Materialy Konferencyjne ECOSTATUS1

GIOŚ
Ogólnopolska Konferencja
WDRAśANIE RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ
OCENA STANU EKOLOGICZNEGO WÓD
W POLSCE
MATERIAŁY KONFERENCYJNE
Organizowana przez:
Uniwersytet Łódzki
Główny Inspektorat Ochrony Środowiska
Pod patronatem:
Polskiego Towarzystwa Hydrobiologicznego
Konferencja dofinansowana z projektów europejskich UŁ
oraz Wojewódzkiego Funduszu Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej w Łodzi
WFOŚiGW
w Łodzi
Łódź, 7-9 grudnia 2005 r.
I Ogólnopolska
Konferencja Naukowa
WDRAśANIE RAMOWEJ
DYREKTYWY WODNEJ:
OCENA STANU EKOLOGICZNEGO
WÓD W POLSCE
Łódź,
7-9 grudnia 2005
MATERIAŁY KONFERENCYJNE
PROGRAM
KOMITET ORGANIZACYJNY:
Barbara Bis – ICOZ, UŁ Przewodnicząca
Wojciech Stawiany - GIOŚ
Andrzej Górniak – Prezes PTH
Piotr Daranowski – Prorektor UŁ
Antoni RóŜalski – Dziekan WBiOŚ, UŁ
Wanda Galicka – Dyrektor IEiOŚ, UŁ
Stefan Niesiołowski – IEiOŚ, UŁ
Andrzej Piechocki- IEiOŚ, UŁ
Romuald Olaczek - IEiOŚ, UŁ
Maciej Maciejewski – IMGW
Andrzej Lewandowki - GEOMOR
Jolanta Pacura – BPM, UŁ
Jan Bocian – ICOZ, UŁ, Sekretarz
SEKRETARIAT KONFERENCJI:
Barbara Bis - tel. kom. 506173170
Jan Bocian - tel. kom. 608058259
90-237 Łódź, ul. Banacha 12/16;
fax. +42 6354621;
e-mail: [email protected]
Konferencja organizowana przy współpracy z:
Departamentem Zasobów Wodnych Ministerstwa Środowiska,
Wojewódzkim Funduszem Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej w Łodzi
Regionalnym Punktem Kontaktowym Programów Ramowych UE przy UŁ
Sznowni Państwo,
Komitet Organizacyjny ma zaszczyt powitać Państwa w Łodzi na I Ogólnopolskiej
Konferencji Naukowej WdraŜanie Ramowej Dyrektywy Wodnej: Ocena Stanu
Ekologicznego Wód w Polsce – ECOSTATUS organizowanej przez Uniwersytet Łodzki we
współpracy z Głównym Inspektoratem Ochrony Środowiska pod patronatem Polskiego
Towarzystwa Hydrobiologicznego. śyczymy Państwu owocnych obrad i udanego pobytu
w Łodzi.
INFORMACJE OGÓLNE
Obrady prowadzone będą w Gmachu Wydziału Zarządzania UŁ przy ul. Matejki 22/26 –
w Auli A1 na pierwszym piętrze.
Rejestracja uczestników odbywa się w dniu 7 grudnia od godziny 9.00 w Gmachu
Zarządzania. Przerwy kawowe i obiadowe przygotowane będą w Holu Głównym (parter)
budynku obrad.
Osoby wygłaszające referaty proszone są o dostarczenie wersji elektronicznej prezentacji
w trakcie rejestracji. Standardowy czas prezentacji 15 min. Prosimy o umieszczenie
posterów w godzinach rejestracji uczestników i obrad.
Uroczysta kolacja odbędzie się w środę od godziny 19.30 w Pałacu Biedermanna przy ulicy
Franciszkańskiej 1/5. Organizatorzy zapewniają dojazd.
2
CELE KONFERENCJI
...woda jest dobrem ogólnym,
które winno być bronione, chronione
i traktowane jak dziedzictwo
(RDW, 2000/60/WE)
Ramowa Dyrektywa Wodna UE - stanowiąca obecnie podstawowy akt prawny krajów Unii
Europejskiej dotyczący polityki wodnej - wprowadza do ustawodawstwa europejskiego
konieczny wymóg typologii ekologicznej wód z wyznaczaniem systemów referencyjnych
oraz przeprowadzenia klasyfikacji wód powierzchniowych w oparciu o ocenę statusu
ekologicznego, tzn. o pełną analizę biologiczną podstawowych grup organizmów wodnych
(fitoplankton, fitobentos, makrofity, makrobezkręgowce denne, ryby). W konsekwencji,
zgodnie z załoŜeniami Dyrektywy Wodnej - kraje Unii Europejskiej powinny znowelizować
stosowane systemy ekologicznej oceny jakości wód lub rozwinąć nową metodykę badań
biologicznych w celu uzyskania porównywalnej oceny jakości oraz stanu ekologicznego
rzek Europy we wszystkich krajach EU. W roku 2006 wymagane jest opracowanie
i wdroŜenie monitoringu operacyjnego wód zgodnego z RDW.
Głównymi celami konferencji są:
(1) analiza obecnie istniejącego programu monitoringu wód i zrównowaŜonego zarządzania
wodami w kontekście wdraŜania Ramowej Dyrektywy Wodnej w Polsce – w szczególności
w odniesieniu do prac z zakresu typologii abiotycznej, biotycznej i warunków referencyjnych
wód;
(2) analiza stanu badań związanych z oceną stanu ekologicznego wód oraz rekomendacją
optymalnych procedur analitycznych związanych z interkalibracją i standaryzacją metod
w Polsce – w oparciu o przegląd metod stosowanych w ocenie stanu ekologicznego róŜnych
typów wód w Europie oraz metodyk krajowych
(3) przegląd i nawiązanie ścisłej współpracy pomiędzy instytucjami szczebla centralnego
i regionalnego bezpośrednio związanymi z wdraŜaniem Ramowej Dyrektywy Wodnej oraz
jednostkami naukowo-badawczymi realizującymi międzynarodowe i krajowe programy
badawcze mające na celu dostarczenie metod i danych wspomagających proces wdraŜania
WFD w Polsce.
