OCENA STANU EKOLOGICZNEGO JEZIORA DUROWSKIEGO W ROKU 2013

Transkrypt

1 Wydział Biologii Uniwersytetu im. Adama Mickiewicza w Poznaniu Ul. Umultowska 89, Poznań OCENA STANU EKOLOGICZNEGO JEZIORA DUROWSKIEGO W ROKU 2013 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 w trakcie rekultywacji - fizykochemiczne właściwości wody w Jeziorze Durowskim 5 3. Stan ekologiczny Jeziora Durowskiego w oparciu o glony Makrofity jako wskaźnik stanu ekologicznego określonego podczas rekultywacji Jeziora Durowskiego Badania makrobezkręgowców. stan ekologiczny Jeziora Durowskiego podczas procesu jego rekultywacji Zbiorowiska ryb jako wskaźnik stanu ekologicznego Jeziora Durowskiego Stan ekologiczny jeziora podczas jego rekultywacji Zarządzanie Jeziorem Podsumowanie 160 2

3 1. Podstawy opracowania Podstawą opracowania jest umowa zawarta z Gminą Miejską Wągrowiec nr 17/2013DNiPK/UAM z maja 2013 roku (OR ). Na jej podstawie dokonano opracowania wyników badań fizyczno-chemicznych i biologicznych jeziora Durowskiego, przeprowadzonych w pierwszej połowie lipca 2013 roku. Celem niniejszego opracowania jest ocena stanu ekologicznego ekosystemu Jeziora Durowskiego. Wymagania Ramowej Dyrektywy Wodnej w zakresie oceny stanu ekologicznego ekosystemu jeziornego uwzględniają obok parametrów fizyczno-chemicznych jakości wód takŝe parametry biologiczne: makrofity, fitoplankton, fitobentos (peryfiton), makrozoobentos oraz ryby. KaŜdy parametr biologiczny rozpatrywany jest pod względem struktury gatunkowej zbiorowiska (bogactwo, róŝnorodność), jego liczebności i udziału gatunków wskaźnikowych. Ocena ostateczna obejmuje klasyfikację tych wskaźników jako średnią kilku matriksów i przyporządkowanie uzyskanej punktacji do skali 5 klas stanu ekologicznego wód. Badania na jeziorze Durowskim prowadzono od 30 czerwca do 6 lipca 2013 roku. W cyklu dobowym wykonano pomiary parametrów fizyczno-chemicznych wody (przezroczystość wody, temperatura wody, przewodnictwo elektrolityczne, ph, TDS, % nasycenia wody tlenem, stęŝenie tlenu rozpuszczonego w wodzie) w profilu pionowym co 1 m na 4 stanowiskach o głębokości nie mniejszej niŝ 10 m. W celu określenie stęŝenia pierwiastków biogennych (N, P) pobrano próby wody do analiz laboratoryjnych. Równolegle na tych samych stanowiskach pobrano próby do analiz koncentracji chlorofilu-a w warstwie powierzchniowej (głębokość 0m) i próby wody do analiz fitoplanktonu. Zbiorowisko fitoplanktonu analizowano pod względem struktury gatunkowej, liczebności i biomasy oraz udziału frakcji sinic w zbiorowisku glonów. Te same badania przeprowadzono na dopływie i odpływie Strugi Gołanieckiej oraz w płytkim basenie północnej części jeziora. Badania strefy litoralu obejmowały fitobentos (peryfiton), hydromakrofity oraz ryby. Polska metoda makrofitowa (dla jezior) oparta jest na systemie oceny opracowanym w latach 80-ych przez Prof. M. Rejewskiego z UMK w Toruniu, a następnie modyfikowanym przez dr H. Ciecierską z Uniwersytetu Warmińsko-Mazurskiego w Olsztynie. W trakcie badań uwzględniono wszystkie elementy waŝne do oceny stanu ekologicznego jeziora Durowskiego: liczbę taksonów, ich zbiorowisk, maksymalny zasięg i głębokość ich występowania, ocena obfitości (skala obfitości, % powierzchni fitolitoralu, długość 3

4 porośniętej linii brzegowej) oraz gatunki referencyjne czy wskaźnikowe dla degradacji. Badano takŝe fitobentos (peryfiton) jako waŝny element biologiczny w ocenie stanu ekologicznego jeziora Durowskiego. W przypadku fitobentosu obliczono indeks okrzemkowy dla 8 stanowisk rozmieszczonych wzdłuŝ linii brzegowej jeziora. Ocena stanu ekologicznego jeziora Durowskiego oparta była takŝe na wynikach badań zbiorowisk makrozoobentosu zarówno w strefie pelagialu jak i litoralu. Analizowano bogactwo i róŝnorodność tej grupy organizmów (całkowita liczba rodzin, liczba rodzin EPT, indeks Shannona-Weavera), jej obfitość i liczebność oraz tolerancję na degradację. Wyniki uzyskane w trakcie przeprowadzonych w lipcu 2013 roku badań porównano przy wszystkich analizowanych parametrach biologicznych z wynikami z roku 2010, 2011 i 2012, kiedy jezioro Durowskie poddane było pierwszemu etapowi 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 W TRAKCIE REKULTYWACJI Fizyko-chemiczne właściwości wody w Jeziorze Durowskim Zespół badawczy CzyŜ Magdalena (1) Damptey Gyasi Frederick (2) Frankiewicz Monika (1) Melenciuc Raluca (3) Popescul Ovidiu Alexandru (3) Supervisor: Dr.Wu Naicheng (2) 1. UAM 2. CAU 3. UAIC 5

6 Wstęp Biorąc pod uwagę całą powierzchnię Ziemi, 71% jest zajmowane przez wodę, a tylko 2,75% z tej ilości stanowią wody słodkie. Wody słodkie są esencją ludzkiego Ŝycia, a takŝe wielu naturalnych systemów, które umoŝliwiają człowiekowi przetrwanie. WciąŜ rozszerzająca się działalność człowieka w takich sektorach jak przemysł, rolnictwo, turystyka, rekreacja w znacznym stopniu zmieniają zasoby naszej planet w wodę, poprzez modyfikację jej fizycznych, chemicznych i biologicznych właściwości Jezioro Durowskie jest jeziorem polodowcowym o wydłuŝonym kształcie, leŝące na terenie Pojezierza Chodzieskiego, w okolicy Wągrowca (Centralna Polska). Powierzchnia jeziora zajmuje 143 ha i stanowi waŝną część wągrowieckiego krajobrazu (tabela 1). Jest to lokalny ekosystem uŝywany do wędkarstwa, turystyki, rekreacji, edukacji i badań. Przez jezioro dopływa rzeka Struga Gołaniecka, która ciągle dostarcza mu biogenów z terenu całej zlewni. Zlewnia jeziora jest typowo rolnicza, duŝa część jest teŝ zajmowana przez lasy. Jakość wody cierpi na tym, Ŝe występuje duŝa presja antropogeniczna wokół jeziora, taka jak właśnie spływ biogenów z terenów rolniczych czy z innych, połoŝonych wyŝej jezior. Większość jezior na świecie jest zniekształcone przez eutrofizację. Jezioro Durowskie równieŝ do nich naleŝy. Kompleksowa ocena jakości wody jest złoŝonym zadaniem, moŝliwym tylko jeśli uwzględnimy wszystkie parametry. W tym raporcie zaprezentujemy jak przedstawia się trofia jeziora uŝywając TSI (trophic state index wskaźnik stanu trofii). TSI jest najbardziej popularnym indeksem bazującym na parametrach fizyko-chemicznych. Celem naszych badań było: - zbadanie obecnej fizyko-chemicznej kondycji jeziora; - ukazanie tendencji w zmianach jakości wody w czasie; - ustalenie ładunku biogenów dopływających i odpływających z jeziora. 6

7 2. Metody 2.1 Prace terenowe Aktywność antropogeniczna na terenie Jeziora Durowskiego jest na najwyŝszym poziomie, co sprawia, Ŝe jakość wody i ekosystemy są zniekształcone. Tabela 1- Ogólna charakterystyka Jeziora Durowskiego Powierzchnia ha Objętość m 3 Maksymalnia głębokość 14.6 m Średnie głębokość 7.9 m Główny dopływ Struga gołaniecka Powierzchnia całkowita pobieranych prób km 2 Powierzchnia bezpośredniej zlewni 1581 ha Udział terenów rolniczych w zlewni 58.26% Udział lasów w zlewni 33.52% Udział terenów miejskich w zlewni 8.25% Aby zaobserwować poziom biogenów w wodzie pobieraliśmy próby kaŝdego dnia, przez okres tygodnia, w lipcu 2013 roku. ( ). Próby pobierano z 8 stanowisk na jeziorze: Aerator 1, Aerator 2, Beach 1 (PlaŜa 1), Beach 2 (PlaŜa 2), Middle 1 (Centrum Jeziora 1) and Middle 2 (Centrum Jeziora 2), Outflow (Odpływ jeziora) and Inflow (Dopływ jeziora) - dla kaŝdego z punktów dla róŝnych głębokości, począwszy od lustra wody, co metr aŝ do dna. Ponadto dwa punkty pomiaru były umiejscowione na dopływie rzeki (Inflow river) i odpływie rzeki (Outflow river) (ryc. 1). W terenie dokonywano pomiarów ph, temperatury, TDS (total dissolved solids- zawartość substancji rozpuszczonych), przewodności eletrolitycznej, przepływ i zawartość tlenu rozpuszczonego. 7

8 Ryc. 1: Punkty badawcze Podstawowe parametry fizyko-chemiczne dla wody (temperatura, przewodnictwo elektrolityczne, zawartość tlenu rozpuszczonego, mętność, przepływ wody, zawartość chlorofilu a oraz ph) były mierzone uŝywając metody wieloparametrowej WTW Multi Parameter Meters przez okres tygodnia. Próby wody były takŝe analizowane pod względem zawartości amoniaku, azotananów, azotynów, ortofosforanów a takŝe całkowitej zawartości fosforu (TP- total phosphorus). Pomiar przepływu rzecznego Ładunek biogenów i przepływ (m/s) były mierzone przy dopływie do jeziora w określonym przekroju (m 2 ) (ryc. 2). Przekrój rzeki były podzielone na równe odcinki, w których przepływ był mierzony na róŝnych głębokościach (0.5, 1.0, 1.5, , 3.0) uwzględniając głębokość w danym punkcie (ryc. 3). 8

9 Ryc. 2 Pomiar terenowy przepływu rzecznego Ryc. 3 Dystrybucja przekroju rzecznego w przekroju (Shaw, 1989) Charakterystykę dna rzeki (kamieniste, heterogoniczne, piaszczyste, homogeniczne) brano pod uwagę podczas pomiarów na poszczególnych odcinkach rzecznych (ryc. 4). 9

10 Ryc. 4 Odcinki dla określonego przekroju w celu określenia prędkości przepływu wody. Parametry fizyko-chemiczne Wodne parametry jakości wody takie jak ph, przewodnictwo elektrolityczne, zawartość tlenu rozpuszczonego, mętność (mierzona przy pomocy krąŝka Secchiego) były mierzone w róŝnych punktach poboru prób. Pobrane zostały takŝe próby wody z okolic Aeratora 1 z głębokości 0, 1 i 2m. Próby te zostały wykorzystane do oznaczenia zawartości chlorofilu a i ładunku biogenów (TD, ortofosforany, amoniak, azotany) Mętność wody Mętność ukazuje nam jak czysta jest woda. Im większa całkowita zawartość związków stałych (TSS- total suspended solids) w wodzie, tym słabsza jest widzialność, a większa mętność. Mętność pokazuje nam jak światło jest refrakcjonowane przez cząstki znajdujące się w wodzie i stanowi pośrednią miarę ilości zawiesin w jeziorze, która w wielu przypadkach moŝe dawać nam teŝ pogląd ile glonów znajduje się w wodzie. Mętność była mierzona przy pomocy krąŝka Secchiego (ryc. 5). Ryc. 5: Mętność mierzona przy pomocy krąŝka Secchiego (SD) 10

11 Zawartość chlorofilu a i biogenów Powtarzalne próbki zostały wykonane na kaŝdym stanowisku badawczym, z których dwie zostały zebrane na głębokości 1 i 2 metrów, a ostatnia na powierzchni (0m). Próbki wody odsączono i przechowywano w lodówce do dalszej analizy laboratoryjnej (ryc. 6). Ryc. 6: Batometr uŝywany do poboru prób wody z róŝnych głębokości w celu ustalenia koncentracji chlorofilu a. Pomiary ph, przewodnictwa elektrolitycznego, zawartości tlenu rozpuszczonego, temperatury Urządzenie WTW Multi Parameter Meters było uŝywane do dokładnego pomiaru powyŝszych parametrów (ryc. 7). 11

12 Ryc. 7 Pomiary ph, przewodnictwa elektrolitycznego, zawartości tlenu rozpuszczonego, temperatury z uŝyciem WTW Multi Parameter Meters 2.2 Analizy laboratoryjne W labolatorium próbki chlorofilu a były przetwarzane zgodnie z UWT Chlorophyll Procedure (Strickland and Parsons, 1972) (ryc. 8). Filtry (zrobione z włókna szklanego), umieszczono w oddzielnych probówkach wirówkowych z 10 ml etanolu przez 1-2 minut. Gdy filtry były zanurzone, probówki przykryto i przechowywano w ciemności w lodówce przez okres godzin (w tym czasie nastąpiła ekstrakcja). Po okresie ekstrakcji próbki wirowano przy 5000 obrotach na minutę przez 15 minut w celu oddzielenia chlorofilu a / roztworu EtOH i włókien szklanych. Następnie filtry były usuwane i ponownie wirowane przy 2500 obrotach na minutę przez 5 minut. Następnie dodano około 10 ml supernatantu przeniesiono do kuwety i przy pomocy spektrofotometru odczytano wartości dla róŝnych długości fal (665 nm, 750 nm). Zawartość chlorofilu jest obliczana ze wzoru: Chla µg/l = 29.6[(E b 665 E b 750) (E a 665 E a 750)] * ev/(v x P) E a = absorbance, po zakwaszeniu Eb = absorbancja, baza ev = ilość alkoholu uŝytego w ekstrakcji, w ml V = objętość filtrowanej próbki, w litrach P path = długość (Uwzględniając, Ŝe test ten zakłada uŝycie 1 cm długości drogi optycznej). 12

13 Ryc. 8 Analiza laboratoryjna prób chlorofilu-a 2.3 Analizy cyfrowe Wszystkie opracowania graficzne i ryciny przygotowano w programie Excel 2010 z pakietu Open Office. Wskaźnik stanu trofii (TSI) uŝyto do określenia stanu troficznego jeziora. Indeks trofii (TSI) to system klasyfikacji mający na celu ocenienie poszczególnych jezior na podstawie wysokości produktywności biologicznej występującej w wodzie. Korzystając z indeksu, moŝna uzyskać szybki wynik mówiący o tym jak produktywne jest jezioro.obliczenie wskaźnika trofii (TSI) został wyprowadzone z wzorów, które zostały ocenione jako istotne troficznie równania według Indeksu Carlsona (TSI) (Carlson, 1996). Ilości azotu, fosforu i innych składników odŝywczych, biologicznie uŝytecznych są głównymi determinantami jeziorego indeksu trofii (TSI). Składniki pokarmowe, takie jak azot i fosfor okazują się ogranicznikami zasobów stojących zbiorników wodnych. Wzrost ich stęŝenia moŝe powodować zwiększenie wzrostu roślin, a następnie w konsekwencji zwiększoną produktywnością kolejnych poziomów troficznych. W związku z tym, jeziorny indeks troficzny moŝe być czasami uŝywany do oszacowania jego stanu biologicznego. 3. Wyniki 3.1.Chlorofil - a Chlorofil a jest wskaźnikiem obfitości fitoplanktonu i biomasy w wodach jezior. MoŜe być pomocny przy określaniu stanu trofii i jest powszechnie uŝywaną miarą jakości wody. Niski poziom chlorofilu często wskazuje na ubogą jakość wody i niski poziom glonów fotosyntetyzujących, co sugeruje dobrą kondycję jeziora. Z wykresu poniŝej odczytujemy, Ŝe 13

14 najwyŝsze stęŝenie chlorofilu było przy dopływie rzeki Strugi Gołanieckiej (15 µg/l) a najniŝsze w punkcie Middle 1 (4 µg/l) (ryc. 9) Concentration of chlorophyll a in ,000 14,000 12,000 10,000 8,000 6,000 4,000 2,000 0,000 Aerator 1 aerator 2 middle 1 middle 2 outflow lake inflow lake beach 1 beach 2 inflow outflow Average Ryc. 9 Koncentracja chlorofilu a NajniŜsza wartość przezroczystości została zarejestrowana w pobliŝu dopływu do jeziora (Struga Gołaniecka) i wynosiła 1m. NajwyŜsza przezroczystość wody wystąpiła w okolicach Beach 2 (PlaŜy 2) (ryc. 10). Średnia wartość przezroczystości w Jeziorze Durowskim wynosi 1,68m. Transpare ncy (m) 3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 Aerator 1 Aerator 2 Inflow (Lake) Beach (porth) 1 Outflow (lake) Middle 1 Beach 2 Middle Ryc. 10 Zakres przezroczystości wody 14

15 Temperatura wody wahała się pomiędzy 24.5 C a 6.1 C. W róŝnych punktach poboru prób temperatura zmieniała się płynnie, a między 4 a 6 metrem zauwaŝalna jest termoklina (ze spadkiem temperatury z 20 do 10 C) (ryc. 11) Middle 1 Middle 2 Aerator 1 Aerator 2 Inflow (Lake) Beach (porth) 1 Outflow (lake) Beach ,5 Ryc. 11 Zmiany temperatury (czerwonymi liniami zaznaczona termoklina) Poziom odczynu ph wahał się między 8.57 a Wartość ph nie róŝni się tak bardzo między poszczególnymi stanowiskami i jest ujemnie skorelowana z głębokością (ryc. 12). 15

16 6 6,5 7 7,5 8 8, Middle 1 Middle 2 Aerator 1 Aerator 2 Inflow (Lake) Beach (porth) 1 Outflow (lake) Beach ,5 Ryc. 12 Wartości odczynu ph wody na róznych stanowiskach badwczych Wartość przewodnictwa elektrolitycznego oscylowała między 697 µs/cm a 435 µs/cm na róŝnych głębokościach w kolumnie wody. Przewodnictwo wyraźnie spadało wraz z głębokością co świadczy o braku zasilania z osadów dennych (ryc. 13). 16

17 Middle 1 Middle 2 Aerator 1 Aerator 2 Inflow (Lake) Beach (porth) 1 Outflow (lake) Beach ,5 Ryc. 13 Poziom przewodnictwa elektrolitycznego Koncentracja tlenu rozpuszczonego (dissolved oxygen - DO) posiadała wartość między 80 mg/l a 11.3 mg/l. Na rycinie moŝemy zauwaŝyć, Ŝe najwyŝsza wartość wystąpiła przy dopływie do jeziora na głębokości 1 m, a najniŝsza na PlaŜy 2 na głębokości 4m. 17

18 ,5 Dissolved Oxygen - DO (mg/l) Middle 1 Middle 2 Aerator 1 Aerator 2 Inflow (Lake) Beach (porth) 1 Outflow (lake) Beach 2 Ryc. 14- StęŜenia tlenu rozpuszczonego w wodzie Wartość TDS była dodatnio skorelowana z głębokością, a jej średnia to mg/l co jest charakterystyczne dla wód eutroficznych (ryc. 15). 18

19 Middle 1 Middle 2 Aerator Total Dissolved Solids - TDS (mg/l) Middle 1 Middle 2 Aerator 1 Aerator 2 Inflow (La ke) Beach (porth) 1 Outflow (lake) Beach ,5 Ryc Wartości TDS Azot jest jednym z podstawowych składników pokarmowych, który w nadmiernej ilości moŝe zanieczyścić jeziora. Jest równieŝ niezbędny do wytworzenia tkanek roślin i zwierząt. Jak przedstawiono na ryc. 16, ilość azotu w dopływie (Inflow) jest wyŝsza niŝ w odpływie (Outflow). Sugeruje to, Ŝe duŝa ilość składników odŝywczych jest wprowadzana do Jeziora Durowskiego i juŝ tam zostaje. 19

20 Ryc. 16 Całkowity ładunek azotu na poszczególnych stanowiskach Na rycinie poniŝej (ryc. 17) zilustrowany jest fakt, Ŝe e koncentracja chlorofilu a w porównaniu z rokiem ubiegłym wzrosła na obszarze wszystkich stanowisk. W porównaniu do 2011 wartość chlorofilu jest nieco zmniejszonana większości stanowisk. Tylko odpływ (Inflow) jest wyjątkiem, gdzie koncentracja chlorofilu wzrosła w porównaniu do wyniku sprzed dwóch lat. Średnia wartość koncentracji chlorofilu a w Jeziorze Durowskim to 8, 45 µg/l (ryc. 17). Ryc. 17 Koncentracja chlorofilu a w ostatnich trzech latach badań Chlorofil a i przejrzystość (widzialność krąŝka Secchiegoo) mogą ą być uŝyte jako wskaźniki stanu troficznego jeziora uŝywając TSI. (Carlson and Simpson 1996). Wykres poniŝej prezentuje wartości TSI dla rzeki (ryc. 18) i dla jeziora (ryc. 19 i 20). TSI obliczone dla stęŝeń chlorofilu a ukazuje, Ŝe jezioro jest w gorszej kondycji w tym roku w porównaniu z rokiem 20

21 2012, ale w lepszej niŝ w roku Natomiast TSI obliczone z wartości przezroczystości wody KrąŜka Secchiego wykazało poprawę w tym roku w porównaniu z rokiem ubiegłym, ale pogorszenie w porównaniu z rokiem TSI Chl a for River Ryc. 18 Wartość TSI dla rzeki (metoda chl a ) Ryc. 19 Wartość TSI dla jeziora (metoda chl a ) w ostatnich 3 latach 21

22 Ryc. 20 Wartość TSI dla jeziora (metoda krąŝka ka Secchiego) w ostatnich 3 latach 4. Dyskusja 4.1. Jak poszczególne parametry oddziałują na siebie i jak to się ma do jakości wody zgodnie z Ramową Dyrektywą Wodną? W prawie wszystkie dni pobierania prób pogoda była dobra, słoneczna, z niewielkim zachmurzeniem i przelotnymi opadami deszczu. W słońcu temperatura przy powierzchni jeziora wynosiła powyŝej 20 C. Punkty poboru prób nie są pod tym względem zróŝnicowane, poniewaŝ wszystkie mogą uzyskać taką samą ilość słońca w godzinach porannych. Wraz ze wzrostem głębokości, temperatura maleje. Najpierw zmniejsza się nieznacznie, a następnie bardzo szybko od 4m do 6m. Ta zmiana temperatury pokazuje róŝne strefy w jeziorze (epilimnion, metalimnion, hypolimnion). Na powierzchni jest epilimnion z relatywnie wysoką i stałą temperaturą, następnie metalimniom ze szybkim spadkiem temperatury. W strefie hypolimnionu (7m do dna) temperatura się praktycznie nie zmienia (WALTER 2002). Wraz z wzrostem głębokości woda staje się chłodniejsza, ale takŝe zmienia się wartość DO, ph i przewodnictwa elektrolitycznego- wartości spadają. DO było wyŝsze na powierzchni wody z innych powodów. Po pierwsze, jest tam moŝliwy wzrost DO 22

23 powodowany zmianami pogody takimi jak np. wiatr, fale, deszcz itd., dodatkowo w epilimnionie obserwujemy turbulencje wywoływane przez łódki, takŝe motorowe. Po drugie, w epilimnionie następuje wzrost większości glonów. Glony potrzebują światła, składników odŝywczych i ciepłej temperatury (SEIP 1990). Rozpuszczony tlen jest niezbędny do dobrej jakości wody. Tlen jest niezbędnym elementem do przeŝycia wszystkich Ŝywych organizmów. Naturalne procesy oczyszczania wymagają odpowiedniej ilości tlenu, aby zapewnić dobre warunki organizmom aerobowym. Jeśli poziom tlenu w wodzie spada poniŝej 5.0 mg/l to organizmy wodne są poddawane silnemu stresowi. Nasze wyniki mogą się róŝnić od tych badanych w poprzednich latach, poniewaŝ zmieniona została metoda urządzenia. Obecność glonów w powierzchniowych partiach jeziora jest powodem wzrostu wartości ph przy powierzchni wody. Zazwyczaj woda jest bardziej zakwaszona, poniewaŝ znajduje się tam duŝo dwutlenku węgla. Algi uŝywają tego dwutlenku węgla do ich metabolizmu, dlatego ph przy powierzchni jest bliŝszy obojętnemu. PodąŜając za tabelą determinująca klasy z Ramowej Dyrektywy Wodnej (wartości określone dla Polski) stworzyliśmy tabelę poniŝej (tab. 1). Dla widzialności krąŝka Secchiego, DO, przewodności elektrolitycznej nie ma w tej dyrektywie podziału na klasy, są one określane tylko jako dobre lub złe Tabela 1. Klasy jakości wód według Ramowej Dyrektywy Wodnej. Stan ekologiczny wody Dobry Zły Parametr Klasa wody I II III IV V Chlorofill a (μg/l) <7,0 7, ,0-21,0 21,0-33,0 >33 Widzialność krążka (m) >1,7 <1,7 Secchiego Rozpuszczony tlen (mg/l) >4 <4 Przewodność elektrolityczna (μs/cm) <600 >600 W Jeziorze Durowskim mamy następujace klasy determinujące stan ekologiczny (tab. 2): 23

24 Tabela. 2 Ocena Jeziora Durowskiego pod względem stanu ekologicznego Parametr Wartość Klasyfikacja Chlorofil a 8.45 µg/l Dobra (II klasa) Zawartość tlenu 5.47 mg/l Dobra rozpuszczonego Przewodnictwo µs/cm Dobra elektrolityczne Widzialność krąŝka 1.68 m Dobra Secchiego W nawiązaniu do Ramowej Dyrektywy Wodnej zawartość chlorofilu a ma wartość 8,45µg/L, co oznacza Ŝe jest ona w normie i jest uznawana jako druga klasa jakości. Przezroczystość wody ma wartość 1.68m, co określa ją jako złą. Jednak podkreślić trzeba, Ŝe jest to bardzo blisko granicy z wartością lepszej jakości wód. Zawartość tlenu rozpuszczonego jest dobra w warstwie epilimnionu. Przewodnictwo elektrolityczne z średnią wartością pozwala na określenie stanu ekologicznego jako dobry. 4.2 Jaki jest stan trofii jeziora według wskaźnika trofii (TSI)? Średnia wartość TSI dla wartości przezroczystości wody mierzonej krąŝkiem Secchiego wynosi 53.06, natomiast dla stęŝenia chlorofilu-a w wodzie Te wartości są na granicy między jeziorem mezotroficznym, a eutroficznym (tab. 3). Tabela 3. Indeks TSI 24

25 4.3.Jak jezioro rozwinęło się w ostatnich latach? Na rycinach u góry (ryc. 19 i ryc. 20) moŝemy zaobserwować, zmiany w TSI w ciągu ostatnich trzech lat. TSI mierzony metodą chlorofilu a pokazuje, Ŝe kondycja jeziora jest w gorszym stanie niŝ w zeszłym roku, jednak lepszym niŝ w Metoda uwzględniająca pomiary krąŝka Secchiego pokazuje, Ŝe sytuacja jeziora jest lepsza w tym roku niŝ w 2012, ale gorsza niŝ w Zgodnie z TSI obliczonym metodą chlorofilową Jezioro Durowskie jest eutroficzne, zgodnie z TSI obliczonym metodą krąŝka Secchiego jest mezotroficzne Jakie są ewentualne udoskonalenia zarządzania jeziorem? Zarządzanie Jeziorem Durowskim jest trudnym zadaniem i nie ma jednego przewodnika, aby zarządzać nim we właściwy sposób. Zgodnie wynikami naszych badań, problem z jakością wody nie wynika tylko z funkcjonowania samego jeziora, ale raczej z oddziaływania otaczającej go zlewni bezpośredniej. Jedną z naszych sugestii jest podjęcie przez lokalne władze działań zmniejszających zanieczyszczanie północnej części jeziora. Jest tam kilka gospodarstw domowych, które nie są podłączone do oczyszczalni ścieków. Poprawa jakości zarośli makrofitowych wokół jeziora teŝ powinna sprzyjać polepszeniu jakości wody. Nie bez znaczenia jest teŝ wysoka antropopresja: rowery wodne, łódki zasilane silnikami spalinowymi itd.) a takŝe szkody wyrządzone przez wędkarzy (niszczenie pasa makrolitów, duŝe ilości zanęty). 5. Wnioski Nasze prace terenowe pozwalają wysnuć wniosek, Ŝe jakość wody w Jeziorze Durowskim nie jest satysfakcjonująca biorąc pod uwagę Ramową Dyrektywę Wodną. Klasyfikacja wody bazująca na koncentracji chlorofilu a, nadaje wodzie drugą klasę jakości. Jednak zawartość chlorofilu a jest wartością, która dość szybko się zmienia i ukazuje tylko aktualny stan jeziora- w momencie poboru próby. Stan wód biorąc pod uwagę zawartość tlenu takŝe jest określany jako dobry. Biorąc pod uwagę widzialność krąŝka Secchiego woda klasyfikowana jest jako złej jakości (1.68 m), jednak musimy pamiętać, Ŝe wynik ten jest 25

26 bardzo blisko granicy między dobra a złą jakością (1.7 m). Przewodnictwo elektrolityczne jest w normie. Północna cześć jeziora jest w relatywnie gorszej kondycji, podobnie jak okolice plaŝ w części południowej są w gorszym stanie niŝ centralna część jeziora. Generalnie kondycja jeziora jest zbliŝona do tej, która była obecna dwa lata temu, moŝna więc powiedzieć, Ŝe Jezioro Durowskie jest ciągle jeziorem eutroficznym. Podsumowując, działania prowadzone na Jeziorze Durowskim prowadzą w dobrym kierunku, jednak niezbędne są ciągłe dalsze działania rekultywacyjne i potrzeba jeszcze duŝo czasu nim jezioro będzie mieścić się w ramach dobrego stanu ekologicznego Europejskiej Ramowej Dyrektywy Wodnej. BIBLIOGRAFIA Carlson, R.E. (1977) A trophic state index for lakes. Limnology and Oceanography. 22: Serafin A. Czernaś K., 2003, Sezonowe zmiany produkcji pierwotnej i koncentracji chlorofilu-a glonów śródjezierza i strefy przybrzeŝnej mezotroficznego jeziora Piaseczno w latach Katedra Ekologii Ogólnej, Akademia Rolnicza Lublin, vol. 1 (2003), nr. 3, pp Walter K. Dodds Freshwater ecology - Concpets of environmental applications Academic Press. World Resource Institute: Klop P., Rodgers J., Water Scarcity. Private Investment Opportunities in Agricultural Water Use Efficiency. Website: 26

27 6. Załączniki temperatura Aerator Aerator Inflow Beach Outflow Głębokość Middle 1 Middle (Lake) (porth) 1 (lake) , ,3 23, ,2 23,7 18,4 21,1 21,7 22,4 21, ,3 20,2 20,3 20,4 21,1 3 19,8 22, , ,3 19,5 4 18,6 17,7 16, ,3 17,6 17,9 5 14,4 15,4 13,9 15,1 12,8 15,1 6 12,3 11, , ,2 7 11,2 11,5 12,7 9,5 8,9 8 8,1 9 7,9 9,6 8,8 9 8,2 8,7 7,4 6,7 10,2 10 6,4 7,2 6,2 7,4 9, ,5 6,4 7,5 12 6,2 7 6,1 13 6,6 6,1 14 6,3 14,5 6,3 średnia 12,41 14,48 12,08 14,47 20,12 18,24 15,18 27

28 Zawartość tlenu rozpuszczonego Aerator Aerator Inflow Beach Outflow Głębokość Middle 1 Middle (lake) (porth) 1 (lake) 0 5,84 6,24 3,7 4,87 6,09 4,77 6,21 1 4,01 6,11 4,12 5,22 7,05 4,63 3, ,8 1,9 4,55 4,29 3,8 4,9 3 1,9 5 1,38 2,91 3,46 2,91 3, , ,5 0 28

29 ph Aerator Aerator Inflow Beach Outflow Głębokość Middle 1 Middle (Lake) (porth) 1 (lake) 0 8,31 8,37 7,84 8,13 8,57 8,15 7,69 1 8,21 8,32 7,19 8,15 8,57 8 7,87 2 8,1 8,12 7,66 8,13 7,93 7,95 7,83 3 7,85 8,21 7,7 7,94 7,85 7,8 7,66 4 7,61 7,48 7,49 7,76 7,48 7,48 7,4 5 7,49 7,47 7,5 7,63 7,3 7,3 6 7,44 7,41 7,4 7,57 7,3 7,22 7 7,46 7,43 7,49 7,53 7,27 8 7,44 7,4 7,49 7,53 7,24 9 7,46 7,41 7,48 7,57 7,2 10 7,5 7,38 7,48 7,53 7, ,49 7,4 7,48 7, ,47 7,39 7, ,5 7, ,5 14,5 7,49 29

30 Przewodnictwo elektrolityczne Aerator Aerator Inflow Beach Outflow Depth Middle 1 Middle (Lake) (porth) 1 (lake) ,

31 TDS Aerator Aerator Inflow Beach Outflow Głębokość Middle 1 Middle (Lake) (porth) 1 (lake) ,5 509 średnia 479,00 443,62 477,43 468,25 474,60 464,43 467,64 31

32 Stan ekologiczny Jeziora Durowskiego w oparciu o glony Opiekun naukowy: Autorzy: Dr Beata Messyasz Aursulesei Iulia Geanina (UAIC) Izabela Chrobak (UAM) Tiruneh, Desalegn-aberra (CAU) Katarzyna Majkowska (UAM) 32

33 1. WSTĘP Do najwaŝniejszych organizmów odpowiedzialnych za produkcję pierwotną w ekosystemach wodnych naleŝą glony. Tworzą bardzo zróŝnicowaną grupę organizmów mikroskopijnych skupionych w obrębie dwóch królestw: Bacteria i Eukaryota. Stąd bardzo trudno podać uniwersalną definicję dla glonów, które są grupą ekologiczną. Najczęściej określane są jako organizmy autotroficzne, posiadające w swoich komórkach chlorofil-a i występujące w strefie pelagialu oraz bentosu. Glony bardzo szybko reagują na zmiany w środowisku co czyni z nich bardzo czułe wskaźniki na zanieczyszczenia wód limnicznych. Rozwój glonów we wszystkich typach siedlisk wodnych, proste metody poboru prób oraz metoda identyfikacji, która nie wymaga więcej niŝ mikroskopu czyni glony preferowanym obiektem badań. Stąd ta grupa organizmów jest kluczowa we wszystkich programach monitoringu wód słodkich. W lipcu 2013 roku Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu był organizatorem szkoły letniej pt. Stan ekologiczny jeziora poddanego rekultywacji, która jako model badań wybrała Jezioro Durowskie. Jednym z integralnych tematów badań była ocean struktury jakościowej i ilościowej glonów tego jeziora. Fitoplankton i peryfiton badano na kilku stanowiskach badawczych zgodnie z wytycznymi Ramowej Dyrektywy Wodnej przyjętej dla krajów Unii Europejskiej. Próby pobierano podczas wyjazdu terenowego do Wągrowca a uzyskane wyniki posłuŝyły do oceny stanu troficznego i ekologicznego wód Jeziora Durowskiego w nawiązaniu do zmian wynikających z podjętej od roku 2009 rekultywacji. 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 zróŝnicowania 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 posłuŝyły do wykreślenia kierunku zmian zachodzących w Jeziorze Durowskim na przestrzeni ostatnich kilku lat. 33

34 2. Materiał i metody 2.1 Teren badań Jezioro Durowskie, którego powierzchnia wynosi około 143 ha (tabela 1), połoŝone jest na terenie Wągrowca, województwa wielkopolskiego. Tabela 1: Charakterystyka morfometryczna Jeziora Durowskiego Powierzchnia ha Objętość 11,322,900 m³ Maksymalna głębokość 14.6 m Średnia głębokość 7.9 m Główny dopływ Struga Gołaniecka Powierzchnia całkowita zlewni km² Powierzchnia zlewni bezpośredniej ha Udział terenów rolniczych % Udział lasów % Zlewnia miejska 8.25 % Ryc. 1: Mapa morfometryczna Jeziora Durowskiego z zaznaczonym stanowiskami badawczymi 34

35 2.2 Metody Do analizy fitoplanktonu próby wody pobierano z 8 stanowisk umiejscowionych wzdłuŝ Jeziora Durowskiego: Aerator 1, Aerator 2, środek 1, środek 2, dopływ (inflow), plaŝa 1 oraz plaŝa 2 (Beach 1 i Beach 2) i odpływ (outflow) (ryc. 1). Dla analiz peryfitonu, próby pobierano na 8 stanowiskach umiejscowionych w strefie litoralu wzdłuŝ linii brzegowej jeziora, uwzględniając obszar północny i południowy z wypływem. Próby pobierano w odstępach całodobowych przez 6 dni, w okresie od 1 do 6 lipca 2013 roku. Głębokość, z której pobierano próby wody obejmowały strefę epilimnionu: 0m, 1m i 2m. Bezpośrednio po poborze próby fitoplanktonu zakonserwowano płynem Lugola. W celu zebrania reprezentatywnych prób peryfitonu, materiał zeskrobywano z przynajmniej 2 kamieni o powierzchni większej niŝ 10 cm 2. Próby fitoplanktonu, jak i peryfitonu analizowano w laboratorium przy uŝyciu mikroskopu świetlnego. KaŜdorazowo w poszczególnych próbach określono listę gatunkową, strukturę liczebności i biomasę. Przy identyfikacji glonów zastosowano aktualne opracowania taksonomiczne i klucze fykologiczne (Bąk i In. 2012; Hegewald 2000; Hakansson 2002; Krammer i Lange-Bertalot a,b; Komarek i Fott 1983; Komarek i Anagnastidis 1995, 2005; Popovsky i Pfiester 1990; Wołowski 1998; Wołowski i Hindak 2005), jednak w celu łatwiejszego porównania tej grupy z latami wcześniejszymi pozostano przy dotychczas stosowanym nazewnictwie np. Fragilaria a nie Ulnaria. W przypadku fitoplanktonu bomasę uzyskano z iloczynu liczby komórek i objętości przyporządkowanej do kształtu figury geometrycznej danego gatunku (Edler 1987, Rott 1981); wyniki przedstawiono w mg x l -1. Natomiast w analizie ilościowej okrzemek peryfitonowych liczono wszystkie okrywy do przynajmniej 500 komórek w wybranych losowo polach widzenia. WyróŜniono gatunki typowe dla zbiorowiska fitoplanktonu i peryfitonu (Economou-Amilli 1979, Bąk i in. 2012). W celu ukazania jakości wody Jeziora Durowskiego i jej stanu ekologiczego obliczono indeks okrzemkowy. Ponadto obliczono indeksy Jaccard a (podobieństwo taksonomiczne) i wskaźnik mieszany Nygaarda (Kawecka i Eloranta 1994) w celu porównania zmienności zbiorowisk fitoplanktonu i peryfitonu pomiędzy poszczególnymi latami prowadzonej rekultywacji, od 2008 do 2013r. 35

36 3. Wyniki i dyskusja 3.1 Bogactwo gatunkowe W wyniku badań laboratoryjnych wszystkich prób wody pobranych podczas wyjazdu terenowego w roku 2012 uzyskano łącznie listę 71 taksonów glonów planktonowych stwierdzonych w strefie pelagialu Jeziora Durowskiego (aneks 1). Analizując rycinę 2 moŝna zauwaŝyć wzrost bogactwa gatunkowego w obrębie zbiorowisk fitoplanktonu z 50 taksonów w roku 2008 do 84 taksonów w roku Zeszłoroczny spadek liczby gatunków glonów planktonowych w stosunku do roku 2011związany był przede wszystkim warunkami pogodowymi. Cczerwiec 2012 roku, podobnie jak i początek lipca charakteryzował się intensywnymi i długotrwałymi opadami deszczu oraz spadkami temperatur. To spowodowało, Ŝe 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 takŝe w tym roku, chociaŝ liczba taksonów wyraźnie zwiększyła się o 17. NaleŜy takŝe uwzględnić element przebudowy zbiorowisk fitoplanktonu pod wpływem zabiegów rekultywacji. W roku 2008 fitoplankton zdominowany był głównie przez sinice. W kolejnych latach wzrastało bogactwo gatunkowe, gdyŝ zaczęły pojawiać się gatunki związane z mniejszą trofią wody, ale wciąŝ obecne były sinice. W roku 2012 i 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. Po drugie, ze względu na prowadzoną biomanipulację (zarybienie wód szczupakiem) w Jeziorze Durowskim istniała duŝa presja wyjadania przez zooplankton drobnych komórek fitoplanktonu, szczególnie w roku Dominujące w lipcu, zarówno 2012 jak i 2013 roku, glony są trudne do wyjadania przez zooplankton ze względu na duŝe rozmiary komórek i kolonii okrzemek oraz grubą ścianę celulozową bruzdnic. DuŜy udział ryb planktonoŝernych w tym roku zmniejszył presję zooplanktonu na fitoplankton (mało efektywna biomanipulacja) co równieŝ przełoŝyło się na wzrost udziału drobnych rozmiarowo gatunków w strukturze jakościowej zbiorowisk glonów. 36

37 Ryc. 2: Zestawienie całkowitej liczby gatunków fitoplanktonu w poszczególnych latach badawczych Analizując strukturę gatunkową na poszczególnych stanowiskach badawczych (aneks 2, ryc. 3) stwierdzono największe bogactwo gatunkowe w dopływie co związane było z zasilaniem tego stanowiska przez gatunki z wyŝej połoŝonego jeziora Kobyleckiego (zielenice i sinice) oraz przez gatunki rzeczne (głównie okrzemki) przenoszone wraz z prądem wody. Ryc. 3: Zestawienie całkowitej liczby gatunków fitoplanktonu w poszczególnych grupach taksonomicznych glonów w ujęciu horyzontalnym (inflow dopływ; A Aerator; Middle środek; Beach plaża; outflow - odpływ) 37

38 Struktura gatunkowa w obrębie poszczególnych grup taksonomicznych fitoplanktonu na stanowiskach jeziornych (aneks 2, ryc. 3) była bardzo zbliŝona, pomimo niewielkich róŝnic w całkowitej liczbie gatunków notowanych na pojedynczych stanowiskach. 3.2 Dominacja grup glonów Struktura liczebności fitoplanktonu na poszczególnych stanowiskach w ujęciu przestrzennym wykazała wyraźną róŝnicę 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) podczas gdy w próbach epilimnionu wzdłuŝ całego Jeziora Durowskiego ich udział wynosił około 10% w części północnej i 40% w części południowej (aneks 3, ryc. 4). To wyraźnie potwierdza lepszą jakość wód jeziora w stosunku do rzeki i rozgranicza jezioro na dwa baseny. Zwiększony udział sinic w części południowej moŝe wynikać z większej turbulencji wody spowodowanej uŝytkowaniem rekreacyjnym w postaci motorówek (stanowisko przy aeratorze 1 i odpływie) i kąpielisk (plaŝe po obu stronach jeziora). Bardzo silne falowanie wody wywołane uŝytkowaniem łodzi motorowych wynosi głębiej zlokalizowane w kolumnie wody sinice (Limnothrix redekei) do warstwy powierzchniowej i pozwala na ich ciągłe zasilanie epilimnionu. W części północnej jeziora nie odnotowano tego zjawiska. Ryc. 4: Procentowy udział sinic w strukturze ilościowej poszczególnych grup glonów w fitoplanktonie w ujęciu horyzontalnym Jeziora Durowskiego (inflow dopływ; A Aerator; Middle środek; Beach plaża; outflow - odpływ) 38

39 W odniesieniu do całkowitej liczebności komórek fitoplanktonu dominującą grupą glonów, niezaleŝnie od dnia i stanowiska, okazały sie okrzemki (aneks 3, ryc. 5). W obrębie tej grupy glonów dominowały Fragilaria ulna i tworzące kolonie Fragilaria crotonensis oraz Asterionella formosa. WaŜnym czynnikiem okazała się takŝe turbulencja wody, dzięki której sedymentujące ze względu na cięŝar komórki łatwo powracały do warstwy powierzchniowej wody. Szczególnie dobrze widać to na stanowisku plaŝa (Beach). Bruzdnice reprezentowane przez: Ceratium hirundinella, Peridinium cinctum, Peridiniopsis elpatiewskyi i Peridiniopsis cuningtonii były mniej liczne ale ze względu na duŝe rozmiary komórek zaznaczyły wyraźnie swój udział w biomasie fitoplanktonu (aneks 4). Na taką strukturę gatunków dominujących miała teŝ wpływ presja zooplanktonu, gdyŝ ze względu na duŝe rozmiary komórek gatunki te nie były wyjadane. Niewielki udział zielenic w biomasie fitoplanktonu na niektórych stanowiskach (np. przy aeratorach czy na plaŝy 2) związany był z obecnością jednokomórkowej Golenkinia radiata posiadającej długie kolce, duŝymi rozmiarowo koloniami Coelastrum astroideum czy Oocystis lacustris i Pediastrum boryanum. Potwierdza to pozostawanie w wodzie tylko duŝych form glonów, które nie są atrakcyjne jako pokarm dla zooplanktonu. Ryc. 5: Procentowy udział okrzemek, zielenic i bruzdnic w strukturze ilościowej poszczególnych grup glonów w fitoplanktonie w ujęciu horyzontalnym Jeziora Durowskiego (inflow dopływ; A Aerator; Middle środek; Beach plaża; outflow odpływ; diatoms okrzemki; Green alga zielenice; dinoflagellates - bruzdnice) 39

40 45,00 40,00 35,00 30,00 25,00 20,00 15,00 10,00 5,00 0,00 Inflow A2 Middle2 Middle1 A1 Outflow Beach Ryc. 6: Procentowy udział złotowiciowców w strukturze ilościowej poszczególnych grup glonów w fitoplanktonie w ujęciu horyzontalnym Jeziora Durowskiego (inflow dopływ; A Aerator; Middle środek; Beach plaża; outflow - odpływ) TakŜe odnotowana przy aeratorze 2 i w południowej części strefy pelagialu (środek 1), obecność złotowiciowców w biomasie fitoplanktonu (ryc. 6, aneks 3 i 4) powiązana była z duŝymi rozmiarami krzaczastych kolonii Dinobryon bavaricum i Dinobryon divergens. Na liczną obecność tej grupy glonów mogła mieć teŝ wpływ pogoda: długi okres zimy, deszczowy maj i czerwiec co utrzymywało raczej warunki wiosenne, dla których dominacja tej grupy glonów jest charakterystyczna. Ryc. 7: Procentowy udział kryptofitów i euglenin w strukturze ilościowej poszczególnych grup glonów w fitoplanktonie w ujęciu horyzontalnym Jeziora Durowskiego (inflow dopływ; A Aerator; Middle środek; Beach plaża; outflow - odpływ) 40

41 Kryptofity i eugleniny naleŝą do organizmów mikotroficznych, które obok fotosyntezy mogą pobierać na drodze fagocytozy bakterie i drobne cząsteczki materii organicznej (Jones i Ilmavirta 1998, Kawecka i Eloranta 1994). Największy udział kryptofitów (około 25%) odnotowano w części północnej jeziora, przy aeratorze 2 i na stanowiskach pelagicznych środek 1 i 2 (ryc. 7). W północnej części znajduje się płytki basen jeziora o głębokości 5m oraz dopływ Strugi Gołanieckiej. Wraz z prądem wody zawiesina cząsteczek materii organicznej przemieszcza się w kierunku południowym, stąd teŝ największe skupienie organizmów mikotroficznych w tej części jeziora, czyli najbliŝej źródła pokarmu. Z euglenin licznie wystąpił Trachelomonas hispida i Trachelomonas volvocina, szczególnie przy wypływie rzeki z jeziora, gdzie panuje większy prąd wody i występują lepsze warunki tlenowe. Bardziej szczegółowe dane przedstawia załącznik 3 i 4. Układ dominantów róŝnił się nieznacznie na poszczególnych stanowiskach, co przedstawia tabela 2. Na 7 spośród badanych stanowisk dominantem o największym udziale procentowym okazała się być okrzemka Fragilaria crotonensis, która najliczniej reprezentowana była na stanowiskach przy plaŝy (tab. 2, ryc. 8). Najprawdopodobniej zwiększona turbulencja wody wywołana przez kąpiących się była głównym czynnikiem tak wyraźnej dominacji tego gatunku na tym stanowisku. DostrzeŜono podobieństwo w strukturze dominantów pozostałych stanowisk jeziornych na północy z dominacją Cryptomonas erosa i w południowej części sinicą Limnothrix redekei oraz złotowiciowcami: Dinobryon bavaricum i Erkenia subaequiciliata. Struga Gołaniecka wyraźnie stanowi źródło sinic w jeziorze Durowskim prawie 80% udziału L. redekei w całkowitej liczebności fitoplanktonu rzeki. Tabela 2: Zestawienie dominantów [% w całkowitej liczebności komórek] w zbiorowiskach fitoplanktonu Jeziora Durowskiego w lipcu 2013 roku (inflow dopływ; A Aerator; Middle środek; Beach plaża; outflow - odpływ). Infl A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B Erkenia subaequiciliata Skuja 0,00 11,75 19,84 13,71 15,40 42,05 0,00 Fragilaria crotonensis Kitton 7,74 38,65 36,72 47,30 28,29 31,30 55,16 Dinobryon bavaricum Imhoff 0,24 3,23 24,86 11,45 7,54 0,00 12,80 Cryptomonas erosa Ehrenberg 0,00 32,70 9,92 22,70 0,00 0,00 7,77 Limnothrix redekei (Van Goor) Meffert 79,33 3,89 8,67 4,84 25,02 20,06 10,91 41

42 Ryc. 8: Procentowy udział gatunków dominujących w fitoplanktonie w ujęciu horyzontalnym Jeziora Durowskiego (inflow dopływ; A Aerator; Middle środek; Beach plaża; outflow - odpływ) 3.3 Peryfiton Przy analizie zbiorowisk peryfitonu korzystano na bazie przeliczonych co najmniej 500 okrywach okrzemek dla poszczególnych prób. Niektóre gatunki okrzemek są wskaźnikami określonego nasycenia wody tlenem, odczynu ph i stanu trofii (aneks 5). Porównując wyniki z ostatnich lat stwierdzono, Ŝe w Jeziorze Durowskim notowane są wskaźniki bardzo dobrego i dobrego natlenienia wody i te gatunki jak np. Achnanthes minutissima wykazują ą wzrost ich całkowitej liczebności ci w roku 2012 i Wskaźniki świadczące ce o słabej lub złej jakości wód utrzymują się na tym samym poziomie liczebności lub wykazują tendencję spadkową. W przypadku Gomphonema parvulum wskazującą na niską jakość wód, tylko na stanowiskach południowych jeziora stwierdzono jej duŝą liczebność a w pozostałych przypadkach była ona reprezentowana nielicznie. 42

43 Tabela 3: Zestawienie dominantów [% w całkowitej liczebności okryw] w zbiorowiskach peryfitonu Jeziora Durowskiego w lipcu 2013 roku. Taxon site 1 site 2 site 3 site 4 site 5 site 6 site 7 site 8 Achnanthes minutissima var. affinis (Grun.) Lan.-Bert Cymbella affinis Kützing Cymbella minuta Hilse ex Rabenhorst Fragilaria capucina (Desm.) Rabenhorst Amphora pediculus (Kütz.) Grunow Fragilaria pinnata Ehr Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm Gomphonema olivaceum (Horn.) Breb Fragilaria crotonensis Kitton Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot 4.04 Cocconeis pediculus Ehr Gomphonema olivaceoides Hustedt 8.5 Navicula radiosa Kützing 5.99 Gomphonema parvulum (Kütz.) Kütz Achnanthes minutissima var. gracillima (Mei.) L-Ber Cocconeis placentula var. pseudolineata Geitler 7.39 Cocconeis placentula Ehr Achnanthes exigua Grun Eunotia praerupta Ehr

44 Biorąc pod uwagę wartość wskaźnikową taksonów okrzemek odnotowanych w zbiorowiskach peryfitonu stwierdzono, Ŝe sa to gatunki głównie eutroficzne, preferujące wody zasadowe ale takŝe wody dobrze natlenione, przynajmniej powyŝej 75% natlenienia (aneks 5, ryciny na prezentacji). W obrębie dominantów stwierdzono 18 taksonów okrzemek, przy czym tylko 9 z nich było gatunkami dominującymi przynajmniej na dwóch stanowiskach. Wyraźnym dominantem był Achnanthes minutissima var. affinis (tab. 3). PoniŜej zaprezentowano ekologiczną charakterystykę wybranych gatunków (za Bąk i in. 2012), najliczniej reprezentowanych w zbiorowiskach peryfitonowych jeziora będących wskaźnikiem stanu ekologicznego Jeziora Durowskiego. 1. Achnantes minutissima var. affinis (Grun.) Lan.-Bert. Preferuje wody od oligotrofii do eutrofii. Notowany jest w wodach słabo alkalicznych, często zawierających wapń i stęŝenie elektrolitów na umiarkowanym poziomie. W Europie środkowej występuje licznie na rozproszonych stanowiskach gdyŝ często mylony jest podczas identyfikacji taksonomicznej z Achnanthidium minutissimum. 2. Amphora pediculus (Kutz.) Grunow Jest jednym z najszerzej rozprzestrzenionym i najliczniej występującym gatunkiem w Europie. Występuje w wodach o szerokim spektrum trofii, preferując jednak warunki mezo oligotroficzne. 3. Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm. Bardzo szeroko rozprzestrzeniony gatunek w toni wodnej pelagialu, szczególnie wód eutroficznych. Preferuje wody zasadowe z ich natlenieniem powyŝej 75%. 4. Cymbella affinis Kützing Gatunek występujący głównie w wodach eutroficznych, zasadowych i bogatych w wapń oraz dobrze natlenionych. Jest wskaźnikiem dobrego stanu ekologicznego wód. 5. Cymbella minuta Hilse ex Rabenh Gatunek kosmopolityczny w Europie środkowej. wystepuje takŝe w miejscach antropogenicznie przekształconych. Preferuje neutralny odczyn wody. 6. Fragilaria capucina (Desm.) Rabenhorst jest gatunkiem preferującym wody mezotroficzne z neutralnym odczynem wody. Fragilaria pinnata Ehr. 44

45 Występuje we wszystkich rodzajach wód, od oligo- do eutroficznych. Pojaw tego gatunku na jakimś obszarze wiąŝe się z jego długotrwałą obecnością. Jest gatunkiem alkalifilnym, który preferuje duŝe natlenienie wody. 3.4 Indeks okrzemowy Średnie wartości indeksu okrzemkowego wykazały utrzymującą się poprawę jakości wód w części północnej jeziora ze słabego do umiarkowanego i wyraźne pogorszenie w jego części południowej do słabego stanu ekologicznego (ryc. 9). Wskazuje to na wyraźnie mniejszy niŝ w latach ubiegłych dopływ zanieczyszczeń i stopniową poprawę stanu ekologicznego północnej części jeziora. Tylo na stanowisku 4 w części centralnej jeziora stwierdzono pogorszenie stanu ekologicznego wód jeziora (ryc. 10) co związane było przede wszystkim z miejscem poboru prób prywatne stanowisko wędkarskie z wyciętym pasem litoralu oraz udokumentowane systematyczne wrzucanie w tym miejscu zanęty na ryby. Stanem ekologiczny w oparciu o indeks okrzemkowy w południowej części jeziora pozostał słaby lub wahał się pomiędzy słabym a złym (ryc. 9 i 10). Ale chociaŝ nie zauwaŝono bardzo wyraźnego wzrostu wartości wskaźnika okrzemkowego to równocześnie nie odnotowano takŝe jego drastycznego spadku. Przyczyn tak wyraźnie odróŝniającej się części południowej jeziora pod względem stanu ekologicznego naleŝy dopatrywać się w rekreacyjnym uŝytkowaniu jeziora. Strefa litoralu jest wąska, poprzecinana licznymi stanowiskami wędkarskimi co stanowi takŝe liczne korytarze dopływu zanieczyszczeń wraz z intensywnymi opadami deszczu. Ponadto wykazano, Ŝe bardzo popularne jest stosowanie zanęty przez większość wędkarze co stanowi dodatkowy dopływ ładunku biogenów do zbiornika, ale przede wszystkim do strefy litoralu, gdzie rozwija się peryfiton. TakŜe duŝa aktywność łodzi motorowych na tym wąskim jeziorze o charakterze rynnowym utrzymuje ciągły proces erozji związany z uderzaniem silnych fal w odsłonięte brzegi jeziora. Zawiesina utrzymująca się w wodzie zmniejsza dostępność światła co nie pozostaje bez wpływu na fotosyntetyzujące organizmy poroślowe i strukturę gatunkową oraz ilościową okrzemek. 45

46 Ryc. 9: Wartości średnie indeksu okrzemkowego dla 8 stanowisk badawczych w latach (kolor pomarańczowy oznacza słaby stan ekologiczny a żółty kolor umiarkowany stan ekologiczny). 46

47 Ryc. 10: Wartości indeksu okrzemkowego dla 8 stanowisk badawczych w latach (kolor pomarańczowy oznacza słaby stan ekologiczny a żółty kolor umiarkowany stan ekologiczny). 47

48 3.5 Wskaźnik Mieszany Nygaard`a Jednym ze wskaźników pozwalającym określic stan trofii w jeziorze jest wskaźnik mieszany oparty na obecności liczby taksonów z grup wskazującyhc na dobrą i zła jakość wody: Wskaźnik mieszany = (Cyanobacteria + Chlorococcales + Centric Diatoms + Euglenoids) / Desmids Wyniki uzyskane ze wzoru klasyfikuje się zgodnie z zamieszczoną w tabeli 4 skalą: Tabela 4: Stan trofii według Dokulil (za Nygaard, 1949) Legend Result Dystrophic Oligotrophic < 1.0 Mesotrophic Eutrophic 3-5 Hypertrophic 5-20 Polytrophic Ogólna ocena tego wskaźnika klasyfikuje w wielu miejscach jezioro na hipertrofię co potwierdza wciąŝ duŝy udział w strukturze gatunkowej fitoplanktonu taksonów przywiązanych do wód eutroficznych i charakteryzujących się szeroką skalą ekologiczną. w roku 2012 na dwóch stanowiskach: środek 1 (Middle 1) i plaŝa 1 (Beach 1) wskaźnik wykazał przejście kategorii jakości wód z hypertrofii do eutrofii. W tym roku na wszystkich analizowanych stanowiskach występowały gatunki preferujące wody silnie eutroficzne. Wzrost wartości indeksu na niektórych stanowiskach najprawdopodobniej spowodowany jest przez wzrost presji rekreacyjnej na jeziorze, ale takŝe wciąŝ dopływem wód z duŝą ilością sinic z wyŝej połoŝonego Jeziora Kobyleckiego. W tabeli 5 zaprezentowano wyniki z wszystkich stanowisk z roku 2013 i dla porównania zmian z lat wcześniejszych, począwszy od roku Nie na wszystkich stanowiskach prowadzono badania kaŝdego roku i stąd nie oceniono w tym roku północnego końca jeziora. 48

49 Tabela 5: Stan trofii poszczególnych stanowisk badawczych Jeziora Durowskiego w latach Stanowisko Trofia Aerator 1 9, , Hypertrophy Aerator , Hypertrophy Srodek , ,5 Hypertrophy Srodek , ,5 Hypertrophy Dopływ - - 1, Hypertrophy Odpływ - - 6, Hypertrophy North ,5 5,3 - - Hypertrophy Plaża Hypertrophy Plaża Hypertrophy 3.6 Hildenbrandia rivularis Krasnorost Hildenbrandia rivularis jest gatunkiem wskaźnikowym dobrej jakości wód w wodach płynących ale takŝe notowany jest w jeziornych ekosystemach śródlądowych. Skorupiaste plechy tego glonu przyjmują bardzo intensywnie czerwony kolor i porastają kamienie (Kelly i King 2007). Gatunek ten jest regularnie stosowany do wykazania poprawy lub istniejących korzystnych warunków w ekosystemie jeziornym. Obecność tego gatunku w Jeziorze Durowskim odnotowano juŝ podczas wcześniejszych badań gdy wykazano go w południowej części jeziora a w roku 2011 takŝe na dalszych 2 stanowiskach w części środkowej (ryc. 11). W roku 2013 obecność krasnorosta stwierdzono na wszystkich wcześniejszych stanowiskach oraz na dwóch nowych w części środkowej jeziora przy brzegu wschodnim. WciąŜ na wszystkich stanowiskach tworzył duŝe i zwarte płaty co potwierdza dobra warunki siedliskowe do jego rozwoju, szczególnie dobrze natlenione wody. Jego liczne występowanie w południowej części jeziora po stronie wschodniej związane jest głównie z falowaniem wody w kierunku tego brzegu w związku z przewagą wiatrów zachodnich. Ponadto intensywne uŝytkowanie rekreacyjne w postaci łodzi motorowych dodatkowo generuje silne falowanie powodujące turbulencje wody i tym samym większe natlenienie 49

50 wody. Drugim waŝnym czynnikiem jest zacienienie (Eloranta i Kwandrans 2007, 2012). Na wschodnim brzegu jeziora znajduje się część parkowa z duŝą ilością drzew co ułatwia zachowanie zacienionych miejsc w strefie litoralu przez cały dzień. Ryc. 11: Mapa występowania Hildenbrandia rivularis w Jeziorze Durowskim w latach Wzajemne relacje pomiędzy fitoplanktonem i zooplanktonem W środę 3 lipca 2013 roku w celu oceny stuktury ilościowej zooplanktonu pobrano próby w profilu pionowym w kolumnie wody. Próby pobierano co 1 m na stanowisku przy Aeratorze 1, gdzie odnotowano głębokość 14m. W wyniku analizy mikroskopowej zebranego materiału pod kierunkiem dr S. Cerbina wykazano w Jeziorze Durowskim dominację wrotków (Rotifera), najmniejszej frakcji z grupy zooplanktonu. Pozostałe grupy zooplanktonu: Cyclopoida, Calanoida, Cladocera były reprezentowane przez niewielką ilość osobników. Szczegóły przedstawiono na rycinie

51 Ryc. 12: Rozmieszczenie poszczególnych grup zooplanktonu w profilu pionowym w Jeziorze Durowskim w dniu r. 51

52 Przedstawione na wykresach (ryc. 12) grupy bezkręgowców planktonowych wyraźnie tworzyły swoje szczyty liczebności tylko do głębokości 6m co związane było z warunkami tlenowymi na tym stanowisku i odtlenieniem wód w meta- i hypolimnionie. Kilka osobników z Cladocera i cyclopoida odnotowano takŝe w hipolimnionie ale głównie w warstwie przydennej gdzie w wyniku pracy aeratora dostarczany jest tlen, który chociaŝ od razu zuŝywany jest przez bakterie do rozkładu materii organicznej, to wystarcza równocześnie do przetrwania pojedynczych osobników zooplanktonu. Szczegółowa analiza ilościowa zbiorowisk zooplanktonu wskazuje jak waŝna jest liczebność poszczególnych grup. Rotifera (wrotki - Anuraeopsis fissa i Polyarthra sp, Keratella cochlearis) występowały w liczebności około 6000 osob./l, ale równocześnie są małe i ich aktywność w Ŝaden sposób nie wpływa na kontrolowanie fitoplanktonu. Następną najliczniejszą grupą okazały się Cyclopoida ze szczytem liczebności na głębokości 3-4m, ale równieŝ ta grupa organizmów moŝe odŝywiać się innymi małymi, zwierzęcymi organizmami planktonowymi. Podobny układ liczebności stwierdzono dla grupy Calanoida, które wystepują do głębokości 6m ale ich liczebność drastycznie maleje na tych głębokościach gdzie dominują Cyclopoida. Wskazuje to na wyraźną konkurencję pomiędzy tymi dwoma grupami zooplanktonu. Ostatnia grupa zwierząt planktonowych Cladocera była reprezentowana nielicznie bo przez zaledwie 30 osobników w litrze wody. Co waŝniejsze, stwierdzone wioślarki są bardzo małe (głównie Daphnia cucullata) w związku z czym nie posiadają większego wpływu na selekcję fitoplanktonu poprzez jego wyjadanie. Wszystkie grupy zooplanktonu są konsumentami komórek fitoplanktonu i w sprzyjających warunkach mogą kontrolować rozwój fitoplanktonu, nie doprowadzając do zakwitów wody. W Jeziorze Durowskim głównym czynnikiem redukującym liczebność zooplanktonu są ryby planktonoŝerne, które polują wykorzystując narząd wzroku. W ten sposób wyjadane w pierwszej kolejności są duŝe okazy zooplanktonu z grup wioślarek i widłonogów. W jeziorze wyraźnie dominują wrotki, które posiadają małe rozmiary i są niewidoczne dla ryb jako potencjalny pokarm. Równocześnie wrotki są zbyt małe aby Ŝerować na nitkowatych lub duŝych komórkach fitoplanktonu (tab. 6) i preferują mniejsze cząsteczki jak np. bakterie. Pozostałe z badanych grup zooplanktonu są relatywnie małe i teŝ nie stanowią zagroŝenia dla fitoplanktonu. W ten sposób wyjadane są bardzo szybko małe komórki glonów a pozostają w strukturze fitoplanktonu gatunki tworzące kolonie (Fragilaria crotonensis, Dinobryon bavaricum, Asterionella formosa), posiadające grubą ścianę komórkową (bruzdnice, Phacotus 52

53 lenticularis) czy długie kolczaste wyrostki (Golenkinia radiata). I przedstawiciele tych właśnie glonów były reprezentowane najliczniej w Jeziorze Durowskim. Tabela 6: Zestawienie preferencji zooplanktonu do wyjadania wybranych gatunków glonów planktonowych (za Wilk-Woźniak i in. 2001) Gatunki fitoplanktonu, które mogą być wyjadane przez zooplankton Wyjadane optymalnie Rhodomonas, Cryptomonas, Chrysochromulina parva, Chlamydomonas spp, Monoraphidium contortum; Wyjadane w średnim zakresie Staphanodiscus hantzschii, Staphanodiscus binderanus, Aulacoseira granulata, Fragilaria acus, Ultotrix subtilissima, Anabena planctonica, Aphanizomanon flos-aquae; Wyjadane w bardzo niewielkim stopniu Niejadalne Asterionella formosa, Diatoma elongatum, Chlorella minutissima, Dinobryon spp, Mougeotia thylespora; Fragilaria crotonensis, Ceratium hirundinella, Peridinium cinctum, Pandorina morum, Eudorina spp, Closterium aciculare, Staurastrum cingulum, Anabena spiroides, Aphanizomenon flosaquae, Microcystis aeruginosa, Woronichinia naegeliana 4. Wnioski W opracowaniu uwzględniono wyniki badań w oparciu o organizmy planktonowe oraz ich rolę wskaźnikową próbując określić stan ekologiczny Jeziora Durowskiego. Badania prowadzone na zbiorowiskach fitoplanktonu na róŝnych stanowiskach Jeziora Durowskiego ujawniły kilka tendencji dotyczących oceny stanu ekologicznego w oparciu o ten parameter biologiczny. Przede wszystkim bardzo wyraźnie zmalała liczebność sinic w epilimnionie na stanowiskach w północnej części jeziora ale ze względu na uŝytkowanie rekreacyjne wciąŝ sinice stanowią do 40% w części południowej. Ta grupa glonów z dominacją Limnothrix redekei oraz Aphanizomenon flos-aquae wciąŝ bardzo intensywnie rozwija się w Strudze Gołanieckiej dopływającej do jeziora. Przebudowa zbiorowiska fitoplanktonu w kierunku okrzemek i bruzdnic nie wskazuje jeszcze trwała tendencję spadku stanu trofii z hypertrofii do eutrofii, co wykazał mieszany wskaźnik fitoplanktonu. RównieŜ indeks Jaccard a wskazuje na dalsze zmiany i przebudowę w strukturze zbiorowisk fitoplanktonu potwierdzając podobieństwo tylko na poziomie 40% w stosunku do roku 2008, zanim środki rekultywacji zostały wdroŝone. Indeks okrzemkowy wykazał nieznaczny wzrost jakości wody w północnej części jeziora i wyraźny spadek części południowej. Trend ten naleŝy wiązać z rekreacyjnym 53

54 charakterem południowej części jeziora miasto i związana z nim działalność antropogeniczna. Gatunki wskaźnikowe w zbiorowiskach peryfitonu preferują wody zasadowe eutroficzne ale równocześnie mają swoje optimum w dobrze natlenionych wodach co sugeruje stopniowy, pozytywny efekt prowadzonej rekultywacji. Szczególnie, Ŝe pojawiły się takŝe gatunki, które sa wskaźnikami warunków mezotroficznych. NaleŜy jednak podkreślić, ze warunki tlenowe w pelagialu wciąŝ są niezadawalające ze względu na brakki tlenu od głębokości 5m w kolumnie wody. Okrzemki i bruzdnice obecnie są najliczniejszą i dominującą grupą glonów gdyŝ są mniej podatne na wyjadanie przez zooplankton niŝ inne grupy glonów planktonowych. Jednak to nie duŝa presja zooplanktonu przyczyniła się do spadku ogólnej liczby gatunków fitoplanktonu notowanego w epilimnionie bo dominującą grupą okazały się wrotki. Ponadto, zaznacza się brak efektu prowadzonej biomanipulacji brak duŝych form wioślarek i widłonogów mogących wyjadać fitoplankton. Niektóre wyniki nie są jednoznaczne (do czego przyczyniły się teŝ specyficzne warunki pogodowe w czerwcu 2013 roku) ze względu na swoją kompleksowość i wskazują, Ŝe wciąŝ jest duŝo do zrobienia w celu poprawy jakości wody i stanu ekologicznego tego jeziora. Niektóre wskaźniki wskazują poprawę a inne spadek jakości wody, co związane jest takŝe z czynnikami niezaleŝnymi jak: czas i miejsce poboru prób, warunki pogodowe. Dlatego teŝ uzyskane wyniki powinny być rozpatrywane w całości z badaniami parametrów fizyczno-chemicznych, struktury makrolitów oraz grup makrozoobentosu czy ryb. ZALECENIA DLA JEZIORA DUROWSKIEGO W OPARCIU O WYNIKI BADAŃ: 1. Zarybianie jeziora przez narybek ryb drapieŝnych np. szczupaka które mogą efektywnie kontrolować populacje ryb planktonoŝernych. W przyszłości powinno to skutkować występowaniem liczniejszych populacji duŝych osobników zooplanktonu z grup wioślarek i widłonogów, które skutecznie będą kontrolowały fitoplankton. 2. Efektywniejsze uŝytkowanie aeratorów w okresie lata aby jak najskuteczniej natleniać strefę przydenną i w ten sposób stopniowo poprawiać warunki tlenowe takŝe w hipolimnionie i metalimnionie. W chwili obecnej brakuje tlenu w kolumnie wody od głębokości 5m. 3. Edukacja w celu stosowania dobrej praktyki mającej na celu ochronę strefy litoralu i poszerzenia płatów roślinności zanurzonej, która skutecznie moŝe konkurować o biogeny z fitoplanktonem. Szczególnie gdyby powróciły ramienice, które dodatkowo wydzielają substancje hamujące rozwój glonów. 54

55 5. LITERATURA Bąk, M., Witkowski, A., śelazna-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 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: Eloranta P., Kwandrans J Freshwater Red Algae (Rhodophyta). Saarijarven Offset Oy Saarijarvi Eloranta P., Kwandrans J., Illustrated guidebook to common freshwater red algae. W.Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, Lbicz 46, Kraków, Poland Hegewald E New combinations in the genus Desmodesmus (Chlorophyceae, Scenedesmaceae). Algological Studies, 96: Hăkansson H A compilation and evaluation of species in the general Stephanodiscus, Cyclostephanos and Cyclotella with a new genus in the family Stephanodiscaceae. W: Serieyssol K, Sullivan M.J. (eds.) Diatom Research. Biopress Limited, Bristol, England, 17 (1): Jones. R.I., Ilmavirta V Seasonal and spatial distribution of cryptophyceae in the deep stratifying, alpine lake Mondsee and their role in the food web. Hydrobiologia 161: 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:

56 Krammer K., Lange Bertalot H. 1991b. Bacillarioophyceae. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T 2/4, Gustav Fischer, Verlag. Jena: Komárek J., Fott B Chlorophyceae (Grünalgen), Ordnung Chlorococcales. Das Phytoplankton des Süsswassers. Die Biennengewässer, Bd. 16, 7 Teil, 1 712, 1 Hälfte, E. Schweizerbart, Stuttgart: Komárek J., Fott B Chlorophyceae (Grünalgen), Ordnung Chlorococcales. Das Phytoplankton des Süsswassers. Die Biennengewässer, Bd. 16, 7 Teil, 1 712, 1 Hälfte, E. Schweizerbart, Stuttgart: Komárek J., Anagnastidis K Cyanoprokaryota. 1. Teil: Chroococcales. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T. 19/1, VEB Gustav Fischer, Verlag. Heidelberg, Berlin: Komárek J., Anagnastidis K Cyanoprokaryota. 2. Teil: Oscillatoriales. Süsswasserflora von Mitteleuropa; T. 19/2, VEB Gustav Fischer, Verlag. Heidelberg, Berlin 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: Starmach K Plankton roślinny wód słodkich. Metody badania i klucze do oznaczania gatunków występujących w wodach Europy Środkowej. PWN, Warszawa Kraków Van Dam H., Martens A., Sinkeldam J A coded checklist and ecological indicators values of freshwater diatoms from the Netherlands. Neth. J. Aquat. Ecol. 28(1): Van den Hoek C., Mann D. G., Jahns H. M Algae. An introduction to phycology. Cambridge University Press, First edition 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 Phytoplancton-zooplancton interactions, się relaons adaptaive responses. A short review. Ecohydroogy & Hydrobiology vol.1. no 4,

57 Wołowski K Taxonomic and environmental studies on euglenophytes of the Kraków- Częstochowa upland (Southern Poland). Fragmenta Floristica et Geobotanica, Suppl. 6: Wołowski K., Hindák F Atlas of Euglenophytes. VEDA Publishing House of the Slovak Academy of Sciences, Bratislava ZAŁĄCZNIKI 57

58 ANEKS 1. Porównanie struktury gatunkowej zbiorowisk fitoplanktonu w lipcu w kolejnych latach badawczych JezioraDurowskiego. Gatunki fitoplanktonu Cyanoprokaryota - sinice 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. + + Jaaginema pseudogeminatum (Schmid) Anagn. et Kom. + + Limnothrix lauterbornii(schmidle) Anagn. + Limnothrix redekei (Van Goor) Meffert Lyngbya hieronymusii Lemm. + Microcystis aeruginosa Kützing Microcystis flos-aquae (Wittrock) Kirchner + + Jaaginema gracile (Bocher) Anagn. et kom. + Phormidium granulatum Gardn. Anagn Phormidium tenue (Agards ex Gomont) Anagn. et kom. + Planktolyngbya limnetica (Lemm.) Kom. Legn. Et Cronenberg Planktothrix agardhii (D.C. ex Gom.) Anagn. et Kom Pseudanabaena limnetica (Lemm.) Kom Spirulina laxissima (W. West) + Spirulina mior Kütz. + 58

59 Gatunki fitoplanktonu Oscillatoria grossegranulata Skuja + Bacillariophyceae - okrzemki Achnanthes exigua Grun. + Achnanthes minutissima Kützing Amphora ovalis Kützing Amphora pediculus (Kütz.) Grun. + Asterionella formosa Hasall Cocconeis euglypta (Ehr.) Clevei + Cocconeis placentula Ehr Cyclotella atomus Hustedt + Cyclotella meneghiniana Kütz Cyclotella ocellata Pant Cyclotella operculata (Ag.) Kützing Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm Cymbella affinis Kützing + Cymbella microcephala Grun. + + Cymbella minuta Hilse ex Rabenhorst Diatoma vulgare Bory + Fragilaria capucina (Desm.) Rabenhorst + + Fragilaria crotonensis Kitton Fragilaria pinnata Ehr. + + Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot Fragilaria ulna var. angustissima Sippen Gomphonema acuminatum Ehr. + + Gomphonema olivaceum (Horn.) Breb. + + Gomphonema parvulum (Kütz.) Kütz. + Melosira varians Ag. + Hippodonta capitata (Ehr.) L-B, Metz. et Witk. + 59

60 Gatunki fitoplanktonu Navicula cincta (Ehr.) Ralfs Navicula mensiculus Schumann + Navicula radiosa Kützing Naviula tripunctata (O.F. Muller) Bory de Sain. Van. + + Nitzschia palea (Kütz.) W. Smith Nitzschia recta Hantzsch ex Rabenh. + Nitzschia sigmoidea (Ehr.) W. Smith + Nitzschia sinuata (W. Sm.) Grunow + Pinnularia viridis (Nitzsch) Ehr. + Placoneis gastrum(ehr.) Meresch. + Rhopalodia gibba (Ehr.) Muller + Staurosira construens Ehr. + Chlorophyta- zielenice Ankistrodesmus falcatus (Corda) Ralfs + Botryococcus braunii Kütz. + Characium aqngustatum A. Braun Chlamydomonas globosa Snow Chlamydomonas passiva Skuja + + Chlamydomonas reinchardtii Dangeard + Closterium acutum var. variabile (Lemm.) Krieg Coelasrum astroideum De Notaris Coelastrum microporum Naegel. + Coelastrum reticulatum (Dang.) Senn + + Cosmarium abbreviatum Raciborski Cosmarium exiguumw. Archer + Cosmarium margaritatum (Turp.) Ralfs + Cosmarium phaseolus Brebisson in Ralfs Cosmarium laeve Rabenhorst + 60

61 Gatunki fitoplanktonu Cosmarium regnellii Wille Crucigeniella rectnagulrais (Naeg.) Kom. + Crucigenia tetrapedia (Kirchner) W. et G.S. West + Desmodesmus communis (Hegew.) Hegew Desmodesmus grahneisii (Heynig) Fott + Desmodesmus naegellii (Meyen) Hegew. + Desmodesmus opoliensis (Rchter) Hegew. + + Desmodesmus subspicatus (Chod.) Hegew. et Schmidt Dictyosphaerium pulchellum Wood Didymocystis planctonica Korsikov + Elkatothrix gelatinosa Wille Golenkinia radiata Chodat Kirchneriella contorta var. elegans (Schmidle) Bohlin + + Koliella longiseta (Vischer) Hindak + 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 Palmelochette tenerrima Kors. + 61

62 Gatunki fitoplanktonu Pandorina morum (O.F. Müller) Bory + + Pediastrum boryanum (Turpin) Meneg Pediastrum simplex Meyen + Pediastrum duplex Meyen + Pediastrum tetras (Ehr.) Ralfs + Phacotus lendneri Chodat. + Phacotus lenticularis (Ehr.) Stein Provasoliella saccata (Skuja) Ettl + 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 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 Cryptophyta - kryptofity Chroomonas acuta Uterm. + Cryptomonas erosa Ehrenberg

63 Gatunki fitoplanktonu Cryptomonas gracilis Skuja + Cryptomonas marssonii Skuja Cryptomonas ovata Ehrenberg Cryptomonas rostrata Troitzskaja emend I. Kiselev Rhodomonas minuta Skuja Dinophyta - bruzdnice Ceratium hirundinella (F. B. Müller) Bergh Gymnodinium aeruginosum Stein + + Peridiniopsis cuningtonii Lemm Peridinium cinctum (O.F. Müller) Ehrenberg Peridinium gatunense Nygaard + Peridinopsis berolinense (Lemm.) Bourrelly Peridinopsis elpatiewskyi (Ostenf.) Bourrelly Euglenophyta - eugleniny Colacium vesiculosum Ehr Euglena caudata Hübner + Euglena pisciformis Klebs + + Phacus orbicularis Hubner + + Trachelomonas hispida (Perty) Stein Trachelomonas planctonica Swirenko Trachelomonas volocina Ehrenberg Chrysophyceae - złotowiciowce Chrysococcus rufescens Klebs + Dinobryon bavaricum Imhoff Dinobryon crenulatum W. et G.S. West Dinobryon divergens Imhof Dinobryon sociale Ehrenberg Erkenia subaequiciliata Skuja

64 ANEKS 2. Struktura gatunkowa fitoplanktonu oraz frekwencja poszczególnych gatunków Jeziora Durowskiego od 01do (Inf dopływ; A2 Aerator 2; Mid. 2 środek 2; Mid.1 środek 1; Outf odpływ; B1 plaŝa 1; B2 plaŝa 2). n=1 n=6 n=2 n=2 n=6 n=1 n=1 n=1 n=20 Głębokość 0m 0-2m 0m 0m 0-2m 0m 0m 0m % Stanowisko Inf A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B1 B2 Frekwencja Cyanoprokaryota - sinice Aphanizomenon flos-aquae (L.) Ralfs Aphanocapsa incerta (Lemm.) Cronberg et Komarek Limnothrix redekei (Van Goor) Meffert Microcystis aeruginosa Kützing Microcystis flos-aquae (Wittrock) Kirchner Planktolyngbya limnetica (Lemm.) Kom. Legn. Et Cron Planktothrix agardhii (D.C. ex Gom.) Anagn. et Kom Pseudanabaena limnetica (Lemm.) Kom Oscillatoria grossegranulata Skuja Bacillariophyceae - okrzemki Achnanthes minutissima Kützing Asterionella formosa Hasall Cocconeis placentula Ehr Cyclotella meneghiniana Kütz Cyclotella ocellata Pant Cyclotella operculata (Ag.) Kützing Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm Cymbella microcephala Grun Cymbella minuta Hilse ex Rabenhorst Fragilaria capucina (Desm.) Rabenhorst Fragilaria crotonensis Kitton

65 Stanowisko Inf A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B1 B2 Frekwencja Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot Fragilaria ulna var. angustissima Sippen Gomphonema acuminatum Ehr Hippodonta capitata (Ehr.) Lange-Bertalot, Metz. et Witk Navicula cincta (Ehr.) Ralfs Navicula radiosa Kützing Naviula tripunctata (O.F. Muller) Bory de Saint-Vincent Nitzschia palea (Kütz.) W. Smith Nitzschia recta Hantzsch ex Rabenhorst Rhopalodia gibba (Ehr.) Müller Chlorophyta - zielenice Botryococcus braunii Kütz Characium aqngustatum A. Braun Chlamydomonas globosa Snow Chlamydomonas passiva Skuja Coelastrum astroideum De Notaris Cosmarium abbreviatum Raciborski Cosmarium phaseolus Brebisson in Ralfs Cosmarium regnellii Wille Crucigeniella rectnagulrais (Naeg.) Kom Desmodesmus communis (Hegew.) Hegew Desmodesmus subspicatus (Chod.) Hegew. et Schmidt Desmodesmus opoliensis (Rchter) Hegew Elkatothrix gelatinosa Wille Golenkinia radiata Chodat Kirchneriella contorta var. elegans (Schmidle) Bohlin Monoraphidium contortum (Thur.) Kom.-Legn Pandorina morum (O.F. Müller) Bory

66 Stanowisko Inf A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B1 B2 Frekwencja Pediastrum boryanum (Turpin) Meneg Pediastrum simplex Meyen Pediastrum duplex Meyen Phacotus lenticularis (Ehr.) Stein Sphaerocystis planctonica (Korsikov) Bourrelly Tetraedron minimum (A. Br.) Hansgirg Tetraedron triangulare (Chod.) Kom Tetrastrum staurogeanieforme (Schroed.) Lemm Treubaria schmidlei (Schroeder) Fott et Kovacik Staurastrum gracile Ralfs Cryptophyta - kryptofity Cryptomonas erosa Ehrenberg Cryptomonas marssonii Skuja Cryptomonas ovata Ehrenberg Cryptomonas rostrata Troitzskaja emend I. Kiselev Rhodomonas minuta Skuja Dinophyta - bruzdnice Ceratium hirundinella (F. B. Müller) Bergh Gymnodinium aeruginosum Stein Peridiniopsis cuningtonii Lemm Peridinium cinctum (O.F. Müller) Ehrenberg Peridinium willei Huitfeld-Kaas Peridinium gatunense Nygaard Peridinopsis elpatiewskyi (Ostenf.) Bourrelly Euglenophyta - eugleniny Trachelomonas hispida (Perty) Stein Trachelomonas volocina Ehrenberg Colacium vesiculosum Ehr

67 Stanowisko Inf A2 Mid.2 Mid.1 A1 Outf B1 B2 Frekwencja Chrysophyceae - złotowiciowce Erkenia subaequiciliata Skuja Dinobryon sociale Ehrenberg Dinobryon divergens Imhof Dinobryon bavaricum Imhoff ANEKS 3. Średnia liczebność komórek poszczególnych gatunków fitoplanktonu (l.kom./l) na róŝnych głębokościach w Jeziorze Durowskim od 01do (Inf dopływ; A2 Aerator 2; Mid. 2 środek 2; Mid.1 środek 1; Outf odpływ; B1 plaŝa 1; B2 plaŝa 2; * - n=2). Głębokość 0m *0m *1m *2m *0m *0m *0m *1m *2m 0m 0m 0m Stanowisko Inf A2 A2 A2 Mid.2 Mid.1 A1 A1 A1 Outf B1 B2 Cyanoprokaryota - sinice Aphanizomenon flos-aquae (L.) Ralfs Aphanocapsa incerta (Lemm.) Cronberg et Komarek Limnothrix redekei (Van Goor) Meffert Microcystis aeruginosa Kützing Microcystis flos-aquae (Wittrock) Kirchner Planktolyngbya limnetica (Lemm.) Kom. Legn. Et Cron Planktothrix agardhii (D.C. ex Gom.) Anagn. et Kom Pseudanabaena limnetica (Lemm.) Kom Oscillatoria grossegranulata Skuja Razem Bacillariophyceae - okrzemki Achnanthes minutissima Kützing Asterionella formosa Hasall

68 Głębokość 0m 0m 1m 2m 0m 0m 0m 1m 2m 0m 0m 0m Stanowisko Inf A2 A2 A2 Mid.2 Mid.1 A1 A1 A1 Outf B1 B2 Cocconeis placentula Ehr Cyclotella meneghiniana Kütz Cyclotella ocellata Pant Cyclotella operculata (Ag.) Kützing Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm Cymbella microcephala Grun Cymbella minuta Hilse ex Rabenhorst Fragilaria capucina (Desm.) Rabenhorst Fragilaria crotonensis Kitton Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot Fragilaria ulna var. angustissima Sippen Gomphonema acuminatum Ehr Hippodonta capitata (Ehr.) Lange-Bert., Metz. et Witk Navicula cincta (Ehr.) Ralfs Navicula radiosa Kützing Naviula tripunctata (O.F. Muller) Bory de Sain.Vin Nitzschia palea (Kütz.) W. Smith Nitzschia recta Hantzsch ex Rabenhorst Rhopalodia gibba (Ehr.) Müller Razem Chlorophyta - zielenice Botryococcus braunii Kütz Characium aqngustatum A. Braun Chlamydomonas globosa Snow Chlamydomonas passiva Skuja Coelastrum astroideum De Notaris Cosmarium abbreviatum Raciborski Cosmarium phaseolus Brebisson in Ralfs

69 Głębokość 0m 0m 1m 2m 0m 0m 0m 1m 2m 0m 0m 0m Stanowisko Inf A2 A2 A2 Mid.2 Mid.1 A1 A1 A1 Outf B1 B2 Cosmarium regnellii Wille Crucigeniella rectnagulrais (Naeg.) Kom Desmodesmus communis (Hegew.) Hegew Desmodesmus subspicatus (Chod.) Hegew. et Schmidt Desmodesmus opoliensis (Rchter) Hegew Elkatothrix gelatinosa Wille Golenkinia radiata Chodat Kirchneriella contorta var. elegans (Schmidle) Bohlin Monoraphidium contortum (Thur.) Kom.-Legn Pandorina morum (O.F. Müller) Bory Pediastrum boryanum (Turpin) Meneg Pediastrum simplex Meyen Pediastrum duplex Meyen Phacotus lenticularis (Ehr.) Stein Sphaerocystis planctonica (Korsikov) Bourrelly Tetraedron minimum (A. Br.) Hansgirg Tetraedron triangulare (Chod.) Kom Tetrastrum staurogeanieforme (Schroed.) Lemm Treubaria schmidlei (Schroeder) Fott et Kovacik Staurastrum gracile Ralfs Razem Cryptophyta - kryptofity Cryptomonas erosa Ehrenberg Cryptomonas marssonii Skuja Cryptomonas ovata Ehrenberg Cryptomonas rostrata Troitzskaja emend I. Kiselev Rhodomonas minuta Skuja Razem

70 Głębokość 0m 0m 1m 2m 0m 0m 0m 1m 2m 0m 0m 0m Stanowisko Inf A2 A2 A2 Mid.2 Mid.1 A1 A1 A1 Outf B1 B2 Dinophyta - bruzdnice Ceratium hirundinella (F. B. Müller) Bergh Gymnodinium aeruginosum Stein Peridiniopsis cuningtonii Lemm Peridinium cinctum (O.F. Müller) Ehrenberg Peridinium willei Huitfeld-Kaas Peridinium gatunense Nygaard Peridinopsis elpatiewskyi (Ostenf.) Bourrelly Razem Euglenophyta - eugleniny Trachelomonas hispida (Perty) Stein Trachelomonas volocina Ehrenberg Colacium vesiculosum Ehr Razem Chrysophyceae - złotowiciowce Erkenia subaequiciliata Skuja Dinobryon sociale Ehrenberg Dinobryon divergens Imhof Dinobryon bavaricum Imhoff Razem

71 ANEKS 4. Średnia biomasa poszczególnych gatunków fitoplanktonu (mg/l) na róŝnych głębokościach w Jeziorze Durowskim od 01do (Inf dopływ; A2 Aerator 2; Mid. 2 środek 2; Mid.1 środek 1; Outf odpływ; B1 plaŝa 1; B2 plaŝa 2; * - n=2). Głębokość 0m *0m *1m *2m *0m *0m *0m *1m *2m 0m 0m 0m Stanowisko Inf A2 A2 A2 Mid.2 Mid.1 A1 A1 A1 Outf B1 B2 Cyanoprokaryota - sinice Aphanizomenon flos-aquae (L.) Ralfs Aphanocapsa incerta (Lemm.) Cronberg et Komarek Limnothrix redekei (Van Goor) Meffert Microcystis aeruginosa Kützing Microcystis flos-aquae (Wittrock) Kirchner Planktolyngbya limnetica (Lem.) Kom. Leg. et Cr Planktothrix agardhii (D.C. ex Gom.) Anagn. et Kom Pseudanabaena limnetica (Lemm.) Kom Oscillatoria grossegranulata Skuja Razem Bacillariophyceae - okrzemki Achnanthes minutissima Kützing Asterionella formosa Hasall Cocconeis placentula Ehr Cyclotella meneghiniana Kütz Cyclotella ocellata Pant Cyclotella operculata (Ag.) Kützing Cyclotella radiosa (Grun.) Lemm Cymbella microcephala Grun Cymbella minuta Hilse ex Rabenhorst Fragilaria capucina (Desm.) Rabenhorst Fragilaria crotonensis Kitton Fragilaria ulna (Nitzsch) Lange-Bertalot

72 Głębokość 0m *0m *1m *2m *0m *0m *0m *1m *2m 0m 0m 0m Stanowisko Inf A2 A2 A2 Mid.2 Mid.1 A1 A1 A1 Outf B1 B2 Fragilaria ulna var. angustissima Sippen Gomphonema acuminatum Ehr Hippodonta capitata (Ehr.) Lange-Ber.. Metz. et Witk Navicula cincta (Ehr.) Ralfs Navicula radiosa Kützing Naviula tripunctata (O.F. Muller) Bory de Sain.Vin Nitzschia palea (Kütz.) W. Smith Nitzschia recta Hantzsch ex Rabenhorst Rhopalodia gibba (Ehr.) Müller Razem Chlorophyta - zielenice Botryococcus braunii Kütz Characium aqngustatum A. Braun Chlamydomonas globosa Snow Chlamydomonas passiva Skuja Coelastrum astroideum De Notaris Cosmarium abbreviatum Raciborski Cosmarium phaseolus Brebisson in Ralfs Cosmarium regnellii Wille Crucigeniella rectnagulrais (Naeg.) Kom Desmodesmus communis (Hegew.) Hegew Desmodesmus subspicatus (Chod.) Hegew. et Schmidt Desmodesmus opoliensis (Rchter) Hegew Elkatothrix gelatinosa Wille Golenkinia radiata Chodat Kirchneriella contorta var. elegans (Schmidle) Bohlin Monoraphidium contortum (Thur.) Kom.-Legn Pandorina morum (O.F. Müller) Bory

73 Głębokość 0m *0m *1m *2m *0m *0m *0m *1m *2m 0m 0m 0m Stanowisko Inf A2 A2 A2 Mid.2 Mid.1 A1 A1 A1 Outf B1 B2 Pediastrum boryanum (Turpin) Meneg Pediastrum Simple Meyen Pediastrum duplex Meyen Phacotus lenticularis (Ehr.) Stein Scenedesmus acuminatus (Lager.) Chodat Sphaerocystis planctonica (Korsikov) Bourrelly Tetraedron minimum (A. Br.) Hansgirg Tetraedron triangulare (Chod.) Kom Tetrastrum staurogeanieforme (Schroed.) Lemm Treubaria schmidlei (Schroeder) Fott et Kovacik Staurastrum gracile Ralfs Razem Cryptophyta - kryptofity Cryptomonas erosa Ehrenberg Cryptomonas marssonii Skuja Cryptomonas ovata Ehrenberg Cryptomonas rostrata Troitzskaja emend I. Kiselev Rhodomonas minuta Skuja Razem Dinophyta - bruzdnice Ceratium hirundinella (F. B. Müller) Bergh Gymnodinium aeruginosum Stein Peridiniopsis cuningtonii Lemm Peridinium cinctum (O.F. Müller) Ehrenberg Peridinium willei Huitfeld-Kaas Peridinium gatunense Nygaard Peridinopsis elpatiewskyi (Ostenf.) Bourrelly Razem

74 Głębokość 0m *0m *1m *2m *0m *0m *0m *1m *2m 0m 0m 0m Stanowisko Inf A2 A2 A2 Mid.2 Mid.1 A1 A1 A1 Outf B1 B2 Euglenophyta - eugleniny Trachelomonas hispida (Perty) Stein Trachelomonas volocina Ehrenberg Colacium vesiculosum Ehr Razem Chrysophyceae - złotowiciowce Erkenia subaequiciliata Skuja Dinobryon sociale Ehrenberg Dinobryon divergens Imhof Dinobryon bavaricum Imhoff Razem ANEKS 5. Porównanie struktury gatunkowej okrzemek reprezentowanych w zbiorowiskach peryfitonu na poszczególnych stanowiskach Jeziora Durowskiego w lipcu 2013 roku (1-8 - stanowiska, O zawartość tlenu, T trofia). Taksony okrzemek ph* O* T* Achnanthes conspicua Mayer Achnanthes exigua Grun Achnanthes hungarica(grunow) Grun. in Cleve Achnanthes lanceolata (Breb.) Grunow Achnanthes lanceolata v. elliptica Cleve sensu Straub Achnanthes minutissima Kützing Achnanthes minutissima var. affinis (Grun.) Lange-Bertalot Achnanthes minutissima var. gracillima (Meister) Lange-Bertalot Amphipleura pellucida (Kützing) Kützing Amphora ovalis Kützing

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

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

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

78 Taksony okrzemek ph O T Rhoicosphaenia abbreviata (Ag.) Lange-Bertalot Stauroneis phoenicentron Ehr Stephanodiscus astraea (Ehr.) Grun Stephanodiscus hantzschii Grun Stephanodiscus minutulus (Kütz.) Cleve-Mıller Surirella ovalis Breb Tabellaria fenestrata (Lyngb.) Kützing acidobionty (optymalny rozwój w ph <5,5) 2. acidofile (występują głównie w ph <7) 3. neutralne (występują w ph około 7) 4. alkalifile (występują głównie w ph >7) 5. alkalibionty (występują tylko w wodach o ph >7) 6. indifferentny (bez wyraźnego optimum) 1. wysokie (około 100% natlenienia) 2. raczej wysokie (około 75% natlenienia) 3. umiarkowane (około 50% natlenienia) 4. niskie (powyŝej 30% natlenienia) 5. bardzo niskie (około 10% natlenienia) 1. oligotroficzne 2. oligo-mezotroficzne 3. mezotroficzne 4. mezo-eutroficzne 5. eutroficzne 6. hypereutroficzne 7. oligo- do eutroficznych ph* O* T* 78

79 Międzynarodowa Szkoła Letnia RESTLAKE Wągrowiec i Poznań Makrofity jako wskaźnik stanu ekologicznego określonego podczas rekultywacji Jeziora Durowskiego Autorzy: 1 Aleksandra Tornadowska, 2 Beatrice Popa Catalina, 3 Catharina Keim, 3 Garvey Engulu B. Smith 1 Uniwersytet im. A. Mickiewicza w Poznaniu 2 Alexandru Ioan Cuza University of Iasi 3 Christian-Albrecht University of Kiel Opiekun: Prof. Ryszard Gołdyn, Uniwersytet im. A. Mickiewicza w Poznaniu 79

80 1. Wstęp Atrakcją Wągrowca jest Jezioro Durowskie, które jest połoŝone w zachodniej części Polski. Zbiornik ten jest wykorzystywany rekreacyjnie (m. in. sporty wodne) przez mieszkańców oraz turystów. Z powodu wpływu działalności człowieka oraz zlewni, jakość wód uległa pogorszeniu. Stan troficzny Jeziora Durowskiego określany jest jako eutroficzny. W 2008 roku, w miesiącach letnich odnotowano obecność silnych zakwitów sinicowych. Z tego powodu, lokalne władze zamknęły jezioro dla celów rekreacyjnych. Zdecydowano się na rozpoczęcie rekultywacji jeziora, która ma na celu poprawę jakości wód jeziora, tak aby moŝna je było wykorzystywać rekreacyjnie i turystycznie. Ramowa Dyrektywa Wodna (European Union, 2000) wymaga od państw członkowskich Unii Europejskiej oceny i raportu dotyczącego stanu ekologicznego wszystkich jezior o powierzchni powyŝej 0,5 km 2 (Schaumburg i in., 2004). W 2009 roku rozpoczęto rekultywację omawianego jeziora (oraz badania studentów podczas Szkoły Letniej). Celem badań, było określenie stanu ekologicznego jeziora, na podstawie takich wskaźników jak: fitoplankton, makrozoobentos, parametry fizykochemiczne, makrofity, ryby. Dodatkowo wszystkie inne wskaźniki zawarto w programie zarządzania jeziorem. W ramach rekultywacji, w 2009 roku postawiono 2 aeratory na jeziorze, które mają za zadanie transportować tlen z powierzchni do hypolimnionu. Taka wymiana tlenu powinna zapobiec zakwitom sinicowym oraz zapewnić tlen w warstwie hipolimnionu, szczególnie w miesiącach letnich. Kolejną metodą zastosowaną w rekultywacji jeziora jest biomanipulacja. Wprowadzono duŝą ilość szczupaka do jeziora. Mają one Ŝerować na mniejszych gatunkach ryb. Obecność mniejszych gatunków ryb będzie się zmniejszać, dzięki czemu liczebność zooplanktonu wzrośnie, co z kolei spowoduje zmniejszenie biomasy fitoplanktonu. Podczas rekultywacji, dobrym wskaźnikiem ekologicznym są makrofity, poniewaŝ rozwijają się w strefie litoralu i sublitoralu. Makrofity stanowią refugium dla ryb oraz mniejszych zwierząt, stabilizują osady, chronią brzegi, pochłaniają biogeny oraz dostarczają tlen. Mogą wskazywać wzrost nutrientów w jeziorze oraz są pod wpływem róŝnych czynników, takich jak wahania poziomu wody, zakwaszenie. W zaleŝności od charakteru zlewni mogą występować róŝne związki i liczebność makrofitów. ( macrophytes-free-index). 80

81 Makrofity pełnią waŝną funkcję ekotonu. W strefie tej, akumulowane są zanieczyszczenia i osady, dlatego teŝ w litoralu wzrasta koncentracja biogenów. Roślinność porastająca brzegi jeziora jest siedliskiem i miejscem lęgowym dla ptaków i ryb. Dodatkowo makrofity są naturalnym filtrem dla biogenów, zapobiegają erozji i produkują tlen. W poniŝszym raporcie przedstawiono nowe wyniki dotyczące występowania makrofitów w Jeziorze Durowskim w 2013 roku, które zostały porównane z danymi z poprzednich lat, aby sprawdzić czy stan ekologiczny jeziora uległ poprawie. Ponadto zaproponowano nowe strategie zarządzania, które powinny zostać wprowadzone. Materiały i metody Dane dotyczące makrofitów w Jeziorze Durowskim zostały zebrane w pierwszym tygodniu lipca 2013 roku. Jezioro Durowskie jest częścią łańcucha kilku jezior, przez które przepływa Struga Gołaniecka. Miasto Wągrowiec (zlokalizowane w południowej części jeziora) oraz uŝytkowanie terenu (rolnicze, leśne oraz rekreacyjne) wpływają na jakość wód w jeziorze. Dodatkowo powierzchnia zlewni zbiornika jest duŝa i wynosi 236,1 km². Celem badań było określenie rozmieszczenia i liczebności makrofitów w Jeziorze Durowskim oraz na wypływie jego wód. Badania zostały wykonane przy wykorzystaniu łodzi, którymi opłynięto jezioro, urządzenia GPS, kotwiczek do poboru makrofitów zanurzonych. Wszystkie dane (np. identyfikacja znalezionych zespołów) były odnotowywane w zeszycie. Ponadto, współrzędne odczytane przy uŝyciu GPS oraz powierzchnie (długość i szerokość) kaŝdego zespołu zostały odnotowane, aby wykonać mapy przestrzennego pokrycia makrofitów w jeziorze. Mierzono maksymalną głębokość, sprawdzano dostępność światła oraz wymagania (dotyczące światła) dla róŝnych zespołów. Dodatkowo, dla kaŝdego zespołu makrofitów określano stopień pokrycia powierzchni jeziora za pomocą metody Braun-Blanquet a (1928). Roślinność zanurzona była oznaczana za pomocą kotwiczki, a następnie wykonywano tę samą procedurę jak dla roślinności wynurzonej. Na wypływie oznaczono występujące zespoły makrofitów, a następnie określono ich procent pokrycia, w celu obliczenia wskaźnika MIR (Makrofitowy Indeks Rzeczny). W drugim tygodniu lipca opracowano zebrane wyniki. Do wykonania mapy przestrzennego rozkładu makrofitów wykorzystano współrzędne z GPS, informacje o 81

82 pokryciu (określone w terenie), oraz kilka oprogramowań. Na początku współrzędne zostały przeniesione z urządzenia GPS do oprogramowania QuantumGIS, następnie punkty z danymi zostały zapisane jako shapefile i importowane do programu ArcMap. Jako podkład wykorzystano mapę topograficzną ( W ArcMap wszystkie powierzchnie zespołów makrofitów zostały dodane jako poligony z szerokością i długością (odnotowaną w terenie). Po skartowaniu przestrzennego zasięgu makrofitów, shapefile z róŝnymi zespołami został przeniesiony do programu MapInfo, aby sprawdzić dokładne pokrycie powierzchni jeziora przez kaŝdy zespół. Aby określić stan ekologiczny wody, w jeziorze, zgodnie z Ramową Dyrektywą Wodną, obliczono wskaźnik ESMI (Makrofitowy Indeks Stanu Ekologicznego) oraz wskaźnik MIR (Makrofitowy Indeks Rzeczny). Wskaźnik MIR jest bioindykatorem, który określa jakość wód w wodach płynących. Klasyfikacja naturalnych cieków wodnych została zaprojektowana przez Ministerstwo Środowiska. Na wypływie zostały pobrane dane konieczne do obliczenia tego wskaźnika. Wzór na obliczenie wskaźnika MIR to: MIR = 10 Gdzie: L i = liczba wskaźnikowa określająca przywiązanie gatunku do określonych warunków troficznych P i = pokrywanie danego gatunku W i = współczynnik wagowy danego gatunku 82

83 Table 1: Wartości MIR stosowane do obliczenia wskaźnika Gatunek L W P L*W*P W*P Cladophora glomerata Butomus umbellatus Acorus calamus Potamagetum pectinatus Phalaris arundinacea Rorippa amphibian Myriophyllum spicatum Scophularia umbrosa Suma W tabeli 1 przedstawiono wartości wskaźnika, pokrycie oraz współczynnik wagowy dla poszczególnych gatunków. Współczynnik (P), uŝyty do określenia pokrycia jest wyraŝany w % i został przedstawiony w tabeli 2. Table 2: Skala pokrywania roślin P i Skala pokrywania P % pokrycia 1 <0,1% 2 0,1-1% 3 1-2,5% 4 2,5-5% % % % % % 83

84 Drugim wskaźnikiem, który został obliczony jest wskaźnik ESMI. To biologiczny indykator jakości wody dla wód śródlądowych dowych (Ciecierska, 2004, Ciecierska i in. 2010). W związku z tym został on wykorzystany do określenia stanu ekologicznego Jeziora Durowskiego. Wzór na ESMI przedstawiono poniŝej: Gdzie: H = Indeks Shanona-Wienera, H max = maksymalna wartość indeksu Shanona-Wienera, N = całkowita powierzchnia pokryta przez zespoły, Z = stosunek całkowitej powierzchni pokrytej przez wszystkie zespoły roślinne (N) i powierzchni płytkiego litoralu, odgraniczonego izobatą 2,5 m (isob. 2,5m = 20,96 ha), P = całkowita powierzchnia jeziora (143,7 ha). Wyniki Północna część Jeziora Durowskiego, o, w porównaniu do południowej, jest bardziej pokryta makrofitami. Ponadto, pas makrofitów w północnej części jest ciągły z wyraźnie szerszymi płatami (ryc. 1). Natomiast w południowej części są ą duŝe przestrzenie wolne od makrofitów między małymi płatami roślinności (ryc. 2). 84

85 Rycina 1. Mapa zespołów makrofitów w północnej części Jeziora Durowskiego 85

86 Rycina 2. Mapa zespołów makrofitów w południowej części Jeziora Durowskiego 86

87 Przestrzenne rozmieszczenie zespołów makrofitów W tabeli poniŝej (tab. 3) przedstawiono powierzchniowe i procentowe pokrycie jeziora przez poszczególne zespoły makrofitów. Podczas tegorocznych badań na Jeziorze Durowskim odnotowano obecność 16 zespołów makrofitów. Dominowały: Phragmitetum communis (pokrycie blisko 73%), Typhaetum latifoliae (17%), Myriophylletum spicati (4,1%). Najmniejsze pokrycie odnotowano w przypadku: Polygonetum natantis (0,0009%), Potametum lucentis (0,01%), i Typhetum latifoliae (0,004%). Szczegółowe wyniki przedstawiono poniŝej (tab. 3). Table 3: Lista zespołów makrofitów w Jeziorze Durowskim w 2013 roku, powierzchnia w m 2 i pokrycie w %) Zespół Powierzchnia (m 2 ) Pokrycie (%) Phragmitetum communis (Garms 1927, Schmale 1931) ,74 72,78 Typhetum angustifoliae (Allorge 1922, Soo 1927) ,95 16,61 Myriophylletum spicati (Soo 1927) 3 497,87 4,10 Nuphar -Nymphaeetum albae (Tomaszewicz 1977) 2 323,62 2,72 Potametum perfoliati (W. Koch 1926) 1 546,72 1,81 Acoretum calami (Kobendzz 1948) 851,11 1,00 Caricetum ripariae (Soo 1928) 296,32 0,35 Scirpetum lacustris (Allorge 1922, Chouarge 1924) 130,24 0,15 Potametum pectinati (Carstensen 1955) 105,11 0,12 Sparganietum erecti (Roll 1938) 84,62 0,10 Butometum umbellati (Konczak 1968) 81,61 0,10 Eleocharitetum palustre (Schennikov 1919) 53,99 0,06 Glycerietum maximae (Hueck 1931) 38,78 0,05 Typhetum latifoliae (Soo 1927) 37,93 0,04 Potametum lucentis 5,08 0,01 Polygonetum natantis 0,73 0,0009 Razem ,42 100,00 PoniŜszy diagram (ryc. 3) przedstawia dwa wykresy kołowe obrazujące procentowe pokrycie makrofitów. Na większym wykresie widać pokrycie przez 99% zespołów makrofitów, natomiast na mniejszym są ukazane zespoły makrofitów, które łącznie stanowią 1 % całkowitego pokrycia. 87

88 1,81 72,78 0,12 16,61 0,0009 0,01 0,15 0,10 1 0,05 0,06 0,35 0,04 0,10 1,00 4,10 2,72 Acoretum calami Elecharitetum palustrae Butometum umbellati Glicerietum maximae Caricetum ripariae Myriophylletum spicati Nupharo -Nymphaeetum albae Phragmitetum communis Polygonetum natantis Potametum pectinati Scirpetum lacustris Typhetum latifoliae Potametum perfoliati Sparganietum erecti Potametum lucentis Typhetum angustifoliae Rycina 3. Przestrzenne pokrycie zbiorowisk makrofitów wyraŝone w % Tendencje dotyczące ce pokrycia przez makrofity Od 2010 roku odnotowano wzrost ogólnego pokrycia przez makrofity z 5,8 ha do 8,5 ha. Powierzchnia pokryta przez Phragmitetum communis w przeciągu ostatniego roku (od 2012 do 2013 roku) wzrosła o 1,5 ha. Dodatkowo odnotowano, iŝ w ciągu ostatniego roku powierzchnia pokryta przez roślinność zanurzoną - Myriophylletum spicati, zwiększyła się 4- krotnie i wyniosła 0,35 ha. Na rysunku poniŝej (ryc. 4) przedstawiono 6 zespołów, które pokrywały 99% powierzchni zajmowanej przez makrofity w latach

89 Surafe Area (ha) 10,00 9,00 8,00 7,00 6,00 5,00 4,00 3,00 2,00 1, Acoretum calami Potametum perfoliati Nupharo -Nymphaeetum albae Myriophylletum spicati Typhetum angustifoliae Phragmitetum communis Rycina 4. Dominujące zbiorowiska makrofitów ( ) Pozostałe zespoły makrofitów, choć nie były liczne (<1% pokrycia makrofitów), to jednak ich obecność zwiększa bioróŝnorodność oraz są istotne w określeniu stanu ekologicznego jeziora. Ceratophylletum demersi, zespół występujący w wodach o niskiej jakości (odnotowano jego obecność w 2010 roku), nie został zaobserwowany w tym roku. Powierzchnia zespołów makrofitów charakteryzująca się małymi płatami zmniejszyła się w stosunku do 2010 roku, jednak wzrosła w porównaniu do ubiegłego roku (ryc. 5). Surface Area (m²) Thelypteridi - Phragmitetum Phalaridetum asudinaceae Najadetum marinae Ceratophylletum demersi Caricetum acutiformi Polygonetum natantis Potametum lucentis Typhetum latifoliae Glicerietum maximae Eleocharitetum palustrae Butometum umbellati Sparganietum erecti Potametum pectinati Scirpetum lacustris Caricetum ripariae Rycina 5. Powierzchnie mniejszych zespołów makrofitów w latach

90 W 2013 roku powierzchnia zajmowana przez makrofity była mniejsza (w porównaniu do 2009 roku), jednak stopniowo wzrastała (od 2010 roku), osiągając w tym roku wynik bliski wartości z 2009 roku (9 ha) (ryc. 6). 10,0 9,0 9,0 8,5 8,0 Total Surface Area (ha) 7,0 6,0 5,0 4,0 3,0 5,9 6,7 6,9 2,0 1, Year Ryc. 6. Zmiany w całkowitym pokryciu makrofitami (w ha) w latach Skład gatunkowy przy odpływie W porównaniu do ubiegłego roku, skład gatunkowy przy odpływie róŝnił się (tab. 4). Odnotowano brak obecności 2 gatunków, które były obecne w 2012 roku: Lysimachia thyrsiflora i Potamogetum perfoliatus. Jednak zaobserwowano 3 nowe gatunki: Rorippa amphibian, Cladophora glomerata i Phalaris arundinacea. 90

91 Table 4: Porównanie składu gatunkowego przy odpływie Skład gatunkowy Butomus umbellatus 6 6 Acorus calamus 4 1 Potamagetum pectinatus 6 6 Myriophyllum spicatum 4 1 Scophularia umbrosa 1 1 Potamogetum perfoliatus 1 Lysimachia thyrsiflora 1 Rorippa amphibia 1 Cladophora glomerata 6 Phalaris arundinacea 1 Makrofitowy Indeks Stanu Ekologicznego (ESMI) i Makrofitowy Indeks Rzeczny (MIR) Stan ekologiczny jezior i rzek, na podstawie wskaźników ESMI i MIR, moŝe być sklasyfikowany od bardzo dobrego do złego (tab. 5). Table 5: Klasyfikacja ESMI (dla głębokich, stratyfikowanych jezior) i wartości wskaźnika MIR uŝywane do oceny stanu ekologicznego Stan ekologiczny ESMI MIR Bardzo dobry 0,680-1,000 44,5 Dobry 0,340-0,679 44,5-35,0 Umiarkowany 0,170-0,339 35,0-25,4 Słaby 0,090-0,169 25,4-15,8 Zły < 0,090 < 15,8 W porównaniu do wyników z lat ubiegłych, wartość wskaźnika MIR przy odpływie uległa znaczącej zmianie. W 2012 roku wskaźnik MIR wynosił 33,41, co oznaczało stan umiarkowany, bliski dobrego, natomiast w tym roku wynik uległ pogorszeniu - 26,05. Nadal wskazywał na stan umiarkowany, jednak bliski stanu słabego. Jeśli chodzi o wskaźnik ESMI 91

92 określający stan w jeziorze, to odnotowano niewielką, jednak stałą od 2010 roku, poprawę - osiągając najwyŝszą wartość - 0,136 w 2013 roku, jednakŝe stan nadal jest słaby. W tabeli poniŝej przedstawiono wyniki wskaźnika ESMI od 2009 roku do 2013 roku (tab. 6). Table 6: Zmiany wartości wskaźnika ESMI w latach ESMI 0,109 0,103 0,118 0,120 0,136 MIR 30,6 31,7 29,8 33,41 26,05 DYSKUSJA Uzyskane wyniki potwierdzają, Ŝe Jezioro Durowskie jest zbiornikiem eutroficznym. Wartości wskaźników ESMI i MIR świadczą o zachodzących zmianach, jednak stan ekologiczny (odpowiednio słaby i umiarkowany) jest podobny jak w ubiegłych latach i nie ulega znaczącej poprawie. NaleŜy jednak podkreślić, Ŝe powierzchnia makrofitów wzrasta, szczególnie Phragmitetum communis, który jest dominującym zespołem (jego pokrycie wzrosło o 32% w porównaniu do ubiegłego roku). Dodatkowo zespół ten rozprzestrzenia się na większych głębokościach. MoŜe to oznaczać, Ŝe dostępność światła wzrasta, co świadczy o pozytywnym kierunku zmian, który wpłynie na poprawę stanu ekologicznego jeziora. RównieŜ zespół Myriophilletum spicati zwiększył powierzchnię występowania (4- krotnie), w porównaniu do ubiegłego roku. Obecność makrofitów zanurzonych (Myriophilletum spicati), oznacza poprawę dostępności światła w zbiorniku. Wraz ze wzrostem rozwoju tego zespołu moŝna oczekiwać większej produkcji tlenu, co będzie miało pozytywny wpływ na organizmy, takie jak makrozoobentos, ryby i inne, a tym samym na poprawę jakości wody. Obecność i wzrost roślinności zanurzonej, m.in. Myriophilletum spicati, moŝe korzystnie wpłynąć na rozwój ryb drapieŝnych, np. szczupaka (Esox lucius), poniewaŝ rośliny te stanowią doskonałe refugium m.in. dla ryb. Warto wspomnieć, Ŝe od 2011 roku nie odnotowano obecności Ceratophyllum demersii. O pozytywnych zmianach świadczy obecność nowego, choć małego płata (5m 2 ) zespołu roślinności podwodnej Potametum lucentis, którego obecność jest charakterystyczna w wodach o umiarkowanym stanie ekologicznym. 92

93 Podsumowanie - zalecenia W celu dalszego zwiększania powierzchni pokrytej przez makrofity naleŝy zastosować róŝne strategie zarządzania i gospodarowania. Jedną z propozycji dalszego postępowania jest introdukowanie rodzimych gatunków makrofitów, ze szczególnym uwzględnieniem roślinności zanurzonej (które dostarczają najwięcej korzyści dla ekosystemu wodnego). Rodzajem, który mógłby być wprowadzony do Jeziora Durowskiego i wpłynąłby na obieg biogenów jest ramienica - Chara. Ten zespół był odnotowany w omawianym zbiorniku aŝ do początku 1990 r. (Gołdyn, 2013). Zakłada się, Ŝe oospory tego gatunku są nadal obecne w osadach jeziora. Jednak po wielu latach wysokiej trofii i nagromadzenia osadów, zarodniki nie mogą się rozwinąć. Wprowadzenie dawnych gatunków rodzimych mogłoby przyczynić się do poprawy jakości wody. RozmnaŜanie tych i innych gatunków w jeziorze mogłoby zwiększyć zasięg występowania makrofitów oraz poprawić stan ekologiczny jeziora (Kufel i Kufel, 2002). Kolejnym pomysłem na poprawę jakości wód, jest wyznaczenie wraŝliwych obszarów ekologicznych w linii brzegowej jeziora. Na tych obszarach mogłyby występować zespoły makrofitów, które byłby wprowadzane lub te które są naraŝone na zniszczenie przez wędkarzy i motorówki. Następnie naleŝałoby zorganizować pogadanki edukacyjne dla miejscowych wędkarzy, mieszkańców oraz turystów. Podnoszenie świadomości ekologicznej lokalnej społeczności oraz turystów jest istotnym elementem w rekultywacji omawianego zbiornika. Tylko wtedy, gdy uŝytkownicy Jeziora Durowskiego będą świadomi zagroŝeń, jakie wynikają ze zniszczenia pasów makrofitów oraz jak istotna jest ich obecność w ekosystemie jeziornym, wprowadzanie innych gatunków będzie miało szansę powodzenia. Literatura 1. Arcos, A., Pikosz, M., Rossi, M., Seifert, C., Szendzina, L. (2009). Report on Evaluation of the ecological status of Lake Durowskie near Wagrowiec in Poland using the macrophytes as indicators. International Summer School "RESTLAKE" of Lake Durowskie. 2. Bartosiewicz, A., Lau, A. E., Miron, A., Szymkowiak, N., Taudt, S., Ursu, A. (2012). Report on Macrophytes as an indicator for the ecological state of the Durowskie Lake during restoration measures. International Summer School "RESTLAKE" of Lake Durowskie. 93

94 3. Bolboac, E., L., Dziuba, M., Faber, C. and Litwin M. (2011). Report on Ecological status of Durowskie Lake: Current state of macrophyte cover of Lake Durowskie and their indications for the Lake s ecological state. International Summer School "RESTLAKE" of Lake Durowskie. 4. Braun-Blanquet, J., (1928). Pflanzensoziologische Grundzüge der Vegetationskunde. Springer Verlag, Berlin, Germany. 5. Ciecierska, H. (2004). Ecological state of reference lakes of the European Intercalibration Network, located in the Masurian Landscape Park (NE Poland). Limnological Review, 4, Ciecierska, H., Kolada, A., Soszka, H., & Golub, M. (2010). A Method for Macrophyte- Based Assessment of the Ecological Status of Lakes, Developed and Implemented for the Purpose of Environmental Protection in Poland European Union (2000). Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council Establishing a Framework for the Community Action in the Field of Water Policy. European Commission, Official Journal of the European Communities L327/ Gołdyn, R. (2013). Discussions on results of the macrophyte study. Oral. July 11 th and 12 th, Kufel, L., & Kufel, I. (2002). Chara beds acting as nutrient sinks in shallow lakes a review. Aquatic Botany, 72(3), Messyasz, B., Pikosz, M., Szendzina, L. (2013.) Materials for participants of Summer School. International Summer School "RESTLAKE" of Lake Durowskie. 12. Robiansyah, I., Yu, Y., Styperek, Ł., and Męczekalska, M. (2010). Report on Macrophytes as indicators of the ecological status of Durowskie Lake. International Summer School "RESTLAKE" of Lake Durowskie. 13. Schaumburg, J., Schranz, C., Hofmann, G., Stelzer, D., Schneider, S., & Schmedtje, U. (2004). Macrophytes and phytobenthos as indicators of ecological status in German lakes a contribution to the implementation of the Water Framework Directive. Limnologica-Ecology and Management of Inland Waters, 34(4), [Accessed ]. 94

95 Załącznik 1: Pokrycie makrofitów (w m 2 ) ( ) Zespół Acoretum calami (Kobendzz 1948) Butometum umbellati (Konczak 1968) Caricetum acutiformi Caricetum ripariae (Soo 1928) Ceratophylletum demersi Eleocharitetum palustrae (Schennikov 1919) Glyicerietum maximae (Hueck 1931) Myriophylletum spicati (Soo 1927) Najadetum marinae Nupharo-Nymphaeetum albae (Tomaszewicz 1977) Phragmitetum communis (Garms 1927, Schmale 1931) Polygonetum natantis Potametum lucentis , Potametum pectinati (Carstensen 1955) Potametum perfoliati (W. Koch 1926) Scirpetum lacustris (Allorge 1922, Chouarge 1924) Phalaridetum arundinaceae (Libb. 1931) 0, Sparganietum erecti (Roll 1938) Typhetum angustifoliae (Allorge 1922, Soo 1927) Typhetum latifoliae (Soo 1927) Thelypteridi-Phragmitetum (Kuiper 1957) 0, Total , , , , ,42 95

96 BADANIA MAKROBEZKRĘGOWCÓW Stan ekologiczny Jeziora Durowskiego podczas procesu jego rekultywacji Karolina Przesmycka (UAM) Michael Follath (CAU) Sandra Moskalik (UAM) Sina Danehl (CAU) Timur Frunze (UAIC) Koordynator: Prof. Mircea Nicorara mgr inż. Piotr Domek Wągrowiec - Poznań,

97 1. Wstęp Zły stan środowiska przyrodniczego zmusza władze krajów UE do podejmowania działań prewencyjnych. Zbiorniki wodne w obrębie zlewni miejskich naleŝą do jednych z najbardziej zagroŝonych elementów krajobrazu z powodu działalności człowieka. Głównym narzędziem do ochrony siedlisk wodnych w Europie jest Ramowa Dyrektywa Wodna (RDW). Wszystkie państwa członkowskie Unii Europejskiej są zobowiązane do uzyskania dobrego stanu ekologicznego wód, a tym samym poprawy ich jakości do 2015 roku. Zasób wód na świecie jest ograniczony i woda powinna być traktowana jako naturalne dziedzictwo, które naleŝy chronić. Jakość wód musi być monitorowana, mierzona i powinna podlegać ocenie w celu uzyskania wyznaczonych celów RDW. Odpowiedź róŝnych gatunków roślin i zwierząt na zmiany warunków środowiska pozwala na zastosowanie ich jako biologicznych wskaźników jakości wód. Wyniki poniŝszego raportu dotyczą tegorocznych badań (w okresie letnim) i oceny stanu jakości wody, za pomocą jednego ze wskaźników biologicznych, jakim są bezkręgowce w Jeziorze Durowskim Jezioro Durowskie Jezioro Durowskie znajduje się na terenie gminy Wągrowiec, w północno-wschodniej części Wielkopolski. NaleŜy do pojezierza Chodzieskie, mezoregionu Wielkopolski w obrębie makroregionu pojezierza Południowobałtyckiego (Kondracki J., 2002). Południowa część jeziora znajduje się w obrębie miasta Wągrowiec, gdzie ¼ zbiornika jest poddana wysokiej antropopresji. Północna część zlewni na character przede wszystkim leśny. JednakŜe, rolnictwo moŝe mieć znaczny wpływ na stan ekologiczny jeziora (ryc. 1). 97

98 Ryc. 1. Zdjęcie satelitarne Jeziora Durowskiego (źródło: Google maps, 11/07/2013) Jezioro Durowksie naleŝy do jezior staryfikowanych, przez które przepływa Struga Gołaniecka. Podstawowe dane morfometryczne: Powierzchnia wody 143,7 ha Objętość ,9 tys. m³ Głębokość 14,6 m maksymalna Głębokość minimalna 7,9 m Powierzchnia zlewni 236,1 km² 1.2. Ramowa Ryrektywa Wodna Ramowa Dyrektywa Wodna (RDW) stanowi zasady ochrony wód i przedstawia podstawę prawną do oceny i poprawy stanu ich jakości. Celem RDW jest uzyskanie "dobrego 98

99 stan ekologicznego" dla wszystkich wód do 2015 roku. Powoduje to potrzebę identyfikacji i oceny presji oddziaływania i ryzyka, Ŝe nie uda się osiągnąć "dobry stan ekologiczny jakość" (European Parliament & Counci, 2000). Według RDW m. in. bezkręgowce, mogą być uŝywane jako organizmy wskaźnikowe, do oceny poprawy jakości wodny. RDW definiuje pięć klas jakości wód. Klasa I wskazuje na bardzo dobry stan ekologiczny, natomiast V klasa wskazuje na bardzo złym stan ekologiczny (Tabela 1). Tabela 1. Klasy do oceny stanu ekologicznego wód według Ramowej Dyrektywy Wodnej 1.3. Makrobezkręgowce Bezkręgowce są to organizmy bez szkieletu, o wielkości > 2 mm. Oznacza to, Ŝe są one wystarczająco duŝe, aby być widoczne gołym okiem (EPA, 2012). Zamieszkują wszystkie rodzaje ekosystemów wodnych, np. strumienie, rzeki, bagna i jeziora i są wraŝliwe na zmiany warunków fizyczno-chemicznych (Water and River Commission, 2001). Ze względu na siedlisko, w którym występują, makrobezkręgowce są często traktowane jako "bentos", termin ten odnosi się łącznie do organizmów, które Ŝyją na, w lub w pobliŝu dna (Davis J., Christidis, F. 1997). Przykłady słodkowodnych makrobezkręgowców dennych zawierają postaci larwalne i dorosłe wielu róŝnych typów bezkręgowców. Bentos słodkowodny moŝe składać się z przedstawicieli form larwalnych wielu much, chrząszczy, jętek, chruścików, waŝek, ślimaków wodnych, pijawek i wielu innych organizmów, które zamieszkują bentosu. Makrobezkręgowce denne, zwłaszcza owady wodne, stanowią główną grupę organizmów wskaźnikowych w ocenie monitoring biologicznego. Bezkręgowce w tym samym ekosystemie, mogą przebywać od kilku miesięcy do kilku lat, w zaleŝności od długości Ŝycia danego organizmu. Zatem organizmy bentosowe znajdują się w ekosystemie wodnym wystarczająco długo, aby móc odzwierciedlić wpływ skutków zanieczyszczeń, a jednocześnie na tyle krótko, aby bezpośrednio odpowiedzieć na nagłe zmiany jakości wody. W przeciwieństwie do ryb, populacje te wydają się być względnie nieruchome, w wyniku 99

100 czego są stale naraŝone na działanie wód powierzchniowych, które zasiedlają. Tak więc, ze względu na ograniczoną mobilność bezkręgowców i ich względną stałość miejsca występowania na podstawie porównania składu zbiorowisk tych organizmów moŝna zlokalizować źródła zanieczyszczeń (Lydy, M. J., Crawford, C.G., i Frey, 2000). Organizmy bentosowe wykazują zmienne reakcje na wahania parametrów fizyko-chemicznych wody. KaŜdy makrobezkręgowiec reaguje na zmiany w środowisku w charakterystyczny sposób, co wpływa na ich liczebność i skład na poziomie zbiorowisk. W szczególności makrobezkręgowce denna i ochotkowate są wykorzystywane jako bioindykatory na zmiany czynników stresowych w ekosystemach wodnych. Czułość makrobezkręgowców do zmian w jakości środowiska czyni je integralną część kaŝdego programu biomonitoringowego. Makrobezkręgowce są uwaŝane za najlepszą grupę organizmów wskaźnikowych spośród wszystkich organizmów wodnych ze względu na ogólną szybką ich odpowiedź na działanie czynników stresogennych (Kiesel i in. 2009). W związku z tym, poniŝej zestawiono cechy, które są charakterystyczne dla organizmów wskaźnikowych (EPA, 2012): Stosunkowo prosty sposób poboru prób Powszechnie występujące organizmy Są waŝnym elementem w sieci troficznej zbiornika wodnego Nie mogą zmieniać miejsca występowania oraz wykazują zmiany na krótko- i długoterminowe zanieczyszczenia Są pod wpływem czynników fizycznych, chemicznych i biologicznych w jeziorze Mogą one wykazywać skumulowane skutki zanieczyszczenia RóŜnorodność gatunkowa wskazuje na warunki lokalne, np.: sedymentacja, zanieczyszczenia, utrata siedlisk 100

101 2. Materiały i metody 2.1. Stanowiska badawcze Do poboru prób makrobezkręgowców wybrano 14 stanowisk, które były rozmieszczone na całej powierzchni jeziora (ryc. 2) i we wszystkich strefach jeziora (tabela 2). Pobór prób miał miejsce od do bezpośrednio z łódki. Podczas pracy w terenie próbki osadów pochodzące z głębszych części jeziora pobrano za pomocą tak zwanego chwytacza "Kajaka" (ryc. 3), a osady z płytszych częściach jeziora pobrano przy uŝyciu "czapli" (ryc. 4). Ryc. 2. Lokalizacja stanowisk badawczych na Jeziorze Durowskim latem 2013 roku. 101

102 Tabela 2. Opis stanowisk badawczych na jeziorze. STANOWISKO 1 OPIS Strefa litoralu ze zbiorowiskiem trzciny w pobliŝu lasu 2 Strefa litoralu w pobliŝu aglomeracji miejskiej 3 Strefa pelagialu w pobliŝu tamy 4 Strefa litoralu w pobliŝu aglomeracji miejskiej 5 Strefa pelagialu (Areator I) 6 Strefa pelagiali w pobliŝu Strugi Golanieckiej 7 Strefa litoralu w pobliŝu pola namiotowego 8 Strefa litoralu (sitowie w pobliŝu lasu) 9 Strefa pelagialu 10 Strefa pelagialu (Areator II) 11 Strefa litoralu z trzciną 12 Strefa litoralu w pobliŝu aglomeracji miejskiej 13 Strefa litoralu ze zbiorowiskiem trzciny w pobliŝu lasu 14 Strefa pelagialu 102

103 Ryc. 3. Przyrząd do poboru prób osadów Kajaka Ryc. 4. Przyrząd do poboru prób osadów czapla Za pomocą "Kajaka" pobrano 10 prób osadów. W strefie litoralu o maksymalnej głębokości dwóch metrów uŝywano "Czapla" - do 17 próbek. Po poborze próbek dokonano przesiewania osadu na łodzi (ryc. 5-7). 103

104 Ryc. 6. Pobór prób osadu Ryc. 7. Przesiewanie osadów Przemyte i przesiana próbki osadów z róŝnych miejsc były przechowywane w plastikowych pojemnikach. Później w laboratorium wybrano za pomocą pęsety makrobezkręgowce i zostały oznaczone do gatunków. Na końcu obliczono biomasę i liczebność osobników w metrze kwadratowym (ryc. 8-9). Ryc. 8.: Porządkowanie organizmów. Ryc. 9. Ważenie bezkręgowców wodnych Analiza danych Do danych, które zostały pobrane z 14 stanowisk rozproszonych po całym jeziorze, jak zaznaczono na mapie (ryc 2), cztery róŝne wskaźniki zostały wykorzystane do stworzenia tabel i wykresów (rozdz. 3 Wyniki), które ponownie były uŝywane do interpretacji (rozdz. 4 Dyskusja). Zastosowano następujące wskaźniki: INDEKS SHANNON - WIENER jest to wskaźnik miary zróŝnicowania gatunkowego z liczebnością, która odzwierciedla, jak wiele róŝnych gatunków jest w zbiorze danych, a 104

105 jednocześnie nie bierze pod uwagę, jak równocenne osobniki są ą rozpowszechnione wśród gatunków występujących. P i jest to udział osobników, które uzyskuje się poprzez podzielenie liczby osobników jednego gatunku z liczbą wszystkich osobników wszystkich gatunków występujących. WyŜsze wartości H' wskazują ą na lepsze warunki w zbiorniku wodnym. WSKAŹNIK GATUNKOWY PIELOU S: odnosi się do tego, jak blisko osobniki kaŝdego gatunku są w środowisku. Wartości J' mieszczą ą się w zakresie między 0 i 1. Mniej zróŝnicowanie zbiorowisko między gatunkami to J przyjmuje wyŝsze wartości. Gdzie H' jest wynikiem indeksu Shannon a Wiener a. H'max jest maksymalna wartość H ', która jest równa ln S, z S jako ogółu bogactwa gatunkowego. Inaczej mówiąc, im wyŝsza jest ta wartość, tym mniejsza zmiana zbiorowisk między gatunkami, tym lepsza jest jakość wody. WSKAŹNIK SIMPSON stosuje się do pomiaru stopnia zagęszczenia, gdy osobniki są oznaczone do rodzaju. Małe wartości w wskazują na wysoką róŝnorodność i duŝe wartości wskazujących na niską róŝnorodność. WSKAŹNIK EPT jest wskaźnik jakości wody w oparciu o liczebność trzech wraŝliwych na zanieczyszczenia rzędów bezkręgowców. Jest on obliczany jako suma ilości Ephemeroptera (jętki), (Plecoptera Stoneflies), i (Trichoptera Chruściki) podzielona przez całkowitą liczbę Chironomidae. Iim wyŝsze wartości indeksu EPT (NCDEHNR, 1997) tym lepsza jakość wody. 105

106 EPT Index = Σ(EPT / Chironomidae) Innymi słowy, większa ilość grup taksonomicznych z listy EPT, tym wyŝsza wartość, a co za tym idzie poprawa jakości wody. 3. Wyniki Wartości wskaźnik Shannona-Wienera w 2013 roku zmniejszyły się w porównaniu do poprzednich trzech lat. Jedynym wyjątkiem są próby ze stanowiska nr 1, gdzie wyniki wykazały większą bioróŝnorodność. NajniŜsze wartości zostały obliczone w miejscach: 2, 6 i 13. Brak wyników w odniesieniu do miejsc 5 i 10 poboru próbek, ze względu na obecność tylko jednego gatunku wskaźnikowego (ryc. 10). Wskaźnik gatunkowy Pielou s był niŝszy w 2013 roku niŝ than w latach NajniŜsze Wyniki obliczono dla następujących miejscach poboru próbek: 2, 13 i 12, podczas gdy najwyŝszy stwierdzono dla stanowisk: 9, 7 i 14. Tylko jeden takson został znaleziony na stanowiskach 5 i 10, gdzie wynik ten znajduje odzwierciedlenie w braku wartości dla równości gatunku (ryc. 11). Ze względu na fakt, Ŝe Ŝadne wyliczenia dla indeksu Simpson nie zostały wykonane w 2010 roku wyniki zostały zestawione tylko dla lat: 2011, 2012 i Wartości dla kaŝdej stanowiska wzrastała drastycznie w porównaniu do poprzednich danych (ryc. 12). Wskaźnik EPT na podstawie obecności Chironomidae pokazuje wartości, które krytycznie spadły na stanowiskach 1, 4, 7, 11 i 12. NiemoŜliwe było uzyskanie wyników dla innych miejsc poboru prób, ze względu na brak potrzebnych taksonów (ryc. 13). 106

107 2,5 Shannon-Wiener index 2 1,5 1 0, ,34 0,72 one sp. 0,71 no sp. one sp. 0,45 0,52 0,45 one sp. 0,59 0,25 0,25 no sp ,8866 1,728 0,5004 1,8359 one sp. 1,2367 1,9519 1,6861 0,9526 0,2573 1,4328 1,2291 0,9217 one sp ,6331 1,0215 0,8705 1,8936 one sp. one sp. 1,1836 1,8232 no sp. one sp. 2,0165 1,2312 0,6877 one sp ,9375 0,1439 one sp. 0,7766 one sp. 0,3245 0,5905 1,069 0,8676 one sp. 0,9405 0,5253 0,148 0,4506 Ryc. 10. Porównanie indeksu Shannon-Wiener w latach

108 1 0,9 0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 Pielou's species evenness no 2010 no data no data no data no data no data no data no data no data no data no data no data no data no data data ,4758 0,283 0,6772 0,2714 one sp. 0,317 0,1855 0,2453 0,4174 0,8669 0,263 0,4021 0,4859 one sp ,715 0,5617 0,317 0,5227 one sp. one sp. 0,5402 0,2109 no sp. one sp. 0,1523 0,4441 0,6047 one sp ,324 1,911 one sp. 1,341 one sp. 1,71 1,934 0,9604 0,9927 one sp. 1,258 1,637 1,896 1,44 Ryc. 11. Zesatwienie wyników równocenności gatunków Pielou w latach

109 2,5 Simpson index 2 1,5 1 0, ,56 0,86 one sp. 0,66 no sp. one sp. 0,95 0,86 0,75 one sp. 0,76 0,41 0,32 no sp ,5509 0,7206 0,7219 0,7157 one sp. 0,8921 0,8477 0,7323 0,8671 0,3712 0,8902 0,4792 0,5144 one sp ,3533 0,4436 0,7923 0,4647 one sp. one sp. 0,4763 0,7918 no sp. one sp. 0,9178 0,5921 0,4273 one sp ,3244 0,0803 one sp. 0,3239 one sp. 0,2958 0,6825 0,5964 0,7897 one sp. 0,428 0,2191 0,1067 0,65 Ryc. 12.: Porównanie wyników dla wskaźnika Simpson 109

110 0,6 EPT Chironomidae 0,5 0,4 0,3 0,2 0, ,17 0 0, , ,5 0 0, , , ,06 0, ,2484 0,001 0, ,1182 0, , ,0488 0,1579 no sp ,0222 0, ,0217 0, , , ,0889 0, Ryc. 13. Przedstawienie wyników dla wskaźnika EPT Chironomidae 110

111 4. Dyskusja Wykres Shannon a Wiener a pokazuje ogólną tendencję spadkową, szczególnie biorąc pod uwagę lata 2012 i Wyjątkiem jest stanowisko nr 1, gdzie jakość wody (na podstawie makrobezkręgowców) wzrasta. Próby na stanowisku 1 pobrano w strefie przybrzeŝnej porośniętej trzciną, która przyczynia się do filtracji i oczyszczania wody. Na stanowiskach 5 i 10 stwierdzono występowanie tylko jednego gatunku, więc wskaźnik Shannon a Wiener a nie moŝna było obliczyć. Znaleziono gatunki naleŝą do rzędu Diptera - Chaoborus flavicans, które wykazywały duŝą liczebność w fazach rozwojowych: dorosłych muchówek i poczwarek. Zjawisko to moŝe być związane z długą i mroźną zimą, która jest odpowiedzialna za opóźnienie sezonowego rozwoju tego gatunku. Wskaźnik gatunkowy Pielou s, który opiera się na wyniku innego wskaźnika (Shannon a - Wiener a), pokazuje, Ŝe na wszystkich stanowiskach nastąpiły zmiany w składzie gatunkowym w zbiorowiskach i dlatego jakość wody spadła. Wartości przedstawione na stanowiskach 9 i 14 ponownie przedstawiają przyczynę zmian omówioną powyŝej. Ze stanowisk 3, 5 i 10 wyniki nie zostały pokazane na wykresie, poniewaŝ nie wykazano obecności organizmów bentosowych w części beztlenowej jeziora. NaleŜy równieŝ nadmienić, iŝ stanowiska 5 i 10 są to miejsca, gdzie znajdują się aeratory. Ostatecznie brak gatunków moŝe wynikać z faktu, Ŝe stwierdzono tam, Ŝe aeratory nie działają tak skuteczne, jak powinny. Indeks Simpson pokazuje, iŝ wyniki jakości wody z badanych stanowisk jest w gorszym stanie niŝ w poprzednich dwóch latach, z zaznaczeniem wzrostu wartości (więcej niŝ podwojenie) w niektórych przypadkach. Po obliczaniu indeksu EPT moŝna wykazać, Ŝe jakości wody maleje. Istnieją stanowiska bez wartości, gdzie w strefie przydennej panują warunki beztlenowe i oczywiście niemoŝliwe było znalezienie przedstawicieli gatunków Ephemeroptera (jętek), Plecoptera (Stoneflies) i Trichoptera (Chruściki). 111

112 5. Wnioski Łączna liczba zidentyfikowanych taksonów o szerokim przedziale wymagań ekologicznych nadal wzrasta. Odnosi się to głównie do gatunków przystosowanych do bardziej stresujące warunkach środowiskowych. Zgodnie z EPT gatunki, które wskazują na dobrą jakość wód są mniej obfite w Jeziorze Durowskim. Wzrost bioróŝnorodności w całym jeziorze nie oznacza wyŝszej jakości wód. Ponadto wzrost róŝnorodności biologicznej ze względu na duŝą liczebność gatunków stwierdzono, Ŝe są one dostosowane do warunków beztlenowych. Ponadto liczebność gatunków, które są wskaźnikami dobrego stanu jakości wody spadła lub nie występują w ogóle, np. Plecoptera. Oczywiście bogactwo gatunkowe jest większa w strefie przybrzeŝnej, niŝ w strefie dennej, głównie ze względu na róŝne stęŝenia tlenu. W związku z tym naleŝy stwierdzić, Ŝe w płytkich częściach jeziora stan jest zdegradowany. Odnosi się to szczególnie w południowej części, gdzie znajduje obszaru miejskiego i wpływu antropopresji się zwiększa. W głębszych miejscach w jeziorze, gdzie występują aeratory, w celu zwiększenia zawartości tlenu, pomiar zawartości tlenu, który został przeprowadzony przez inne grupy badawcze, wskazuje na niską wydajność aeratora. Aby poprawić sytuację tlenową w hypolimninonie i tym samym poparwić ogólny stan jakości siedliska dla wszystkich gatunków, naleŝy zastosować nowe metody rekultywacji. Wymagana poprawa warunków moŝe być osiągnieta przez występowanie innych gatunków makrobezkręgowców oprócz obecnych juŝ przedstawicieli muchówek. W chwili obecnej badania biologiczne na podstawie wskaźników makrobezkręgowców wskazują, Ŝe stan jakości jeziora się pogarsza. Powoduje to konieczność wprowadzania dalszych zarządzeń, w szczególności w odniesieniu do celu z RDW. 112

113 6. Literatura ENVIROMENTAL PROTECTION AGENCY, U. S.(2012): Biological Indicators of Watershed. EUROPEAN PARLIAMENT & COUNCIL (2000): Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23 October 2000 establishing a framework for Community action in the field of water policy, Official Journal of the European Communitiers L 327 pp DAVIS, J., CHRISTIDIS, F. (1997): A Guide to Wetland Invertebrates. KIESEL, J., HERING, D., SCHMALZ, B. & FOHRER, N. (2009): A transdisciplinary approach for modelling macroinvertebrate habitats in lowland streams. IAHS Publ. 328: KONDRACKI J. (2002):Geografia regionalna Polski, Warszawa. LYDY, M.J., CRAWFORD, C.G., & FREY, J.W. (2000): A comparison of selected diversity, similarity and biotic indices for detecting changes in benthic-invertebrate community structure and stream quality. NCDEHNR. North Carolina Department of Environment, Health, and NaturalResources (1997): Standard operating procedures for biological monitoring.environmental Sciences Branch Biological Assessment Group. Division ofwater. Water Quality Section. WATER & RIVER COMMISSION (2001): Water quality and macroinvertebrates, Water facts, 2nd Edition. 113

114 7. Załączniki Tabela 1.: Liczebność makrobezkręgowców na badanych stanowiskach w Jeziorze Durowskim w 2013 roku (1m²) PLATYHELMINTHES 1 Dugesia tigrina (Girard) 46 2 NEMATODA 23 3 OLIGOCHAETA HIRUDINEA 5 Batracobdella paludosa (Carena) Erpobdella octoculata (L.) Glossiphonia complanata (L.) 23 8 Helobdella stagnalis (L.) Hemiclepsis marginata (O.F. Müller) 23 GASTROPODA 11 Bithynia tentaculata (L.) Lymnaea (Radix) auricularia (L.) Potamopyrgus antipodarum (E.A. Smith) Theodoxus fluviatilis (L.) Valvata piscinalis (O.F. Müller) Viviparus contectus (Millet) 69 BIVALVIA 17 Anodonta anatina (L.) Anodonta cygnea (L.) Pisidium spp. Pfeiffer Sphaerium corneum (L.) Unio pictorum (L.) Unio tumidus Philipsson

115 ISOPODA 23 Assellus aquaticus (L.) MEGALOPTERA 24 Sialis fuliginosa Pictet EPHEMEROPTERA 25 Caenis sp TRICHOPTERA 26 Apatania sp Mollana sp Mystacides sp Leptoceridae Polycentropodidae Rhyacophilidae Trichoptera sp DIPTERA 33 Chaoborus flavicans (Meig.) Chaoborus flavicans (Meig.) pupae Ceratopogonidae Chironomidae larvae Chironomidae pupae ACARI 38 Hydracarina sp Hydrachna sp Total

116 Tabela 2.: Biomasa makrobezkręgowców pobranych z Jeziora Durowskiego (1m²) PLATYHELMINTHES Dugesia tigrina (Girard) 69 NEMATODA 69 OLIGOCHAETA HIRUDINEA Batracobdella paludosa (Carena) Erpobdella octoculata (L.) Glossiphonia complanata (L.) 138 Helobdella stagnalis (L.) Hemiclepsis marginata (O.F. Müller) 23 GASTROPODA Bithynia tentaculata (L.) Lymnaea (Radix) auricularia (L.) 69 Potamopyrgus antipodarum (E.A. Smith) Theodoxus fluviatilis (L.) Valvata piscinalis (O.F. Müller) Viviparus contectus (Millet) BIVALVIA Anodonta anatina (L.) Anodonta cygnea (L.) Pisidium spp. Pfeiffer 5014 Sphaerium corneum (L.) Unio pictorum (L.) Unio tumidus Philipsson ISOPODA Assellus aquaticus (L.) MEGALOPTERA 116

117 Sialis fuliginosa Pictet EPHEMEROPTERA Caenis sp TRICHOPTERA Apatania sp. 575 Mollana sp Mystacides sp Leptoceridae 92 Polycentropodidae 161 Rhyacophilidae 391 Trichoptera sp DIPTERA Chaoborus flavicans (Meig.) Chaoborus flavicans (Meig.) pupae Ceratopogonidae 23 Chironomidae larvae Chironomidae pupae ACARI Hydracarina sp Hydrachna sp

118 Tabela 3.: Zagęszczenie makrobezkręgowców w badanych stanowiskach w Jeziorze Durowskim (1m²) PLATYHELMINTHES Dugesia tigrina (Girard) NEMATODA OLIGOCHAETA HIRUDINEA Batracobdella paludosa (Carena) Erpobdella octoculata (L.) Glossiphonia complanata (L.) Helobdella stagnalis (L.) Hemiclepsis marginata (O.F. Müller) GASTROPODA Bithynia tentaculata (L.) Lymnaea (Radix) auricularia (L.) Potamopyrgus antipodarum (E.A. Smith) Theodoxus fluviatilis (L.) Valvata piscinalis (O.F. Müller) Viviparus contectus (Millet) BIVALVIA Anodonta anatina (L.) Anodonta cygnea (L.) Pisidium spp. Pfeiffer Sphaerium corneum (L.) Unio pictorum (L.) Unio tumidus Philipsson ISOPODA Assellus aquaticus (L.) 118

119 MEGALOPTERA Sialis fuliginosa Pictet EPHEMEROPTERA Caenis sp. TRICHOPTERA Apatania sp. Mollana sp. Mystacides sp. Leptoceridae Polycentropodidae Rhyacophilidae Trichoptera sp. DIPTERA Chaoborus flavicans (Meig.) Chaoborus flavicans (Meig.) pupae Ceratopogonidae Chironomidae larvae Chironomidae pupae ACARI Hydracarina sp. Hydrachna sp. 119

120 ZBIOROWISKA RYB - JAKO WSKAŹNIK STANU EKOLOGICZNEGO JEZIORA DUROWSKIEGO ANA-MARIA FOTACHE γ, CARINA LINDER*, PIOTR CHMIELEWSKI Ψ, PETRISOR GALAN γ, DANIEL TORRES-OROZCO* γ Alexandru Ioan Cuza University, Iasi, Romania Ψ Adam Mickiewicz University, Poznan, Poland * Christian-Albrechts-Universität, Kiel, Germany Koordynator: Dr Piotr Klimaszyk Dr Gabriel Plavan

121 WSTĘP Mimo Ŝe ekosystemy słodkowodne zajmują zaledwie 0,8% powierzchni ziemi, to mieszka w nich prawie 16% gatunków wodnych, które są gatunkami kluczowymi dla przetrwania człowieka. Obecnie zarówno gatunki słodkowodnej jak i ich siedliska są jednymi z najbardziej zagroŝonych ekosystemów. W czasie ostatniej dekady, presja na ekosystemy wodne spowodowana działalnością człowieka znacznie wzrosła. Zwłaszcza nieodpowiednia gospodarka ściekowa oraz wzrost rekreacji doprowadziły do zwiększonej eutrofizacji wód słodkich (EFWD, 2000). Według Agencji Ochrony Środowiska duŝy odsetek wszystkich europejskich ekosystemów słodkowodnych charakteryzuje się wysokim statusem troficznym, przez co zbiorniki te posiadają niską przezroczystość wody oraz niski poziom bioróŝnorodności (Leaf et al., 2002). Aby naświetlić ten problem, w 2000 r. weszła w Ŝycie Ramowa Dyrektywa Wodna (RDW), której głównym celem jest osiągniecie co najmniej dobrego stanu ekologicznego we wszystkich europejskich wodach powierzchniowych oraz gruntowych do 2015r. (EFWD, 2000). Do osiągnięcia tego celu, niezbędne są zabiegi konserwatorskie oraz moinitoring. Wiele organizmów, takich jak, np. glony czy makrobezkręgowce, zostały podzielone na grupy zgodnie z ich wymaganiami ekologicznymi i zostały uznane za bioindykatory, które mogą być powszechnie stosowane w celu określenia róŝnic w jakości wody (Muxika et al., 2007, Orfanidis et al., 2003). Obserwacje zbiorowisk ryb w badaniach monitoringowych są duŝo mniej powszechne. Jednak, w związku z tym, Ŝe ryby znajdują się na szczycie sieci troficznej oraz moją ogromną rolę w zmieniających się ekosystemach, mogą stać się bardzo waŝnym element zarówno w monitoringu jak i procesach konserwatorskich. W naturalnych ekosystemach ryby (ichtiofauna) mogą powodować zmiany zarówno biotyczne jak i abiotyczne środowisk słodkowodnych: Zmiany abiotyczne Ryby mogą bezpośrednio i pośrednio powodować zmniejszenie przezroczystości wody, bezpośrednio z powodu mieszania oraz resuspensji osadów poprzez Ŝerowanie blisko dna oraz bezpośrednio stymulując wzrost glonów planktonowych, z powodu przyspieszania obiegu składników odŝywczych (nutrientów). Ichtiofauna moŝe równieŝ wpływać na strukturę osadów oraz wymianę substancji odŝywczych w obrębie osadów jeziora. Zbiorowiska ryb przyczyniają się do przesunięcia zasobów nutrientów z głębokiej strefy 121

122 jeziora do strefy pelagicznej, np. podczas okresu wegetacji, migrujące ryby są odpowiedzialne za transport części fosforu dostępnego dla planktonu.(andersson et al., 1988). Zmiany biotyczne Rola ryb - jako nośników substancji odŝywczych moŝe powodować wzrost autotrófów takich jak sinice, glony oraz rośliny. Niemniej jednak ryby równieŝ mogą redukować ich liczebność. Na przekład, płoć (Rutilus rutilus) i wzdręga (Scardinius erythropthalmus), są jedynymi rodzimymi gatunkami Ŝerującymi na hydromakrofirach w Polsce, plądrują one 15% biomasy makrofitów budowanej w ciągu jednego roku. Zarówno biotyczne jak i abiotyczne zmiany zaleŝą zarówno od liczby, rozmiaru oraz kompozycji ichtiofauny oraz rodzaju osadów występujących w jeziorze. Stąd teŝ ryby mogą być zarówno uŝywane do śledzenia zmian w ekosystemie jak i do wywoływania ich. RóŜne gatunki ryb są stosowane w biomanipulacji eutroficznych jezior. Manipulacja moŝe być rozumiana jako rekonstrukcja sieci troficznej ekosystemu poprzez dodawanie albo usuwanie gatunków, które odgrywają kluczową rolę w sieci troficznej, szczególnie drapieŝników. Pierwotny pomysł biomanipulacji opiera się na regulacji zbiorowisk fitoplanktonu poprzez wzrost zjadania glonów przez wioślarki po redukcji ryb planktonoŝernych (Gliwicz, 1990). Biomanipulacja została uznana jako uŝyteczne narzędzie do przemian w zbiorniku, dzięki niej moŝliwa jest zamiana mętnowodnego jeziora z dominacją fitoplanktonu w jezioro o czystej, przezroczystej wodzie z dominacją makrofitów i następnie zmniejszanie obciąŝenia biogenami z zewnątrz (Jeppesen et al., 1997, McQueen et al., 1989). Stan troficzny Jeziora Durowskiego znajdującego się w zachodniej Polsce wzrósł znacząco podczas ostatniej dekady, a tym samym wymaga przeprowadzenia monitoringu zbiornika oraz działań naprawczych zgodnie z RDW. Dodatkowo, znaczenie jeziora dla celów turystycznych i rekreacyjnych stwarza konieczność do podjęcia działań, które będą miały na celu zmniejszenie trofii zbiornika. W konsekwencji, w 2012r. wykorzystano szczupaka (Esox lucius) jako narzędzie naprawcze. Jest to gatunek holarktyczny, na którego wzrost największy wpływ ma temperatura, przezroczystość wody, produktywność, dostępność ofiar oraz zagęszczenie innych drapieŝników. Odgrywa on kluczową rolę w strukturze top-down słodkowodnych społeczności: szczupak wpływa pośrednio na fitoplankton poprzez Ŝerowanie na zooplanktonowych rybach. Mniejsza obfitość zooplanktonowych ryb powoduje intensywniejszy wzrost gatunków Ŝywiących się fitoplanktonem, co powoduje spadek koncentracji całkowitej fosforu i azotu. 122

123 Ponadto, gatunki kosmopolityczne mogą być równieŝ wykorzystywane jako wskaźniki trofii jeziora. Jezioro Durowskie było obiektem wielu badań monitoringowych w okresie ostatnich lat, m.in. poprzez monitorowanie gatunków wskaźnikowych spośród makrobezkręgowców oraz zespołów glonów, które były wykorzystywane do oceny jakości wody, jednak, zespoły ryb nigdy nie były analizowane w tym jeziorze. Dane ze szczytu sieci troficznej są, zatem wymagane, do stworzenia pełnego obrazu efektów trofii jeziora ze względu na występujące tam zespoły gatunków i stworzenie wiarygodnego sposobu do śledzenia zmian w zbiorniku. Ponadto, badania zbiorowisk ryb w Jeziorze Durowskim jest szczególnie interesujące, gdyŝ pozwoli przeprowadzić monitoring sukcesu biomanipulacji przeprowadzonej w 2012r. Celem poniŝszego opracowania jest ocean stanu ekologicznego Jeziora Durowskiego, bazująca na zbiorowiskach ryb w oparciu u dane z połowów z wykorzystaniem zarówno aktywnego jak i pasywnego pobierania próbek zarówno w dopływie do jeziora jak i w samym jeziorze, jak równieŝ porównanie danychz danymi historycznymi dotyczącymi odłowów ryb. Dzięki tym danym chcemy (I) sklasyfikować aktualną i realną kompozycję gatunków oraz ich obfitość, (II) osiągnąć specyfikację gatunkową morfometrycznych danych jako bazy do badań długoterminowych oraz (III) wykryć zmian w obfitości gatunków w ostatniej dekadzie MATERIAŁ I METODY Miejsce badań W czasie od 1 do 8 lipca 2013r. przeprowadzono pobór zbiorowisk ryb w Jeziorze Durowskim, które znajduje się w Wągrowcu w Wielkopolsce (dokładne współrzędne geograficzne: N oraz E ). Jest to jezioro dimiktyczne, które jest częścią Rzeki Gołanieckiej, powierzchnia jeziora oraz zakres jego zlewni wynoszą 236,1 km 2. Jezioro Durowskie jest jeziorem polodowcowym, co przejawia się stromym spadkiem jego linii brzegowej i maksymalną głębokością 14,6m, zaś średnia głębokość jeziora wynosi ok. 7,9m. Jezioro ma długość 4m (oś północ-południe), a jego maksymalna szerokość wynosi 600m, jego całkowita powierzchnia wynosi ok. 143ha. 123

124 Zbieranie danych Badanie Pobór prób przeprowadzono w całym litoralu Jeziora Durowskiego oraz jeden pobór wykonano z punktu dopływu rzeki, która łączy Jezioro Durowskie z jeziorem Kobylińskim na północy. W celu uzyskania pełnych informacji o zbiorowiskach ryb uŝyto technik zarówno aktywnych, pasywnych, jak i odłowów przy uŝyciu prądu (ryc. 1) Aktywna sieć - niewód (długość 40 m, wysokość 2m, wielkość oczek 6 mm) była uŝywana do zamykania strefy przybrzeŝnej w kształcie zatoki. Ponadto zastawiono pięć pasywnych siedzi o róŝnej długości i wielkości oczek (10 m - 1 cm; 10 m cm; 25 m - 4 m; 25 m cm; 40 m - 6 cm), sieci te były zawieszone w kolumnie wody przez 4 godziny w celu wyłapania ryb. Rys.1. Metody odłowu ryb a) niewód b) sieć skrzelowa c) elektropołowy Ostatecznie w rzece posłuŝono się metodą elektropołowów, która umoŝliwia unieruchomienie i złapanie ryb w wodach o charakterze lotycznym. Wszystkie złapane ryby zostały policzone, zwaŝone oraz zmierzone. Całkowita długość była mierzona od najbardziej przedniej części głowicy do czubka najdłuŝszego promienia płetwy ogonowej, płaty płetwy ogonowej były zsunięte do siebie. Całkowita mokra masa była mierzona przy uŝyciu czterech róŝnych skali wagowych Pesola (50 g 500g; 1000 g; 40 kg). 124

125 Dane dotyczące odłowów komercyjne Zapisy historyczne zawierają dane dotyczące komercyjnych odłowów w latach w Jeziorze Durowskim. Roczne dane zostały spisane odnośnie kaŝdego gatunku oddzielnie w odpowiedniej klasie wagowej, zdefiniowano cztery klasy wielkościowe (I mała, II średnia, III duŝa, IV bardzo duŝa) Dane dotyczące zarybiania Zapisy historyczne dotyczące danych o zarybianiu zostały zweryfikowane. Zapisy te zawierają informacje dotyczące komercyjnej hodowli ryb w Jeziorze Durowskim w latach KaŜdego roku odnotowywano liczbę ryb oraz gatunki, jakie zostały wprowadzone do jeziora. Metody statystyczne Dane przeanalizowano przy uŝyciu pakietu RStudio Badania Dla kaŝdego gatunku ryb - średnia wielkość oraz waga była liczono osobno dla rzeki oraz jeziora. Waga i rozmiar były porównywane przy uŝyciu dwustronnego testu t-studenta dla kaŝdego gatunku, który był reprezentowany przez więcej niŝ 5 osobników, zarówno w rzece jak i w jeziorze. Współczynnik Podobieństwa Jaccard a (C j ) został zastosowany w celu określenia podobieństwa w składzie taksonomicznym pomiędzy rzeką oraz jeziorem. W związku z tym do obliczenia podobieństwa była niezbędna liczba gatunków występujących zarówno w rzece jaki i jeziorze j oraz całkowita liczba gatunków występujących w rzece (a) oraz w jeziorze (b): Dane komercyjne dotyczące ryb Dla wszystkich gatunków, które były obecne w zapiskach historycznych wykonana analizę trendu. Gatunek uznawano za obfity w momencie, gdy rozmiar jego odłowów odnotowano więcej niŝ 50 razy od roku KaŜda kategoria rozmiarowa była liczona jako oddzielna grupa. Dla Sander lucioperca, Tinca tinca, Esox Lucius oraz Perca fluviatilis model liniowy pasuje do liczny ryb złowionych w roku. Biorąc pod uwagę wpływ stanu trofii 125

126 na wielkość jeziora, dla Abramis brama model liniowy został dopasowany do kaŝdego roku oddzielnie dla kaŝdej kategorii rozmiarowej. WYNIKI Badania W czasie badań odnotowano 9 gatunków ryb: Scardinius erythrophtalmus, Perca fluviatilis, Gymnocephalus cernuus, Gobio gobio, Esox lucius, Blicca bjoerkna, Alburnus alburnus, Abramis brama, oraz Rutilus rutilus. Jednak nie wszystkie były notowane w obu środowiskach, E. lucius oraz G. gobio zostały zaobserwowane tylko i wyłącznie w rzece, zaś G.. cernuus występował tylko w jeziorze (tylko jedna obserwacja). W rzece najliczniej występował R. rutilus, zaobserwowano 127 okazów, zaś w jeziorze głównym dominantem okazał się być P. fluviatilis 94 osobniki, a następnie duŝa liczebność zaobserwowano wśród A. alburnus 56 osobników (ryc. 2). Biorąc pod uwagę obecnośc lub brak gatunku w rzece i jeziorze obliczono współczynnik Jaccard a dla gatunków i wynosił 0,66. W rzece średni rozmiar ryb oscylował w granicach 290,4±44,9 mm (średnia wartość ± odchylenie standardowe) dla E. lucius oraz 108,0±2,3 mm dla S. erythrophtalmus. Ryc. 2: Bogactwo gatunkowe (9 różnych gatunków ryb) zaobserwowane w czasie odłowy ryb z Jeziora Durowskiego oraz jego dopływu. 126

127 Zaś waga E. Lucius była zdecydowanie wyŝsza i wynosiła ok. 256 ± g, zaś S. erythrophtalmus zaledwie 15.6 ± 1.9 g. W jeziorze największy rozmiar osiągnął gatunek A. brama ± 34.1 mm, zaś najmniejsze rozmiary miał G. cernuus ± 0 mm. Waga A. brama wynosiła 64.4 ± 33.5 g, zaś A. alburnus ± 1.2 g. (Tabela 1) Tabela 1. Średni rozmiar i waga wszystkich gatunków zaobserwowanych w rzece i jeziorze. Rzeka Rozmiar Waga Gatunki mean standard error mean standard error Abramis brama 180,60 22,57 92,80 27,96 Alburnus alburnus 135,11 5,28 33,37 12,69 Blicca bjoerkna 124,70 16,51 42,75 8,09 Esox lucius 290,44 44,87 256,11 102,80 Gobio gobio 140,00 30,00 34,00 13,20 Perca fluviatilis 111,54 5,51 22,41 2,44 Rutilus rutilus 149,12 3,67 50,76 2,85 Scardinius erythrophtalmus 108,00 2,30 15,60 1,91 Jezioro Gatunki mean standard error mean standard error Abramis brama 162,67 34,14 64,42 33,54 Alburnus alburnus 99,38 5,82 11,70 1,19 Blicca bjoerkna 154,00 0,00 37,00 0,00 Gymnocephalus cernuus 95,00 0,00 13,50 0,00 Perca fluviatilis 104,04 4,44 24,82 7,93 Rutilus rutilus 115,88 10,76 27,35 14,88 Scardinius erythrophtalmus 106,50 3,86 16,39 1,54 127

128 W celu porównania jeziora z rzeką rozpatrzono występowanie A.brama, A. alburnus, P. fluviatilis, and R. rutilus. Przeprowadzono test t-studenta, który wykazał znaczące róŝnice pomiędzy jeziorem i rzeką w rozmiarze A. alburnus (t = , df = , p = 2.714*10-5 ) oraz R. rutilus (t = , df = , p = ). Zgodnie z tymi analizami statystycznymi, oba gatunki były znacząco większe w rzece (ryc. 3). Nie zaobserwowano Ŝadnych znaczących róŝnic pomiędzy wagą poszczególnych gatunków. Jednak, trend był taki sam jak przy wielkości ryb, te, które występowały w rzece posiadały większą wagę *** ** Abramis brama Alburnus alburnus Perca fluviatilis Rutilus rutilus Ryc. 3. Porównanie rozmiarów gatunków obecnych w rzece oraz jeziorze (***p<0.001, ** p<0.01) Dane komercyjne dotyczące ryb W rejestrze handlowym zostało wymienionych łącznie 18 gatunków, były to: Abramis brama, Alburnus alburnus, Anguilla anguilla, Blicca bjoerkna, Carassius carassius, Coregonus albula, Coregonus laveretus, Ctenopharyngodon idella, Cyprinus carpio, Esox 128

129 lucius, Hypophthalmichtyhs molitrix, Leuciscus idus, Osmerus eperlanus, Perca fluviatilis, Rutilus rutilus, Sander lucioperca, Silurus glanis, i Tinca tinca. Dla S. lucioperca, A. anguilla, E. lucius oraz P. fluviatilis nie zaobserwowano Ŝadnego trendu odnośnie wagi złapanych ryb (S. lucioperca: df = 61, F(1,61) = 1.99, adj. R 2 = , p = ; A. anguilla: df = 141, F(1,141)=3.547, adj. R 2 = , p = ; E. lucius: df = 130, F(1,130)=0.985, adj. R 2 = , p = ; P. fluviatilis: df = 75, F(1,75) = , adj. R 2 = , p = ). Jednak dla lina T. tinca zaobserwowano znaczący wzrost w połowach (df = 95, F(1,95)=12.46, adj. R 2 = , p = ) (ryc. 4). Catch (kg) Y= *X Ryc. 4. Rozwój populacji lina (Tinca tinca) z odłowów od roku 1954 Year Analiza rozwoju odłowów A. brama wykazała znaczący spadek połowu małych osobników (df = 45, F(1,45) = 15.92, adj. R 2 = , p = ). Nie zaobserwowano, aby połowy średnich i duŝych osobników uległy zmianom w czasie (średnie: df = 53, F(1,53) = , adj. R 2 = , p = ; duŝe: df = 31, F(1,31) = , adj. R 2 = , p = ) (ryc. 5). 129

130 Catch (kg) Y= *X Ryc. 5. Rozwój populacji leszcza (Abramis brama) z odłowów od roku 1954 Year Dane dotyczące zarybiania Od roku 1954 zarybiono jezioro 10 gatunkami ryb: Abramis brama, Anguilla anguilla, Carassius carassius, Coregonus albula, Coregonus lavaretus, Cyprinus carpio, Esox lucius, Rutilus rutilus, Sander lucioperca, oraz Tinca tinca. Sielawa (Coregonus albula), została wprowadzone do jeziora osiem razy pomiędzy rokiem 1955 a Największa introdukcja została przeprowadzona w roku 1961 i wówczas wprowadzono osobników. Przeprowadzono porównanie ilości wprowadzonych ryb do rzeczywistych odłowów ryb z rodziny siejowatych, wyniki wskazują, iŝ ten gatunek nie był wstanie utworzyć zbiorowiska, ze względu na znaczne jego odłowy. Ryby z rodziny siejowatych były odławiane od początku 1970r., z jednym wyjątkiem w 2008r. (ryc. 6) Szczupak (Esox lucius) został wprowadzony 19 razy do roku 2012, pierwsze zarybianie tym gatunkiem została przeprowadzona 1962r. wprowadzono wówczas 800 osobników. Największa introdukcja została przeprowadzona w 1999r szczupaków. Pomimo spadku natęŝenia zarybiania, odłowy Exos Lucius utrzymane zostały na stabilnym poziomie w ostatniej dekadzie (ryc. 7). 130

131 weight of catches (kg) Coregonus albula catch Coregonus laveretus catch Coregonus albula stocking years Ryc. 6. Występowanie ryb siejowatych w Jeziorze Durowskim (słupki przedstawiają odłowy ryb siejowatych w kg, zaś linie pokazują odłowy osob.) Stocking in individuals 0e+00 1e+05 2e+05 3e+05 4e+05 5e+05 Stocking in individuals Catch in kg year Ryc. 7. Występowanie szczupaka (Exos Lucius) w jeziorze Durowskim (słupki przedstawiają odłowy szczupaka w kg, zaś linie pokazują odłowy osobników) Sieja (Coregonus lavaretus) została wprowadzona tylko raz w roku 1962 i wprowadzono wówczas osobników. Podobnie leszcz (Abramis brama) został wpuszczony tylko 7 razy pomiędzy rokiem 1965 a Maksymalne zarybianie zostało 131

132 wykonane w roku 1965 i wprowadzono wówczas osobników. Sandaczem (Sander lucioperca) zarybiano 4 razy, w 1993r. przeprowadzono pierwsze osobniki i było ich 243, zaś największa introdukcja tego gatunku miała miejsce w 2010r. i wprowadzono wówczas osobników. Płoć (Rutilus rutilus) wprowadzano 4 razy pomiędzy rokiem 1962 a 1966, największa introdukcja miała miejsca w 1962r osobników. Węgorz europejski (Anguila anguila) został wprowadzony po raz pierwszy w roku 1954 w liczebności 5 000, zaś największa introdukcja miała miejsce w 1980r, kiedy to wpuszczono osobników do jeziora. Do roku 2012 zarybiano 42 razy węgorzem europejskim. Karaś (Carassius carassius) został wpuszczony 5 razy, największa jego introdukcja została przeprowadzona w 2005r. i było to osobników. Lin (Tinca tinca) pomiędzy latami 1965 a 2012 został wpuszczony cztery razy. Największa liczba osobników została wpuszczona w roku 1965 i wynosiła DYSKUSJA Najbardziej licznymi gatunkami w jeziorze były: ukleja (Alburnus alburnus) oraz okoń (Perca fluviatilis). Są to gatunki charakterystyczne dla ekosystemów wodnych o wysokim statusie troficznym. Ukleja jest gatunkiem, który moŝe przeŝyć w warunkach mętnowodnych oraz przy niskiej zawartości tlenu w wodzie, ale jest ona wówczas widoczna na powierzchni wody. Gatunek ten Ŝywi się zooplanktonem, głównie drobnymi skorupiakami (Horppila and Kairesalo, 1992). Zmniejszenie populacji zooplanktonu moŝe spowodować zwiększenie gwałtownego wzrostu sinic, które mogą powodować zakwity wody (Wheeler and Newman, 1992). Okoń jest gatunkiem wszystkoŝernym, którego moŝemy spotkać w wodach o bardzo róŝnej jakości. Ryba ta Ŝywi się małymi skorupiakami i larwami owadów, ale takŝe małymi okoniami (wewnątrzgatunkowy kanibalizm). Aktywność Ŝerowania okonia moŝe zwiększyć wzrost fitoplanktonu. Dominację okonia moŝna wytłumaczyć optymalnymi warunkami do rozrodu: okoń składa jaja w okolicy makrofitów oraz korzeni drzew. (Wheeler and Newman, 1992). Linia brzegowa jeziora Durowskiego jest otoczona wieloma korzeniami drzew, a co za tym idzie stwarza idealne warunki środowiskowe do rozrodu Perca fluviatilis. Zaobserwowano, iŝ w rzece wszystkie gatunki ryb charakteryzowały się większymi rozmiarami oraz wagą. W momencie, gdy dane z próbkowania z dopływu zostały uznane za 132

133 kompletne, osiągnięte wyniki średniego rozmiaru i wagi mogą zostać uznawane za reprezentatywne. W jeziorze wyłowiono duŝo małych organizmów. W związku z wysokim podobieństwem kompozycji gatunków pomiędzy jeziorem i rzeką (współczynnik Jaccard a wynosił 0,66) oba siedliska nie mogą być interpretowane, jako róŝne. MoŜna wnioskować, Ŝe róŝnice w rozmiarze spowodowane są wiekiem poszczególnych osobników bardziej aniŝeli róŝnicami w jakości pokarmu. Rzeczywiście, dorosłe osobniki uŝywają rzek i strumieni do wędrówek, natomiast młode zostają w jeziorze, gdzie prąd wody jest znacznie wolniejszy. Jednak, nasz wynik mógłby być artefaktem niekompletnego poboru prób w jeziorze. Dlatego poleca się zwiększenia ilości prób w okolicy włączając równomiernie rozmieszczone punkty pomiarowe na róŝnej głębokości i róŝnym stopniu utlenienia. Podczas analizowania trendów historycznych specyfiki poszczególnych gatunków istotne jest rozpoznanie ukierunkowania na gatunki komercyjne. MoŜna obserwować, zarówno pozytywne jak i negatywne trendy gatunków niekomercyjnych. ToteŜ powinny być wykonywane dalsze badania, w celu porównania z wynikami niniejszej pracy. Dla gatunków obficie występujących w połowach od 1954r. (Tinca tinca, Abramis brama, Sander lucioperca, Anguilla anguilla, Esox lucius oraz Perca fluviatilis) zaobserwowano znaczący trend dla Tinca tinca Abramis brama. Od roku 1954 obserwuje się znaczny wzrost odłowów lina (Tinca tinca). Gatunek ten moŝe przetrwać w warunkach, w których tylko kilka gatunków moŝe przeŝyć. Lin toleruje wysoką temperaturę, niski prąd wody, miękkie podłoŝe, niską zawartość tlenu oraz niską przezroczystość wody. Lin moŝe takŝe zmienić ekosystemem poprzez oddziaływanie bottom-up w sieci pokarmowej: zmniejsza pokrycie makrofitów poprzez stymulowanie wzrostu peryfitonu na powierzchni makrofitów (Rowe, 2004). Stąd teŝ wzrost populacji lina oznacza stopniowy wzrost trofii Jeziora Durowskiego, dodatkowo gatunek teŝ moŝe przyczynić się do pogorszenia jakości wody. Kontrola liczebności lina w jeziorze poprzez aktywne usuwanie osobników, jest jak najbardziej zalecana. Zaobserwowano negatywny trend w połowach lesza o małych rozmiarach, podczas gdy połów średniego i duŝego rozmiaru leszcza pozostał na takim samym poziomie. Obserwacje te nie mogą być skorelowane ze zmieniającym się stanem jakości wody. MoŜliwym wyjaśnieniem tego zjawiska moŝe być zmiana w preferencjach rybołówstwa: połowy małych rozmiarów ryb mogą być, np. unikane aktywnie poprzez stosowanie sieci z większymi oczkami. 133

134 Liczebność szczupaka (Esox lucius) w Jeziorze Durowskim jest niska, poniewaŝ nie ma tu odpowiednich warunków do Ŝerowania i rozrodu tego gatunku, co jest spowodowane brakiem roślinności zanurzone w jeziorze. Z powodu nieobecności Esox lucius w odłowach, biomanipulację polegająca na zarybieniu szczupakiem moŝna uznać za niepowodzenie. Pomimo trwających działań zarybiania w czasie ostatniej dekady, populacja szczupaka nie jest stabilna w jeziorze. MoŜe być to zdeterminowane wielkością ryb jakie zostały wprowadzone: Jezioro Durowskie zostało zarybione małymi szczupakami (nazywane palczakami ), które mogły być zjadane przez inne drapieŝniki. Ponadto w strefie przybrzeŝnej szczupaki są naraŝone na konkurencję ze strony okonia. Ze względu na duŝe rozbieŝności pomiędzy obecnymi warunkami w jeziorze a odpowiednimi dla szczupaka, dalsza biomanipulacja tym gatunkiem nie jest zalecana na tym poziomie. Wymagana jest lepsza jakość wody do utworzenia populacji szczupaka i gwarancji pozytywnego wpływu tego gatunku na ekosystem. Porównanie pomiędzy zarybianiem i odłowami ryb siejowatych: Coregonus albula oraz Coregonus laveretus ukazuje, iŝ mimo tego, Ŝe nie zarybiano rybami z rodziny siejowatych to społeczność tych ryb jest obserwowana w jeziorze. Ryby siejowate występują głównie w głębokich wodach, które charakteryzują się niską trofią. Ze względu na wysoki poziom adaptacji ryb siejowatych do warunków panujących w jeziorze, moŝna zakwalifikować, jako jezioro sielawowe. DuŜa część jezior polodowcowych jest zaliczana do tego typu. W związku z tym Jezioro Durowskie moŝna zakwalifikować, jako jezioro sielawowe. Jednak dane uzyskane z badań sugerują, Ŝe Jezioro Durowskie jest typem jeziora leszczowego, co jeszcze bardziej podkreśla efekt eutrofizacji zbiorowisk ryb w jeziorze. 134

135 WNIOSKI Zbiorowiska ryb w Jeziorze Durowskim wskazują na wysoką trofię zbiornika. Warunki te są wykazane przez strukturę społeczności, bogactwo gatunkowe, trend historycznych odłowów i informacje na temat zarybiania. Obecnie, Jezioro Durowskie charakteryzuje się dominacją Perca fluviatilis jako gatunku drapieŝnego oraz Alburnus alburnus. Ponadto zauwaŝono znaczący wzrost liczebności Tinca tinca. Gatunek ten występuje w wodach o wysokiej trofii i moŝe prowadzić do pogorszenia status troficznego. Zatem aktywna kontrola rozmiaru populacji Tinca tinca moŝe być zalecanym narzędziem do renowacji jeziora. Porównanie pomiędzy historycznymi odłowami a zarybianiem wykazuje przysunięcie Jeziora Durowskiego z jeziora sielawowego do jeziora leszczowego, które wskazuję na przesunięcie warunków troficznych na wyŝszy poziom. Dodatkowo nasze badania ukazują nieskuteczność biomanipulacji jeziora odzwierciedloną w nieudanej reintrodukcji Esox lucius. LITERATURA ANDERSSON, G., GRANÉLI, W. & STENSON, J The Influence of Animals on Phosphorus Cycling in Lake Ecosystems. In: PERSSON, G. & JANSSON, M. (eds.) Phosphorus in Freshwater Ecosystems. Springer Netherlands. EFWD Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23 October 2000 establishing a framework for Community action in the field of water policy. In: COUNCIL, E. P. A. (ed.). European Union. GLIWICZ, Z. M Why do cladocerans fail to control algal blooms? Hydrobiologia, , HORPPILA, J. & KAIRESALO, T Impacts of bleak (Alburnus alburnus) and roach (Rutilus rutilus) on water quality, sedimentation and internal nutrient loading. Hydrobiologia, , JEPPESEN, E., PEDER JENSEN, J., SØNDERGAARD, M., LAURIDSEN, T., JUNGE PEDERSEN, L. & JENSEN, L Top-down control in freshwater lakes: the role of nutrient state, submerged macrophytes and water depth. In: KUFEL, L., PREJS, A. & RYBAK, J. (eds.) Shallow Lakes 95. Springer Netherlands. 135

136 LEAF, S., WARN, T. & DILS, R Aquatic Eutrophication Management Strategy. Environment Agency. MCQUEEN, D. J., JOHANNES, M. R. S., POST, J. R., STEWART, T. J. & LEAN, D. R. S Bottom-Up and Top-Down Impacts on Freshwater Pelagic Community Structure. Ecological Monographs, 59, MUXIKA, I., BORJA, Á. & BALD, J Using historical data, expert judgement and multivariate analysis in assessing reference conditions and benthic ecological status, according to the European Water Framework Directive. Marine Pollution Bulletin, 55, ORFANIDIS, S., PANAYOTIDIS, P. & STAMATIS, N An insight to the ecological evaluation index (EEI). Ecological Indicators, 3, ROWE, D. K Potential Effects of Tench (Tinca Tinca) in New Zealand Freshwater Ecosystems, NIWA. WHEELER, A. C. & NEWMAN, C The Pocket Guide to Freshwater Fishes of Britain and Europe, Dragon's World Ltd. 136

137 Stan ekologiczny jeziora podczas jego rekultywacji Zarządzanie jeziorem Koordynator: Dr. Wilhelm Windhorst Hasnain Ali Pabiszczak Bogna Popescul Ovidiu Alexandru Prisacaru Florin Constantin Suszczyńska Marcelina Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013

138 1. Wprowadzenie 1.1. Ramowa Dyrektywa Wodna i rekultywacja Jeziora Durowskiego Paradygmatem Zintegrowanego Zarządzania Zasobami Wodnymi, jest to, Ŝe zostało to powszechnie przyjęte i jest podstawą do poprawy zarządzania w sektorze wody na całym świecie. Ramowa Dyrektywa Wodna (RDW) (Parlamentu Europejskiego i Rady 2000) wprowadziła nowe podejście do zarządzania zasobami wodnymi w Europie, gdyŝ wymaga nie tylko przestrzegania przez zanieczyszczających wartości progowych emisji, ale równieŝ zmusza do osiągnięcia "dobrego stanu" wód powierzchniowych i podziemnych oraz integracji kwestii gospodarczych, takich jak zasady zanieczyszczający płaci oraz pełny zwrot kosztów za rekultywację wykorzystanych terenów i wód. RDW w ten sposób realizuje skonsolidowane podejście i dotyczy kluczowych elementów Zintegrowanego Zarządzania Zasobami Wodnymi (IWRM). Poprzednie badania, prowadzone od 2009 roku, wykazały, Ŝe Jezioro Durowskie moŝe być w złym stanie ekologicznym ze względu na takie czynniki, jak: rolnictwo (np. intensywne stosowanie nawozów sztucznych) lub zanieczyszczenia ściekami. W związku z tym, w celu spełnienia wymogów Ramowej Dyrektywy Wodnej, rozpoczęto rekultywację, mającą na celu poprawienie stanu ekologicznego wód jeziora, co zostało zainicjowane w 2009 roku. Działania konserwatorskie obejmowały instalację dwóch aeratorów i zarybienia duŝą ilością drapieŝników (szczupakiem - Esox lucius) Plan strategiczny dla miasta Wągrowiec i Jeziora Durowskiego Długoterminowy plan rozwoju miasta Wągrowiec podkreśla modernizację infrastruktury miasta, ekspansję w sektorach turystyki i rekreacji. Biuro Burmistrza Wągrowca dostarczyło liczne przykłady projektów rozwojowych w obrębie miasta, w tym: Renowacja promenady jeziora. Stworzenie strefy kajakowej. Budowa pola golfowego, boiska do siatkówki plaŝowej, badmintona, nowego kortu tenisowego. Nowe szlaki biegowe w pobliŝu jeziora. Utworzenie obszarów piknikowych. Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013

139 Nowe miejsca widokowe. Organizacja autobusów turystycznych. Rozbudowa infrastruktury przyjaznej dla środowiska, takich jak recykling, programy poprawy jakości wody Potrzeba zarządzania jeziorem Zarządzanie jeziorami naleŝy traktować jako waŝny element zrównowaŝonego rozwoju kaŝdego kraju. Gospodarowanie jeziorami w sposób przyjazny dla środowiska jest jednym z najwaŝniejszych działań w ramach Programu Narodów Zjednoczonych ds. Ochrony Środowiska. Tradycyjne przyjacielskie stosunki między ekosystemami i ludźmi są teraz w dwustronnie zagroŝone z powodu niezrównowaŝonego wykorzystywania ich zasobów przez człowieka. Z okolicznych terenów wzrósł napływ osadów i wypełnił wiele naturalnych i sztucznych jezior w pewnym stopniu całkowicie zmniejszając ich wartość uŝytkową. Toksyczne związki chemiczne produkowane lub uŝywane w zlewni zanieczyszczają wody jeziora, osady denne i organizmy Ŝywe oraz powodują zagroŝenie wykorzystania tych zasobów. Biogeny zawarte w ściekach przemysłowych, rolniczych i domowych spowodowały wzrost eutrofizacji wód jeziora, całkowicie przebudowując ekosystem wodny przez wzrost organizmów planktonicznych i innych roślin oraz pogorszenia jakości wody. Coraz większy wzrost uŝytku rekreacyjnego i ludzi zamieszkujących w pobliŝu i wzdłuŝ cieków wodnych, jezior, mogą równieŝ cierpieć z powodu małych i duŝych oddziaływań skumulowanych. Jak opisywano powyŝej, Jezioro Durowskie jest bardzo waŝne dla lokalnej społeczności, gospodarki w Wągrowcu i działalności wielu grup osób (np. wędkarzy, miłośników sportów wodnych), które są bezpośrednio związane z jeziorem. Działania te mogą potencjalnie negatywnie wpłynąć na ekosystem jeziora. Co więcej, jakość jeziora jest niezbędna dla waŝnej części społeczności Cele pracy Biorąc pod uwagę wcześniej wymienione informacje, tegoroczny (2013r.) zespół zarządzania jeziorem miał na celu: ocenę obecnego stanu jeziora Durowskiego, zidentyfikowanie głównych czynników negatywnie wpływających na jakość wody i zaoferowanie realnego rozwiązania dla poprawy stanu ekologicznego jeziora. Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013

140 2. Materiał i metody 2.1. Gromadzenie danych i mapowanie ważnych miejsc Szczegółowe badanie terenowe jeziora przeprowadzono w celu zrozumienia obecnej sytuacji jeziora i róŝnych działań, które są wykonywane na Jeziorze Durowskim. Podczas badań zostały wykonane fotografie a waŝne miejsca zostały oznaczone za pomocą przenośnych urządzeń GPS. Część zdjęć zrobiono nad jeziorem i jego otoczeniem, co zostało załączone do niniejszego raportu. Ponadto mapy Google Earth zostały wykorzystane w celu lepszego zrozumienia wykorzystania terenu w okolicy jeziora. Jezioro Durowskie z lotu ptaka Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013

141 Lokalizacja aeratorów nad Jeziorem Durowskim 2.2. Ankiety W celu uzyskania lepszego wyobraŝenia o mieszkańcach, turystach i wędkarzach kwestionariusz został przygotowany i rozdzielony między róŝnymi grupami ludzi reprezentującymi system społeczny miasta. Trzy róŝne badania przeprowadzono by uchwycić ogólne preferencje społeczności. Ankiety wykorzystane podczas badania zostały przedstawione na końcu tego raportu (w załączniku) oraz w opisie przedstawionym w poniŝszej tabeli. Kategoria Ankietowani Mieszkańcy 40 Turyści 40 Wędkarze 26 Suma 106 Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013

142 Ankietowany wędkarz nad Jeziorem Durowskim 2.3. Badanie Dane z powyŝszych wymienionych badań zostały skompilowane do grup reprezentujących mieszkańców, turystów i rybaków oraz ich preferencji i pragnień. Analiza została przeprowadzona i przedstawiona w niniejszym sprawozdaniu. Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013

143 3. Wyniki W tym rozdziale przedstawiono wyniki badań przeprowadzonych w trakcie Szkoły Letniej w 2013 roku. Porównanie zostało dokonane na podstawie zebranych danych w latach Obecny stan Jeziora Durowskiego Wskaźniki jakości Fizyczno-chemiczne Makrofity Glony (pn.) Glony (pd.) Makrobezkręgowce Ryby N/A N/A Pogorszona jakość Poprawiona jakość Bez zmian Wyniki fizyczno-chemiczne wykazują, Ŝe jakość wody Jeziora Durowskiego pogorszyła się od ubiegłego roku (2012r.), stęŝenie chlorofilu α wzrosło, co oznacza wzrost biomasy glonów. Nastąpił wzrost składników odŝywczych na wpływie wód do jeziora. Pas makrofitów jest bardziej obfity w tym roku, ale w nierównej powierzchni dla całego jeziora, poniewaŝ zwiększa się w części północnej, ale w części południowej wydaje się być zmniejszony. Luki w pasie makrofitów wynikają z działalności człowieka. Na podstawie wyników glonów (indeks okrzemkowy), moŝna stwierdzić, Ŝe na północnej części jeziora stan wód jest umiarkowany, na południe zły stan ekologiczny. Według wskaźnika liczby gatunków Nyggard z rozmaitych grup taksonomicznych glonów stan troficzny jeziora w 2013 roku wskazuje na hipertrofię. Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013

144 Badania makrobezkręgowców pokazują, Ŝe w tym roku (2013r.) jakość jeziora jest gorsza niŝ w roku poprzednim (2012r.). Liczba zidentyfikowanych taksonów z szerokiego zakresu występowania ekologicznego wzrosła, co wskazuje na dostosowanie do pogorszonych warunków ekologicznych. Zgodnie z indeksem EPT, gatunki przystosowane do dobrej jakości wody (o wąskim zakresie tolerancji) są mniej obfite niŝ w roku ubiegłym. W 2013 roku zostały wykonane pierwsze badania zbiorowisk ryb, co uniemoŝliwia porównanie z poprzednimi latami. Najstarsze zapisy dla ławic ryb w Jeziorze Durowskim wskazują, Ŝe było obecnych 18 gatunków ryb, ale teraz pozostało tylko 9 gatunków. Biomasa ryb takŝe uległa obniŝeniu. Fakt ten jest spowodowany brakiem rozpuszczonego O 2, a takŝe pojawieniem się duŝej ilości biogenów w wodzie Działalność człowieka w okolicy jeziora Z naszych badań i zebranych danych wynika, Ŝe główne działania w obszarze jeziora to: łowienie ryb, pływanie motorówką lub Ŝeglarstwo sportowe, jogging, spacery wzdłuŝ brzegu, pływanie, jazda na rowerze, rowery górskie, konkursy i zawody sportowe na plaŝy. Te działania mają duŝy wpływ na zwiększoną erozję brzegów jeziora, zmniejszoną produkcję makrofitów i pogorszenie jakości wody. Nawiązując do powyŝszej działalności, jakość warunków ekologicznych ulega pogorszeniu. Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013

145 Spędzanie wolnego czasu Ilość ankietowanych sport resting at the lake Aquapark Aktywności restaurant/pub stay at home 3.3. Porównanie wyników Wyniki ankiety przeprowadzonej wśród mieszkańców, wędkarzy i turystów. Yes its needed No it's not needed Don't know 33% 64% 3% Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013

146 Ponad połowa respondentów jest świadoma, Ŝe jakość jeziora naleŝy poprawić i zgadzają się oni na działania poprawiające jego stan. Czy byłbyś skłonny zapłacić pieniądze na rekultywację? yes no 38% 62% Kto powinien zapłacić za rekultywację? tourists inhabitants 43% 57% Ponad połowa respondentów zgadza się, Ŝe turyści powinni zapłacić za rekultywację jeziora. TakŜe mieszkańcy powinni być zobowiązani zani do zapłaty kosztów rekultywacji. Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013

147 Inwestycje reclamation of the lake tourism other Rekultywacja jeziora jest postrzegana jako inwestycja, równieŝ i mieszkańcy uwaŝają to za priorytet w rozwoju lokalnym. Co sądzisz o burmistrzu Wągrowca i jego pracy w celu poprawy jakości wody w Jeziorze Durowskim? 0% 30% 8% 7% 10% The worst Bad Medium 45% Good Very good The best Mieszkańcy uwaŝają, Ŝe e burmistrz miasta wykonuje dobrą i bardzo dobrą pracę poprzez poprawę stanu jakości wody w Jeziorze Durowskim. Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013

148 25 Wizyty turystów w okoliach Jeziora Durowskiego often not often never 0 1 Turyści miasta Wągrowiec są głównie z innego regionu i odwiedzają okolicę jeziora bardzo często, oznacza to, Ŝe jezioro jest dla nich atrakcyjnym obiektem. 30 Czemu Wągrowiec? Natural beauty Recreation Other Turyści wybrali Wągrowiec ze względu na naturalne piękno, dlatego teŝ rekultywacja jeziora powinna być priorytetem dla lokalnej gospodarki. Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013

149 Odwiedzający jezioro ze względu na wykonywany zawód Liczba turystów Students Worker Retired Business Zawód Wymagania wędkarzy łowiących ryby w jeziorze, wskazują na nieznajomość rzeczywistego stanu jeziora: w ich opinii, stan jeziora jest umiarkowany Jak oceniasz jakość wody do wędkowania? Ranking W skali od 1 do 5, gdzie 1 oznacza najniŝszą ocenę, 5 najwyŝszą. Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013

150 Czy to dobre jezioro do wędkowania? Ranking W skali od 1 do 5, gdzie 1 oznacza najniŝszą ocenę, 5 najwyŝszą. Częstotliwość wędkowania Daily Biweekly Weekly Monthly Fishing frequency Z odpowiedzi ankietowanych wynika, Ŝe jezioro jest bardzo często odwiedzane przez osoby wędkujące i to duŝa częstotliwość ma ogromny wpływ na stan jeziora. 25 Preferencje wędkarzy w gatunkach ryb Species 0 Carp Pike Roach Bleak Bream Perch Ell Tench White Bream Preferowane są takie gatunki ryb jak płoć, lin i leszcz. Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013

151 4. Wnioski i rekomendacje Miasto Wągrowiec i Jezioro Durowskie są połoŝone w końcu ciągu rynny jezior, których wody wpadając od Jeziora Durowskiego, zwiększają poziom jego zanieczyszczenia. Jeziora Kobyleckie, Bulkowieckie, Grylewskie i Zbiornik Gołańcz charakteryzują się silnymi zakwitami sinicowymi ze względu na eutrofizację tych akwenów (Leupolz-Rist i in. 2011). Wyniki przedstawione w 3 rozdziale niniejszego raportu wykazują, Ŝe ogólny stan ekologiczny Jeziora Durowskiego pogarsza się w ciągu ostatnich lat. Wskaźniki wykorzystywane do tych badań wykazały, Ŝe jakość jeziora wydaje się być obniŝona i wymaga długiego planu monitorowania w celu lepszego zrozumienia ekosystemu Jeziora Durowskiego. Głównym zadaniem grupy Zarządzanie jeziorem było przeprowadzenie porównania wyników stanu ekologicznego poszczególnych grup. Po opracowaniu wyników uzyskanych z kaŝdej grupy działającej w Szkole Letniej w 2013 r., okazało się, Ŝe Jezioro Durowskie znajduje się w miejscowości Wągrowiec, Wielkopolska jest w duŝym stopniu ograniczona. Zanieczyszczenie jeziora będzie obejmować działalność połowową. Wędkarze w celu zwiększenia ich połowu, doprowadzają przynętę gruntową, która zawiera duŝe ilości azotu i fosforu. Elementy te to składniki odŝywcze, które powodują eutrofizację wód. W szczególności by ograniczyć tą praktykę naleŝy zwiększyć świadomość ekologiczną wśród wędkarzy, poprzez wprowadzenie programu ochrony środowiska edukacyjnego. NaleŜy równieŝ zmniejszyć liczbę stanowisk wędkarskich i całkowicie wyeliminować stanowiska nielegalne (w sposób niebezpieczny). Pomosty słuŝące do połowów mają równieŝ wpływ na pas makrofitów wzdłuŝ jeziora. W celu poprawy stanu jeziora powinno się zapewnić prywatnym wędkarzom pomost do ograniczenia połowów w miejscach niedozwolonych. KaŜdy wędkarz z prywatnego pomostu będzie bardziej dbać o jego czystość. MoŜna takŝe wprowadzić zakaz przynęty wprowadzanej do ziemi lub ograniczyć ilość wprowadzanych składników odŝywczych. Innym powodem degradacji zbiornika jest korzystanie przez turystów z łodzi motorowych i prywatnych jednostek pływających. Powoduje to zamieszanie lustra jeziora, co niszczy pas makrofitów, powodując erozję brzegów jeziora, a takŝe powoduje zmieszanie osadów. Dlatego wnioskujemy całkowity zakaz korzystania z jednostek pływających w obszarach najbardziej zdegradowanych. Jesteśmy świadomi faktu, Ŝe wodne atrakcje przyciągają Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013

152 turystów, jednak mieszkańcy powinni być świadomi, Ŝe w niektórych miejscach powodują one duŝą degradację zbiornika. DuŜy wpływ na jezioro ma równieŝ jazda na rowerze, co równieŝ powoduje erozję brzegów jeziora. Szczególnie widoczna degradacja powierzchni następuje podczas intensywnych opadów deszczu, a następnie zejście do jeziora na brzegu. Aby zapobiec erozji tego typu powinny być wyznaczone trasy rowerowe na terenach oddalonych od brzegu jeziora. Degradacja nie jest spowodowana tylko przez działania społeczności lokalnej. Zanieczyszczenia powodujące degradację środowiska są dostarczane do jeziora z innych zbiorników (Jezioro Kobyleckie) przez ciek z duŝą ilością składników odŝywczych. W celu poprawy stanu ekologicznego Jeziora Durowskiego warunkiem jest przede wszystkim zwiększenie świadomości ekologicznej mieszkańców Wągrowca, w tym wędkarzy. Edukacja ekologiczna moŝe odbywać się na wiele sposobów: poprzez publiczne kampanie informacyjne, happeningi, programy edukacyjne, warsztaty, itp. Jest to jedyny sposób moŝna aby podnieść świadomość lokalnej ludności. Czynniki sprzyjające pogorszeniu aktualnego stanu jeziora Durowskiego moŝna podzielić na dwa rodzaje zewnętrzne i wewnętrzne. Czynniki zewnętrzne, takie jak wody z Jeziora Kobyleckiego. Wpływy z Jeziora Kobyleckiego zawierają wysokie stęŝenie składników odŝywczych, które wzmagają eutrofizację wód Jeziora Durowskiego. Doniesiono podczas Szkoły Letniej (2013r.), Ŝe ścieki są odprowadzane bezpośrednio, bez oczyszczenia, do Jeziora Kobyleckiego. Czynniki wewnętrzne; pochodzące z Jeziora Durowskiego są wymienione poniŝej. o Erozja ze spływu powierzchniowego. o Wpływ wędkarstwa na Jezioro Durowskie. Przede wszystkim poprzez dodanie substancji odŝywczych (przynęty rybackie) i dodatkowo wpływanie na pas makrofitów wzdłuŝ linii brzegowej z pomostami. Ponadto zauwaŝono, Ŝe bezpośrednie połowy z jeziora powodują erozję brzegów. o Nasilone atrakcje rekreacyjne, w tym łodzie motorowe i efekty wycieczek rowerowych nad jeziorem. Motorówki powodują powstawanie silnych fal na jeziorze co oddziałuje na pas makrofitów. Zdjęcia przedstawione poniŝej pokazują stopień erozji brzegów powstałych w wyniku intensywnych zajęć rekreacyjnych wzdłuŝ Jeziora Durowskiego. Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013

153 Zerodowana ścieżka leśna Zerodowana gleba nad brzegiem jeziora Przynęty wędkarskie w wiadrze (na jednym z pomostów na Jeziorze Durowskim) Wędkarz w luce pasa makrofitów 4.1. Rekomendacje W celu ustanowienia skoordynowanego systemu do opracowania i wdrożenia programów poprawy jakości wód Jeziora Durowskiego zaleca się wykonanie następujących zadań: Zbudowanie tzw. okrągłego stołu (kampania świadomości publicznej). Poznań i Wągrowiec 30 Czerwiec -14 Lipiec 2013