Podręcznik metodyczny

Transkrypt

1 Hanna Ciecierska Maria Dynowska Podręcznik metodyczny Biologiczne metody oceny stanu środowiska Tom 2. Ekosystemy wodne Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie

2

3 Publikacja współfinansowana przez Unię Europejską w ramach Europejskiego Funduszu Społecznego CZŁOWIEK NAJLEPSZA INWESTYCJA! Podręcznik metodyczny Biologiczne metody oceny stanu środowiska. Tom II. Ekosystemy wodne został przygotowany i wydany w ramach projektu pt. Wzmocnienie potencjału dydaktycznego UWM w Olsztynie współfinansowanego ze środków Europejskiego Funduszu Społecznego w ramach Programu Operacyjnego Kapitał Ludzki i realizowanego przez Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie. Publikacja bezpłatna

4

5 UNIWERSYTET WARMIŃSKO-MAZURSKI W OLSZTYNIE Biologiczne metody oceny stanu środowiska Tom II Ekosystemy wodne Podręcznik metodyczny Redakcja Hanna Ciecierska Maria Dynowska Olsztyn 2013

6 Recenzent podręcznika prof. dr hab. Ryszard Gołdyn Redakcja dr hab. Hanna Ciecierska prof. UWM prof. dr hab. Maria Dynowska Projekt okładki Krystyna Kuszewska Autorzy fotografii na okładce Eugeniusz Biesiadka, Hanna Ciecierska, Maria Dynowska, Piotr Dynowski, Dorota Górniak Wydano na zlecenie Uniwersytetu Warmińsko-Mazurskiego w Olsztynie Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie, 2013 ISBN Wydanie I Wydawca Wydawnictwo Mantis, Olsztyn Druk Zakład poligraficzny Gutgraf, Olsztyn

7 Spis treści I. Klasyfikacje jakości wód powierzchniowych (Hanna Ciecierska, Maria Dynowska)... 9 Wprowadzenie Klasyfikacje przed wprowadzeniem Ramowej Dyrektywy Wodnej (RDW) Ramowa Dyrektywa Wodna Geneza podejścia Założenia i cele RDW Opracowywanie wskaźników oceny jakości ekologicznej Reakcje presji (antropopresji) Wskaźniki jakościowe i ilościowe Typologia wód Strategie konstruowania typologii wód Typologia abiotyczna wód płynących w Polsce Typologia abiotyczna jezior w Polsce Wyznaczania warunków referencyjnych dla poszczególnych grup biologicznych Ustalanie granic klas stanu ekologicznego Stan wdrażania biologicznych metod oceny stanu ekologicznego wód powierzchniowych w Polsce Europejska interkalibracja metod Zintegrowana ocena stanu ekologicznego Szacowanie ryzyka błędnej klasyfikacji Stan ekologiczny rzek i jezior w Polsce badanych w świetle założeń RDW Literatura II. Ocena stanu ekologicznego jezior z wykorzystaniem fitoplanktonu (Andrzej Hutorowicz) Wprowadzenie Metoda PMPL Badania terenowe Badania laboratoryjne Skalowanie mikroskopów i pomiary Analiza ilościowa Szacowanie biomasy Polski multimetriks fitoplanktonowy (PMPL) Metriks Chlorofil a Metriks Biomasa ogólna Metriks Biomasa sinic PMPL Podsumowanie Literatura... 55

8 III. Ocena stanu ekologicznego rzek i jezior na podstawie fitobentosu okrzemkowego (Joanna Ruszczyńska, Joanna Picińska-Fałtynowicz) Wprowadzenie Ocena stanu ekologicznego rzek na podstawie fitobentosu okrzemkowego Pobór prób fitobentosu okrzemkowego Niezbędny sprzęt terenowy Termin poboru prób Wybór stanowiska badawczego i metody poboru prób Przygotowanie prób okrzemek do analiz Metoda oczyszczania okrzemek Wykonanie preparatów trwałych Analiza mikroskopowa Ocena stanu ekologicznego rzek na podstawie multimetrycznego Indeksu Okrzemkowego (IO) Typy potoków i rzek w Polsce na podstawie których opracowano klasyfikację okrzemkową Opracowanie wyników Indeks Okrzemkowy (IO) Granice klas stanu ekologicznego dla poszczeólnych typów rzek Ocena stanu ekologicznego jezior na podstawie fitobentosu okrzemkowego Przygotowanie badań terenowych Termin poboru prób Stanowisko badawcze i metody poboru prób Przygotowanie i analiza materiału okrzemkowego Ocena stanu ekologicznego jezior na podstawie multimetrycznego Indeksu Okrzemkowego dla Jezior (IOJ) Granice klas stanu ekologicznego dla wszystkich typów jezior Literatura IV. Makrofitowa Metoda Oceny Rzek (Krzysztof Szoszkiewicz) Wprowadzenie Makrofitowa Metoda Oceny Rzek wytyczne metody Przygotowanie badań terenowych Wybór stanowiska badawczego na potrzeby monitoringu Długość odcinka badawczego Dokumentacja lokalizacji stanowiska Okres badań badań makrofitów Potrzeby personalne związane z badaniami Warunki utrudniające badania makrofitów Sprzęt niezbędny w badaniach Aspekty bezpieczeństwa prac terenowych Badania terenowe Badania laboratoryjne/studyjne Opracowanie wyników Obliczenie indeksu oceny MIR Ocena stanu ekologicznego Monitoring makrofitowy rzek w Polsce... 96

9 Literatura V. Makrofitowa metoda oceny stanu ekologicznego jezior (Hanna Ciecierska, Agnieszka Kolada, Joanna Ruszczyńska) Wprowadzenie Geneza polskiej metody oceny jezior w oparciu o roślinność Metoda oceny stanu ekologicznego jezior na podstawie makrofitów Przygotowanie badań terenowych Sprzęt terenowy Obliczanie minimalnej liczby transektów Planowanie rozmieszczenia transektów Termin i częstotliwość badań makrofitów w jeziorach Badanie roślinności Badania terenowe Badania laboratoryjne Wyliczanie wskaźników metody Rejewskiego Wskaźniki zróżnicowania fitocenotycznego H i H max Wskaźnik zasiedlenia Z Wskaźnik oceny stanu ekologicznego jezior ESMI Klasyfikacja jezior na podstawie wskaźnika ESMI Interpretacja wyników oceny Monitoring makrofitowy jezior w Polsce Literatura VI. Ocena stanu troficznego wód jeziornych na podstawie zooplanktonu (Jolanta Ejsmont-Karabin) Wprowadzenie Metody Badania terenowe Pobór materiału Badania w laboratorium Opracowanie wyników wrotki Podręczny mini-przewodnik do oznaczania wskaźnikowych gatunków Rotifera ze wskazówkami ułatwiającymi to oznaczanie Opracowanie wyników Crustacea Podręczny mini-atlas wskaźnikowych gatunków Crustacea Przykład analizy stanu trofii Jeziora Mikołajskiego dokonanej przy pomocy wskaźników wrotkowych i skorupiakowych Gatunki charakterystyczne dla skrajnych stanów trofii Literatura VII. Ocena stanu ekologicznego rzek na podstawie makrozoobentosu (Maria Cichocka) Wprowadzenie Indeksy biotyczne z udziałem makrozoobentosu stosowane w ocenie jakości wód płynących Indeksy biotyczne z udziałem makrozoobentosu stosowane w Polsce

10 2.1. Metoda I Polski Indeks Biotyczny (BMWP-PL) Przygotowanie badań terenowych Badania terenowe Badania laboratoryjne/studyjne Metoda II Multimetriks MBI (Multimetrics Biotic Index) Przygotowanie do badań terenowych Badania terenowe Badania laboratoryjne/studyjne Literatura VIII. Ocena stanu ekologicznego jezior na podstawie makrozoobentosu (Maria Cichocka) Wprowadzenie Indeksy biotyczne z udziałem makrozoobentosu stosowane w ocenie jakości jezior Metoda I Analiza jakościowa i ilościowa zoobentosu w ocenie stanu ekologicznego jezior Założenia ogólne Przygotowanie badań terenowych Badania terenowe Badania laboratoryjne/studyjne Opracowanie wyników Metoda II Indeks biotyczny MBI_CPET (Multimetrics Biotic Index Chironomid Pupal Exuvial Technique) Przygotowanie badań terenowych Badania terenowe Badania laboratoryjne/studyjne Ocena stanu ekologicznego jeziora z wykorzystaniem metody MBI_CPET Literatura IX. Metody oceny stanu środowiska rzek w oparciu o ichtiofaunę (Paweł Prus, Mikołaj Adamczyk, Paweł Buras, Wiesław Wiśniewolski) Wprowadzenie Metoda EFI+ i IBI Przygotowanie badań terenowych Badania terenowe Badania laboratoryjne/studyjne metoda EFI Badania laboratoryjne/studyjne metoda IBI Opracowanie wyników metoda EFI Parametry jakościowe zastosowane w metodzie EFI Parametry ilościowe zastosowane w metodzie EFI Ocena stanu/potencjału ekologicznego rzeki w oparciu o wskaźnik EFI Opracowanie wyników metoda IBI Parametry jakościowe zastosowane w metodzie Parametry ilościowe zastosowane w metodzie Ocena środowiska z wykorzystaniem wskaźnika IBI Literatura

11 X. Ocena stanu ekologicznego jezior z wykorzystaniem ichtiofauny (Jolanta Szlachciak) Wprowadzenie Metoda Jeziorowy Indeks Rybny (LFI) Przygotowanie badań terenowych Badania terenowe Badania laboratoryjne Parametry jakościowe zastosowane w metodzie Parametry ilościowe zastosowane w metodzie Opracowanie wyników Ocena środowiska z wykorzystaniem ichtiofauny Przykłady zastosowania metody Literatura XI. Mikrobiologiczne badania jakości wód (Dorota Górniak, Aleksander Świątecki) Wprowadzenie Pobór i transport próbek wody do badań mikrobiologicznych Metodyka badań hydromikrobiologicznych Bezpośrednie liczenie bakterii na filtrach membranowych Przygotowanie odczynników i roztworów Barwienie Filtracja próbek Liczenie wybarwionych bakterii Metody pośredniego oznaczania liczebności bakterii Analizy sanitarno-bakteriologiczne wody Oznaczanie ilościowe E. coli i bakterii grupy coli Metoda filtrów membranowych Metoda probówkowa Testy bakteriofagowe Oznaczanie ilościowe paciorkowców kałowych Oznaczanie ilościowe enterokoków metodą filtrów membranowych Oznaczanie enterokoków metodą npl Badania molekularne Oznaczanie bioróżnorodności mikrobiocenoz techniką pcr-dgge Elektroforeza żelowa w gradiencie denaturującym DGGE Identyfikacja bakterii metodą hybrydyzacji in situ z zastosowaniem oligonukleotydowych sond molekularnych znakowanych fluoroforowo FISH (Fluorescence In Situ Hybridization) Wykonanie analizy techniką fish Filtracja próbki wody Hybrydyzacja na filtrach membranowych Barwienie skrawków fluorochromem DAPI Przygotowanie preparatów Analiza mikroskopowa Literatura

12 XII. Mikrogrzyby o potencjalnych właściwościach bioindykacyjnych (Maria Dynowska, Anna Biedunkiewicz) Wprowadzenie Grzyby środowisk wodnych Drożdże i grzyby drożdżopodobne (= drożdżaki) Przygotowanie badań terenowych Badania terenowe wybór stanowisk / punktów badawczych Badania laboratoryjne diagnostyka mykologiczna Identyfikacja grzybów z grupy proponowanych biomarkerów Candida albicans (Robin) Berkhout (1923) Trichosporon cutaneum (de Beurmann, Gougerot & Vaucher) Ota (1926) = Trichosporon beigelii Vuilliemin (1902) Meyerozyma guilliermondii (Wickerham) Kurtzman & M. Suzuki (2010) teleomorfa / Candida guilliermondii (Castellani) Langeron & Guerra anamorfa Issatchenkia orientalis Kudryavtsev (1960) teleomorfa / Candida krusei (Castellani) Berkhout anamorfa Candida tropicalis (Castellani, 1910) Berkhout, Candida parapsilosis Langeron et Talice, Podsumowanie Literatura