Zrecenzowane wybrane referaty zostaną opublikowane w specjalistycznej monografii,
„WdraŜanie Ramowej Dyrektywy Wodnej: Typologia Wód i Ocena Stanu
Ekologicznego Wód Polski ”, wydanej w ramach serii Biblioteki Monitoringu Środowiska.
3
PROGRAM KONFERENCJI
Środa, 7 grudnia2005
9.00 - 13.00
Rejestracja uczestników
13.00 - 14.00
Obiad
14.00 - 15.00
Oficjalne otwarcie konferencji
Barbara Bis – Przewodnicząca Komitetu Organizacyjnego
Wojciech Katner - Prorektor UŁ ds. współpracy z zagranicą - Przywitanie
Wojciech Stawiany – Główny Inspektor Ochrony Środowiska - Wystąpienie
otwierające konferencję.
Honorowi Goście:
Piotr Ligocki - Dyrektor Urzędu Wojewódzkiego
Włodzimierz Tomaszewski – v-ce Prezdent Masta Łodzi
Jarosław Berger – Prezes WFOŚ i GW
Andrzej Górniak – Prezes Polskiego Towarzystwa Hydrobiologicznego
Stefan Niesiołowski – Senator RP, UŁ
15.00-15.30
Andrzej Siemaszko – Rola interdyscyplinarnej współpracy w projektach
badawczych Unii Europejskiej. Strategia Polski w zakresie integracji badań.
Krajowy Punkt Kontaktowy Programów Badawczych Unii Europejskiej
Sesja I - WdroŜenie polityki wodnej UE w Polsce – cele strategiczne
(prowadzący sesję: Jan Błachuta)
15.30 - 15.50
Waldemar Mioduszewski. Problemy wdraŜania Ramowej Dyrektywy Wodnej
na obszarach wiejskich. Zakład Zasobów Wodnych, IMUZ, Falenty.
15.50 - 16.10
Barbara Bis. Projekt STAR: Standaryzacja systemów klasyfikacji rzek:
kalibracja biologiczej oceny jakości wód na potrzeby ekologicznej klasyfikacji
rzek zgodnej z wymaganiami Europejskiej Dyrektywy Wodnej. Katedra
Zoologii Bezkręgowców i Hydrobiologii; Centrum Oceny i Zarządzania Wodami
Śródlądowymi UŁ.
16.10 - 16.30
Marta Wenikajtys. Przegląd niemieckich projektów badawczych związanych
z wdraŜaniem krajowego systemu ocen dla
makrozoobentosu wód
płynących według wymagań według Ramowej Dyrektywy Wodnej.
Uniwersytet w Essen (Niemcy).
16.30 - 17.00
Przerwa
Sesja II - Ramowa Dyrektywa Wodna (RDW) w Polsce: stan obecny i działania
docelowe. Typologia abiotyczna wód i podział na jednolite części wód zgodne
z RDW (prowadzący sesję: Andrzej Górniak)
17.00 – 17.30
Jan Błachuta, Katarzyna Czoch, Krzysztof Kulesza, Joanna PicińskaFałtynowicz. Typologia rzek i strumieni Polski i podział na jednolite części
wód. IMGW oddział we Wrocławiu, IMGW Oddział w Krakowie.
17.30 - 17.45
Agnieszka Kolada. Typologia abiotyczna jezior polskich na tle podejścia
innych krajów europejskich. Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa
17.45 - 18.00
Włodzimierz Kamieński, Magdalena Kamieńska, Lidia Dowgiałło. Problemy
klasyfikacji typologicznej w Polskich Obszarach Morskich. Instytut
Meteorologii i Gospodarki Wodnej, Gdynia.
18.00 - 18.15
Rafalina Korol. Ocena monitoringu wód płynących z 2004 roku na tle
wymagań Ramowej Dyrektywy Wodnej. Instytut Meteorologii i Gospodarki
Wodnej, Wrocław.
18.15 - 18.30
Małgorzata Loga. Praca badawcza: Opracowanie sposobu prowadzenia
monitoringu wód powierzchniowych oraz zasad funkcjonowania systemu
ocen wg wymagań Ramowej Dyrektywy Wodnej. Konsorcjum Politechnika
Warszawska i Ekoekspert.
4
18.30-18.45
Edyta Jurkiewicz. Doświadczenie Wojewódzkiego Inspektoratu Ochrony
Środowiska w procesie wdraŜania Ramowej Dyrektywy Wodnej. Wojewódzki
Inspektorat Ochrony Środowiska w Szczecinie
18.45 – 19.10
Dyskusja
19.30
Uroczysta kolacja w Pałacu Bidermanna w Łodzi
Czwartek, 8 grudnia 2005
8.00 - 9.00
Śniadanie
Sesja III -Ocena stanu ekologicznego rzek – załoŜenia
(prowadząca sesję: Katarzyna Dąbrowska-Zielińska)
9.00 – 9.15
Andrzej Górniak. Kiedy wody są dystroficzne? Zakład Hydrobiologii, Uniwersytet
w Białymstoku.
9.15 – 9.30
Tadeusz Fleituch. Projekt RIVFUNCTION: Zastosowanie parametrow
funkcjonowania ekosystemu do oceny i zarządzania ekologicznym stanem
rzek. Zakład Biologii Wód IOŚ, PAN, Kraków
9.30 – 9.45
Barbara Rakowska, Joanna śelazna-Wieczorek, Ewelina Szczepocka. Projekt
STAR: Okrzemki bentosowe w ocenie jakości wód płynących. Katedra Algologii
i Mikologii, Uniwersytet Łódzki.
9.45 – 10.00
Jan Błachuta. Makrozoobentos strumieni i rzek Sudetów i Przedgórza
Sudeckiego. IMGW Oddział we Wrocławiu
10.00 – 10.15
Jan Bocian 1,2 , Łapińska M.3, Błachuta J., Debowski P., Kaczkowski Z., Kotusz
J., Kukuła K., Przybylski M., Wisniewolski W. , Zalewski M. MoŜliwość
wykorzystania Europejskiego Indeksu Rybnego EFI opracowanego w ramach
projektu
FAME
do
oceny
stanu
ekologicznego
rzek
w
Polsce.
1
Interdyscyplinarne Centrum Oceny i Zarządzania Wodami Śródlądowymi UŁ;
2
Międzynarodowe Centrum Ekologii PAN, Katedra Ekologii Stosowanej UŁ
10.15 – 10.30
Roman śurek. Stan ekologiczny wód w dorzeczu Wisły od źródeł do ujścia
Sanny. Zakład Biologii Wód IOŚ, PAN, Kraków.
10.30 – 10.45
Małgorzata Raczynska, Sylwia Machula. Ocena stanu ekologicznego wód
cieku o zlewni silnie zalesionej ze szczególnym uwzględnieniem substancji
biogennych. Akademia Rolnicza w Szczecinie
10.45 – 11.00
Dyskusja
11.00 – 11.30
Przerwa
Sesja IV - Ocena stanu ekologicznego rzek – metodyka
(prowadzacy sesję: Tadeusz Fleituch)
11.30 – 11.45
Piotr Ilnicki, Krzysztof Górecki. Metody hydromorfologicznej waloryzacji rzek
stosowane dotychczas w krajach Unii Europejskiej. Katedra Ochrony
i Kształtowania Środowiska, Akademia Rolnicza im. A. Cieszkowskiego, Poznań.
11.45 – 12.00
Zofia Gręplowska. Hydromorfologiczna ocena rzek – uwarunkowania
i potrzeby. Instytut InŜynierii i Gospodarki Wodnej, Politechnika Krakowska
12.00 – 12.15
Krzysztof Szoszkiewicz, Janina Zbierska, Ryszard Staniszewski, Szymon
Jusik, Tomasz Zgoła. Projekt STAR: MoŜliwości wykorzystania systemu River
Habitat Survey w ocenie hydromorfologicznej rzek w Polsce na potrzeby
Ramowej Dyrektywy Wodnej. Katedra Ekologii i Ochrony Środowiska, Akademia
Rolnicza im. A. Cieszkowskiego, Poznań.
12.15 – 12.30
Mirosław Grzybowski. Ekomorfologiczna waloryzacja rzeki Łyny na odcinku
Kotowo-Ardapy. Wydział Ochrony Środowiska i Rybactwa, Katedra Ekologii
Stosowanej, Uniwersytet Warmińsko- Mazurski, Olsztyn.
12.30 – 12.45
Piotr Dębowski, Jan Bocian. Projekt testowania metod oceny stanu
ekologicznego rzek Polski w oparciu o badania ichtiofauny. Instytut Rybactwa
Śródlądowego, Zakład Ryb Wędrownych, Gdańsk. ICOZ UŁ.
5
12.45 – 13.00
13.00 – 14.00
Dyskusja
Obiad
Sesja IV - Ocena stanu ekologicznego rzek – metodyka c.d.
(prowadzacy sesję: Piotr Ilnicki)
14.00 – 14.15
Joanna Picińska-Fałtynowicz: Zbiorowiska okrzemek epilitycznych wybranych
potoków Sudetów i Przedgórza Sudeckiego. IMGW, Wrocław.
14.15 – 14.30
Maciej
Ziułkiewicz,
Joanna
śelazna-Wieczorek.Wpływ
warunków
środowiskowych na skład flory okrzemek źródeł strefy krawędziowej
Wzniesień Łódzkich. Uniwersytet Łódzki, Wydział Nauk Geograficznych, Katedra
Geologii; Wydział Biologii I Ochrony Środowiska Katedra Mikologii i Algologii.
14.30 – 14.45
Krzysztof Szoszkiewicz, Ryszard Staniszewski, Janina Zbierska, Szymon
Jusik, Jerzy Kupiec. Systemy oceny stanu ekologicznego rzek oparte na
makrofitach w warunkach rzek nizinnych w Polsce. Katedra Ekologii i Ochrony
Środowiska, Akademia Rolnicza im. A. Cieszkowskiego, Poznań.
14.45 – 15.00
Andrzej Kownacki, Metodyka Polskiego Protokołu oceny stanu wód w oparciu
o makrobezkręgowce. Zakład Biologii Wód IOŚ, PAN, Kraków
15.00 – 15.15
Jacek Szlakowski, Paweł Buras, Wiesław Wiśniewolski. Zespoły ichtiofauny w
ocenie stanu ekologicznego rzek: od Wskaźnika Integralności Biotycznej IBI
do Europejskiego Wskaźnika Ryb EFI. Instytut Rybactwa Śródlądowego w
Olsztynie, Zakład Rybactwa Rzecznego w śabieńcu.
Dyskusja
15.15 – 15.30
Sesja V - Ocena stanu ekologicznego jezior - załoŜenia i metodyka
(prowadząca sesję:Piotr Koperski)
15.30 – 15.45
15.45 – 16.00
16.00 – 16.15
Ryszard Piotrowicz, Marek Krask, Piotr Klimaszyk, ElŜbieta SzelągWasielewska, Natalia Kuczyńska-Kippen. Rola zlewni w ocenie statusu
ekologicznego i monitoringu jezior Zakład Ochrony Wód, Uniwersytet im.
A. Mickiewicza, Poznań.
Andrzej Pukacz, Mariusz Pełechaty, Aleksandra Pełechata. Rola Parametrów
biotycznych i abiotycznych w ocenie stanu ekologicznego jezior Ziemi
Lubuskiej. Collegium Polonicom, Słubice; Zakład Hydrobiologii, Uniwersytet im.
A. Mickiewicza, Poznań.
Jacek Kubiak. Poziom trofii jezior pomorza zachodniego w ostatnim 30-leciu.
Analiza z zastosowaniem powszechnie uŜywanych metod. Akademia Rolnicza
w Szczecinie; Zakład Hydrochemii i Ochrony Wód
16.15 – 16.30
Hanna
Ciecierska.
Ocena
stanu
ekologicznego
jezior
metodą
makrofitoindykacji (MFI). Katedra Botaniki i Ochrony Przyrody, Uniwersytet
Warmińsko-Mazurski w Olsztynie
16.30 – 16.45
Agnieszka Kolada. Metody badania makrofitów w jeziorach w aspekcie
monitoringu biologicznego wód zgodnego z Ramową Dyrektywą Wodną.
Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa
Dyskusja
16.45 – 17.00
17.00 – 17.30
Przerwa kawowa
Sesja V - Ocena stanu ekologicznego jezior - załoŜenia i metodyka c.d.
(prowadzący sesję: Ryszard Piotrowicz)
17.30 – 17.45
Witold Białokoz. Ocena stanu ekologicznego jezior Polski. Jeziorowy Indeks
Rybny. Instytut Rybactwa Jeziorowego.
17.45 – 18.00
Mamcarz Andrzej, Skrzypczak Andrzej. Struktura wielkości jezior polskich
kluczem do monitoringu ich ichtiofauny?
Katedra Rybactwa Jeziorowego
i Rzecznego, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski, Olsztyn.
6
18.00 – 18.15
Skrzypczak
Andrzej,
Mamcarz
Andrzej.
Zastosowanie
wskaźników
przydatności rekreacyjnej jezior w ocenie ich stanu ekologicznego. Katedra
Rybactwa Jeziorowego i Rzecznego, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski, Olsztyn.
18.15 – 18.30
Mariusz O. Jędrysek. Redukcja siarczanu i utlenianie metanu: propozycja
izotopowej oceny zdolności buforującej jezior na podwyŜszone stęŜenie jonu
siarczanowego. Pracownia Geologii Izotopowej i Geoekologii Uniwersytet
Wrocławski.
18.30 – 18.45
Anna Rózga, BłaŜej Rózga, Piotr Babski, Anna Wójcik, Piotr Kurnatowski.
Występowanie potencjalnie chorobotwórczych grzybów w wodach jeziora
charzykowskiego – zaborski park krajobrazowy. Katedra Biologii i Genetyki
Medycznej, Uniwersytet Medyczny, Łódź.
Sesja VI – Ocena stanu ekologicznego wód przybrzeŜnych i przejściowych
18.45 – 19.00
ElŜbieta Łysiał-Pastuszak, Lidia Dowgiałło, Andrzej Sowiecki. Ustalenie
warunków referencyjnych odpowiednich dla typów wód powierzchniowych
zgodnie z wymogami zał. II do Ramowej Dyrektywy Wodnej 2000/60/WE.
Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej,
19.00 – 19.30
Dyskusja
20.00
Kolacja
Piątek, 9 grudnia 2005
8.00 – 9.00
Śniadanie
Sesja VII – Ocena potencjału ekologicznego wód silnie zmodyfikowanych
(prowadzący sesję: Andrzej Mamcarz)
9.00 – 9.15
Wojciech Puchalski. Sztuczne i silnie zmodyfikowane śródlądowe wody
stojące:
problemy
klasyfikacji,
monitoringu
i
określenia
potencjału
ekologicznego.
9.15 – 9.30
Małgorzata Godlewska, 1 Ian Winfield2, Jan Bocian 1 . Hydroakustyka jako
narzędzie monitoringu jakości ekosystemów wodnych dla potrzeb Ramowej
Dyrektywy Wodnej. 1Międzynarodowe Centrum Ekologii PAN, 2Centre for Ecology &
Hydrology, Lancaster Environment Centre (UK).
9.30 – 9.45
Wiesław Wiśniewolski, Paweł Prus. Wstępne załoŜenia indeksu oceny stanu
zbiorników zaporowych na podstawie zespołów ichtiofauny. Instytut Rybactwa
Śródlądowego im St. Sakowicza w Olsztynie, Zakład Rybactwa Rzecznego w śabieńcu.
9.45 – 10.00
Aleksandra Wagner. Ocena roli śródmiejskich sztucznych zbiorników wodnych
w zachowaniu bioróŜnorodności oraz poprawie warunków wypoczynku
mieszkańców miast, na przykładzie Miasta Kraków. Akademia Górniczo-Hutnicza,
Wydział Geodezji i InŜynierii Środowiska, Katedra Biotechnologii Środowiskowej i
Ekologii, Kraków.
10.00 – 10.15
Andrzej Kabziński., Barbara Macioszek, Dominik Szczukocki, Renata Juszczak,
Helena Grabowska, Jerzy Cyran, Alicja Zawadzka. Wpływ czynników
środowiskowych na poziom toksyn sinicowych w wodach powierzchniowych
polski – nowe wyzwania dla ekologów i słuŜb sanitarnych. Pracownia Analizy
Chemicznej i Badań Środowiskowych, Katedra Chemii Ogólnej i Nieorganicznej,
Uniwersytet Łódzki
10.15 – 10.30
Anna Wójcik, Anna Rózga, Piotr Kurnatowski. Grzyby potencjalnie
chorobotwórcze dla człowieka w wodach Zalewu Sulejowskiego. Zakład Biologii
i Parazytologii Lekarskiej, Katedra Biologii i Genetyki Medycznej Uniwersytetu
Medycznego w Łodzi
Sesja VIII – Integracja systemów monitoringu zgodnych z wymogami Dyrektyw
UE – Ramowa Dyrektywa Wodna, Dyrektywa Siedliskowa, Dyrektywa Ptasia, Sieć
Natura 2000. (prowadzący sesję: Piotr Dębowki)
10.30 – 10.45
Stanisław Czachorowski. Ocena stanu biocenoz wodnych - wskaźniki
naturalności i cenności. Katedra Ekologii i Ochrony Środowiska Uniwersytet
Warmińsko- Mazurski, Olsztyn.
7
10.45 – 11.00
Katarzyna
Dąbrowska-Zielińska
Gruszczyńska,
Stanisław
Lewiński.
Zastosowanie teledetekcji do systemu monitorowania powierzchni ziemi
w odniesieniu do Natury 2000 i Ramowej Dyrektywy Wodnej na przykładzie
obszaru doliny Biebrzy. Instytut Geodezji i Kartografii Zakład.
11.00 – 11.15
Wojciech Puchalski. MoŜliwości powiązania monitoringu rzecznych siedlisk
sieci natura 2000 z monitoringiem stanu ekologicznego rzek.
11.15 – 11.45
Przerwa
Sesja IX - Interdyscyplinarna współpraca w celu realizacji zadań polityki wodnej
UE -wzmacnianie współpracy badawczo-wdroŜeniowej dla przygotowania systemu
monitoringu operacyjnego. (prowadzący sesję: Stanisław Czchorowski)
11.45 – 12.00
Barbara Bis1, Philippe Usseglio-Polatera2, Virginie Archaimbauld2, Astrid
Schmidt-Kloiber3, Paulo Pinto4, Manuela Morais4, Andrea Buffagni5, Konstas
Gritzalis6, Ioannis Karaouzas6, II’ja Krno7. Projekt STAR: w kierunku
europejskiej typologii rzek i strumieni w oparciu o biologiczne i ekologiczne
cechy gatunkowe bezkręgowców wodnych. Katedra Zoologii Bezkręgowców
i Hydrobiologii; Interdyscyplinarne Centrum Oceny i Zarządzania Wodami
Śródlądowymi Uniwersytetu Łódzkiego.
12.00 – 12.15
Andrzej StróŜyński. Uzupełnienie zasad parametryzacji rzek i potoków dla
potrzeb Ramowej Dyrektywy Wodnej. Katedra InŜynierii Wodnej, Wydział
InŜynierii Środowiska i Geodezji Akademii Rolniczej w Krakowie.
12.15 - 12.30
Jan Brzozowski, Grzegorz Wodecki, Bogusław Ryba. Lokalizacja terenów
wraŜliwych na zanieczyszczenia azotem i fosforem wód powierzchniowych w
Polsce. Instytut Budownictwa Mechanizacji i Elektryfikacji Rolnictwa, Warszawa.
12.30 - 12.45
Jan Bocian. Modele ekohydrologiczne jako narzędzie integrujące dla
wspierania decyzji w gospodarowaniu wodami i osiąganiu dobrego
stanu/potencjału ekologicznego wód. Interdyscyplinarne Centrum Oceny
i Zarządzania Wodami Śródlądowymi Uniwersytetu Łódzkiego
12.45 – 13.00
Szermer Michał, Ślusarczyk Krzysztof, Napieralski Andrzej. System do
monitorowania zanieczyszczeń wody opracowany w ramach projektu
SEWING. Politechnika Łódzka, Katedra Mikroelektroniki i Technik Informatycznych.
13.00-14.00
Dyskusja końcowa i podsumowanie konferencji
14.00
Obiad
8
Sesja posterowa
Prosimy o rozwieszenie posterów w środę w Głównym Halu Gmachu Zarządzania w czasie przeznaczonym na
rejestrację uczestników.
Anna Andrzejewska. System Monitoringu Przyrody Na Obszarze Natura 2000
Puszcza Kampinoska (PLC140001). Kampinoski Park Narodowy.
Bis B., Piechocki A., Tończyk G., Siciński J., Niesiołowski S., JaŜdŜewska T.,
JaŜdŜewski K., Wiedeńska J., Majecki J., Rakowska B., śelazna-Wieczorek J.,
Szczepocka E., Burchard D., Pawlikowska M., Jakubowski M., Laskowski, Z.
Projekt STAR - Standaryzacja Systemów Klasyfikacji Rzek: Kalibracja Biologiczej
Oceny Jakości Wód Na Potrzeby Ekologicznej Klasyfikacji Rzek Zgodnej
z Wymaganiami Europejskiej Dyrektywy Wodnej. Katedra Zoologii Bezkręgowców
i Hydrobiologii, Katedra Mykologii i Algologii,
Katedra Zoologii Doświadczalnej i Biologii
Ewolucyjnej UŁ.
Bis B. Projekt ECOTRAITS - Biomonitoring Wód Płynących: Analiza Struktury
i
Organizacji
Biologiczno-Ekologicznych
Cech
Adaptacyjnych
Gatunków
Bezkręgowców Wodnych w Ekosystemach Rzecznych o RóŜnej Typologii. Katedra
Zoologii Bezkręgowców i Hydrobiologii UŁ.
Bis B., Karpińska A., Podkrólewicz M., Mucha K. Projekt AQUAREC - Zintegrowana
Strategia Reutylizacji Ścieków Oczyszczonych. Katedra Zoologii Bezkręgowców
i Hydrobiologii UŁ.
Bis B. , Bocian J… Interdyscyplinarne Zarządzanie Zlewniami
Interdyscyplinarne Centrum Oceny i Zarządzania Wodami Śródlądowymi UŁ.
Rzecznymi
Fleituch, T. Project RIVFUNCTION: Integrating Ecosystem Functioning into River
Quality Assessment and Management. Zakład Biologii Wód IOŚ PAN, Kraków
Krzysztof Gwoździński1, Ewa Kilańczyk2. Trofia i klasy czystości jezior na terenie
zaborskiego parku krajobrazowego i Parku Narodowego Bory Tucholskie.
1Katedra Biofizyki Molekularnej Uniwersytetu Łódzkiego, 2Zakład Mikrobiologii, Akademia
Świętokrzyska
Małgorzata Korycińska, Jolanta Kwas, Agnieszka Kowalczyk
Jakość wybranych cieków niziny południowopodlaskiej według indeksu
biotycznego BMWP-PL Katedra Ekologii i Ochrony Środowiska, Akademia Podlaska
Robert Mazur. Monitoring Wybranych Zanieczyszczeń Wód Przy Zastosowaniu
Nowych Kryteriów Ekotoksykologicznych. Akademia Górniczo-Hutnicza, Kraków.
Z. Romanowska-Duda 1, M. Grzesik2, M. Kalaji 3, R. J. Strasser4. Spirodela
oligorrhiza jako bioindykator metali cięŜkich wód śródlądowych. 1Katedra
Ekofizjilogii i Rozwoju Roślin Uniwersytet Łodzki,
Anna Rózga1, BłaŜej Rózga2, Piotr Babski2. Grzyby potencjalnie chorobotwórcze
dla człowieka w wodach jeziora ostrowitego i jezior strugi siedmiu jezior - Park
Narodowy „Bory Tucholskie”. 1Katedra Biologii i Genetyki Medycznej, Uniwersytet
Medyczny, 2Katedra Termobiologii, Instytut Biofizyki, Uniwersytet Łódzki
Jerzy Skrzypski, Ireneusz Zbiciński, Mirosław Imbierowicz. WdraŜanie Ramowej
Dyrektywy Wodnej- instrumentarium planistyczne w gospodarce zasobami
wodnymi. Politechnika Łódzka, Wydział InŜynierii Procesowej i Ochrony Środowiska
Beata Sumorok. Wpływ niestabilnych warunków hydrologicznych na
występowanie roślin i ich symbiontów mikoryzowych w zbiorowiskach terasy
zlewowej rzeki Pilicy. Międzynarodowe Centrum Ekologii Polskiej Akademii Nauk
Marta Wardas, Szymon Jusz, Beata Hryc, Tomasz Zgoła, Urszula AleksanderKwaterczak, Magdalena Kaczmarska, Marcin Sztuka. Próba i trudności wykonania
oceny wpływu antropopresji na stan ekologiczny w ciekach zurbanizowanych
Krakowskiego Zespołu Miejskiego. Akademia Górniczo-Hutnicza, Wydział Geologii,
Geofizyki i Ochrony Środowiska, Kraków.
Witkowski A., Bąk M., Wawrzyniak-Wydrowska B., Radziejewska T., Damke H.,
Zespoły okrzemek bentosowych systemu rzeki Odry: struktura zbiorowisk
i charakterystyka stanu środowiska naturalnego (projekt badawczy 2005-2007).
Uniwersytet Szczeciński, Wydział Nauk Przyrodniczych, Instytut Nauk o Morzu, Zakład
Paleooceanologii
9
Piotr Zieliński, Andrzej Górniak. Rozpuszczony węgiel organiczny jako wskaźnik
stopnia przekształcenia rzek nizinnych. Uniwersytet w Białymstoku Zakład
Hydrobiologii.
Andrzej Zykubek. ZróŜnicowanie przestrzenne i dynamika trofii płytkowodnego
jeziora wyraŜona wskaźnikami TSI i HSI. Katolicki Uniwersytet Lubelski Jana Pawła II
Katedra Filozofii Biologii
Andrzej Zykubek. ObciąŜenie fosforem jezior polesia lubelskiego. Katolicki
Uniwersytet Lubelski Jana Pawła II Katedra Filozofii Biologii
Postery wcześniej prezentowane, bezpośrednio związane tematycznie z konferencją
Bis, B., Usseglio-Polatera, P., Kownacki, A. Functional constraints of mountain
macroinvertebrate assemblages (the Tatra Mts., Poland) – 29th Congress of the
International Association of Theoretical and Applied Limnology (Societas Internationalis
Limnologiae - SIL), Helsinki, Finlandia.
Bis, B., Usseglio-Polatera, P., Niesiołowski, S. Functional modifications of
macroinvertebrate community structure: how do species traits vary in the
stream gradient? - 29th Congress of the International Association of Theoretical and
Applied Limnology (Societas Internationalis Limnologiae - SIL), Helsinki, Finlandia.
10
STRESZCZENIA REFERATÓW
OCENA STANU EKOLOGICZNEGO JEZIOR POLSKI. JEZIOROWY INDEKS
RYBNY
Witold Białokoz
Instytut Rybactwa Jeziorowego, Zakład Rybactwa Jeziorowego ul. Rajska 2, 11-500 GiŜycko
e-mail: [email protected]
Ramowa Dyrektywa Wodna jednoznacznie wymienia elementy, które słuŜyć mają do oceny stanu ekologicznego
wód powierzchniowych. Jednym z tych elementów są ryby. Ryby Ŝyją niemal we wszystkich ekosystemach
wodnych, a poszczególne gatunki, mając specyficzne wymagania siedliskowe, są wraŜliwe na wszelkie jego
zmiany. Ze względu na swą długowieczność, ryby pozwalają takŜe na śledzenie długofalowych zmian stanu
środowiska. Znamy wymagania siedliskowe oraz reakcje ryb na zmiany środowiska i potrafimy na tej podstawie
oceniać ekosystemy wodne w poszczególnych, jednostkowych przypadkach, jednakŜe potrzebne nam są
narzędzia, pozwalające na standardową, a jednocześnie efektywną ocenę stanu wód. Jednym z takich narzędzi
jest, wprowadzany obecnie w Polsce w odniesieniu do rzek, Europejski Indeks Rybny (European Fish Index,
EFI), standaryzowany i stosowany juŜ w wielu państwach Unii. Niestety, nie istnieje taki jednolity indeks dla
jezior Europy, w tym dla jezior Polski. Wszystkie, istniejące wskaźniki i miary ocen stanu ekologicznego jezior
tworzone były dla specyficznych celów, najczęściej dla celów naukowych, wyjaśniających szczegółowe
zjawiska zachodzące w ekosystemach wodnych. Brakuje natomiast narzędzia do rutynowej oceny stanu
ekologicznego jezior. Stworzenie takiego narzędzia, nazwanego roboczo Jeziorowym Indeksem Rybnym (Lake
Fish Index, LFI), jest moŜliwe w Instytucie Rybactwa Jeziorowego. Instytut dysponuje obszernymi materiałami
archiwalnymi, gromadzonymi i uaktualnianymi przez ponad 50 lat, dotyczącymi rozprzestrzenienia, składu
gatunkowego i wielkościowego zespołów ryb oraz ich zmian w jeziorach Polski. Materiały te, w zestawieniu
z bogatymi danymi środowiskowymi, są jedynymi masowymi materiałami tego typu w Polsce. Instytut posiada
takŜe bogate doświadczenie w waloryzowaniu ekosystemów wodnych dla celów naukowych
i praktycznych. Dysponuje nowoczesnym warsztatem badawczym i wyspecjalizowaną kadrą.Po szeregu
odbytych spotkań w ramach bliźniaczego projektu polsko-niemieckiego, dokonaliśmy w Instytucie wstępnej
oceny posiadanych materiałów oraz naszych sił i środków. PoniewaŜ ocena ta wypadła pomyślnie, Instytut
sporządził stosowną ofertę realizacji projektu, w której przedstawił zakres niezbędnych prac, harmonogram
i kosztorys. Prace obejmują zebranie i weryfikację materiałów, przeprowadzenie analiz statystycznych,
opracowanie modelu i oprogramowania a takŜe ich testowanie, weryfikację, adaptację i końcowe wdroŜenie.
Wymienione prace mogą zostać wykonane w ciągu dwóch lat, przy czym przewidujemy, Ŝe ostatnie etapy prac
mogą być wykonywane równolegle z obligatoryjnym monitoringiem ichtiofauny jezior. Przewidujemy, Ŝe po
roku od rozpoczęcia realizacji projektu, moŜliwe będzie rozpoczęcie monitoringu jezior.
2
PROJEKT EU-STAR: STANDARYZACJA SYSTEMÓW KLASYFIKACJI RZEK KALIBRACJA BIOLOGICZEJ OCENY JAKOŚCI WÓD NA POTRZEBY
EKOLOGICZNEJ KLASYFIKACJI RZEK ZGODNEJ Z WYMAGANIAMI
EUROPEJSKIEJ DYREKTYWY WODNEJ
Barbara Bis
Katedra Zoologii Bezkręgowców i Hydrobiologii; Interdyscyplinarne Centrum Oceny i Zarządzania Wodami
Śródlądowymi Uniwersytetu Łódzkiego, 90-237 Łódź, ul. Banacha 12/16; [email protected],
[email protected]
Projekt STAR jest związany z wdroŜeniem Ramowej Dyrektywy Wodnej UE (WFD), wprowadzającej do
ustawodawstwa europejskiego dotyczącego gospodarki wodnej - wymóg oceny stanu ekologicznego wód
powierzchniowych w oparciu o pełną biologiczną analizę wszystkich grup organizmów wodnych (makrofity,
fitobentos, fitoplankton, makrobezkręgowce denne, ryby). Projekt miał na celu ujednolicenie procedury badań
i oceny ich wyników, a w konsekwencji - uzyskanie porównywalnej oceny jakości oraz stanu ekologicznego
rzek Europy na podstawie kompleksowych badań ekologicznych.
Zespół Uniwersytetu Łódzkiego jako koordynator i główny wykonawca projektu w Polsce uczestniczył
w realizacji następujących zadań badawczych:
1.Utworzenie bazy biologicznych danych archiwalnych
W ramach realizacji tego zadania została przygotowana i uzupełniona lista gatunków bezkręgowców
występujących w polskich rzekach na podstawie wcześniejszych danych, porównana z listą „europejską”,
utworzoną przez uczestników programu STAR i Fauna Europea (UŁ; IOŚ – Warszawa).
2.Wytypowanie miejsc poboru prób reprezentujących gradient biogeograficzny badanych
ekoregionów tj. wybór rzek referencyjnych i stanowisk o róŜnym stopniu zróŜnicowania zmian
antropogenicznych
Celem było wytypowanie rzek posiadających zróŜnicowaną charakterystykę środowiskową i róŜny status
ekologiczny - ogółem, do prac badawczych projektu STAR wytypowano 26 średniej wielkości rzek nizinnych
Polski Centralnej w ekoregionach 14 i 16 (UŁ; AR - Poznań).
3.Przeprowadzenie badań hydrobiologicznych na średniej wielkości rzekach nizinnych Polski
Centralnej
Realizacja tego zadania miała na celu dostarczyć konsorcjum STAR kompletnego zbioru danych dotyczących
dwóch typów rzek europejskich: (1) małych, płytkich strumieni wyŜynnych i (2) średnich, głębszych rzek
nizinnych, połoŜonych w Centralnej i Północnej Europie.
Uniwersytet Łódzki – jako główny wykonawca zadań projektu STAR na terenie kraju był odpowiedzialny za
koordynację badań i przeprowadzenie poboru prób oraz analizy laboratoryjne całości materiału biologicznego.
Badania przeprowadzono w 26 systemach rzecznych, przy zachowaniu pełnego 5 stopniowego jakościowego
gradientu ekologicznego (high-good-moderate-poor-bad). Badania hydrobiologiczne obejmowały pobór prób
trzech grup organizmów wodnych: (1) okrzemek – badania przeprowadzono raz w roku według protokołu TDI
(Trophic Diatom Index; UŁ); (2) makrobezkręgowców –pobór prób wykonano według dwóch protokołów:
protokołu AQEM/STAR oraz protokołu krajowego - dwukrotnie w ciągu roku (UŁ); oraz (3) odłów zespołów
ryb - badania przeprowadzono wg standardu CEN, raz w roku (AR- Poznań). Dla kaŜdego stanowiska
badawczego skompletowano dane dotyczące 130 parametrów hydrologicznych, abiotycznych
i ekomorfologicznych, zawartych w protokole danych środowiskowych (UŁ). Ocenę stopnia
degradacji/naturalności systemu rzecznego według protokołu RHS (River Habitat Survey) oraz badania
makrofitów wykonane zostały przez zespół Akademii Rolniczej w Poznaniu dwukrotnie w ciagu roku.
4.Weryfikacja/audit oznaczeń gatunkowych zespołów makrobezkręgowców i okrzemek
Przeprowadzono weryfikację błędów dla wystandaryzowania metod poboru prób, procedur laboratoryjnych,
identyfikacji materiału biologicznego [makrobezkręgowców i okrzemek] oraz dla właściwej oceny wpływu
popełnianych błedów proceduralnych na poprawność ocen statusu ekologicznego rzek.
5.Synteza wyników biologicznej oceny jakości wód z wykorzystaniem fauny dennej
Celem tego zadania było porównanie i kalibracja wyników pochodzących z róŜnych metod biologicznej oceny
jakości wód, szczególnie w zakresie błędów i dokładności przy klasyfikowaniu granic zakresu danego statusu
ekologicznego ściśle w odniesieniu do warunków referencyjnych.
3
6.Porównanie systemów oceny jakości wód opartych na róŜnych grupach organizmów
Realizacja zadań miała na celu porównanie róŜnic pomiędzy wybranymi grupami organizmów wskaźnikowych
oraz systemami metrycznymi oraz ustalenie najlepszych procedur dla uzyskania zintegrowanej oceny statusu
ekologicznego zgodnie z WFD.
7. Rekomendacje dla Europejskiego Komitetu Normalizacji CEN dotyczące standaryzacji metod
zgodnych z Ramową Dyrektywą Wodną.
Na podstawie wszystkich zebranych danych zostały zarekomendowane najlepsze metody biologicznej oceny
jakości wód dla całego gradientu biogeograficznego Europy w odniesieniu do róŜnych typów degradacji
i wpływów antropogenicznych słuŜące właściwej klasyfikacji statusu ekologicznego, w tym statusu
referencyjnego rzek o określonej typologii.
8. Ocena przydatności biologicznych i ekologicznych cech gatunkowych (species traits) fauny
dennej i okrzemek dla zdefiniowania typologii warunków referencyjnych oraz oceny stanu ekologicznego
systemów rzecznych.
Analizowano strategie Ŝyciowe organizmów wodnych (fauna denna, okrzemki) - uzyskane wyniki będą podlegać
standaryzacji dla określania granic pomiędzy róŜnym statusem ekologicznym wód i charakterystyką strukturalną
i funkcjon alną zespołów biotycznych oraz dla proceduralnego zweryfikowania proponowanego systemu cech
i miar biologicznych jako efektywnego i tym samym strategicznego narzędzia biomonitoringu wód bieŜących.
Baza danych - zawierająca pełną charakterystyką biologiczną i ekologiczną organizmów wodnych obejmuje 455
taksonów okrzemek oraz 590 taksonów bezkręgowców wodnych zasiedlajacych rzeki Europy.
9. Rola analiz przestrzennych w weryfikacji ekologicznych ocen jakości wód
Realizacja zadań tego pakietu roboczego miała pozwolić oszacować, w jaki sposób poszczególne grupy
wskaźnikowe będą mogły zostać uŜyte do oceny statusu ekologicznego rzeki w odpowiednich skalach analiz
przestrzennych.
PROJEKT STAR: W KIERUNKU EUROPEJSKIEJ TYPOLOGII RZEK
I STRUMIENI W OPARCIU O BIOLOGICZNE I EKOLOGICZNE CECHY
GATUNKOWE BEZKRĘGOWCÓW WODNYCH
Barbara Bis1, Philippe Usseglio-Polatera2, Virginie Archaimbauld2, Astrid Schmidt-Kloiber3,
Paulo Pinto4, