Mariusz Samołyk, Paweł Czyryca

ZANIECZYSZCZENIE ŚRODOWISKA PRZYRODNICZEGO ZLEWNI JEZIORA GARDNO (WOLIŃSKI PARK NARODOWY) NA PODSTAWIE BIOTYCZNYCH BADAŃ ZINTEGROWANEGO MONITORINGU ŚRODOWISKA PRZYRODNICZEGO Mariusz Samołyk, Paweł Czyryca Samołyk M., Czyryca P., 2016: Zanieczyszczenie środowiska przyrodniczego zlewni jeziora Gardno (Woliński Park Narodowy) na podstawie biotycznych badań Zintegrowanego Monitoringu Środowiska Przyrodniczego (Natural environment pollution of Gardno Lake catchment (Woliński National Park) based on biotic monitoring research of Integrated Monitoring of the Natural Environment programme), Monitoring Środowiska Przyrodniczego vol. 18(1), s. 43-52. Zarys treści: Na podstawie wyników ośmioletnich badań monitoringowych (2009 2016) prowadzonych w zlewni Jeziora Gardno oceniono stopień zanieczyszczenia środowiska przyrodniczego Wolińskiego Parku Narodowego. Ważnym wskaźnikiem w określeniu stanu środowiska przyrodniczego jest stopień oraz przyczyny uszkodzeń drzew i drzewostanów. Równocześnie prowadzono badania dynamiki i chemizmu opadu organicznego. Wykorzystując bioindykacyjne właściwości porostów, prowadzono na stałych powierzchniach testowych pomiary wielkości i zdrowotności plech Hypogymnia physodes, Melanelixia fuliginosa, Parmelia sulcata, Pertusaria amara, Phlyctis argena, natomiast w porostach Hypogymnia physodes oznaczano koncentrację metali ciężkich (Cd, Pb, Cu, Fe, Zn) oraz siarki. Na podstawie zmian ilościowych i jakościowych zachodzących w strukturach zgrupowań bezkręgowców zostały wyznaczone wskaźniki biocenotyczne (m.in. wskaźnik dominacji Simpsona, wskaźnik różnorodności Shanonna-Weavera). Szczegółowa inwentaryzacja występowania obcych gatunków roślin w zlewni Jeziora Gardno wykazała obecność pięciu gatunków inwazyjnych: Impatiens parviflora, Padus serotina, Reynoutria japonica, Quercus rubra, Rosa rugosa. Słowa kluczowe: monitoring, stan środowiska, biowskaźniki, rośliny inwazyjne Key words: environment monitoring, state of environment, bioindicators, invasive plants Mariusz Samołyk, Paweł Czyryca, Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu, Stacja Monitoringu Środowiska Przyrodniczego w Białej Górze, Biała Góra 8, 72-500 Międzyzdroje, mars@amu.edu.pl; pawczy@amu.edu.pl 1. Wprowadzenie Niekorzystne czynniki abiotyczne, biotyczne i antropogeniczne są przyczyną degradacji środowiska przyrodniczego, co ma bezpośrednie przełożenie na kondycję zdrowotną organizmów. Wykorzystując poznane reakcje roślin i zwierząt na różnorodne bodźce można ocenić stan zanieczyszczenia środowiska. Powszechnie stosowane są w tym celu wskaźniki biologiczne. Zachowanie ciągłości pełnienia przez lasy wielostronnych funkcji uzależnione jest m.in. od odporności drzewostanów na oddziaływanie niekorzystnych czynników pochodzenia naturalnego, jak i antropogenicznego. Stabilność drzewostanów ma duże znaczenie przy określaniu stanu środowiska przyrodniczego i jest pochodną wybranych cech budowy drzewostanów warunkujących możliwość ciągłego pełnienia przez las przypisanych mu funkcji przy istniejących zagro- 43

żeniach wewnętrznych i zewnętrznych (Stępień 2014). Aktualny stan zdrowotny drzewostanu reprezentuje relacje między jakością siedliska, składem gatunkowym i możliwością odnowienia. Niezależnie od parametrów drzewa (np. pierśnica, wysokość) do wiarygodnego szacowania stanu drzewostanów przydatne są także inne cechy, m.in. defoliacja, odbarwienia, uszkodzenia (Beker 1993; Borecki, Keczyński 1992; Jaszczak i in. 2011). Na zdrowotność drzewostanów wpływają również docierające do nich różnego typu zanieczyszczenia, które akumulowane są w organach asymilacyjnych, owocach i gałęziach. Magazynowane w nich pierwiastki docierają do ściółki wraz z opadem organicznym. Zanieczyszczenia, w szczególności metale ciężkie, mogą hamować proces dekompozycji ściółki i spowalniać obieg nutrientów w ekosystemie (Berg, Laskowski 2006; Dudzik i in. 2010). Wrażliwość porostów na zmieniające się warunki środowiska, brak zabezpieczenia plechy na warunki zewnętrzne oraz duża pochłanialność wilgoci z powietrza sprawia, że są one doskonałymi biowskaźnikami. Porosty pobierają substancje potrzebne do życia wprost z opadów atmosferycznych i gromadzą znajdujące się w nich zanieczyszczenia. Porosty charakteryzują się znaczną korelacją pomiędzy ilością zanieczyszczeń zawartych w organizmie do stężenia zanieczyszczeń w otoczeniu (Bystrek 1997; Fałtynowicz 1995; Jóźwiak, Jóźwiak 2009; Kłos i in 2008; Sawicka-Kapusta i in. 2010; Szczepaniak, Biziuk 2003). Najczęściej wykorzystywany jako bioindykator stanu zanieczyszczenia powietrza