość dla całego jeziora była bliska wartości progowej i była to mezotrofia. Jednak na podstawie fosforu ogólnego to część północna była mezotroficzna a południowa eutroficzna, co wpasowuje się do ogólnej wiedzy o stanie tegi jeziora. W obydwóch częściach widać znaczącą poprawę w porównaniu do 2014 r. Ogólny stan jeziora jest oceniony jako eutroficzny. Stężenie fosforu ogólnego jest niższe niż w 2014 r., ale wyższe niż w 2013 r. Poprawa stanu troficznego i niższe koncentracje chlorofilu a wskazują, że zastosowane metody rekultywacyjne przyniosły pozytywne efekty. Jak przypuszczano, południowa i głębsza część ulega poprawie szybciej, mimo iż jest to sprzeczne z ogólnymi i wcześniejszymi obserwacjami. Jednakże stan określany na podstawie stężenia fosforu jest znacznie gorszy w części południowej niż w północnej. Nie zaobserwowano poprawy w części południowej w porównaniu do 2014 r. To nasuwa pytanie dlaczego koncentracja TP jest znacznie wyższa w południowej części i powoduje że ogólny stan jest eutroficzny (w przeciwieństwie do TSI i chlorofilu a, które wskazują na mezotrofię). Jak stwierdzono w rozdziale prawdopodobnie są jakieś dodatkowe źródła fosforu w Jeziorze Durowskim poza dopływem. Jeśli jest to spowodowane wpływem człowieka, to wpływ ten jest prawdopodobnie wyższy w części południowej, gdzie zlokalizowane jest miasto Wągrowiec. Jednak trzeba wziąć pod uwagę, że podczas pomiarów obliczono czas retencji - prawie 5 lat, co było spowodowane niskim odpływem spowodowany wysokimi temperaturami. Chociaż zwykle czas retencji w jeziorze jest znacznie niższy. To wskazuje, że przepływ z górnych części jeziora do niższych jest bardzo powolny. Jeśli nie ma całkowitego wymieszania, oznacza to że TP w części południowej jest z innego okresu niż TP w części północnej. Te przestrzenne różnice mogą być spowodowane czasowymi zmianami na dopływie. 4. Podsumowanie Na postawie wskaźnika TSI stan Jeziora Durowskiego określono jako mezotroficzny. Porównując dane z poprzednich lat widać poprawę. Warto podkreślić, że stan wód w południowej części jest lepszy niż w północnej. Stan mezotroficzny wskazuje, że zastosowane metody rekultywacyjne przyniosły pozytywne efekty i wpłynęły na poprawę jakości wody. Dodatkowo zabiegu są wspierane przez obniżanie koncentracji nutrientów na dopływie do Jeziora Durowskiego. Jednakże prawie wszystkie zbiorniki w górnym biegu rzeki zostały sklasyfikowane jako eutroficzne (mimo, że niektóre były blisko wartości progowej) i są 21

22 źródłem składników odżywczych. Różnice między ładunkiem nutrientów na dopływie i wypływie są niewielkie, co wskazuje że dopływ dostarcza niewielkie koncentracje składników pokarmowych. Mimo wszystko koncentracja fosforu wskazuje na słaby stan, szczególnie w południowej części gdzie wpływ człowieka jest wysoki. Wydaje się, że jest co najmniej jedno znaczące źródło fosforu poza dopływem (np. Zasilanie wewnętrzne z osadów lub erozja), co jest powiązane z gorszym stanem i silniejszym wpływem człowieka w południowej części. Należałoby zidentyfikować to źródło fosforu i zredukować jego wpływ na jakość wód. 22

23 STAN EKOLOGICZNY JEZIORA DUROWSKIEGO W OPARCIU O ZBIOROWISKA GLONÓW PLANKTONOWYCH I PERYFITONOWYCH W LIPCU 2015 Anna Garbarczyk Xiuming Sun Kehinde Oladipupo Allen- Taylor OPIEKUN NAUKOWY: Dr hab. Beata Messyasz 23

24 1. WSTĘP Glony, które są uważane za główne ogniwo producentów i istotne źródło tlenu dla wszystkich typów wód, odgrywają ważną rolę w ekosystemie jeziora. Jednak, zakwity glonów, które mogą być spowodowane przez zanieczyszczenia wody, często prowadzą do poważnych problemów w eutroficznych jeziorach, rzekach i innych zbiornikach wodnych na całym świecie. Ponadto zakwity glonów mogą prowadzić do wyczerpania tlenu w całej kolumnie wody, sinice nitkowate mogą zatykać skrzela ryb ale też prowadzić do produkcji substancji toksycznych i nieprzyjemnych zapachów (Stumpf i inni, 2009; Hudnell 2010; Lewitus et al, 2012). Ze względu na jego wrażliwość na czynniki środowiskowe, fitoplankton jest szeroko stosowany jako wskaźnik do oceny zmian w środowisku wodnym i jest stosowany jako narzędzie do monitorowania wczesnego ostrzegania o zanieczyszczeniu wody (Thiébaut et al., 2006; Wu i wsp., 2012). Wągrowiec to miasto położone w północno-zachodniej Polsce. Region wokół miasta charakteryzuje się duą jeziornością, a samo Jezioro Durowskie znajduje się w samym środku miasta Wągrowiec. Jezioro Durowskie jest główną atrakcją dla turystów i mieszkańców. Jednak do 1999 roku, ze względu na intensywne zakwity sinic i złą jakość wody spowodowaną przez wieloletnie, bezpośrednie odprowadzanie ścieków do niego jego rekreacyjne wykorzystanie było ograniczone. Znajdujące się w zlewni całkowitej obszary rolnicze i pola uprawne także przyczyniły się do przenoszenia z wodami gruntowymi duzych ładunków nawozów, herbicydów i pestycydów, a tym samym zasilały wody Jeziora Durowskiego w dodatkowe składniki odżywcze, takie jak fosforany i azotany. Ze względu na zakwity glonów, przejrzystość jeziora bardzo wyraźnie się zmniejszyła. 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 fizyczno-chemiczne, 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. 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 24

25 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 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. 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 Wągrowcu Morfometria Powierzchnia 143,7 ha Objętość 11,322,900 m³ Maksymalna głębokość 14,6 m Średnia głębokość 7,9 m Główny dopływ Struga Gołaniecka 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 % 25

26 Ryc. 10 Mapa Jeziora Durowskiego z zaznaczonymi stanowiskami badawczymi Parametry fizyczno- rozmieszczonych chemiczne oraz próby do badań fitoplanktonu pobierano z 8 stanowisk, 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 na czerwono) ). Peryfiton badano na 10 stanowiskach zlokalizowanych w strefie litoralu jeziora (ryc. 1, zaznaczone na czerwono. Obserwacje obecności lub braku krasnorostu Hildebrandia rivularis prowadzono wzdłuż linii brzegowej jeziora przez cały okres badań terenowych. 3. Metody 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 5 dni, w okresie od 29 czerwca do 3 lipca 2015 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 26

27 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. 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 27

28 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; 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. 28

29 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. 4. Wyniki i Dyskusja Fitoplankton Bogactwo gatunkowe W wyniku badań laboratoryjnych wszystkich prób wody pobranych podczas wyjazdu terenowego w roku 2015 uzyskano łącznie listę 75 taksonów glonów planktonowych stwierdzonych w strefie pelagialu Jeziora Durowskiego (zał. 1). Analizując rycinę 2 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. Czerwiec 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. Od roku 2013 w warstwie powierzchniowej epilimnionu sporadycznie notowano pojedyncze trychomy sinic a w strukturze gatunkowej wystąpiły gatunki reprezentujące okrzemki, bruzdnice i złotowiciowce wskaźniki lepszej jakości wód. 29

30 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 2015 roku glony są trudne do wyjadania przez zooplankton ze względu na duże rozmiary komórek i kolonii okrzemek oraz grubą ścianę celulozową bruzdnic. Duży udział widłonogów i wioślarek w tym roku także zwiększył presję zooplanktonu na fitoplankton (efektywna biomanipulacja) co również przełożyło się na wzrost udziału dużych rozmiarowo gatunków w strukturze jakościowej zbiorowisk glonów. Analizując strukturę gatunkową na poszczególnych stanowiskach badawczych (zał. 2, ryc. 3) stwierdzono największe bogactwo gatunkowe w rzece strudze Gołanieckiej co związane było z zasilaniem tego stanowiska przez gatunki z wyżej położonego jeziora Kobyleckiego oraz oraz przez gatunki rzeczne (głównie okrzemki z zawiesiny powierzchniowej warstwy osadów dennych i peryfitonowe z roslin wodnych i kamieni) przenoszone wraz z prądem wody. Najmniejsze bogactwo gatunkowe odnotowano na stanowiskach związanych z plażami i przy wypływie rzeki z jeziora. 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. Ryc. 2. Zestawieniee całkowitej liczby gatunków fitoplanktonu w latach

31 Inflow Aerator 2 Middle 1 Middle 2 Beach 1 Beach 2 Aerator 1 Outflow Ryc. 3. 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 od 3-15% (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 bruzdnice i kryptofity (zał. 3, ryc. 4). Bruzdnice reprezentowane przez: Ceratium hirundinella, Peridinium cinctum, Peridiniopsis elpatiewskyi i Peridiniopsis cuningtonii były były bardzo liczne i ze względu na duże rozmiary komórek zaznaczyły wyraźnie swój udział w biomasie fitoplanktonu (zał. 4). W obrębie okrzemek dominowały Fragilaria ulna i tworzące kolonie Fragilaria crotonensis oraz Asterionella formosa. Na liczną obecność tej grupy glonów mogła mieć też wpływ pogoda: krótki okres zimy, deszczowy maj i czerwiec co utrzymywało raczej warunki wiosenne, dla których dominacja tej grupy glonów jest charakterystyczna. Ważnym czynnikiem okazała się także turbulencja wody, dzięki której sedymentujące ze względu na Duzy ciężar komórki łatwo powracały do warstwy powierzchniowej wody. Szczególnie dobrze widać to na stanowisku plaża (Beach 2). Na taką strukturę gatunków dominujących (tab. 3) miała też wpływ presja zooplanktonu, gdyż ze względu na duże rozmiary komórek gatunki te nie były wyjadane. W tym roku mało liczne były złotowiciowce (Erkenia subaequiciliata i Dinobryon divergens) oraz zielenice 31

32 (Sphaerocystis planctonica, ca, Oocystis lacustris, Pediastrum boryanum, Coelastrum astroideum). ind./l Abundance of every group of algae Chrysophyceae - chrysophyces Euglenophyta - euglenoids Dinophyta - dinophytes Cryptophyta - cryptophytes Ryc. 4. Liczebność [ind./l] poszczególnych grup fitoplanktonu na poszczególnych stanowiskach badawczych. Tabela 3. Zestawienie dominantów [% w całkowitej liczebności komórek] w zbiorowiskach fitoplanktonu w warstwie epilimnionu (0-2m) Jeziora Durowskiego Dominant species Cryptomonas erosa Erkenia subaequiciliata Limnothrix redekei Peridiniopsis cuningtonii Peridinium cinctum Fragilaria ulna Cryptomonas rostrata Rhodomonas minuta Aphanizomenon flos-aquae Pseudanabaena limnetica Planktothrix agardhii Ceratium hirundinella Sphaerocystis planctonica Fragilaria crotonensis Peridinopsis elpatiewskyi Fragilaria ulna var. angustissima Oocystis lacustris 0m 0-2m 0-2 m 0-2 m 0-2 m 0m 0m 0m Infl A2 M1 M2 A1 Outfl B1 B

33 Biomasa grup glonów Dla poszczególnych grup glonów analizowano biomasę fitoplanktonu w odniesieniu do stanowisk badawczych. Porównując rycine 8 i 9 można zauważyć, że duża liczebność komórek nie zawsze przekłada się na dużą biomasę. Ze względu na duże rozmiary komórek duży udział w biomasie całkowitej zaznaczyły bruzdnice. Nielicznie występujące pod względem liczebności złotowiciowce, ze względu na niewielkie rozmiary monad nie zaznaczyły swojego udziałuu w biomasie. Niewielki udział zielenic w biomasie fitoplanktonu na niektórych stanowiskach (np. przy Aeratorze 2 czy Pelagial 1) 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%; podobnie jak w roku 2014) odnotowano w części północnej jeziora, przy aeratorze 2 i na stanowiskach pelagicznych środek 1 (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 wystąpił głównie Trachelomonas hispida, szczególnie przy wypływie rzeki z jeziora, gdzie panuje większy prąd wody i występują lepsze warunki tlenowe. Bardziej szczegółowe dane przedstawia załącznik 3 i 4. Ryc. 9. Biomasa [mg/l] poszczególnych grup fitoplanktonu na poszczególnych stanowiskach badawczych. 33

34 Indeks Podobieństwa Jaccard a Indeks podobieństwa taksonomicznego zbiorowisk fitoplanktonu dla poszczególnych lat badwczych zestawiono w tabeli 4. W roku 2015 ponownie pojawiło się 57% tych samych taksonów, które były notowane w roku Wskazuje to na obecność w zbiorowisku fitoplanktonu 43% innych gatunków i potwierdza ciągłą przebudowę struktury gatunkowej tej grupy organizmów autotroficznych. Tabela 4. Wartości Indeksu Jaccarda dla Jeziora Durowskiego w różnych latach badawczych. YEAR 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 złą jakość wody. Wyniki uzyskane ze wzoru klasyfikuje się zgodnie z zamieszczoną w tabeli skalą. 34

35 Tabela 5: Stan trofii poszczególnych stanowisk badawczych Jeziora Durowskiego w latach W tabeli 5 zaprezentowano wyniki z wszystkich stanowisk z roku 2015 i dla porównania zmian z lat wcześniejszych, począwszy od roku Lepsze warunki troficzne w strefie pelagialu w części północnej jeziora stwierdzone na podstawie tego indeksu związane są z większą liczbą gatunków z rodzaju Cosmariumm (np. Cosmarium regnellii, C. phaseolus), które osiagają swoje optimum ekologiczne w wodach eutroficznych. Indeksy bioróżnorodności Evenness and Shannon-Weaver Największą różnorodność stwierdzono na stanowisku dopływu do jeziora, które ze względu na swoje położenie posiada równocześnie duże bogactwo gatunkowe, wynikające z dopływu wód rzecznych oraz wód z płytkiego plosa południowej części Jeziora Kobyleckiego (ryc. 10). Najmniejsze wartości tego wskaźnikaa odnotowano przy wypływie (Outflow), które poddane jest silnej presji antropogenicznej (także erozji). 35

36 Shannon - Weaver (0-5) Evenness (0-1) 4 3,5 3 2,5 2 3,53 2,45 3,03 2,4 3,26 3,16 2,44 2,1 1,5 1 0,5 0 0,64 0,53 0,61 0,53 0,66 0,67 0,51 0,47 Inflow Aerator 2 Middle 2 Middle 1 Beach 1 Beach 2 Aerator 1 Outflow Ryc. 10. Wartości indeksów: evenness and Shannon-Weaver na poszczególnych stanowiskach badawczych w roku 2015 Biomanipulation Powyższe piramidy troficzne obrazują dawny, obecny i zakładany w przyszłości stosunek między ich poszczególnymi komponentami, jakimi są organizmy wodne (ryc. 11). W 2008 roku silna dominacja sinic wpływała na przejrzystość wody i tym samym obniżała jej jakość. Powodem był brak odpowiedniej presji wywieranej na nie przez zooplankton, co umożliwiało sinicom swobodny wzrost. W zooplanktonie dominowały wrotki (Rotifera), a brakowało większego zooplanktonu żywiącego się glonami (Cladocera, Copepoda). Powodem była liczna populacja okonia, który wyjadał większy zooplankton. Ilość drapieżników, np. szczupaka była nie wystarczająca by kontrolować okonia. W związku z tym dokonano biomanipulacji i jezioro zostało trzy razy zarybiane szczupakiem, z czego ostatni raz w czerwcu 2015 roku. W obecnych badaniach stwierdzono mniejszą ilość glonów, co spowodowała presja ze strony większego zooplanktonu, jak wioślarki i widłonogi. Zooplankton nie jest już pod tak silną presją okonia, ponieważ polują na niego szczupaki. Zakładamy, że w przyszłości sytuacja się ustabilizuje i szczupak na stałe będzie kontrolować populację okonia, a następnie okoń zmniejszy presję na zooplankton. Z kolei ustabilizowana populacja zooplanktonu ograniczy nadmierny wzrost glonów. Ograniczenie wzrostu glonów i tym samym poprawienie jakości wody jest celem powyższej biomanipulacji. Obecnie wielkość i stan populacji szczupaka nie jest znana, więc możemy jedynie prognozować przyszły wygląd powiązań troficznych. Dalsza biomanipulacja powiązana z większą kontrolą populacji ryb zarówno żywiących się zooplanktonem, jaki i innymi rybami powinna doprowadzić do oczekiwanych wyników. 36

37 Ryc. 11. Schemat piramidy troficznej w Jeziorze Durowskim Peryfiton Gatunki dominujące W trakcie analiz prób peryfitonowych łącznie oznaczono w Jeziorze Durowskim 103 taksony okrzemek. Na poszczególnych stanowiskach dominowały różne gatunki, za wyjątkiem Achnanthes minutissima, który był wyraźnym dominantem na dziewięciu z dziesięciu stanowisk (tab. 4). Ponadto na jednym ze stanowisk osiągnął ten gatunek dominacje na poziomie 71% %. W stosunku do roku ubiegłego okrzemka ta zwiększyła ilość stanowisk swojego występowania oraz udział w całkowitej liczebności komórek peryfitonu. Okrzemka Gomphonema olivaceum dominowała na czterech stanowiskach (stan. 4-5 oraz 9-10). Pozostałe sześć gatunków wyróznionych jako dominanty zdobyły przewagę liczebnościową tylko na pojedynczych stanowiskach. Analizując strukturę liczebności zbiorowisk peryfitonowych stwierdzono, że okrzemka Cymbella minuta Hilse posiada tendencję wzrostową jako jeden z gatunków współdominujących. To może być pozytywnym zjawiskiem, ponieważ gatunek ten preferuje wody umiarkowanie eutroficzne, podczas gdy jezioro było wcześniej silnie zeutrofizowane. 37

38 Tabela 4. Dominujące gatunki w zbiorowisku peryfitonu w 2015 roku. Wartości podano w % cakowitej liczebności komórek na danym stanowisku. Dominants in periphyton community Species percentage from different sites (%) Achnanthes minutissima Kütz Fragilaria crotonensis Kitton Cymbella affinis Kütz Cymbella minuta Hilse Cocconeis placentula Ehr Fragilaria pinnata Gomphonema olivaceum (Horn.) Breb Tabela 5. Dominujące gatunki w zbiorowisku peryfitonu w 2014 roku. 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. 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, 5, 9 i 10. Występuje wyłącznie przy ph >7 i dobrym natlenieniu wody. Gomphonema olivaceum jest gatunkiem eutroficznym (van Dam et al, 1994). Cymbella affinis Kütz. stwierdzono jako gatunek dominujący na stanowiskach 1, 5, 7 i 10. Jest wskaźnikiem wód eutroficznych i zasadowych, równoczesnie dobrze natlenionych. 38

39 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 (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 stanowiskach 2,3, 6 oraz stanowisku 8, które jest zlokalizowane blisko dopływu (Strugi Gołanieckiej) do Jeziora Durowskiego. 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 czerwcu i lipcu 2015 roku w Jeziorze Durowskim. Gatunki peryfitonowych okrzemek wskazują na zasadowy odczyn wody Jeziora Durowskiego (ryc. 8; zał. 5). W obrębie okrzemek stwierdzono 54 z 84 gatunków 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. Ryc. 8. Rozkład gatunków okrzemek ze względu na odczyn wody w Jeziorze Durowskim w roku

40 . Przeważająca liczba gatunków okrzemek stwierdzona w Jeziorze Durowskim wskazuje na dobre natlenienie wód (47 z 74 gatunków posiada preferencję natlenienia wód w przedziale %) (ryc. 9, zał. 5). Dobre natlenienie wód w strefie przybrzeżnej Jeziora Durowskiego może wynikać z dużej aktywności łodzi motorowych i zwiększonego falowania wody. 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. 10, zał. 5). Niektóre gatunki okrzemek (n=13) są wskaźnikami dla wód mezo-eutroficznych; a niektóre wykazują szeroki zakres preferencji do żyzności wód i posiadaja mniejszą wartość wskaźnikową (n=15). Ryc. 9. Rozkład gatunków okrzemek ze względu na natlenienie wody w Jeziorze Durowskim w roku

41 Ryc. 10. Rozkład gatunków okrzemek ze względu na stan trofii wody w Jeziorze Durowskim w roku 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 (Wu, 1999) i dlatego znalazły zastosowanie do oceny stanu ekologicznego wód w ramach Ramowej Dyrektywy wodnej jako wskaźnik biologiczny Indeks Okrzemkowy (Armbrust et al., 2004). W tym roku analizowany indeks okrzemkowy na dwóch dodatkowych stanowiskach w strefie litoralu jeziora. Stan ekologiczny wód Jeziora Durowskiego jest rózny w zależności od stanowiska i waha się od słabego do umiarkowanego (ryc. 11). Na stanowisku 3 stan ekologiczny uległ poprawie od okresu i obecnie wartość wskaźnika wynosi 0,26 wskazując na stan słaby (w zeszłym roku stan zły). Równocześnie na innych stanowiskach stan ekologiczny wód pozostał na zbliżonym poziomie pomimo niewielkiemu spadkowi wartości indeksu okrzemkowego. Jest to szczególnie widoczne dla stanowisk: 1, 2, 7. 41

42 Ryc. 11. 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, 10) i południowej (stanowiska 1, 2, 3, 9), wyraźnie wykazały, że stan ekologiczny, podobnie jak w zeszłym roku, jest lepszy na północy (ryc. 12). 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 zeszłym roku w północnym plosie Jeziora Durowskiego ramienicy Chara tomentosa także potwierdza lepszy stan ekologiczny jego wód właśnie na północy. 42

43 Ryc. 12. 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. 13). Jest uważana za wskaźnik wód o dobrej jakości. Photo by Xiuming Sun Ryc. 13. Zdjęcia Hildenbrandia rivularis na kamieniach w roku Photo by Xiuming Sun Ten słodkowodny krasnorost może rozwijać się wzdłuż całego gradient troficznego i obecność stabilnego substratu oraz dobrego natlenienia wody jest prawdopodobnie ważniejsza do jego rozwoju niż bezpośredni dostęp do pierwiastków biogennych (Kelly&King, 2007). 43

44 Od roku 2010 obserwowano liczne jego występowanie w Jeziorze Durowskim, szczególnie we wschodnio-południowej części (ryc. 14). 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. Ryc. 14. Mapa występowania Hildebrandia rivularisw Jeziorze Durowskim w latach Nowe stanowiska Hildebrandia rivularis podawano do roku Co prawda w roku 2015 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. 14). 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 bruzdnice i okrzemki 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 44

45 zmiany i przebudowę w strukturze zbiorowisk fitoplanktonu potwierdzając podobieństwo tylko na poziomie 57% 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. Stan ekologiczny Jeziora Durowskiego poprawił się i osiągnął stan umiarkowany w ciągu ostatnich kilku 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. Główną przyczyną utrzymującego się słabego stanu ekologicznego w południowej części jeziora może być zwiększna presja antropogeniczna, między innymi: łodzie motorowe, wędkarstwo (sypanie zanęty) i erozja brzegów. 5. LITERATURA Armbrust, E. V., Berges, J. A., Bowler, C., Green, B. R., Martinez, D., Putnam, N. H. & Rokhsar, D. S The genome of the diatom Thalassiosira pseudonana: ecology, evolution, and metabolism. Science,306(5693), 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

46 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): Hudnell, H. K The state of US freshwater harmful algal blooms assessments, policy and legislation. Toxicon, 55(5), 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: 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:

47 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 Lewitus, A. J., Horner, R. A., Caron, D. A., Garcia-Mendoza, E., Hickey, B. M., Hunter, M.,... & Tweddle, J. F Harmful algal blooms along the North American west coast region: History, trends, causes, and impacts. Harmful Algae, 19, 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: 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 Stumpf, R. P., Tomlinson, M. C., Calkins, J. A., Kirkpatrick, B., Fisher, K., Nierenberg, K. & Wynne, T. T Skill assessment for an operational algal bloom forecast system. Journal of Marine Systems, 76(1), Thiébaut, G., Tixier, G., Guérold, F., Muller, S., Comparison of different biologicalindices for the assessment of river quality: application to the upper river Moselle(France). Hydrobiologia 570, 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

48 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 Wu, J. T A generic index of diatom assemblages as bioindicator of pollution in the Keelung River of Taiwan. Hydrobiologia, 397, Wu N., Schmalz B., Fohrer N Development and testing of a phytoplankton index of biotic integrity (P-IBI) for a German lowland river. Ecological Indicators, 13: ZAŁĄCZNIKI 48

49 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. + 49

50 Taksony fitoplanktonu Planktolyngbya limnetica (Lemm.) Kom. Legn. Et Cronenberg Planktothrix agardhii (D.C. ex Gom.) Anagn. et Kom Pseudanabaena limnetica (Lemm.) Kom Woronichina naegeliana (Unger)Elenkin + Spirulina laxissima (W. West) + Spirulina mior Kütz. + Oscillatoria grossegranulata Skuja + Bacillariophyceae - okrzemki Achnanthes exigua Grun. + Achnanthes minutissima Kützing Amphora copulate (Kütz.)Schoeman & Archibald + Amphora ovalis Kützing Amphora pediculus (Kütz.) Grun. + Asterionella formosa Hasall Caloneis amphisbaena (Bory) Cleve + 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

51 Taksony fitoplanktonu 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 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 51

52 Taksony fitoplanktonu 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 exiguum W. Archer + Cosmarium formosulm Lund + Cosmarium trilobulatumr Reinsh + Cosmarium margaritatum (Turp.) Ralfs + 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

53 Taksony fitoplanktonu 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. + Nephrocytium limneticum (G. M. Sm.) G. M. Sm. + Oocystis lacustris Chodat Oedogonium sp. + Palmelochette tenerrima Kors. + Pandorina morum (O.F. Müller) Bory + + Pediastrum boryanum (Turpin) Meneg

54 Taksony fitoplanktonu 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 Treubaria schmidlei (Schroeder) Fott et Kovacik

55 Taksony fitoplanktonu 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 Ceratium cornutum (Ehr)Clap.&Lachman + 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 caudatus Hubner + Phacus pusillus Lemm + Phacus orbicularis Hubner + + Trachelomonas hispida (Perty) Stein

56 Taksony fitoplanktonu Trachelomonas planctonica Swirenko Trachelomonas volocina Ehrenberg Chrysophyceae - złotowiciowce Chrysococcus rufescens Klebs + Dinobryon bavaricum Imhoff 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 Chroococcus turgidus (Kőtz.) Naeg. + 6 Limnothrix redekei (Van Goor) Meffert Microcystis aeruginosa Kützing + 6 Planktolyngbya limnetica (Lemm.) Kom. Legn. et Cron. + 6 Pseudanabaena limnetica (Lemm.) Kom

57 Stanowisko Inf A2 M2 M1 A1 Outf B1 B2 F Planktothrix agardhii (D.C. ex Gom.) Anagn. et Kom. + Woronichina naegeliana (Unger) Elenkin + 6 Jaaginema gracilis (Bocher) Anagn. et Kom. + 6 Bacillariophyceae - okrzemki Amphora ovalis Kützing + 6 Amphora copulata (Kutz.) Schoeman & Archibald Asterionella formosa Hasall Caloneis amphisbaena (Bory) Cleve + 6 Cocconeis placentula Ehr. + 6 Cyclotella ocellata Pant Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm Cymbella minuta Hilse ex Rabenhorst Fragilaria crotonensis Kitton Fragilaria pinnata Ehr. + 6 Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot Fragilaria ulna var. angustissima Sippen Hippodonta capitata (Ehr.) L-Bert., Metz. & Witkowski + 6 Navicula cincta (Ehr.) Ralfs + 6 Naviula tripunctata (Muller) Bory + 6 Nitzschia palea (Kütz.) W. Smith + 6 Nitzschia sigmoidea (Ehr.) W. Smith + 6 Pinnularia viridis (Nitzsch) Ehr. + 6 Rhopalodia gibba (Ehr.) Muller

58 Stanowisko Inf A2 M2 M1 A1 Outf B1 B2 F Chlorophyta - zielenice Botryococcus braunii Kutzing Characium aqngustatum A. Braun + 6 Chlamydomonas passiva Skuja + 6 Chlamydomonas reinhardtii Dangeard + 13 Closterium acutum var. variabile (Lemm.) Krieg Coelastrum astroideum De Notaris Cosmarium phaseolus Brebisson in Ralfs Cosmarium regnellii Wille Cosmarium formosulm Lund + 13 Cosmarium trilobulatum Reinsch Desmodesmus communis (Hegew.) Hegew Desmodesmus subspicatus (Chod.) Hegew. et Schmidt Elkatothrix gelatinosa Wille Golenkinia radiata Chodat Kirchneriella contorta var. elegans (Schmidle) Bohlin Monoraphidium contortum (Thur.) Kom.-Legn Monoraphidium griffithii (Berk.) Kom.-Legn. + 6 Monoraphidium komarkovae Nygaard + 6 Oocystis lacustris Chodat Oedogonium sp Pediastrum boryanum (Turpin) Meneg Pediastrum duplex Meyen

59 Stanowisko Inf A2 M2 M1 A1 Outf B1 B2 F Phacotus lenticularis (Ehr.) Stein Scenedesmus acuminatus (Lager.) Chodat Sphaerocystis planctonica (Korsikov) Bourrelly Tetraedron caudatum (Corda) Hansgirg Tetraedron minimum (A. Br.) Hansgirg Tetrastrum staurogeanieforme (Schroed.) Lemm Staurastrum gracile Ralfs Cryptophyta - kryptofity Cryptomonas erosa Ehrenberg Cryptomonas marssonii Skuja Cryptomonas ovata Ehrenberg + 6 Cryptomonas rostrata Troitzskaja emend I. Kiselev Rhodomonas minuta Skuja Dinophyta - bruzdnice Peridinopsis berolinense (Lemm.) Bourrelly Ceratium hirundinella (F. B. Müller) Bergh Ceratium cornutum (Ehr.) Clap. & Lachman Gymnodinium aeruginosum Stein + 6 Peridiniopsis cuningtonii Lemm Peridinium cinctum (O.F. Müller) Ehrenberg Peridinopsis elpatiewskyi (Ostenf.) Bourrelly Euglenophyta - eugleniny Trachelomonas hispida (Perty) Stein Euglena pisciformis Klebs Phacus caudatus Hubner

60 Stanowisko Inf A2 M2 M1 A1 Outf B1 B2 F Phacus pusillus Lemm Colacium vesiculosum Ehr Chrysophyceae - złotowiciowce Erkenia subaequiciliata Skuja Dinobryon divergens Imhof ZAŁĄCZNIK 3. Średnia liczebność komórek najliczniej wystepujących 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 0-2m 0-2m 0-2m 0-2m 0-2m 0-2m 0-2m 0-2m Stanowisko Inf A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B1 B2 Cyanoprokaryota - sinice Aphanizomenon flos-aquae (L.) Ralfs Chroococcus turgidus (Kőtz.) Naeg Limnothrix redekei (Van Goor) Meffert Lyngbya hieronymusii Lemm Microcystis aeruginosa Kützing Planktolyngbya limnetica (Lemm.) Kom. Legn. Et Cronenberg Planktothrix agardhii (D.C. ex Gom.) Anagn. et Kom Pseudanabaena limnetica (Lemm.) Kom Woronichina naegeliana (Unger) Elenkin Jaaginema gracilis (Bocher) Anagn. et Kom Łącznie

61 Stanowisko Inf A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B1 B2 Bacillariophycee - okrzemki Amphora ovalis Kützing Amphora copulata (Kutz.) Schoeman & Archibald Asterionella formosa Hasall Caloneis amphisbaena (Bory) Cleve Cocconeis placentula Ehr Cyclotella ocellata Pant Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm Cymbella minuta Hilse ex Rabenhorst Fragilaria crotonensis Kitton Fragilaria pinnata Ehr Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot Fragilaria ulna var. angustissima Sippen Hippodonta capitata (Ehr.) L-Bert., Metz. & Witkowski Navicula cincta (Ehr.) Ralfs Naviula tripunctata (Muller) Bory Nitzschia palea (Kütz.) W. Smith Nitzschia sigmoidea (Ehr.) W. Smith Pinnularia viridis (Nitzsch) Ehr Rhopalodia gibba (Ehr.) Muller Łącznie Chlorophyta - zielenice Botryococcus braunii Kutzing Characium aqngustatum A. Braun Chlamydomonas passiva Skuja

62 Stanowisko Inf A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B1 B2 Chlamydomonas reinhardtii Dangeard Closterium acutum var. variabile (Lemm.) Krieg Coelastrum astroideum De Notaris Cosmarium phaseolus Brebisson in Ralfs Cosmarium regnellii Wille Cosmarium formosulm Lund cosmarium trilobulatum Reinsch Desmodesmus communis (Hegew.) Hegew Desmodesmus subspicatus (Chod.) Hegew. et Schmidt Elkatothrix gelatinosa Wille Golenkinia radiata Chodat Kirchneriella contorta var. elegans (Schmidle) Bohlin Monoraphidium contortum (Thur.) Kom.-Legn Monoraphidium griffithii (Berk.) Kom.-Legn Monoraphidium komarkovae Nygaard Oocystis lacustris Chodat Oedogonium sp Pediastrum boryanum (Turpin) Meneg Pediastrum duplex Meyen Phacotus lenticularis (Ehr.) Stein Scenedesmus acuminatus (Lager.) Chodat Sphaerocystis planctonica (Korsikov) Bourrelly Tetraedron caudatum (Corda) Hansgirg Tetraedron minimum (A. Br.) Hansgirg Tetrastrum staurogeanieforme (Schroed.) Lemm

63 Stanowisko Inf A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B1 B2 Staurastrum gracile Ralfs Łącznie Cryptophyta - kryptofity Cryptomonas erosa Ehrenberg Cryptomonas marssonii Skuja Cryptomonas ovata Ehrenberg Cryptomonas rostrata Troitzskaja emend I. Kiselev Rhodomonas minuta Skuja Łącznie Dinophyta - bruzdnice Peridinopsis berolinense (Lemm.) Bourrelly Ceratium hirundinella (F. B. Müller) Bergh Ceratium cornutum (Ehr.) Clap. & Lachman Gymnodinium aeruginosum Stein Peridiniopsis cuningtonii Lemm Peridinium cinctum (O.F. Müller) Ehrenberg Peridinopsis elpatiewskyi (Ostenf.) Bourrelly Łącznie Euglenophyta - eugleniny Trachelomonas hispida (Perty) Stein Euglena pisciformis Klebs Phacus caudatus Hubner Phacus pusillus Lemm Colacium vesiculosum Ehr Łącznie

64 Stanowisko Inf A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B1 B2 Chrysophyceae - złotowiciowce Erkenia subaequiciliata Skuja Dinobryon divergens Imhof Łącznie ZAŁĄCZNIK 4. Średnia biomasa najliczniej występujących 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). Głębokość 0-2m 0-2m 0-2m 0-2m 0-2m 0-2m 0-2m 0-2m Stanowisko Inf A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B1 B2 Cyanoprokaryota - sinice Aphanizomenon flos-aquae (L.) Ralfs Chroococcus turgidus (Kőtz.) Naeg Limnothrix redekei (Van Goor) Meffert Lyngbya hieronymusii Lemm Microcystis aeruginosa Kützing Planktolyngbya limnetica (Lemm.) Kom. Legn. Et Cron Planktothrix agardhii (D.C. ex Gom.) Anagn. et Kom Pseudanabaena limnetica (Lemm.) Kom Woronichina naegeliana (Unger) Elenkin Jaaginema gracilis (Bocher) Anagn. et Kom

65 Stanowisko Inf A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B1 B2 Łącznie Bacillariophycee - okrzemki Amphora ovalis Kützing Amphora copulata (Kutz.) Schoeman & Archibald Asterionella formosa Hasall Caloneis amphisbaena (Bory) Cleve Cocconeis placentula Ehr Cyclotella ocellata Pant Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm Cymbella minuta Hilse ex Rabenhorst Fragilaria crotonensis Kitton Fragilaria pinnata Ehr Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot Fragilaria ulna var. angustissima Sippen Hippodonta capitata (Ehr.) L-Bert., Metz. & Witkowski Navicula cincta (Ehr.) Ralfs Naviula tripunctata (Muller) Bory Nitzschia palea (Kütz.) W. Smith Nitzschia sigmoidea (Ehr.) W. Smith Pinnularia viridis (Nitzsch) Ehr Rhopalodia gibba (Ehr.) Muller Łącznie Chlorophyta - zielenice Botryococcus braunii Kutzing Characium aqngustatum A. Braun

66 Stanowisko Inf A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B1 B2 Chlamydomonas passiva Skuja Chlamydomonas reinhardtii Dangeard Closterium acutum var. variabile (Lemm.) Krieg Coelastrum astroideum De Notaris Cosmarium phaseolus Brebisson in Ralfs Cosmarium regnellii Wille Cosmarium formosulm Lund cosmarium trilobulatum Reinsch Desmodesmus communis (Hegew.) Hegew Desmodesmus subspicatus (Chod.) Hegew. et Schmidt Elkatothrix gelatinosa Wille Golenkinia radiata Chodat Kirchneriella contorta var. elegans (Schmidle) Bohlin Monoraphidium contortum (Thur.) Kom.-Legn Monoraphidium griffithii (Berk.) Kom.-Legn Monoraphidium komarkovae Nygaard Oocystis lacustris Chodat Oedogonium sp Pediastrum boryanum (Turpin) Meneg Pediastrum duplex Meyen Phacotus lenticularis (Ehr.) Stein Scenedesmus acuminatus (Lager.) Chodat Sphaerocystis planctonica (Korsikov) Bourrelly Tetraedron caudatum (Corda) Hansgirg Tetraedron minimum (A. Br.) Hansgirg

67 Stanowisko Inf A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B1 B2 Tetrastrum staurogeanieforme (Schroed.) Lemm Staurastrum gracile Ralfs Łącznie Cryptophyta - kryptofity Cryptomonas erosa Ehrenberg Cryptomonas marssonii Skuja Cryptomonas ovata Ehrenberg Cryptomonas rostrata Troitzskaja emend I. Kiselev Rhodomonas minuta Skuja Łącznie Dinophyta - bruzdnice Peridinopsis berolinense (Lemm.) Bourrelly Ceratium hirundinella (F. B. Müller) Bergh Ceratium cornutum (Ehr.) Clap. & Lachman Gymnodinium aeruginosum Stein Peridiniopsis cuningtonii Lemm Peridinium cinctum (O.F. Müller) Ehrenberg Peridinopsis elpatiewskyi (Ostenf.) Bourrelly Łącznie Euglenophyta - eugleniny Trachelomonas hispida (Perty) Stein Euglena pisciformis Klebs Phacus caudatus Hubner Phacus pusillus Lemm Colacium vesiculosum Ehr

68 Stanowisko Inf A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B1 B2 Łącznie Chrysophyceae - złotowiciowce Erkenia subaequiciliata Skuja Dinobryon divergens Imhof Łącznie ZAŁĄCZNIK 5. Porównanie struktury gatunkowej okrzemek reprezentowanych w zbiorowiskach peryfitonu na poszczególnych stanowiskach Jeziora Durowskiego w lipcu 2015 roku ( stanowiska, ph odczyn wody, O zawartość tlenu, T trofia). Taksony okrzemek Site 1 Site 2 Site 3 Site 4 Site 5 Site 6 Site 7 Site 8 Site 9 Site 10 ph O T Achnanthes conspicua Mayer Achnanthes exigua Grun Achnanthes hungarica (Grun.) Grun Achnanthes lanceolata (Breb.) Grun Achnanthes lanceolata v. elliptica Cleve sensu Straub Achnanthes minutissima Kütz Achnanthes minutissima var. affinis (Grun.) Lange-Bertalot Achnanthes minutissima var. gracillina (Meister) Lange-Bertalot Amphipleura pellucida (Kuetzing) Kuetzing Amphora ovalis Kütz Amphora pediculus (Kütz.) Grun Amphora pellucida W. Gregory Asterionella formosa Hass Aulacoseira granulata (Ehr.) Ralfs Aulcoseira granulata var. angustissima f.curvata (O. Mül.) Sim Caloneis bacillum (Grun.) Meresz

69 Taksony okrzemek Site 1 Site 2 Site 3 Site 4 Site 5 Site 6 Site 7 Site 8 Site 9 Site 10 ph O T Caloneis silicula (Ehr.) Cleve Cocconeis euglypta (Ehr.) Clevei Cocconeis pediculus Ehr Cocconeis placentula Ehr Cocconeis placentula var. linearis Ehr Cocconeis placentula var. lineata (Ehr.) Cocconeis placentula var. pseudolineata Geitler Cyclotella meneghiniana Kütz Cyclotella ocellata Pant Cyclotella operculata (Ag.) Kütz Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm Cyclotella steligera Cl. et Grun Cymatopleura solea (Breb.) W. Smith Cymbella affinis Kütz Cymbella caespitosum (Kütz.)Brun Cymbella cistula (Her.) Kirchner Cymbella lanceolata (Ehr.) Kirchner Cymbella microcephala Grun Cymbella minuta Hilse Cymbella prostrata (Berkeley) Cleve Cymbella turgida (Greg.) Cleve Diatoma tenuis Agardh Diatoma vulgaris Bory Diatoma vulgaris Bory Morphotyp ovalis Diploneis elliptica (Kütz.) Cl Encynomena silesiacaum (Bleisch in Rabenh.) D. G. Mann Eunotia exigua (Breb.) Rabenh Eunotia faba (Ehr.) Grun Eunotia intermedia (Krasske) Norpel I Lange-Bertalot

70 Taksony okrzemek Site 1 Site 2 Site 3 Site 4 Site 5 Site 6 Site 7 Site 8 Site 9 Site 10 ph O T Eunotia lunaris Ehr Eunotia praerupta Ehr Eunotia tenella (Grun.) Hustedt Fragilaria capitata Ehr Fragilaria capucina (Desm.) Rabenhorst Fragilaria capucina v. amphicephala (Grun.) Kutz.-Lange-Bert Fragilaria constricta Ehr Fragilaria construens (Ehr.) Grun Fragilaria crotonensis Kitton Fragilaria exigua Grun Fragilaria martyi (Heribaud) Lange-Bertalot Fragilaria pinnata Ehr Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot Fragilaria ulna var. angustissima Sippen Fragilaria ulna var. biceps (Nitzsch) Lange-Bertalot Fragilaria vaucheriae (Kütz.) Carlson Gomphonema acuminatum Ehr Gomphonema angustatum (Kütz.) Rabenhorst Gomphonema angustum (Kütz.) Rabenhorst Gomphonema augur Ehr Gomphonema gracile Ehr Gomphonema intricatum Kütz Gomphonema italicum Kütz Gomphonema micropus Kütz Gomphonema olivaceoides Hustedt Gomphonema olivaceum (Horn.) Breb Gomphonema parvulum (Kütz.) Kütz Gomphonema truncatum Ehr Hantzschia amphioxys (Ehr.) Grun

71 Taksony okrzemek Site 1 Site 2 Site 3 Site 4 Site 5 Site 6 Site 7 Site 8 Site 9 Site 10 ph O T Mastogloia smithii Twaites ex W.Smith Meridion circulare Ag Navicula agrestis Hustedt Navicula anglica Ralfs Navicula capitata Patrick in Patrick & Reimer Navicula cincta (Ehr.) Ralfs Navicula cryptocephala Kütz Navicula dicephala (Ehr.) W. Sm Navicula gastrum (Ehr.) Kutz Navicula gregaria Donkin Navicula integra (W.Smith) Ralfs Navicula placentula (Placeneis) Navicula pseudoanglica Lange-Bertalot Navicula radiosa Kütz Navicula reinhardtii Grun Navicula tenella Brèbisson ex Kützing Navicula tripunctata (O. F. Müller) Bory Navicula viridula (Kütz.) Ehr Nitzschia acicularis (Kütz.) W.Sm Nitzschia amphibia Grun Nitzschia incospicua Grun Nitzschia intermedia Hantzsch Nitzschia micropus Kutz Nitzschia palea (Kütz.) W. Sm Nitzschia paleacea Grun Nitzschia recta Hantzsch Nitzschia sigmoidea (Ehr.) W. Sm Pinnularia gibba Ehr Pinnularia maior (Kütz.) Cleve

72 Taksony okrzemek Site 1 Site 2 Site 3 Site 4 Site 5 Site 6 Site 7 Site 8 Site 9 Site 10 ph O T Pinnularia viridis (Nitzsch) Ehr Placoneis placentula (Ehr.) Cox Rhoicosphaenia abbreviata (Ag.) Lange-Bertalot Rhoicosphaenia curvata (Kütz.) Grun Rhopalodia gibba (Ehr.) Mueller Stauroneis phoenicentron Ehr Stephanodiscus astraea (Ehrenberg) Grunow Stephanodiscus hantzschii Grun Surirella minuta Breb Surirella ovalis Breb Syndera capitata Ehrenberg Synedra ulva (Nitzsch) Tabellaria fenestrata (Lyngb.) Kütz Tabellaria flocculosa (Roth) Kütz 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) ph* O* 72

73 1. oligotroficzne 2. oligo-mezotroficzne 3. mezotroficzne 4. mezo-eutroficzne 5. eutroficzne 6. hypereutroficzne 7. oligo- do eutroficznych T* 73

74 Makrofity jako wskaźnik zmian środowiskowych 1 Magdalena Warach, ²Yueming Qu, ³Philipp Paysen 1 Instytut Biologii, Uniwersytetu Adama Mickiewicza, Poznań, Polska ²Department of Hydrology and Water Resources Management, Institute for Natural Resource Conservation, Christian-Albrecht University in Kiel, Germany ³Instiut of Geography, Christian-Albrecht University in Kiel, Germany Opiekun: prof. Ryszard Gołdyn, Zakład Ochrony Wód, Instytut Biologii, Uniwersytetu Adama Mickiewicza, Poznań, Polska

75 Treść 1 WSTĘP... 2 MATERIAŁ I METODY BADANIA TERENOWE OPRACOWANIE WYNIKÓW... 3 WYNIKI ZBIOROWISKA ROŚLINNE TRENDY ZMIAN W WYSTĘPOWANIU I ZAJMOWANEJ POWIERZCHNI STAN EKOLOGICZNY JEZIORA... 4 PODSUMOWANIE I WNIOSKI... 5 LITERATURA... 6 ZAŁĄCZNIKI... SPIS TABEL TABELA 1. PODSTAWOWE DANE JEZIORA DUROWSKIEGO... TABELA 2. KLASYFIKACJA STANU EKOLOGICZNEGO PRZY WYKORZYSTANIU INDEKSÓW ESMI I MIR... TABELA 3. DANE NIEZBĘDNE DO WYLICZENIA INDEKSU MIR... TABELA 4. ZASADY OBLICZANIA WSPÓŁCZYNNIKA POKRYWANIA P... TABELA 5. ZBIOROWISKA ROŚLINNE STWIERDZONE W JEZIORZE DUROWSKIM W 2015 R.... TABELA 6. WYNIKI OBLICZEŃ INDEKSÓW ESMI I MIR W LATACH Spis rysunków RYS. 1. POŁOŻENIE WĄGROWCA (PO LEWEJ) I ZDJĘCIE LOTNICZE TERENU (Z PRAWEJ)... RYS. 2. PRZESTRZENNE ROZMIESZCZENIE MAKROFITÓW W PÓŁNOCNEJ CZĘŚCI JEZIORA DUROWSKIEGO... RYS. 3. PRZESTRZENNE ROZMIESZCZENIE MAKROFITÓW W POŁUDNIOWEJ CZĘŚCI JEZIORA DUROWSKIEGO... RYS. 4. DOMINUJĄCE ZBIOROWISKA ROŚLINNE W JEZIORZE DUROWSKIM Z WAŻNYMI ZBIOROWISKAMI ROŚLINNOŚCI WODNEJ: MYRIOPHYLLETUM SPECATI, NUPHARO-NYMPHAEETUM ALBAE I POTAMETUM PERFOLIATI... RYS. 5. DOMINUJĄCE ZBIOROWISKA ROŚLINNE W JEZIORZE DUROWSKIM W KOLEJNYCH LATACH BADAŃ... RYS. 6. ZMIANY POWIERZCHNI ZAJMOWANEJ PRZEZ ROŚLINNOŚĆ ZANURZONĄ W KOLEJNYCH LATACH...

76 Wstęp Makrofity, jako jedna z ważniejszych grup ekologicznych ekosystemu wodnego, może mieć ważne znaczenie zarówno dla struktury, jak i funkcjonowania tego ekosystemu (Jeppesen i in. 1998). Makrofity w ekosystemie wodnym są nie tylko ważnym producentem pierwotnym, ale wpływają bezpośrednio na wielkość produkcji wtórnej. Są więc ważną częścią ekosystemu, biorącą udział w przepływie materii i energii. W tym samym czasie są też ważnym producentem tlenu, zaopatrującym toń wodną i osady denne. Badania wykazują, że bioróżnorodność w płatach roślinności jest dużo wyższa niż na terenach pozbawionych roślin. Obecność makrofitów w jeziorze ma wpływ na cechy fizyczne, chemiczne i biologiczne (Scheffer, 1998). Stanowią one barierę, chroniącą toń wodną przed zanieczyszczeniami przestrzennymi dopływającymi ze zlewni bezpośredniej. Makrofity mają ważne znaczenie w obiegu azotu i fosforu a także innych biogenów w jeziorze (Nogueira et al., 1996), stabilizują osady denne, uniemożliwiając ich resuspensję przez wiatr oraz ograniczają wydzielanie biogenów do toni wodnej (Pluntke & Kozerski, 2003; Li et al, 2008; Salgado et al, 2009). Regulują też stosunki wodne na terenach podmokłych, sąsiadujących z jeziorami (Gosselink & Tuner, 1978). Roślinność zanurzona wywiera często produkty przemiany materii ograniczające rozwój fitoplanktonu (tzw. allelopatia) oraz stanowi miejsce schronienia dla zooplanktonu i małych ryb (Wetzel, 1983). Zwiększa to różnorodność biologiczną ekosystemu i powoduje, że jest on bardziej odporny na wpływy czynników zewnętrznych. Tak więc makrofity są dobrym wskaźnikiem zmian zachodzących w ekosystemie, w tym jakości wody. Jezioro Durowskie jest położone w Polsce zachodniej, w północnej części Wielkopolski. Jest położone południkowo, z północy na południe, na szerokości geograficznej N 52 49'6'' i długości E 17 12'1''. Jest to jezioro polodowcowe, rynnowe, o wydłużonym kształcie. Przepływa przez nie Struga Gołaniecka, stanowiąca bogate źródło biogenów z terenu zlewni. Pięć innych jezior, położonych na rzece powyżej jeziora jest silnie zeutrofizowanych, z sinicowymi zakwitami wody. Zlewnia Strugi Gołanieckiej jest typowo rolnicza. Lasy stanowią w niej tylko 17%. Tym niemniej Jezioro Durowskie w znacznej części otoczone jest lasem - w części północnej, natomiast od południa przylega doń miasto Wągrowiec. Powierzchnia jeziora wynosi 143,7 ha a maksymalna głębokość 14,6 m. Jezioro odgrywa ważną rolę dla rekreacji miejscowej ludności, jak i turystów spoza Wągrowca. Wykorzystywane jest ono do pływania i opalania się, pływania łodziami, kajakami i rowerami wodnymi, żeglowania oraz wędkowania, zwłaszcza w okresie letnim. Niestety w tym samym czasie wzrost natężenia użytkowania rekreacyjnego prowadzi do niekorzystnych zmian w ekosystemie. Jednym z typowych objawów jest pogorszenie przeźroczystości wody i zakwity wody. Jezioro do 2008 roku było silnie eutroficzne, z silnymi sinicowymi zakwitami wody. Dla poprawy jakości wody i przywrócenia możliwości spełniania przez jezioro tzw. usług ekosystemowych, zostało ono poddane rekultywacji od 2009 r., przy użyciu trzech metod: natlenienie wód naddennych przy pomocy dwu aeratorów wietrznych, inaktywacji fosforu przy pomocy związków żelaza oraz biomanipulacji, polegającej na zarybianiu jeziora narybkiem szczupaka i sandacza (Gołdyn i in. 2013).

77 Rys. 11. Położenie Wągrowca (po lewej) I zdjęcie lotnicze terenu (z prawej) Tabela 3. Podstawowe dane Jeziora Durowskiego (Gołdyn i in. 2013) Położeniee Gmina i powiat Wągrowiecki Powierzchnia 143,7 ha Objętość 11322,9 m 3 Głębokość maksymalna 14,6 m Głębokość średnia 7,9 m Powierzchnia zlewni 361,1 km 2 Główny dopływ Struga Gołaniecka Głównym celem badań było prześledzenie obecnego stanu roślinności w jeziorze oraz zmian, jakie zaszły w jej składzie i powierzchni zajmowanej przez poszczególne zbiorowiska roślinne w trakcie kolejnych lat rekultywacji. Wyniki badań stanowią część wieloletniego monitoringu zmian stanu ekologicznego jeziora i stanowią użyteczną informację dla zrównoważonego zarządzania ekosystemem jeziora. Materiał i metody Badania terenowe Od 29 czerwca do 4 lipca 2015 prowadzono badania terenowe, dla scharakteryzowania roślinności wynurzonej, o liściach pływających oraz zanurzonej w Jeziorze Durowskim oraz w wypływającej z niego Strudze Gołanieckiej. W tym celu wykorzystywano GPS, namierzając pozycje poszczególnych płatów roślinności, notując jego wielkość, pokrywanie oraz głębokość występowania roślin.

78 Dla stwierdzenia obecności oraz zasięgu roślinności podwodnej używano kotwiczki, którą też pobierano okazy roślin do sprawdzenia oznaczenia do gatunku, jeśli było to niezbędne. W drugim tygodniu (od 6 do 10 lipca 2015) opracowywano i analizowano zebrane dane. Najpierw zaimportowano koordynaty używając programu Quantum GIS i zapisano je jako pliki ESRI (typu shape ). Następnie w programie ArcGIS wykonano mapę rozmieszczenia poszczególnych płatów roślinności w jeziorze oraz przeprowadzono analizę przestrzennego rozmieszczenia poszczególnych zbiorowisk roślinnych i wykonano stronę ilustracyjną wyników. Dla każdego płatu nakreślono poligon, którego powierzchnię zmierzono a następnie zsumowano powierzchnię poligonów każdego zbiorowiska w m 2. Opracowanie wyników By określić stan ekologiczny Jeziora Durowskiego obliczono tzw. Indeks Makrofitowy Stanu Ekologicznego (ESMI) (Ciecierska i Kolada 2014). Obliczono też Indeks Makrofitowy dla Rzek (MIR) (Szoszkiewicz i in. 2006) dla odpływu z jeziora, obrazujący jak woda jeziorna oddziałuje na roślinność zasiedlającą rzekę. W celu obliczenia ESMI zastosowano równanie (1)., ln. 2,5 exp 1 exp Błąd! Nie zde iniowano zakładki. gdzie: Błąd! Nie zde iniowano zakładki. Błąd! Nie zde iniowano zakładki. Błąd! Nie zde iniowano zakładki. H ni N - Hmax S - Z - oraz: indeks różnorodności fitocenotycznej powierzchnia poligonów danego zbiorowiska w % całego fitolitoralu powierzchnia wszystkich zbiorowisk roślinnych w fitolitoralu współczynnik maksymalnej różnorodności zbiorowisk roślinnych liczba zbiorowisk stwierdzonych w jeziorze indeks rozprzestrzenienia się roślinności w litoralu

79 Izob. 2,5m powierzchnia litoralu w obrębie izobaty 2,5 m 20,96 ha P - powierzchnia jeziora 143,7 ha Uzyskane wyniki porównano z wartościami granicznymi dla poszczególnych klas wg Tabeli 2. Tabela 4. Klasyfikacja stanu ekologicznego przy wykorzystaniu indeksów ESMI I MIR Stan ESMI MIR Bardzo dobry Dobry Umiarkowany Słaby Zły < < 15.8 W celu obliczenia indeksu MIR użyto równania ( 5 ). Wartości graniczne dla poszczególnych klas stanu ekologicznego tego indeksu zostały również zawarte w Tabela Błąd! Nie zde iniowano zakładki. gdzie: L - wartość wskaźnikowa dla każdego gatunku P - pokrywanie każdego gatunku wg skali z Tabeli 4 W - waga Dane powyższe dla gatunków występujących w wypływie zestawiono w Tabeli 3. Tabela 5. Dane niezbędne do wyliczenia indeksu MIR Gatunek L W P L*W*P W*P Myriophyllum spicatum Potamogeton perfoliatus Hildenbrandia rivularis Cladophora glomerata Phalaris arundinacea Acorus calamus Butomus umbellatus Rorippa amphibia Mentha aquatica SUMA

80 Pokrywanie roślin, które w terenie wyznaczone było w procentach, zostało zamienione na wartości 9-cio stopniowej skali, wg zasad przedstawionych w tabeli 4. Tabela 6. Zasady obliczania współczynnika pokrywania P Współczynnik pokrywania P Pokrywanie danego gatunku w % 1 <0,1% 2 0,1-1% 3 1-2,5% 4 2,5-5% % % % % % Wyniki Zbiorowiska roślinne Zbiorowiska roślinne mogą być wykorzystywane jako wskaźniki zmian środowiskowych, w tym zmian stanu ekologicznego jezior, gdyż w zależności od lokalnych warunków zmieniają one skład taksonomiczny I wielkość zajmowanych powierzchni (Schaumburg et al. 2004). W niniejszym raporcie zbiorowiska roślinne zostały wykorzystane do obliczenia indeksu ESMI, służącego ocenie stanu ekologicznego jeziora. Powierzchnie zajmowane przez poszczególne zbiorowiska roślinne zostały przedstawione w Tabeli 5. Tabela 7. Zbiorowiska roślinne stwierdzone w Jeziorze Durowskim w 2015 r. Zbiorowisko Pow. w m² Pow. w % Phragmitetum communis (Garms 1927, Schmale 1931) % Typhetum angustifoliae (Allorge 1922, Soo 1927) % Myriophylletum spicati (Soo 1927) % Nupharo-Nymphaeetum (Tomaszewicz 1977) % Potametum perfoliati (W. Koch 1926) % Fontinaletum antipyreticae (Kaiser 1936) % Acoretum calami (Kobendz 1948) % Caricetum ripariae (Soo 1928) % Scirpetum lacustris (Allorge 1922, Chouarge 1924) %

81 Charetum tomentosae (Corillion 1957) % Sparganietum erecti (Roll 1938) % Eleocharitetum palustris (Schennikov 1919) % Butometum umbelati (Konczak 1968) % Thelypteridi-Phragmitetum (Kuiper 1958) % Typhetum latifoliae (Soo 1927) % Caricetum acutiformis (Eggler 1933) % Glycerietum maximae (Hueck 1931) % Potametum lucentis (Hueck 1931) % Scirpetum tabernaemontanii (Pass. 1964) % Phalaridetum arundinaceae (Koch 1926, Libb. 1931) % Suma % Na rys. 2 I 3 przedstawiono występowanie poszczególnych zbiorowisk roślinnych wzdłuż Jeziora Durowskiego. W części północnej zasięg roślinności jest znacznie szerszy, dochodząc do 30 m, podczas gdy w części południowej zasięg ten jest znacznie węższy 6-7 m, za wyjątkiem nieco szerszego płatu wysuniętego najbardziej na południe.

82 Rys. 12. Przestrzenne rozmieszczenie makrofitów w północnej części Jeziora Durowskiego

83 Rys. 13. Przestrzenne rozmieszczenie makrofitów w południowej części Jeziora Durowskiego

84 Dodatkowo, pas roślinności w południowej części jeziora wykazuje znacznie więcej przerw niż w części północnej. Zostało wykrytych 20 zbiorowisk roślinnych, występujących wzdłuż brzegów Jeziora Durowskiego. Wśród zbiorowisk dominujących największą powierzchnię zajmował zespół trzciny pospolitej Phragmitetum communis. Jego udział w powierzchni zajmowanej przez wszystkie zbiorowiska wynosił aż 75,16%. Zbiorowisko to jest typowe dla siedlisk eutroficznych i mezotroficznych. W Jeziorze Durowskim występuje wzdłuż całego brzegu, jednak w północnej części zajmuje znacznie większe powierzchnie. Drugim zespołem pod względem zajmowanej powierzchni jest zespół pałki wąskolistnej Typhetum angustifoliae, również częściej występującym w części północnej. Jego udział w fitolitoralu wynosi 11,02%. Zbiorowisko to jest charakterystyczne dla miejsc silniej zeutrofizowanych, zajmując dno muliste. Często obydwa zbiorowiska występują wzdłuż tej samej części brzegu, wówczas Phragmitetum communis obecne jest od strony lądu, natomiast Typhetum angustifoliae od strony lustra wody. Kolejnym zbiorowiskiem pod względem zajmowanej powierzchni jest zbiorowisko podwodnych roślin, z dominującym wywłócznikiem kłosowym Myriophylletum spicati, zajmujące 4,9% powierzchni fitolitoralu. Jego obecność stwierdzono w obydwu częściach jeziora, jednak w części północnej dochodził on do większej głębokości 2,8 m niż w części południowej 2,2 m. Jedynym zbiorowiskiem roślin o liściach pływających było Nupharo- Nymphaeetum albae, z udziałem 3,41%. W Jeziorze Durowskim jest ono reprezentowane głównie przez grążela żółtego. Drugi gatunek charakterystyczny tego zespołu grzybienie białe, obecna są ciągle tylko na jednym stanowisku. Wzdłuż linii brzegowej spotykano wiele pojedynczych, młodych okazów grążela żółtego, co wskazuje na szybkie rozprzestrzenianie się tego zbiorowiska. Zespół ten występuje zarówno w eutroficznych, jak i mezotroficznych jeziorach. Kolejnym pod względem zajmowanej powierzchni jest zbiorowisko podwodnej rdestnicy przeszytej Potametum perfoliati, cennym ze względu na korzystny wpływ na jakość wody. Ważny dla oceny stanu ekologicznego jeziora jest zespół mcha zdrojka Fontinaletum antipyreticaea, który charakterystyczny jest dla głębszych części litoralu, gdyż wytrzymuje mniejsze natężenie światła. Jest on obecny tylko w północnej części jeziora, wskazując na lepszą jakość wody. Jego występowanie dochodziło do głębokości aż 5 m, a udział w ogólnej powierzchni roślin to 1,64%. Jego brak w części południowej wskazuje na mniejsze przenikanie światła (większą mętność wody). Na rys. 4 przedstawiono 6 wyżej omówionych zbiorowisk roślinnych o największych zajmowanych powierzchniach dna w Jeziorze Durowskim.

85 Ryc. 14: Dominujące zbiorowiska roślinne w Jeziorze Durowskim z ważnymi zbiorowiskami roślinności wodnej: Myriophylletum specati, Nupharo-Nymphaeetum albae i Potametum perfoliati Trendy zmian w występowaniu i zajmowanej powierzchni Jak wspomniano wyżej zespół trzciny pospolitej Phragmitetum communis występuje wzdłuż całej linii brzegowej jeziora. W części północnej jest to jednak 5,68 ha podczas gdy w części południowej tylko 1,24 ha. Zespół pałki wąskolistnej Thyphetum augustifoliae też liczniej występuje w części północnej (0,97 ha) niż w części południowej (0,04 ha). Podobne rozmieszczenie wykazują dwa kolejne zbiorowiska pod względem zajmowanej powierzchni, a mianowicie podwodny zespół wywłócznika kłosowego Myriophylletum spicati (północna część: 0,31 ha, południowa: 0,14 ha) i zbiorowisko roślin o liściach pływających Nupharo-Nymphaeetum albae (północna: 0,25 ha, południowa: 0,07 ha). Jedynie zespół rdestnicy przeszytej Potametum perfoliati (północna część: 118 m 2, południowa: 1511 m 2 ) częstszy jest w południowej części Jeziora Durowskiego, gdyż zajmuje on płytkie fragmenty litoralu, w przerwach między pasem trzcin, a przerw tych jest znacznie więcej w południowej części jeziora.

86 Rys. 15. Dominujące zbiorowiska roślinne w Jeziorze Durowskim w kolejnych latach badań Biorąc pod uwagę powierzchnię poszczególnych zbiorowisk, obserwujemy stały jej wzrost w przypadku wielu z nich w latach (Rys. 15). Zespół trzciny pospolitej Phragmitetum communis wykazuje ciągły wzrost do 2015 r., opanowując dno do coraz większej głębokości. Podobnie zespół wywłócznika kłosowego Myriophylletum spicati oraz w mniejszym stopniu zbiorowisko roślin o liściach pływających Nupharo-Nymphaeetum albae. Świadczy to o poprawie przezroczystości wody, zwłaszcza w części północnej jeziora, gdzie zbiorowiska te zajmują większe powierzchnie. Jednocześnie zespół pałki wąskolistnej Thyphetum augustifoliae wykazuje trend odwrotny, ustępując z zajmowanych miejsc. Świadczy to o poprawie warunków tlenowych w mulistych osadach dennych, typowych dla występowania tego zespołu. W 2014 po raz pierwszy stwierdzono występowanie Fontinaletum antipyreticae and Charetum tomentosae. Obydwa te zespoły występują nadal w jeziorze, wykazując stopniowy wzrost zajmowanych powierzchni (Rys. 16). Są to zbiorowiska roślin zanurzonych, typowych dla jezior mezotroficznych, bardzo korzystnie oddziałujące na jakość wody. Ze względu na ważne znaczenie roślinności zanurzonej dla jakości wody i oceny stanu ekologicznego jeziora, obliczono łączną ich powierzchnię i udział w całkowitej powierzchni fitolitoralu. W ostatnim roku ich udział wzrósł z 7,2% do 8,5%. Zmiany tej roślinności w latach przedstawiono na rys. 6. Widać na nim stały, systematyczny wzrost zajmowanej przez nie powierzchni dna, co ma bardzo ważne znaczenie dla funkcjonowania ekosystemu i poprawy jakości wody.

87 Rys. 16. Zmiany powierzchni zajmowanej przez roślinność zanurzoną w kolejnych latach Stan ekologiczny jeziora W celu ustalenia stanu ekologicznego Jeziora Durowskiego obliczono indeks EMSI. Obliczono też indeks MIR dla rzeki wypływającej z jeziora, w celu ustalenia wpływu wody jeziornej na stan ekologiczny Strugi Gołanieckiej. Wartość indeksu ESMI dla Jeziora Durowskiego wyniosła 0,142, co jest wartością zbliżoną do uzyskanej w roku ubiegłym (Tabela 6). Zgodnie z wartościami granicznymi poszczególnych klas (Tabela 2), wartość ta wskazuje nadal na słaby stan ekologiczny jeziora. Wartość MIR obliczona na podstawie roślinności występującej w Strudze Gołanieckiej wypływającej z jeziora wynosi 36,36. W stosunku do roku ubiegłego indeks ten uległ wyraźnej poprawie (Tabela 6), wskazując na dobry stan ekologiczny rzeki. Świadczy to o dalszej poprawie jakości wody jeziornej, co niestety nie przekłada się jeszcze na występowanie makrofitów w samym jeziorze, zwłaszcza w jego południowej części. Tabela 8: Wyniki obliczeń indeksów ESMI I MIR w latach Indeks ESMI 0,103 0,118 0,120 0,136 0,149 0,142 MIR 31,7 29,8 33,41 26,05 28,95 36,36

88 Podsumowanie i wnioski W trakcie tegorocznych badań Jeziora Durowskiego stwierdzono występowanie 20 zbiorowisk roślinnych. Wśród nich występuje 6 zbiorowisk roślinności zanurzonej, jedno o liściach pływających oraz 13 wynurzonych. Roślinność zanurzona wykazuje nadal wyraźny trend zwiększania zajmowanych powierzchni, co świadczy o poprawie przezroczystości wody. Szczególnie ważne jest stwierdzenie rozprzestrzeniania się dwóch spośród zbiorowisk podwodnych, a mianowicie Charetum tomentosae i Fontinaletum antipyreticae. Występują one na liczniejszych stanowiskach, zajmując większą powierzchnię niż w roku ubiegłym. Są one wskaźnikami dobrej jakości wody w jeziorze. Obliczony indeks stanu ekologicznego jeziora (ESMI) nadal jednak wskazuje na słaby stan ekologiczny. Indeks MIR, obliczony dla rzeki wypływającej z jeziora, wskazuje jednak na dobry stan ekologiczny Strugi Gołanieckiej, znajdującej się pod wpływem wody jeziornej. Świadczy to o poprawie jakości wody w jeziorze, co niestety nie przekłada się jeszcze na warunki występowania roślinności w samym jeziorze. Uzyskane wyniki wskazują na korzystny, acz powolny trend poprawy stanu ekologicznego jeziora. Dla przyspieszenia reakcji makrofitów ważne byłoby utrzymywanie dobrej przezroczystości wody już w okresie wiosennym, kiedy roślinność rozpoczyna swój rozwój. W tym celu należałoby zintensyfikować wiosenne strącanie fosforu z toni wodnej przy pomocy preparatu PIX. Literatura Ciecierska, Hanna; Kolada, Agnieszka ESMI: a macrophyte index for assessing the ecological status of lakes. In: Environ Monit Assess 186 (9), S Gołdyn, Ryszard; Messyasz, Beata; Domek, Piotr; Windhorst, Wilhelm; Hugenschmidt, Cindy; Nicoara, Mircea; Plavan, Gabriel The Response of Lake Durowskie Ecosystem to Restoration Measures. In: Carpathian Journal of Earth and Environmental Sciences (8), S Gosselink, J.G., Turner, R.E., The role of hydrology in fresh water wetland systems. In Good, R.E., Whigham, D.F., Simpson, R.L., eds. Freshwater wetlands, ecological processes and management potential. Academic Press, New York. pp, Jeppesen, E., Sondergaard, M., Christofferson, K. (Eds.) The structuring role of submerged macrophytes in lakes. Ecological Studies 131, Springer, New York.

89 Li, E.H., Li, W., Liu, G.H., Yuan, L.Y The effect of different submerged macrophyte species and biomass on sediment resuspension in a shallow freshwater lake. Aquatic Botany, 88: Nogueira, F., Esteves, F.D., Prast, A.E., Nitrogen and phosphorus concentration of different structures of the aquatic macrophytes Eichhornia azurea Kunth and Scirpus cubensis Poepp & Kunth in relation to water level variation in Lagoa infernao (Sao Paulo, Brazil). Hydrobiologia 328(3): Pokorny, J., et al., Role of macrophytes and filamentous algae in fishponds. In: Freshwater wetlands and their sustainable future. (Kvet, J., Jenik, J., Soukupova, L., Eds). The Parthenon Publishing Group, New York, USA. pp Salgado, J., Sayer, C., Carvalho, L., Davidson, T., Gunn, I., Assessing aquatic macrophyte community change through the integration of palaeolimnological and historical data at Loch Leven, Scotland. Journal of Paleolimnology 43(1): Schaumburg, Jochen; Schranz, Christine; Hofmann, Gabriele; Stelzer, Doris; Schneider, Susanne; Schmedtje, Ursula Macrophytes and phytobenthos as indicators of ecological status in German lakes a contribution to the implementation of the water framework directive. In: Limnologica - Ecology and Management of Inland Waters 34 (4), S Scheffer, M Ecology of Shallow Lakes, 1st edn. London: Chapman and Hall. pp Szoszkiewicz, K.; Zbierska, J.; Jusik, Sz; Zgoła, T Opracowanie podstaw metodycznych dla monitoringu biologicznego wód w zakresie makrofitów i pilotowe ich zastosowanie dla części wód reprezentujących wybrane kategorie i typy. Etap II 2. Wetzel, R.G Structure and productivity of aquatic ecosystems. Limnology (2nd ed). Saunders College Publishing, New York.

90 Załączniki Tabela 1. Powierzchnie zajmowane przez poszczególne zbiorowiska roślinne w m² oraz ich udział procentowy ( ) Zespół Powierzchnia Powierzchnia Powierzchnia Powierzchnia Powierzchnia Powierzchnia [m²] in % [m²] in % [m²] in % [m²] in % [m²] in % [m²] in % Phragmitetum communis (Garms 1927, Schmale 1931) % % % % % % Typhetum angustifoliae (Allorge 1922, Soo 1927) % % % % % % Myriophylletum spicati (Soo 1927) % % % % % % Nupharo-Nymphaeetum (Tomaszewicz 1977) % % % % % % Potametum perfoliati (W. Koch 1926) % % % % % % Fontinaletum antipyreticae (Kaiser 1936) % % Acoretum calami (Kobendzz 1948) % % % % % % Caricetum ripariae (Soó 1928) % % % % % % Scirpetum lacustris (Allorge 1922, Chouarge 1924) % % % % % % Charetum tomentosae (Corillion 1957) % % Sparganietum erecti (Roll 1938) % % % % % % Eleocharitetum palustris (Schennikov 1919) % % % % % % Butometum umbelati (Konczak 1968) % % % % % % Thelypteridi-Phragmitetum (Kuiper 1958) % % % Typhetum latifoliae (Soó 1927) % % % % % % Caricetum acutiformis (Eggler 1933) % % % % Glycerietum maximae (Hueck 1931) % % % % % % Potametum lucentis (Hueck 1931) % % % Scirpetum tabernaemontanii (Pass. 1964) % Phalaridetum arundinaceae (Koch 1926, Libb. 1931) % % Potametum pectinati (Carst. ex Hilbig 1971) % % % % Polygonetum natantis (Soó 1927) % % Ceratophylletum demersi (Corillion 1957) % Ogółem % % % % % %

91 Tabela 2. Powierzchnie poszczególnych zbiorowisk roślinnych w północnej i południowej części jeziora w 2015 r. Część północna Powierzchnia [m²] [%] Zespół 1 Phragmitetum communis 56833,33 76,01 2 Typhetum angustifoliae 9726,27 13,01 3 Myriophylletum spicati 3140,97 4,20 4 Nupharo-Nymphaeetum 2452,08 3,28 5 Fontinaletum antipyreticae 1514,12 2,02 6 Caricetum ripariae 319,00 0,43 7 Sparganietum erecti 154,89 0,21 8 Charetum tomentosae 152,80 0,20 9 Scirpetum lacustris 142,23 0,19 10 Potametum perfoliati 118,40 0,16 11 Thelypteridi-Phragmitetum 60,10 0,08 12 Caricetum acutiformis 42,48 0,06 13 Typhetum latifoliae 41,08 0,05 14 Potametum lucentis 28,34 0,04 15 Acoretum calami 26,14 0,03 16 Eleocharitetum palustris 19,38 0,03 17 Butometum umbelati 1,34 0,00 Ogółem 74772,95 100,00% Część południowa 1 Phragmitetum communis 12367,67 71,52 2 Potametum perfoliati 1510,60 8,74 3 Myriophylletum spicati 1371,19 7,93 4 Acoretum calami 731,86 4,23 5 Nupharo-Nymphaeetum 688,92 3,98 6 Typhetum angustifoliae 417,70 2,42 7 Butometum umbelati 69,64 0,40 8 Eleocharitetum palustris 57,84 0,33 9 Glycerietum maximae 29,50 0,17 10 Scirpetum lacustris 28,89 0,17 11 Charetum tomentosae 7,20 0,04 12 Typhetum latifoliae 7,45 0,04 13 Scirpetum tabernaemontanii 2,24 0,01 14 Phalaridetum arundinaceae 1,09 0,01 15 Sparganietum erecti 1,02 0,01 Ogółem 17292,81 100,00%

92 MIĘDZYNARODOWA SZKOŁA LETNIA STAN EKOLOGICZNY JEZIORA DUROWSKIEGO MAKROZOOBENTOS Studenci: Anna Kozlowska (AMU) Linda Staponites (CAU) Niklas Lausen (CAU) Opiekun: mgr inŝ. Piotr Domek 2

93 1. Wstęp Jeziora są to cenne ekosystemy wodne, które posiadają wiele walorów przyrodniczych oraz stanowią miejsce spędzania aktywnie czasu przez człowieka. Zgodnie z EPA (2015) jeziora należy chronić, aby móc korzystać z ich zasobów. Jezioro Durowskie, które położone jest w Wągrowcu (Wielkopolska, Polska) jest ścisłym elementem tego miasta. Działania związane z tym jeziorem przynoszą wiele korzyści gospodarczych i stanowią około 25% miejsc pracy w mieście, rozwija się turystyka lokalna oraz rekreacja, w tym żeglarstwo, wędkarstwo i spacery wzdłuż brzegu. W wyniku działania lodowca powstało m.in. Jezioro Durowskie, które poprzez przepływającą przez nie Strugę Gołaniecką połączone jest z innymi jeziorami (Gołdyn i in., 2013). Powierzchnię zlewni badanego jeziora stanowią lasy, pola uprawne i obszary miejskie Zarys problemu W 2008 roku w Jeziorze Durowskim w wyniku postępującej eutrofizacji obserwowano zakwit sinic (Gołdyn i in., 2013). Toksyczny zakwit sinic spowodował zmniejszenie przezroczystości wody i wzrost odczynu wody, wzrost śmiertelności ryb i innych organizmów wodnych. Ze względu na spadek jakości wody, plaża została zamknięta dla turystów. Nadmierna eutrofizacja była skutkiem niewłaściwej działalności człowieka: m.in. używanie motorówek, powodowało zmiany w strefie brzegowej, a dopływy zanieczyszczeń z pobliskich terenów powodowały wzrost biogenów w wodzie. Dodatkowo badane jezioro jest ostatnim zbiornikiem w szeregu jezior połączonych Strugą Gołaniecką, w związku z jego lokalizacją Jezioro Durowskie narażone jest na dopływ biogenów. Poza tym, jest to jezioro stratyfikowane, z deficytem tlenowym w warstwie przydennej Rekultywacja Badania rekultywacyjne Jeziora Durowskiego rozpoczęto w 2009 roku, w którym jednocześnie zastosowano trzy metody: (i) 2-3 razy w roku wprowadzano małe dawki związku chemicznego -siarczanu żelaza II, w celu deaktywacji fosforu, (ii) następnie za pomocą dwóch aeratorów natleniano warstwę hypolimnionu oraz (iii) wiosną przeprowadzono proces biomanipulacji, który polegał na wprowadzeniu brakujących 3

94 rodzimych gatunków ryb: szczupak i sandacza. Każdego lata organizowana jest międzynarodowa szkoła letnia, podczas której uczestnicy monitorują parametry fizykochemicznych jeziora, skład i jakość fitoplanktonu, makrofitów i makrozoobentosu. Na podstawie tych danym można określić aktualny stan ekologiczny jeziora i zachodzące w nim zmiany w ciągu ostatnich 7 lat Makrozoobentos jako wskaźnik jakości wody Makrozoobentos są organizmami bez szkieletów, które można zobaczyć gołym okiem (EPA, 2012). Monitoring tych organizmów jest cennym wskaźnikiem dobrej jakości wód. Organizmy bentosowe są łatwe do oznaczania. Są istotnym elementem sieci pokarmowej, makrozoobentos żywi się glonami i jest źródłem pokarmu dla małych ryb, której mają wpływ na strukturę gatunkową w jeziorze. Struktura gatunkowa makrozoobentosu może wskazywać jakość wody ze względu na fakt, że poszczególne gatunki mają określony zakres tolerancji na zanieczyszczenia. Na przykład, takson Molanna sp. nie potrafi przetrwać w zanieczyszczonej wodzie, w związku z tym jest wskaźnikiem dobrej jakości wody, przeciwieństwem jego są larwy komarów, które wskazują na złą jakość wody. Tak jak we wcześniejszych latach, również podczas tegorocznego monitoringu badano zmiany w strukturze makrozoobentosu. 2. Metodyka 2.1. Pobór prób W celu pobrania próbek bezkręgowców bentosowych po jeziorze poruszano się za pomocą łodzi. Próbki pobrano z 14 różnych miejsc rozproszonych po całym jeziorze, próby z strefy litoralu mają numery: 1, 2, 4, 6, 8, 12 i 13, a próbki ze strefy pelagialu nr: 3, 5, 7, 9, 10 i 14 (Ryc. 1). Z każdego miejsca pobrano dziesięć próbek osadów za pomocą dwóch czerpaczy: (i) Czapla, który pobiera próbki ze strefy przybrzeżnej, płytkiej do 2 m głębokości i (ii) Kajak, który pobiera próbki ze stref pelagialu. Próbki osadu następnie zostały przesiane i przechowywane w oddzielnych plastikowych pojemnikach wypełnionych wodą. Wszystkie próbki zostały zebrane w okresie od 29 czerwca do 04 lipca 2015 r. 4

95 Ryc. 1. Mapa z zaznaczonymi stanowiskami 2.2. Analiza danych W laboratorium próbki były przeglądane i wybierano makrozoobentos o długości większej niż 2 mm, były oznaczane do gatunku, liczone, suszone i ważone. Każdy zważony organizm konserwowano w probówce z alkoholem. Przy wykorzystaniu mikroskopu i klucza (Pawley i in., 2011) makrobezkręgowce zostały oznaczone do gatunków. Również 5

96 obliczono biomasę i ilość organizmów obecnych w 1 metrze kwadratowym. Liczba osobników pomnożono przez 26 (lub 39) Kajak (Czapla), w celu określenia zagęszczenia organizmów na metrze kwadratowym, a następnie mnożone przez biomasę Kajak (26) lub Czapla (39), aby określić całkowitą masę każdego gatunku w metrze kwadratowym Wskaźniki W celu analizy i porównanie danych zastosowano dwa wskaźniki: Biological Monitoring Working Party (BMWP) oraz indeks Shannon Weiner. BMWP - jest to indeks używany do oznaczania gatunków bezkręgowców w określonej jakości wody. Gatunki należące do poszczególnych rodzin umieszcza się w odpowiednich klasach od 1 do 5 (Hawks, 2012). Metoda opiera się na zasadzie, że poszczególne gatunki makrozoobentosu wykazują wąski zakres tolerancji na zanieczyszczenie. 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. 3. Wyniki Przeprowadzona ocena składu makrozoobentosu w Jeziorze Durowskim w lipcu 2015 dostarcza informacji o częstotliwości występowania gatunków, liczby osob./m² oraz biomasie makrozoobentosu mg / m² Frekwencja Całkowita liczba gatunków waha się od 1 do 16 na każdym stanowisku. Tegoroczna ocena po raz pierwszy wykazuje, że co najmniej jeden gatunek został znaleziony na wszystkich stanowiskach. Bogactwo gatunkowe jest najwyższa na stanowisku 7, które znajduje się w północnej części jeziora, ale również w punktach 2, 4 i 12, które znajduje się w środkowej lub południowej części jeziora z dość dużą liczbą gatunków (10-13). Nasuwa się wniosek, że we wszystkich próbkach pobranych z głębszych części jeziora, makrozoobentos jest reprezentowany tylko przez jeden gatunek. 6

97 Ryc. 2. Frekwencja gatunków makrozoobentosu w 2015 roku 3.2. Liczebność osobników Liczba osobników/m² waha się od 78 do 7,839. Najniższe wartości ponownie znajdują się na stanowiskach pelagial, takich jak 3, 5, 14, 11 i 9. Największa liczba gatunków stwierdzono na stanowiskach, 1, 2, 4, 7, 12 i 13. Stanowiska z większą ilością osobników występują równomiernie w całym jeziorze i nie są skupione w jednym miejscu (Ryc. 3). 7

98 Ryc. 3. Liczebność osobników (osob/m²) na badanych stanowiskach w 2015 roku Biomasa Biomasę ważono w [mg] i wyniosła od 286 do Po raz kolejny próby pobrane w pelagialu nr 3, 5 i 14 oraz stanowisko nr 6 (litoral) wykazały najniższe wartości. Istnieją duże różnice w wartościach na pozostałych stanowiskach. Stanowisko 1 posiada najwyższą wartość dla biomasy i wynosi więcej niż 1,3 kg / m². Również wyniki dotyczące biomasy nie pokazuje ogólnego stanu w jeziorze (Ryc. 4). 8

99 Ryc. 4. Biomasa makrozoobentosu (mg/m²) na badanych stanowiskach w 2015 roku Rozwój na przestrzeni lat Aby dowiedzieć się, czy nastąpiła poprawa jakości wody na podstawie makrozoobentosu, porównano uzyskane wyniki z danymi z wcześniejszych 6 lat ( ). Dlatego obliczono średnią frekwencję i biomasę. Poniższy wykres (Ryc. 5) przedstawia, ogólny wzrost częstotliwości gatunków. Jednak w porównaniu do roku 2014 można zaobserwować niewielki spadek. 9

100 Ryc. 5. Zmiany frekwencji osobników makrozoobentosu w okresie Zaobserwowano również ogólny wzrost liczby osobników makrozoobentosu w poszczególnych latach. Jak pokazano na kolejnym wykresie (Ryc. 6), liczba osobników należących do tej grupy, zwiększa się od 2010 do Jedynie w ostatnim roku zanotowano spadek liczby osobników. Ryc. 6. Zmiany liczebności osobników makrobekręgowców w okresie Dla porównania, biomasa makrozoobentosu w ciągu ostatnich pięciu lat charakteryzuje się ogólnym wzrostem, ale w porównaniu do danych z zeszłego roku biomasa wzrosła dwukrotnie (Ryc. 7). 10

101 Ryc. 7. Zmiany biomasy (mg/m²) makrobekręgowców w okresie Indeks Shannon-Wiener Określono Indeks Shannona-Wienera-Index, aby oszacować różnorodność bezkręgowców w Jeziorze Durowskim. Aby uzyskać reprezentatywne dane uśredniono wyniki z wszystkich stanowisk i porównano z wynikami z poprzednich lat. Ogólny trend średniej indeksu Shannon-Wiener jest coraz większy. Jednakże występowały różnice, takie jak jedno maksimum w 2011, a po nim nastąpił silny spadek (Ryc. 8). Ryc. 8. Zmiany wartości indeksu Shannon-Wiener w latach

102 3.6 Biological Monitoring Working Party (BMWP) Oszacowanie BMWP-PL Wyniki mogą być stosowane do przyjęcia klasę jakości wody do każdego stanowiska. Na poniższym wykresie (ryc. 9), klasy jakości wody są reprezentowane dla każdego stanowiska w jeziorze od północy do południa. Na podstawie tej oceny, jakość wody jest najlepsza na stanowisku 7 w części północnej jeziora z oceną 3. Stanowiska w strefie pelagialu były zaklasyfikowane w klasie 5- najniższej klasie. Pozostałe stanowiska są w klasie 4, wskazuje na niską jakość wody. Ryc. 9. Klasy jakości wody na badanych stanowiskach obliczone na podstawie BMWP-PL w 2015 roku 4. Wnioski W trakcie monitoring, w 2015 roku na każdym badanym stanowisku notowano minimum jeden gatunek należący do makrozoobentosu. Takie zjawisko miało miejsce po raz pierwszy od 2009 roku, co wskazuje na poprawę jakości wody. W szczególności na stanowiskach w pelagialu panowały lepsze warunki dla rozwoju organizmów w porównaniu do poprzednich lat. Jednocześnie od 2014 roku obserwowano spadek frekwencji i liczebności osobników, co może być związane z krótkim i wyjątkowo ciepłym okresem zimowym w Jeśli woda w jeziorze nagrzewa się szybciej w roku, larwy owadów osiągają wcześniej stadium poczwarki, w związku z czym wcześniej przemieszczają się na powierzchnię. Ponieważ pobieranie próbek odbywa się co roku w pierwszym tygodniu lipca, istnieje duże prawdopodobieństwo, że duża ilość gatunków i ich osobników nie została poddana ocenie w Chociaż odnotowano nieznaczny spadek frekwencji i liczebności w stosunku do ubiegłego roku, od 2009 roku trend jest rosnący i wykazuje stałą poprawę jakości wody. 12

103 W przeciwieństwie do frekwencji i liczebności osobników, biomasa w stosunku do zeszłego roku się podwoiła. Ten nagły wzrost jest spowodowany obfitością małż i ślimaków, które zostały znalezione podczas tegorocznego monitoringu. Małże oraz ślimaki odżywiają glonami i filtrują wodę, ich obecność powoduje poprawę jakości wody. Największe stężenie biomasy zostało odnotowane na stanowisku nr 1, które znajduje się tuż obok lasu. Również w punktach 2 i 13, zlokalizowanych w pobliżu plaż, pomimo działalności człowieka obserwowano wysokie stężenie biomasy. Wynik frekwencji gatunków jako organizmów wskaźnikowych zależy od tego jaki gatunek jest obecny. W tym roku został znaleziony nowy gatunek ślimaka Planorbis planorbis (L.). Gatunek ten został znaleziony na stanowisku nr 2, który znajduje się blisko małej plaży. Planorbis planorbis (L.). jest wskaźnikiem złej jakości wody, jego obecność może być związana z wpływem człowieka w obrębie plaży. W przeciwieństwie do gatunków należących Bilvalvia (około 1,3 kg), które zostały odnotowane na stanowisku nr 1, wskazując, bardzo dobrą jakość wody. Chociaż miejsca z nr 1 i 2 znajdują się w bliskim sąsiedztwie, to stanowisko nr 1 otoczone jest lasem i ma mniejszy wpływ antropopresji niż miejsce nr 2. Obecność gatunku Viviparus viviparus (L.), który wskazuje bardzo dobrą jakość wody, stwierdzono na stanowiskach 4 i 7 na dopływie i odpływie z jeziora. Na stanowisku nr 12 występował kolejny gatunek, Molana sp., który jest wskaźnikiem bardzo dobrej jakości wody. Zebrane dane pokazują niewielką poprawę jakości wody od 2009 roku, na podstawie wskaźnika BMWP sześć z czternastu stanowisk w jeziorze nadal są klasyfikowane do najniższej klasy jakości wody. Tylko jedno stanowisko wskazuje na umiarkowaną jakość wody. Wyniki te wskazują, że istnieje potrzeba dalszej rekultywacji, w celu osiągnięcia dobrego stanu ekologicznego w Jeziorze Durowskim. Literatura EPA (2012): Water: Monitoring & Assessment. Chapter 4 Macroinvertebrates and Habitat. URL: (state: ). EPA (2015): Water: Lakes. Lakes Awareness Month and Outreach Materials. URL: (state: ). GOŁDYN R. et al. (2013): The response of lake Durowskie ecosystem to restoration measures. Carpathian Journal of Earth and Environmental Sciences, August 2013, Vol. 8, No. 3, p PAWLEY et al. (2011) Guide to British Freshwater Macroinvertebrates for Biotic Assessment. The Freshwater Biological Association, Ambleside. October

104 Hawkes, H. A. (1998): Origin and development of the biological monitoring working party score system. In: Water Research 32(3), p SEAGRANT MARYLAND (2015): How To Calculate Biodiversity? URL: (state: ). WALSH, C.J. (2005): Biological indicators of stream health using macroinvertebrate assemblage composition: a comparison of sensitivity to an urban gradient. In: Marine & Freshwater Research 57(1), p

105 Załączniki FREKWENCJA

106 LICZBA OSOBNIKÓW W 1 M 2 16

107 BIOMASA (MG/M 2 ) 17

108 ZARZĄDZANIE JEZIOREM DUROWSKIM Wągrowiec Poznań lipiec 2015 Studenci Felipe Gast Holly McKelvey Abdurrahmon Talabi (University of Kiel) Opiekun naukowy Wilhelm Windhorst (University of Kiel) 18