13 I. Klasyfikacje jakości wód powierzchniowych Hanna Ciecierska, Maria Dynowska 2 Wprowadzenie Człowiek od zarania swego istnienia wykorzystywał brzegi wód jako miejsca zamieszkania, między innymi ze względu na: bezpieczeństwo, źródło pożywienia oraz zasoby wody niezbędnej do codziennego funkcjonowania. Z czasem, jednak wzrost demograficzny i nadmierne oraz niespójne z naturą korzystanie z tych zasobów spowodowało pogorszenie się ich jakości. Zatem konieczne stało się dokonywanie oceny ekosystemów wodnych celem zapewnienia jak najlepszej jakości wód na potrzeby ludzkie oraz zachowania co najmniej dobrego stanu ekologicznego. Już pod koniec XIX wieku jako biologiczna metoda oceny rzek powstał system saprobów (Kolkwitz, Marsson 1909). Na podstawie występowania wybranych organizmów z różnych grup taksonomicznych (pijawek, stawonogów, wirków, owadów, mięczaków oraz bakterii i grzybów), wykazujących różną tolerancję na zanieczyszczenia wyróżniono w rzekach kilka stref: oligosaprobową strefę wody czystej, mezosaprobową nieznacznie zanieczyszczoną oraz polisaprobową najbardziej zanieczyszczoną. Do każdej z nich przyporządkowano taksony wskaźnikowe. System saprobowy przez wielu badaczy w różnych krajach był modyfikowany i dostosowywany do lokalnych (krajowych) warunków środowiskowych (przegląd tych modyfikacji oraz zastosowanie sytemu dokonała w tym podręczniku Cichocka 2013a str. 150). Jedną z pierwszych klasyfikacji jezior był podział oparty na kryteriach środowiskowych (głównie troficznych): zawartości tlenu, zasobności w substancje biogeniczne i inne (Thienenman 1932). Na ich podstawie wyróżniono: jeziora harmonijne (z mniej więcej równomiernym występowaniem parametrów środowiskowych) oligo-, eutroficzne oraz nieharmonijne (jeden z parametrów środowiska występuje w nadmiarze) dystroficzne, alkalitroficzne i saprotroficzne (ostatni typ zaproponował Olszewski 1971). Parametrami tej klasyfikacji były głównie cechy abiotyczne: morfologia jezior, barwa wody, przeźroczystość, parametry chemiczne (głównie stężenia fosforu i azotu), stan rozwoju. Do cech biologicznych, przyjętych opisowo można w powyższej typologii zaliczyć: stopień rozwoju mikrobioty, obecność planktonu, ze szczególnym uwzględnieniem sinic oraz faunę denną z udziałem wybranych taksonów i uwzględnieniem ich ilościowości. 1 Katedra Botaniki i Ochrony Przyrody, Wydział Biologii i Biotechnologii, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski, Pl. Łódzki 1, Olsztyn; makrof@uwm.edu.pl 2 Katedra Mykologii, Wydział Biologii i Biotechnologii, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski, ul. Oczapowskiego 1A, Olsztyn; maria.dynowska@uwm.edu.pl 11

14 Wiele krajów Europy przyjęło również schemat klasyfikacyjny oparty o klasyczną terminologię troficzną z uwzględnieniem jednak liczbowych wartości wybranych parametrów jakości wód (OECD 1982). W klasyfikacji tej jako element biologiczny uwzględniono tylko glony w postaci biomasy i koncentracji chlorofilu a. Należy podkreślić, że pojęcia trofia można używać jedynie w sensie ogólnym. Intensywność produkcji czy też procesy spowodowane życiową działalnością organizmów zależą od ciągłego dopływu substancji biogenicznych (fosfor, azot, dwutlenek węgla i inne), a nie od zawartości tych substancji stwierdzanych analitycznie (Starmach i in. 1978) Klasyfikacje przed wprowadzeniem Ramowej Dyrektywy Wodnej (RDW) W większości krajów, włącznie z Polską klasyfikacje jakości wód wprowadzane do badań rozporządzeniami bazowały do niedawna głównie na parametrach fizyczno-chemicznych oraz morfologicznych akwenów i ich zlewni. W latach wprowadzono w Polsce trzy- klasowy (I III) system klasyfikacji czystości wód powierzchniowych. Dla jezior opracowano tzw. System Oceny Jakości Jezior (SOJJ Kudelska i in. 1981, 1983, 1994; wdrożony do rutynowego monitoringu w Polsce Rozporządzeniem Ministra Środowiska 1991). System ten umożliwiał zarówno klasyfikacje stanu czystości wód, jak i ocenę podatności jezior na degradację. System SOJJ, jako parametry oceny stanu wód, uwzględniał głównie wskaźniki fizyczno-chemiczne wód, np.: tlenowe, różne związki fosforu i azotu, przewodnictwo elektrolityczne czy widzialność krążka Secchigo (SD). Do kryteriów biologicznych można było zaliczyć jedynie: koncentrację chlorofilu a, miano coli typu kałowego (najgorszy wynik) oraz suchą masę sestonu. Prowadzono również terenowe obserwacje biologiczne, dotyczące występowania śnięcia ryb, bądź masowej śmiertelności innych organizmów wodnych, które wykluczało jezioro poza klasą, bez względu na wartości innych wskaźników. W latach 80. ubiegłego stulecia opracowano również w Polsce system dla potrzeb tzw. Minitoringu Ekologicznego Jezior (MEJ Hillbricht-Ilkowska, Kajak 1986; system nie został wdrożony do rutynowych badań). Zgodnie z tym systemem wprowadzono trzy klasy troficzne (I III, jako stopnie eutrofizacji), dwóch typów jezior głębsze stratyfikowane (dimiktyczne) oraz płytkie, niestratyfikowane (polimiktyczne) dla których podstawowym kryterium klasyfikacji było stężenie fosforu całkowitego (TP) w warstwie powierzchniowej, w okresie stagnacji letniej. Oprócz innych parametrów troficznych: widzialności krążka Secchiego (SD), stężeń chlorofilu a i azotu całkowitego (TN) oraz stosunku wagowego TN:TP uwzględniono również: obfitość (biomasę) oraz struktury zespołów (skład) fito-, zooplanktonu i zoobentosu. Jeśli nawet biologiczne elementy pojawiały się we wcześniejszych metodach oceny wód, to miały one charakter opisowy i pomocniczy w stosunku do analiz fizyczno-chemicznych. Chociaż naukowe metody oceny jakości wód z wykorzystaniem organizmów, mają długą tradycję, w rutynowym monitoringu środowiska wodnego były wykorzystywane sporadycznie. Najstarsze badania związane z zastosowaniem organizmów wodnych do oceny wód dotyczą głównie rzek (Kolkwitz, Marsson 1909; Friedrich, Lacombe 1992; ÖNORM 1995; Kudelska, Soszka 1996; Dawson i in. 1999; Szoszkiewicz 2004).

15 W jeziorach, ze względu na heterogeniczność środowiska (Edwards 1997) oraz mniejsze znaczenie gospodarcze w porównaniu z rzekami biologiczna ocena wód przedstawiała się bardzo skromnie. Niektórzy twierdzili, że ustalenie ilościowych, biologicznych wskaźników jakości wód jeziornych, opartych na strukturze zespołów organizmów, jest trudne, o ile w ogóle możliwe (Kajak 1983; Nixon i in. 1996; Soszka 2002). Koncepcja ekologicznego podejścia do oceny wód i odniesienia jej do tzw. warunków referencyjnych, zainicjowana w Stanach Zjednoczonych pod koniec lat 80. jako Reference Conditions Approach (RCA) była inspiracją opracowania w Europie założeń, które legły u podstaw wdrożenia Ramowej Dyrektywy Wodnej (RDW, Directive 2000) (Wrigh i in. 1998, 2000). 2. Ramowa Dyrektywa Wodna 2.1. Geneza podejścia Nowe podejście do oceny ekosystemów wodnych w Europie zainicjowano w Wielkiej Brytanii, kiedy to zespół z River Laboratory of the Istitute of Freshwater Ecology (IFE), zajmujący się makrobezkręgowcami bentosowymi w rzekach doszedł do wniosku, że prowadzone dotychczas badania mają głównie statystyczny, inwentaryzacyjny charakter, a zmiany jeśli są rejestrowane to w zbyt krótkim przedziale czasu. Zaproponowali podejście, które odzwierciedlałoby stopień odchylenia od stanu wyjściowego, oczekiwanego w stanie braku lub jedynie przy minimalnej presji człowieka. Na podstawie danych ze stanowisk niepoddanych presji referencyjnych, opracowany został model predykcyjny, umożliwiający przewidywanie składu zespołu makrobezkręgowców bentosowych w rzekach o danych uwarunkowaniach środowiskowych (RIVPACS; Wright i in. 1984; Wright 1995). Za stan referencyjny badacze uznali stan wyjściowy do oceny kondycji ekosystemu, rozumiany jako stan zdrowego ekosystemu, niezaburzonego na skutek działalności człowieka, o nieprzekształconej strukturze i prawidłowym funkcjonowaniu zasiedlających go zespołów organizmów wodnych. Odniesienie oceny do stanu referencyjnego, różnego dla różnych typów ekosystemów nie było dotychczas stosowane. Wszystkie ekosystemy traktowane były według tych samych kryteriów, nie umożliwiało to więc indywidualnego podejścia do rzek i jezior o różnych uwarunkowaniach naturalnych i różnym potencjale biologicznym (Soszka 2002) Założenia i cele Ramowej Dyrektywy Wodnej Preambuła RDW brzmi...woda nie jest produktem handlowym takim jak każdy inny, ale raczej dziedziczonym dobrem, które musi być chronione, bronione i traktowane jako takie... Nowe podejście do oceny wód, zostało oparte na funkcjonowaniu ekosystemów, z położeniem głównego nacisku na wykorzystanie organizmów i legło u podstaw opracowania RDW przez parlament europejski. Główne cele RDW: ochrona wszystkich wód, powierzchniowych oraz podziemnych w aspekcie całościowym, 13

16 osiągnięcie dobrego stanu wód do roku 2015 (obecnie przesunięte do 2027 r.) zintegrowane gospodarowanie wodami w oparciu o obszary dorzeczy, łączne podejście dotyczące regulacji emisji i standardów jakościowych wody oraz stopniowe eliminowanie substancji szczególnie niebezpiecznych, instrumenty ekonomiczne: analiza ekonomiczna oraz zwrot kosztów za usługi wodne w celu zrównoważonego użytkowania wody, zaangażowanie społeczeństwa oraz użytkowników wody ( Ze względu na charakter niniejszego podręcznika treści w nim zawarte będą dotyczyły głównie biologicznych metod oceny stanu ekologicznego ekosystemów wodnych opracowanych zgodnie z wytycznymi RDW. Autorzy szczegółowo przedstawili metody oceny oparte na: fitoplanktonie jezior (Hutorowicz 2013, str. 38), fitobentosie rzek i jezior (Ruszczyńska, Picińska-Fałtynowicz 2013, str. 59), makrofitach rzek (Soszkiewicz 3013, str. 81), makrofitach jezior (Ciecierska i in. 2013, str. 106), zoobentosie rzek (Cichocka 2013a, str. 150), zoobentosie jezior (Cichocka 2013b, str. 179) oraz ichtiofaunie rzek (Prus i in. 2013, str. 199) i ichtiofaunie jezior (Szlachciak 2013, str. 237). W podręczniku zamieszczono również inne metody oceny jakości wód, które nie zostały przez RDW przewidziane, oparte na: zooplanktonie (Ejsmont-Karabin 2013, str. 129) oraz mikroorganizmach takich jak: bakterie (Górniak, Świątecki 2013, str. 259) czy grzyby (Dynowska, Biedunkiewicz 2013, str. 284). Z jednej strony metody te mają długą tradycję zastosowania nie tylko w Polsce, a z drugiej uzupełniają metody zaproponowane przez RDW. Pozwolą czytelnikom (głównie studentom różnych kierunków przyrodniczych: biologii, ochrony środowiska i innych) prześledzić poszczególne ogniwa łańcucha troficznego ekosystemów wodnych, gdyż w podręczniku zamieszczono metody oparte na grupach: producentów (fitoplanktonie, fitobentosie oraz makrofitach), konsumentów (zooplanktonie, ichtiofaunie) oraz destruentów (bakterie i grzyby). Większość miejsca w tym podręczniku zajmują metody wypracowany w Polsce, w ramach wdrażania RDW, dlatego w dalszej części rozdziału skupimy się na podstawowych zaleceniach wypracowywania biologicznych metod oceny stanu ekologicznego oraz na stanie ich wdrożenia zgodnie z wytycznymi i harmonogramem RDW. Podstawowe etapy/zalecenia dotyczące opracowywania metod polegały na: opracowaniu wskaźników (metriksów) oceny stanu ekologicznego: w tym wskaźników składu taksonomicznego i obfitości, wyznaczanych dla każdej grupy organizmów osobno; ustaleniu grup ekosystemów o zbliżonych uwarunkowaniach naturalnych typologia wód; ustaleniu warunków referencyjnych specyficznych dla każdego typu wód; ustaleniu zależności pomiędzy różnymi elementami biologicznymi i nasileniem presji (antropopresji) w różnych typach wód; ustaleniu granic klas stanu ekologicznego dla wartości wskaźników biologicznych, na podstawie zależności między presją i oddziaływaniem; dokonaniu paneuropejskiej interkalibracji metod; oszacowaniu ryzyka błędnej klasyfikacji. 14

17 2.3. Opracowywanie wskaźników oceny jakości ekologicznej Zasadniczą zmianą w stosunku do wcześniejszego podejścia o oceny jakości wód, jaką zaproponowano w ramach wdrażania RDW we wszystkich europejskich krajach członkowskich, jest przejście do oceny opartej na organizmach żywych. Wytypowano następujące grupy organizmów (Directive 2000): fitoplankton, fitobentos z makrofitami (przy czym najczęściej poszczególne kraje rozdzieliły te dwie grupy, opracowując metody dla każdej niezależnie), zoobentos, ichtiofauna. Parametry fizyczno-chemiczne i hydromorfologiczne mają obecnie charakter pomocniczy. W różnych krajach zaawansowanie opracowania metod z wykorzystaniem poszczególnych grup organizmów jest różne. W jednym z pierwszych opracowań syntetycznych stanu wdrażania RDW w Europie autorzy podają, że jak dotąd najwięcej metod opracowano wykorzystując makrobezkręgowce (27% wszystkich metod) oraz fitoplankton (21%) (Rys. 1a; Birk i in. 2012). Zgodnie z zaleceniami, na podstawie każdej z tych grup organizmów należało opracować klasyfikację oceny wód, wyróżniając na podstawie wartości liczbowych tzw. Wskaźnik Jakości Ekologicznej (WJE), którego zakres zmienności zawiera się w granicach wartości od 1 do 0 (1 stan bardzo dobry, 0 zły stan ekologiczny) i wyznacza pięć klas stanu ekologicznego dla kategorii wód: jeziora, rzeki, wody przybrzeżne i wody morskie przybrzeżne oraz pięć klas potencjału ekologicznego dla kategorii: zbiorniki silnie zmienione i zbiorniki sztuczne (Tab. 1). Tabela 1. Grupy stanu ekologicznego (oznaczenia barwne zgodne z Rozporządzeniem Ministra Środowiska 2011 oraz europejskimi ustaleniami) Symbole klas Klasy stanu ekologicznego WJE* Klasy potencjału ekologicznego 1 bardzo dobry = wysoki 1,00 0,800 maksymalny 2 dobry 0,800 0,600 dobry 3 umiarkowany 0,600 0,400 umiarkowany 4 słaby 0,400 0,200 niski 5 zły 0,200 0,000 zły *Wskaźnik Jakości Ekologicznej Rodzaje presji (antropopresji) Autorzy dyrektywy przedstawili nowe podejście do jakości wód w kwestii uwzględniania, podczas konstrukcji metod biologicznych, tylko rozmiarów zmian spowodowanych przez człowieka. Ocena wód ma odzwierciedlać wyłącznie przekształcenia antropogeniczne, nie zaś te, które są efektem naturalnych przemian ekosystemów wodnych. Zaproponowano oddzielenie dwóch procesów: zmian antropogenicznych, wywołujących proces synantropizacji, od zmian naturalnych określających procesy sukcesji. 15

18 Elementy biologiczne Roślinność naczyniowa 8% Makroglony 9% Rodzaje presji Inny typ presji 13% Makrobezkręgowce 27% Fitoplankton 21% Ryby 14% Makrofity 11% Fitobentos 10% A Hydrologia/ Morfologia 27% Ogólna degradacja 4% Eutrofizacja/ Zanieczyszczenia organiczne 56% Rys. 1. Udział poszczególnych grup organizmów (a) oraz rodzajów presji (antropopresji) (b) opracowane w Europie w ramach wdrażania RDW (wg Birk i in. 2012) Do najczęściej wykorzystywanych procesów przekształceń antropogenicznych w biologicznej ocenie wód w Europie, należy proces eutrofizacji lub poziom zanieczyszczeń organicznych (ponad 50% wszystkich metod) (Rys. 1b). Do innych procesów, wywołanych antropopresją, należą zmiany: hydromorfologiczne (szczególnie w rzekach), ogólna degradacja oraz inne typy, jak np. zmiany poziomu wód w zbiornikach zaporowych czy jeziorach oraz zakwaszenie (Birk i in. 2012; Lyche-Solheim i in. 2008, 2013). Niektórzy podkreślają znaczenie zakwaszenia w konstruowaniu metod na podstawie tego procesu (Brucet i in. 2013). B Wskaźniki jakościowe i ilościowe W różnych krajach europejskich przyjęto bardzo różne poziomy taksonomii organizmów, które wykorzystano do konstruowania klasyfikacji oceny stanu ekologicznego. Najwięcej Brak danych taksonomicznych 9% Poziom oznaczeń taksonomicznych Rodzina 6% Rodzaj 4% Zbiorowiska 1% Kategorie wskaźników Abiotyczne 0% Bogactwo 11% Obce% 2% Indywidualne warunki 2% Cechy ekologiczne 17% Klasa/Gromada 6% Gatunek 74% Obfitość 37% Wrażliwość 26% 16 A Zróżnicowanie 5% Rys. 2. Poziom oznaczeń taksonomicznych poszczególnych grup organizmów (a) oraz kategorie wskaźników (b) opracowanych w Europie w ramach wdrażania RDW (wg Birk i in. 2012, zmienione) B

19 jednak metod oparto na poziomie gatunkowym (ponad 70% wszystkich metod), jak podają między innymi Birk i in. (2012) (Rys. 2a). Wskaźniki Jakości Ekologicznej powinny opisywać ekologiczne i funkcjonale zależności ekosystemów wodnych, a także zgodnie z zaleceniami RDW, powinny uwzględniać strukturalne (jakościowe) i ilościowe cechy organizmów. Z tego powodu wiele wskaźników WJE ma konstrukcje multimetriksów, w skład których wchodzą łącznie wskaźniki jakościowe i ilościowe. Do najczęściej stosowanych wskaźników jakościowych należy uwzględnianie taksonów wrażliwych i tolerancyjnych, które jednocześnie mają przypisane liczbowe wagi, odpowiadające natężeniu odpowiedniej antropopresji, według której konstruowana była metoda (najczęściej testowano eutrofizację) oraz wskaźniki obfitości. Autorzy wykazują, że taksony te w przypadku wszystkich typów wód w Europie stanowią około 26% (Birk i in Rys. 2b; Brucet i in Rys. 3). Obecność gatunków obcych jest również uwzględniana w wielu metodach, stanowiąc we wszystkich metodach zaledwie 2%, natomiast w jeziorach około 10% metod opartych na rybach je uwzględnia. Wskaźniki bogactwa dotyczą również najczęściej bogactwa gatunkowego, natomiast różnorodność opisuje się za pomocą wskaźników bioróżnorodności do których należą: wskaźnik Schannona-Weavera (H), Simpsona (D) oraz wskaźnik równocenności Pielou (J ) (Wenikajtys 2005; Birk i in. 2012; Lyche-Solheim i in. 2013). Opis wszystkich wskaźników stosowanych we wszystkich typach wód w europejskich metodach znajduje się na stronie projektu WISER (Birk i in. 2010). Zastosowanie odpowiednich wskaźników jakościowych i ilościowych, z uzasadnieniem ich wyboru, przedstawione zostały również w większości poszczególnych rozdziałów tematycznych tego podręcznika. Rys. 3. Typy wskaźników różnych grup organizmów zastosowanych do konstrukcji metod oceny stanu ekologicznego w jeziorach (wg Brucet i in. 2013) 17

20 2.4. Typologia wód Dokonanie typologizacji wód jest jednym z wymogów RDW. Polega ona na ustaleniu grup ekosystemów o zbliżonych uwarunkowaniach naturalnych. Podstawowym powodem wyróżniania tych naturalnych typów wód była potrzeba znalezienia warunków referencyjnych (naturalnych warunków wzorcowych), które w dalszej części konstruowania metod oceny były nieodzowne. Były one naturalnym tłem, od którego odchylenia stały się miarą antropogenicznych zmian miarą wyznaczenia zakresów klas oceny stanu ekologicznego wód powierzchniowych. Zgodnie z ustaleniami RDW w pierwszej kolejności, wyróżniono kategorie wód dzieląc ekosystemy wód powierzchniowych na: jeziora, rzeki, wody przybrzeżne, wody morskie przybrzeżne, zbiorniki silnie zmienione i zbiorniki sztuczne (np. zbiorniki zaporowe). Następnym krokiem było wyróżnienie dla tych kategorii typów abiotycznych (typologia abiotyczna oparta na parametrach niebiologicznych) oraz typów biotycznych (typologia biotyczna oparta na parametrach biologicznych). Aktualnie w Polsce w ramach kategorii wód: rzeki, jeziora, wody przejściowe i wody przybrzeżne wyznaczono różne typy tych wód. I tak w ramach kategorii: rzeki 26 typów, jeziora 13 typów, wody przejściowe 5 typów, wody przybrzeżne 3 typy abiotyczne Strategie konstruowania typologii wód Każdy kraj mógł w dowolnej kolejności opracowywać typologie wód wymienionych wyżej kategorii, dokonując wyboru na dwa sposoby: I. stosując podejście a priori (top-down), polegające na utworzeniu typologii wód powierzchniowych na podstawie parametrów abiotycznych zbiorników wodnych i weryfikacji za pomocą uzyskanych wyników badań biologicznych; II. stosując podejście a posteriori (bottom-up), polegające na tworzeniu systemu typologicznego wód na podstawie ich zróżnicowania biologicznego, a następnie jego porównanie ze zróżnicowaniem warunków geomorfologicznych (Directive 2000; Kolada, Soszka 2004). Polska, jak zresztą większość państw europejskich zastosowała podejście a priori, zatem jako pierwsze powstały typologie oparte na parametrach abiotycznych geomorfologicznych wód powierzchniowych, które były następnie weryfikowane z użyciem parametrów biologicznych Typologia abiotyczna wód płynących w Polsce Ze względu na to, że w niniejszym podręczniku znajdują się rozdziały dotyczące biologicznych metod, opracowanych głównie dla kategorii wód: rzeki i jeziora, dlatego w dalszej części przedstawiono poszczególne typy abiotyczne tylko dla tych kategorii. Do opracowania typologii abiotycznej rzek (>10 km 2 powierzchni zlewni) w Polsce przyjęto następujące cechy: Kryteria typologii rzek: Wysokość (m n.p.m.) górski > 800 wyżynny nizinny < 200