jest porost Hypogymnia physodes, w którego plesze analizowane są stężenia metali ciężkich i siarki. Również przyrost lub ubytek powierzchni plech oraz obecność nekroz i chloroz pozwalają ocenić stan zanieczyszczenia powietrza atmosferycznego. Związki organiczne oraz metale ciężkie niepełniące w organizmach żywych żadnych fizjologicznych funkcji są jednymi z najniebezpieczniejszych zanieczyszczeń powietrza. Dzieje się tak, ponieważ bardzo często pierwiastki toksyczne wypierają mikroelementy z komórek, zaburzając w ten sposób prawidłowe ich funkcjonowanie. Stan środowiska przyrodniczego przekłada się bezpośrednio na ilość i jakość bazy pokarmowej, co ma odzwierciedlenie w liczebności populacji konsumentów. Silne powiązanie biegaczowatych ze środowiskiem sprawia, że są one wykorzystywane jako bioindyka- Ryc. 1. Rozmieszczenie powierzchni monitoringowych w zlewni Jeziora Gardno Fig. 1. The distribution of monitoring surfaces in the Gardno Lake catchment 44

tory. Ich reakcje na zmiany środowiskowe są dobrze poznane, ponieważ cechują się również m.in. wąskimi preferencjami środowiskowymi, wysoką wrażliwością na zmiany w środowisku, występowaniem w różnorodnych typach ekosystemów naziemnych (Gutowski, Krzysztofiak 1995; Leśniak i in. 2003; Lutyk 2002; Skłodowski, Zdzioch 2005; Szyszko 1997). O jakości i stanie danego siedliska świadczyć może również obecność gatunków obcych geograficznie i gatunków inwazyjnych. Stopień zagrożenia naturalnych zbiorowisk roślinnych przez gatunki obce jest różny, w zależności od ich zdolności do rozprzestrzeniania się, siły konkurencyjnej, zdolności do przekształcania siedliska. W wyniku zubożania rodzimych zbiorowisk roślinnych i wzbogacania ich w gatunki nowo przybyłe dochodzi do rozchwiania struktury zbiorowisk, utraty gatunków uznawanych za diagnostyczne, wypierania gatunków rodzimych na skutek konkurencji lub ograniczania bazy pokarmowej. Niektóre zbiorowiska roślinne są bardziej niż inne narażone na inwazję gatunków obcych (Chmura 2014; Tokarska-Guzik i in. 2012). Celem niniejszej pracy była ocena stanu środowiska Wolińskiego Parku Narodowego na podstawie wyników monitoringu biotycznego prowadzonego w zlewni Jeziora Gardno, w ramach realizacji programu Zintegrowanego Monitoringu Środowiska Przyrodniczego przez Stację Bazową Wolin. 2. Materiał i metody Podstawowym obiektem badań dla Stacji Bazowej Wolin jest zlewnia Jeziora Gardno, w której w ramach programu ZMŚP realizowano następujące biotyczne programy pomiarowe: metale ciężkie i siarka w porostach (D1), chemizm opadu organicznego (G2), gatunki inwazyjne obcego pochodzenia rośliny (J3), uszkodzenia drzew i drzewostanów (K1), epifity nadrzewne (M1), fauna epigeiczna (O1). Wykorzystany na potrzeby niniejszej publikacji materiał badawczy został zebrany zgodnie z wytycznymi oraz założeniami metodycznymi i metodologicznymi programu ZMŚP (Kostrzewski i in. 1995, 2006). Zlewnia Jeziora Gardno o powierzchni 242 ha położona jest w północno-zachodniej Polsce na wyspie Wolin w bezpośrednim sąsiedztwie Morza Bałtyckiego (ryc. 1), na terenie Wolińskiego Parku Narodowego. Jezioro Gardno ma powierzchnię 2,5 ha i maksymalną głębokość 7,3 m. Naturalnym zbiorowiskiem roślinnym jest buczyna pomorska z domieszką sosny i dębu (Tylkowski, Samołyk 2015). W celu określenia stanu zdrowotnego drzew i drzewostanów (K1) monitoringiem objęto trzy powierzchnie w latach 2012 2015. W 2012 roku, uwzględniając typowy skład gatunkowy zlewni, założono dwie powierzchnie w drzewostanie bukowym (łącznie 40 drzew) oraz jedną w drzewostanie sosnowym (20 drzew). Dla każdego drzewa określono kilka parametrów, m.in.: pierśnicę, obwód pnia, średnicę korony, promień korony, wysokość osadzenia korony. Następnie rokrocznie dokonywano obserwacji stopnia defoliacji, odbarwienia i uszkodzeń. Ocena stopnia oraz przyczyn uszkodzeń drzew i drzewostanów jest ważnym wskaźnikiem w określeniu stanu jakości środowiska przyrodniczego. Istotnym źródłem dostawy pierwiastków do dna lasu jest opad materii organicznej. Odbywa się on ciągle, a zróżnicowanie jego natężenia jest uzależnione od składu gatunkowego, struktury zbiorowiska leśnego oraz od klimatu (Kowalkowski, Jóźwiak 2003). Celem rozpoznania dopływu pierwiastków do dna lasu w 2009 roku wyznaczono powierzchnię monitoringową chemizmu opadu organicznego (G2), który realizowano w latach 2009 2015. W obrębie powierzchni badawczej rozstawiono na planie prostokąta 15 chwytaczy opadu organicznego. Wlot chwytaczy umiejscowiony był na wysokości 0,8 m, chwytacze rozstawione były w odległości 3 m od siebie, ich sumaryczna powierzchnia wlotowa wynosiła 0,8 m 2. Po miesięcznej ekspozycji w terenie chwytacze były opróżniane, a ich zawartość była dzielona na 4 frakcje: organy asymilacyjne liście, organy asymilacyjne igły, owoce, pozostałe. Łącznie zebrano 62 próby opadu organicznego, od 7 w roku 2009 do 11 w roku 2012. Powszechnie stosowanym biowskaźnikiem do oceny zanieczyszczenia powietrza dwutlenkiem siarki i metalami ciężkimi jest porost Hypogymnia physodes. W jego plesze akumulowana jest siarka oraz związki metali ciężkich zanieczyszczające powietrze. W latach 2009 2014 zebrano łącznie 37 prób Hypogymnia physodes celem określenia zawartości metali ciężkich i siarki (D1). Z uwagi na specyfikę zlewni ilość rocznych prób mieściła się w zakresie od 4 w roku 2014 do 10 w roku 2011. W latach 2010 2014 na dziewięciu stanowiskach prowadzony był monitoring epifitów nadrzewnych (M1). Obserwacjami i pomiarami objęto pięć gatunków porostów reprezentujących różne formy morfologiczne, w tym trzech o plechach listkowatych (Hypogymnia physodes, Melanelixia fuliginosa, Parmelia sulcata) i dwóch o plechach skorupiastych (Pertusaria amara, Phlyctis argena). Przy sporządzaniu oceny stanu środowiska zlewni Jeziora Gardno wykorzystano również wyniki monitoringu fauny epigeicznej (O1). W latach 2009 2014 w lesie mieszanym świeżym na trzech powierzchniach 45

badawczych odłowiono łącznie 2410 osobników z 13 gatunków. Przy interpretacji wyników monitoringu zastosowano szereg wskaźników, takich jak m.in.: liczba osobników, liczba gatunków, łowność, struktura dominacji, struktura troficzna, różnorodność. Porównanie wartości wymienionych wskaźników z wartościami z innych środowisk dostarczyło cennych informacji o stanie badanego geoekosystemu. Ważnym zagrożeniem dla różnorodności biologicznej i powiązanych usług ekosystemowych są inwazyjne gatunki obcego pochodzenia. Wpływają na rodzime ekosystemy poprzez zmianę siedlisk, konkurencję oraz wypieranie gatunków rodzimych. W 2016 roku przeprowadzono szczegółową inwentaryzację zlewni, która wykazała obecność następujących inwazyjnych gatunków roślin (J3): Impatiens parviflora, Padus serotina, Reynoutria japonica, Quercus rubra, Rosa rugosa. Wszystkie wybrane powierzchnie badawcze reprezentują geoekosystem zlewni Jeziora Gardno, czyli centralnej części Wolińskiej Moreny Czołowej, wnętrza Wolińskiego Parku Narodowego. Dotychczasowe badania dowodzą, że prawidłowości dotyczące m.in. obiegu wody w zlewni Jeziora Gardno (Kostrzewski i in. 2015) można odnosić do wielu innych zlewni jeziornych położonych w strefie brzegowej Południowego Bałtyku. 3. Wyniki Coroczna ocena drzewostanów wykonywana była w lipcu w drzewostanach bukowych oraz na przełomie września i października w drzewostanie sosnowym. Drzewa wybrane do monitoringu w obrębie drzewostanów bukowych miały ponad 100 lat, średnią wysokość 34 m (min. 27 m, max 36 m), pierśnicę od 23 cm do 52 cm, grubość pnia (obwód) od 67 cm do 159 cm. Drzewostan sosnowy porastały drzewa o średniej wysokości 33 m (min. 30 m, max 37 m), przeciętnej pierśnicy 51 cm, obwodzie pnia dochodzącym do 230 cm. Wszystkie monitorowane powierzchnie znajdowały się w obrębie lasów mieszanych świeżych, znajdujących się w optymalnej fazie rozwojowej. W pokrywie ściółki obserwowano m.in. borówkę czarną (Vaccinium myrtillus), konwalię majową (Convallaria majalis), śmiałka pogiętego (Deschampsia flexuosa), sałatnik leśny (Mycelis muralis), buk zwyczajny (Fagus sylvatica). Zanotowano zmieszanie jednostkowe drzew, głównie przez ponadstuletnie pojedyncze dęby bezszypułkowe i daglezje. Przez cały okres obserwacji przeciętna defoliacja mieściła się w klasie 0 (średnio 4%). W roku 2014 zaobserwowano najwyższą defoliację w drzewostanie sosnowym, mieściła się w klasie I (średnio dla powierzchni 12%, maksymalnie dla drzewa 25%). Na żadnym stanowisku nie zaobserwowano odbarwień organów asymilacyjnych, jedynie w roku 2015 na 4 drzewach zaobserwowano odbarwienia rzędu 5%. Notowano jedynie mechaniczne uszkodzenia drzew spowodowane działalnością wiatru, którego maksymalne porywy przekraczają 35 m s -1. Średnie uszkodzenie drzewostanów wynosiło 12%, od 8% w drzewostanach bukowych do 21% w drzewostanie sosnowym. W przypadku pojedynczych drzew maksymalne uszkodzenia dochodziły do 60% wśród sosen i 25% dla buków. Kondycja badanych drzew jest bardzo dobra. Poza mechanicznymi uszkodzeniami wywołanymi działalnością wiatru nie zaobserwowano innych zagrożeń. Podobnie przedstawiają się wyniki dotyczące defoliacji oraz uszkodzeń w obrębie drzewostanów bukowych w latach 2010 2014 na terenie Wolińskiego Parku Narodowego realizowane w ramach Monitoringu Lasów w Polsce (Wawrzoniak i in. 2011, 2012, 2013, 2014, 2015). Defoliacja buków mieściła się w klasie 0, uszkodzenia średnie dochodziły do 25%. Zaobserwowano jednak wyższą defoliację sosen. Mieściła się w zakresie od 23% w roku 2010 do 29% w roku 2013. Produkcja szczątków organicznych to bardzo ważny przejaw funkcjonowania ekosystemów leśnych. Struktura, dynamika oraz skład chemiczny opadu organicznego wnosi wiele informacji o stanie środowiska przyrodniczego. Stanowisko poboru próbek opadu organicznego znajdowało się w północno wschodniej części zlewni w ponad 100-letnim drzewostanie bukowym (100% buk). Roczna produkcja opadu organicznego z warstwy drzew dla zlewni Jeziora Gardno wynosiła średnio 277,8 g m -2, wahała się od 173,6 g m -2 w roku 2015 do 455,1 g m -2 w roku 2011. Spośród wszystkich frakcji organy asymilacyjne liście stanowią średnio 58% masy całkowitego opadu. Opad masy liści na badanej powierzchni wahał się od 117,2 g m -2 w roku 2015 do 220,57 g m -2 w roku 2013. Średnia wielkość dostawy pozostałych frakcji (gałązki, kora, łuski pączków) stanowi 35% łącznej masy opadu (od 37,8 g m -2 w roku 2010 do 181,3 g m -2 w roku 2014). W drzewostanie bukowym masa owoców zależna jest od okresów owocowania buka, tzw. lat nasiennych. W zlewni Jeziora Gardno owoce stanowią średnio 7% suchej masy opadu. Lata nasienne w okresie prowadzenia badań przypadły na rok 2011 (masa owoców 85,11 g m -2 ) oraz 2015 (masa owoców 18,2 g m -2 ). Organy asymilacyjne igły stanowiły niespełna 0,2% (0,49 g m -2 ) średniej rocznej dostawy opadu. Podobną strukturę i dynamikę opadu organicznego obserwowano na stanowiskach monitoringowych w Polsce (Jonczak 2011; Kowalkowski, Jóźwiak 2003; Małek 2006; Małek i in. 1988). Chemizm opadu organicznego odzwierciedla zmienność warunków środowiska i procesów w nim 46

zachodzących oraz mówi o stopniu nasilenia antropopresji (Jonczak 2011). W monitorowanym drzewostanie bukowym w zlewni Jeziora Gardno opad organiczny był zasobny w potas i wapń (tab. 1). Koncentracja tych jonów w latach 2013 2015 była nieco inna niż podają Dudzik i in. (2010). W badaniach przeprowadzonych na przełomie października i listopada 2006 roku w liściach buka zebranych w zlewni Jeziora Gardno koncentracja wapnia wynosiła 8,7 g kg -1 s.m., natomiast koncentracja potasu 2,0 g kg -1 s.m. Stężenie sodu (0,2 g kg -1 s.m.) i azotu (10,5 g kg -1 s.m.) w liściach buka w zlewni Jeziora Gardno w latach 2006 i 2013 2015 było podobne. Zanieczyszczenia powietrza metalami ciężkimi docierające do podłoża wraz z opadem organicznym może spowalniać obieg nutrientów w geoekosystemie. W latach 2013 2015 stężenia kadmu, ołowiu i miedzi w liściach (tab. 2) były 3 4-krotnie niższe niż w roku 2006 (Dudzik i in. 2010). Mieściły się również w dolnych stężeniach obserwowanych w różnych typach drzewostanów na obszarze Polski (Kandziora i in. 2011; Kozanecka i in. 2002; Mankowska 1988; Mankowska i in. 2004; Pytel 2014). Stwierdzone koncentracje metali można uznać za naturalne i wynikające z zapotrzebowania fizjologicznego drzew. Monitoring epifitów nadrzewnych prowadzony w latach 2010 2014 na dziewięciu stanowiskach obejmował pięć gatunków porostów (tab. 3) reprezentujących różne formy morfologiczne, w tym trzech o plechach listkowatych (Hypogymnia physodes, Melanelixia fuliginosa, Parmelia sulcata) i dwóch o plechach skorupiastych (Pertusaria amara, Phlyctis argena). Wśród monitorowanych gatunków największą powierzchnię w 2014 roku zajmowała Melanelixia fuliginosa (84%), następnie Pertusaria amara (12%) oraz Parmelia sulcata (4%). Plechy Melanelixia fuliginosa w 2014 roku zwiększyły powierzchnię w stosunku do Tabela 1. Charakterystyka opadu organicznego w latach 2013 2015, drzewostan bukowy, zlewnia Jeziora Gardno Table 1. The characteristic of organic fall in 2013 2015, beech forest, Gardno Lake catchment Organy asymilacyjne Assimilation organs Łącznie 2013 Total 2013 liście 2015 leaves 2015 owoce 2015 fruits 2015 pozostałe 2015 other 2015 Łącznie 2015 Total 2015 C N Ca K Na Mg C:N g kg -1 s.m. 460,4 6,5 3,7 2,9 0,34 2,91 71 462,6 7,7 4,1 3,3 0,55 3,69 60 495,6 13,6 2,6 4,7 0,30 4,82 36 486,0 15,6 4,2 1,3 0,34 2,84 31 470,6 10,0 4,0 3,0 0,47 3,62 47 Tabela 2. Metale ciężkie w opadzie organicznym w latach 2013 2015, drzewostan bukowy, zlewnia Jeziora Gardno Table 2. Heavy metals in organic fall in 2013 2015, beech forest, Gardno Lake catchment Organy asymilacyjne Assimilation organs Łącznie 2013 Total 2013 liście 2015 leaves 2015 owoce 2015 fruits 2015 pozostałe 2015 other 2015 Łącznie 2015 Total 2015 Pb Cd Cr Co Cu Ni Zn mg kg -1 s.m. 0,43 0,04 2,76 0,06 1,52 2,19 18,57 0,30 0,03 2,47 0,04 1,93 1,71 19,62 0,36 0,07 1,68 0,13 7,83 8,05 16,06 2,65 0,06 2,80 0,09 4,24 1,64 25,42 0,82 0,04 2,45 0,06 3,05 2,36 20,49 47

Tabela 3. Powierzchnia plech porostów w latach 2010 2014, zlewnia Jeziora Gardno Table 3. The area of lichenes thalli in 2010 2014, Gardno Lake catchment Gatunki Species Liczba plech Number of lichens Łączna powierzchnia/total area [cm 2 ] 2010 2011 2012 2013 2014 Hypogymnia physodes 1 0,1 0,2 1,5 0,3 0,0 Melanelia fuliginosa 4 91,1 92,2 116,8 162,2 193,7 Parmelia sulcata 7 9,0 7,3 10,7 8,0 8,8 Pertusaria amara 1 23,0 23,2 29,0 26,5 27,2 Phlyctis argena 1 0,9 2,0 7,1 2,1 0,0 Tabela 4. Wyniki odłowów fauny epigeicznej w zlewni Jeziora Gardno, 2009 2014 Table 4. The results of epigeic fauna caches in Gardno Lake cachment, 2009 2014 Gatunki/Species 2009 2010 2011 2012 2013 2014 Carabus intricatus L. 7 20 4 5 6 1 C. convexus Fabr. 1 C. violaceus L. 242 280 53 69 60 112 C. arcensis Herbst 1 1 4 C. hortensis L. 23 13 4 10 48 47 C. glabratus Payk. 165 214 908 Cychrus caraboides (L.) 8 20 2 14 7 Pterostichus niger (Schall.) 4 6 1 10 2 23 Pterostichus oblongopunctatus (Fabr.) 1 P. melanarius (L.) 2 Abax carinatus Duft. 6 A. ovalis Duft. 4 Harpalus latus L. 2 Suma/Total 285 349 66 275 340 1095 2010 roku o 113%, a plechy Pertusaria amara o 18%. Rokrocznie obserwowano wahania powierzchni zajmowanej przez Parmelia sulcata: w 2011 roku zmniejszyła się w stosunku do roku poprzedniego o 1,7 cm 2, rok później zwiększyła powierzchnię o 3,3 cm 2, w 2013 roku ponownie zmniejszyła zasięg o 2,7 cm 2, by w 2014 roku zwiększyć powierzchnię o 0,1 cm 2. Należy zaznaczyć, że monitorowane plechy Pertusaria amara były niewielkie, od 0,4 cm 2 do 3,4 cm 2. W przypadku Hypogymnia physodes oraz Phlyctis argena zaobserwowano rozrost plech w latach 2011 2012, a następnie zanik w latach 2013 2014. Po pięciu latach obserwacji zaniknęły porosty Hypogymnia physodes oraz Phlyctis argena, Parmelia sulcata powróciła do powierzchni zajmowanej w roku zerowym, Pertusaria amara po niewielkim wzroście ustabilizowała swą pozycję, natomiast Melanelixia fuliginosa nadal zwiększa swą powierzchnię. Należy zaznaczyć, że niezależnie od gatunku zmniejszanie powierzchni plech porostów obserwowane było u niewielkich osobników, jeszcze w pełni nieukorzenionych. Ekspansja Melanelixia fuliginosa, porostu wrażliwego na zanieczyszczenia (Fałtynowicz 2012), oraz obecność Parmelia sulcata, występującego w co najwyżej średnio zanieczyszczonym powietrzu (Fałtynowicz 1995), wskazują na dobry stan środowiska przy- 48

rodniczego zlewni Jeziora Gardno. Do oznaczenia metali ciężkich oraz siarki w porostach w latach 2009 2014 wykorzystano gatunek Hypogymnia physodes. Oznaczenia stężeń wykonała Sawicka-Kapusta (2014). W tym okresie zaobserwowano zmniejszenie stężenia ołowiu (z 9,9 μg g -1 s.m do 5,26 μg g -1 s.m), siarki (z 2477 μg g -1 s.m do 997 μg g -1 s.m) i kadmu (z 0,40 μg g -1 s.m do 0,17 μg g -1 s.m) w suchej masie porostu. Zwiększyło się stężenie cynku (z 56 μg g -1 s.m do 63 μg g -1 s.m) oraz żelaza (z 367 μg g -1 s.m do 501 μg g -1 s.m). Zawartość miedzi, chromu i niklu wahała się przez cały okres w następującym zakresie: miedź od 3,15 μg g -1 s.m do 6,3 μg g -1 s.m, chrom od 0,66 μg g -1 s.m do 1,51 μg g -1 s.m, nikiel od 0,84 μg g -1 s.m do 2,54 μg g -1 s.m. Stężenia siarki i metali ciężkich w porostach zlewni Jeziora Gardno mieszczą się w zakresach stężeń jakie dla tego obszaru zmierzono w roku 2006 (Dudzik i in. 2010) oraz dla podobnych środowisk (Sawicka-Kapusta i in. 2010). Wartości te wskazują na dobry stan środowiska przyrodniczego. Monitoring fauny epigeicznej ekosystemów leśnych w zlewni Jeziora Gardno prowadzono w latach 2009 2014, odłowiono łącznie 2410 osobników należących do 13 gatunków (tab. 4). Identyfikacji gatunków dokonał Huruk (2015). W poszczególnych latach obserwowano od 6 do 9 gatunków i odławiano od 66 do 1095 osobników. Wartość wskaźnika łowności mieściła się w zakresie 0,12 0,49. Głównymi eudominantami byli Carabus violaceus L. oraz Carabus glabratus. Wartość wskaźnika równomierności Shannona-Wienera J wynosiła od 0,24 do 0,56. W strukturze troficznej dominowały duże zoofagi (od 97,1% w roku 2010 do 100% w pozostałych latach). Wskaźnik różnorodności H miał zakres zmienności od 0,46 do 1,10. Na terenach leśnych zmiana czynników środowiska odbywa się łagodniej niż na terenach rolniczych, ale i tutaj daje się zauważyć, że liczba odławianych osobników oraz gatunków zmienia się z roku na rok. Zmiany liczebności Carabidae nie uzyskały jednoznacznej interpretacji, jednak pomimo regularnych zakłóceń zachodzących w środowisku, zgrupowania Carabidae są względnie niezmienne (Holland 2002). Specyfika środowiska przyrodniczego zlewni Jeziora Gardno sprawia, że dominują dwa gatunki fauny epigeicznej. Nie wynika to z presji czynników destrukcyjnych, a raczej z występowania szczególnie korzystnych warunków bytowania dla gatunków dominujących. O dobrym stanie środowiska może świadczyć fakt, że w badanej zlewni niemal 100% stanowią zoofagi duże, a jak powszechnie wiadomo, w wyniku presji destrukcyjnych w pierwszej kolejności ubywa zoofagów dużych (Leśniak 1981, Szyszko 1974). Na stabilną sytuację w badanym środowisku wskazują również Ryc. 2. Rośliny obce (gatunki inwazyjne), zlewnia Jeziora Gardno Fig. 2. Non-native (invasive) plants in Gardno Lake cachment 49

wartości wskaźnika łowności. Rośliny obce geograficznie posiadające cechy gatunków inwazyjnych są ogromnym zagrożeniem dla zachowania naturalnych zbiorowisk roślinnych. Inwentaryzacja w zlewni Jeziora Gardno przeprowadzona w 2016 roku wykazała występowanie następujących gatunków inwazyjnych (ryc. 2): niecierpek drobnokwiatowy (Impatiens parviflora), czeremcha amerykańska (Padus serotina), rdestowiec ostrokończysty (Reynoutria japonica), dąb czerwony (Quercus rubra) i róża pomarszczona (Rosa rugosa). Najczęściej spotykanym gatunkiem był niecierpek drobnokwiatowy (Impatiens parviflora), który jest szeroko rozpowszechniony w żyznych buczynach na terenie całej północnej części zlewni. Tworzy on duże zwarte płaty przy północno-wschodniej i południowej części jeziora, notowano także pojedyncze osobniki wzdłuż drogi wojewódzkiej nr 102 oraz niewielkie zgrupowania przy drogach leśnych, łącznie 48 stanowisk. Stwierdzono dwa stanowiska, na których odnaleziono niewielkie skupiska rdestowca ostrokończystego (Reynoutria japonica). Występują one w pobliżu drogi wojewódzkiej przecinającej obszar zlewni. Na badanym terenie znaleziono również 3 stanowiska Quercus rubra (głównie osobniki młode) w pobliżu dróg leśnych. Rosa rugosa występuje na jednym stanowisku w pobliżu drogi wojewódzkiej w północno-wschodniej części zlewni. Odnotowano także jedno stanowisko Padus serotina. Pośród gatunków roślin inwazyjnych występujących na terenie zlewni największy udział posiada niecierpek drobnokwiatowy (Impatiens parviflora), który bardzo szybko rozprzestrzenia się w żyznej buczynie. Duże zagrożenie stanowi rdestowiec ostrokończysty (Reynoutria japonica) oraz róża pomarszczona (Rosa rugosa) będące na terenie zlewni we wczesnym stadium inwazji. Największe skupiska Impatiens parviflora obserwowano na terenie kompleksu Gardno I, co może wskazywać na źródło rozprzestrzeniania się tego gatunku. 4. Wnioski Na podstawie realizowanego monitoringu biotycznego można stwierdzić dobry stan środowiska przyrodniczego badanego obszaru Wolińskiego Parku Narodowego, którego przejawem są: niewielkie uszkodzenia drzew (głównie mechaniczne) oraz brak defoliacji drzewostanów znajdujących się w optymalnej fazie rozwojowej. Struktura, wielkość i skład chemiczny opadu organicznego potwierdzają dobrą kondycję drzewostanów; ekspansja wrażliwego na zanieczyszczenia porostu Melanelixia fuliginosa oraz obecność Parmelia sulcata również wskazują na dobrą jakość środowiska przyrodniczego. Potwierdzają to także niskie stężenia siarki i metali ciężkich w plechach porostu Melanelixia fuliginosa; struktura gatunkowa fauny epigeicznej, dominacja zoofagów dużych oraz wartości wskaźnika łowności wskazują na dobre warunki siedliskowe; stosunkowo niewielki areał zlewni Jeziora Gardno (11%) zajęty jest przez rośliny inwazyjne obcego pochodzenia. Niepokojąca jest gwałtowna ekspansja Impatiens parviflora, którego zgrupowania tworzą duże zwarte płaty przy jeziorze Gardno oraz wzdłuż dróg. Impatiens parviflora obecnie nie podlega zwalczaniu z uwagi na zbyt dużą ingerencję zabiegów ochronnych w ściółkę. Istotne zagrożenie ze względu na znacznie silniejsze cechy inwazyjne stanowi wkraczająca Rosa rugosa oraz Reynoutria japonica. 5. Literatura Beker C., 1993: Ocena defoliacji drzew jako podstawowe kryterium klasyfikacji stanu zdrowotnego lasu. Prace IBL, ser. B, nr 18: 89 94. Berg B., Laskowski R., 2006: Litter decomposition: a guide to carbon and nutrient turnover. Advances in Ecological Research 38: 1 448. Borecki T., Keczyński A., 1992: Atlas ubytku aparatu asymilacyjnego drzew leśnych. Generalna Dyrekacja Lasów Państwowych: 1 48. Bystrek J., 1997: Podstawy Lichenologii. Wydawnictwo UMCS: 1 312. Chmura D., 2014: Charakterystyka fitocenotyczna leśnych zbiorowisk zastępczych z udziałem Quercus rubra L. na Wyżynie Śląskiej. Acta Bot. Silesiaca 10: 17 40. Dudzik P., Sawicka-Kapusta K., Tybik R., Pacwa K., 2010: Ocena stopnia zanieczyszczenia środowiska Wolińskiego Parku Narodowego metalami, dwutlenkiem siarki i azotem. Monitoring Środowiska Przyrodniczego, 11: 37 48. Fałtynowicz W., 1995: Wykorzystanie porostów do oceny zanieczyszczenia powietrza: zasady, metody, klucze do oznaczania wybranych gatunków. Centrum Edukacji Ekologicznej Wsi: 1 141. Fałtynowicz W., 2012: Porosty w lasach. Przewodnik terenowydla leśnikówi taksatorów. CILP: 1 2014 Gutowski J.M., Krzysztofiak L., 1995: Wstępna ocena wyników monitoringu ekologicznego z wykorzystaniem bezkręgowców na terenie północno-wschodniej Polski. Prace IBL, seria A, nr 790 800: 193 207. 50

Holland J.M., 2002: Carabid beetles: Their ecology, survival and use in agroecosystems. [w:] Holland J.M. (red.) The agroecology of Carabid Beetles. Intercept, Andover: 1 40. Huruk S., 2015: Monitoring fauny epigeicznej ekosystemów leśnych w zlewniach stacji bazowych ZMŚP. GIOŚ, maszynopis: 1-28 Jaszczak R., Gołojuch P., Niziołek K., 2011: Naziemne inwentaryzacje szkód w polskich lasach powodowanych przez przemysłowe zanieczyszczenia powietrza atmosferycznego w latach 1970 2009. Sylwan 155 (10): 687 701. Jonczak J., 2011: Struktura, dynamika i właściwości opadu roślinnego w 110-letnim drzewostanie bukowym z domieszką sosny i świerka. Sylwan 155 (11): 760 768. Jóźwiak M.A., Jóźwiak M., 2009: Influence of cement industry on accumulation of heavy metals in bioindicators. Ecological Chemistry and Engineering S, 16 (3): 323 334. Kandziora M., Ciepał R., Nadgórska-Socha A., 2011: Biomonitoring of Heavy Metals in the Bieszczady National Park Using Soil and Fagus sylvatica L Leaves. Ecological Chemistry and Engineering. A/18, 5-6: 709 715. Kłos A., Rajfur M., Wacławek M., Wacławek W., 2008: Akumulacja mikro- i makropierwiastków w mchach i w porostach. Ecological Chemistry and Engineering S, 15 (3): 397 423. Kostrzewski A., Kruszyk R., Kolander R., 2006: Zintegrowany Monitoring Środowiska Przyrodniczego. Zasady organizacji, system pomiarowy, wybrane metody badań. UAM: 1-222. Kostrzewski A., Mazurek M., Stach A., 1995: Zintegrowany Monitoring Środowiska Przyrodniczego Zasady organizacji, system pomiarowy, wybrane metody badań. Bibl. Monit. Środ.: 1 255. Kostrzewski A., Samołyk M., Tylkowski J., 2015: Physical geographic conditions in the Gardno Lake catchment (Wolin Island). Prace Geograficzne, 143: 65 84. Kowalkowski A., Jóźwiak M., 2003: Dynamika masy opadu organicznego w latach 1994 2002 w dwóch drzewostanach górskiej kwaśnej buczyny na głównym masywie Łysogór. RMŚP 4: 79 98. Kozanecka T., Chojnicki J., Kwasowski W., 2002: Content of heavy metals in plant from pollution- -free regions. Pol. J. Environ. Stud., 11/4: 395 399. Leśniak A., 1981: Possibility of bioindication of anthropogenic deformation of forest habitats on the basis of changes in invertebrate communities. [w:] Jakubczyk H., Masiulaniec-Pyrko E. (red.) 1st Symposium on the Protection of Forest Ecosystems. Warsaw Agricultural University Press: 15 23. Leśniak A., Huruk S., Huruk A., 2003: Możliwości wykorzystania biegaczowatych w monitoringu środowiska biologicznego. [w:] Bochenek W., Gil E. (red.) Funkcjonowanie i monitoring geoekosystemów ze szczególnym uwzględnieniem zjawisk ekstremalnych: 123 128. Lutyk B., 2002: Wpływ wieku drzewostanów sosnowych i bonitacji siedliska na epigeiczne chrząszcze (coleoptera). Prace IBL, A, 2002, 2(933): 47 72. Małek S., 2006: Struktura i dynamika opadu organicznego w drzewostanie bukowym na powierzchni monitoringowej w Ojcowskim Parku Narodowym w latach 1995 2000. Leśne Prace Badawcze. 3: 71 82. Małek S., Wężyk P., Neroj B., 1998: Struktura i dynamika opadu organicznego drzewostanu bukowego w różnych wariantach żyzności siedliska w Ojcowskim Parku Narodowym w latach: 1995 i 1996. Acta Agraria et Silvestris. 36: 63 76. Mankowska B., 1998: The chemical composition of spruce and beech foliage as an environmental indicator in Slovakia. Chemosphere, 36/4-5: 949-953. Mankowska B., Godzik B., Bada O., Shparyk Y., Moravcik P., 2004: Chemical and morphological characteristics of key tree species of the Carpathian Mountains. Environ. Pollut. 130: 41 54. Pytel J., 2014: Ocena akumulacji wybranych metali ciężkich (Pb, Zn, Ni, Cd) w materiale roślinnym zbiorowisk żyznej buczyny z podwiązku Dentario Glandulosae Fagenion na terenach chronionych o zróżnicowanej antropopresji. Rocznik Świętokrzyski. B/35: 61 80. Sawicka-Kapusta K., Zakrzewska M., Bydłoń G., Hajduk J., 2010: Ocena zanieczyszczenia powietrza Stacji Bazowych ZMŚP metalami ciężkimi i dwutlenkiem siarki w latach 2001 2009 z wykorzystaniem porostu Hypogymnia physodes. Monitoring Środowiska Przyrodniczego, 11: 63 71. Sawicka-Kapusta K., 2014: Ocena zanieczyszczenia powietrza na podstawie zawartości siarki i metali ciężkich w porostach okazy naturalne. GIOŚ, maszynopis: 1-21. Skłodowski J., Zdzioch P., 2005: Ground beetles (Carabidae, Col.) in the stands of the Piska Forest damaged by a hurricane year zero. Sylwan, 5: 43 51. Stępień E., 2014: Stabilność lasu i drzewostanów, metody szacowania oraz znaczenie w gospodarowaniu zasobami leśnymi. Studia i Materiały CEPL 51

w Rogowie, 16, 39/2A, 70 79. Szczepaniak K., Biziuk M., 2003: Aspects of the biomonitoring studies using mosses and lichens as indicators of metal pollution. Environmental Research, 93 (3): 221 230. Szyszko J., 1974: Relationship between the occurrence of epigeic carabids (Coleoptera, Carabidae), certain soil properties, and species composition of a forest stand. Ekol. Pol. 22: 237 274. Szyszko J., 1997: Próba waloryzacji środowisk leśnych przy pomocy biegaczowatych (Carabidae, Col.). VI Sympozjum Ochrony Ekosystemów Leśnych. Waloryzacja ekosystemów leśnych metodami zooindykacyjnymi. Jedlnia, 2 3 grudnia 1996: 42 60. Tokarska-Guzik B., Dajdok Z., Zając M., Zając M., Urbisz A., Danielewicz W., Hołdyński C., 2012: Rośliny obcego pochodzenia w Polsce ze szczególnym uwzględnieniem gatunków inwazyjnych. GDOŚ: 1 197. Tylkowski J., Samołyk M., 2015: Meteorological conditions, physiochemical properties, thermal- -oxygen stratification, water overturn and water balance of Lake Gardno on Wolin Island. Limnological Review 15.3: 107 118. Wawrzoniak J., Hildebrand R., Kluziński L., Kowalska A., Lech P., Małachowska J., Piwnicki J., Stolarek A., Szczygieł R., Ślusarski S., Tyszka J., Wójcik J. 2011: Stan uszkodzenia lasów w Polsce w 2010 roku na podstawie badań monitoringowych. Instytut Badawczy Leśnictwa: 1 223. Wawrzoniak J., Hildebrand R., Kluziński L., Kowalska A., Lech P., Małachowska J., Piwnicki J., Stolarek A., Szczygieł R., Ślusarski S., Tyszka J., Wójcik J. 2012: Stan uszkodzenia lasów w Polsce w 2011 roku na podstawie badań monitoringowych. Instytut Badawczy Leśnictwa: 1 223. Wawrzoniak J., Babij I., Cieśla Z., Dróżdż H., Dróżdż P., Hildebrand R., Kluziński L., Kowalska A., Lech P., Małachowska J., Misiewicz G., Piwnicki J., Stolarek A., Szczygieł R., Ślusarski S., Tyszka J., Wójcik J., Zajączkowski G. 2013: Stan uszkodzenia lasów w Polsce w 2012 roku na podstawie badań monitoringowych. Instytut Badawczy Leśnictwa: 1 255. Wawrzoniak J., Fałtynowicz W., Hildebrand R., Kantorowicz W., Kluziński L., Kowalska A., Lech P., Małachowska J., Pierzgalski E., Piwnicki J., Solon J., Stolarek A., Szczygieł R., Ślusarski S., Tyszka J., Wójcik J., Zajączkowski G., 2014: Stan uszkodzenia lasów w Polsce w 2013 roku na podstawie badań monitoringowych. Instytut Badawczy Leśnictwa: 1 381. Wawrzoniak J., Dróżdż P., Dudzińska M., Hildebrand R., Jabłoński M., Kantorowicz W., Kluziński L., Kowalska A., Lech P., Małachowska J., Pierzgalski E., Piwnicki J., Stolarek A., Szczygieł R., Ślusarski S., Tyszka J., Wójcik J., Zajączkowski G., 2015: Stan uszkodzenia lasów w Polsce w 2014 roku na podstawie badań monitoringowych. Instytut Badawczy Leśnictwa: 1 255. NATURAL ENVIRONMENT POLLUTION OF GARDNO LAKE CATCHMENT (WOLIŃSKI NATIONAL PARK) BASED ON BIOTIC MONITORING RESEARCH OF INTEGRATED MONITORING OF THE NATURAL ENVIRONMENT PROGRAMME Summary Based on the results of eight years (2009 2016) of monitoring studies conducted in the catchment area of Gardno Lake, the measure of pollution of Woliński National Park the natural environment was rated. An important indicator in determining the state of the natural environment is the extent and causes of damage to trees and tree stands. The dynamics and chemistry of the organic fall was checked. Using bioindication properties of lichenes the measurements of thalli area and health of Hypogymnia physodes, Melanelixia fuliginosa, Parmelia sulcata, Pertusaria amara, Phlyctis argena were conducted. In Hypogymnia physodes the concentration of heavy metals and sulfur was checked. Biocenotic indicators (eg Simpson dominance index and Shanonna-Weaver diversity index) were determined on the basis of quantitative and qualitative changes taking place in the structures of invertebrate assemblages. Detailed inventory of Gardno Lake cachment revealed the presence of five invasive plants species: Impatiens parviflora, Padus serotina, Reynoutria japonica, Quercus rubra, Rosa rugosa. 52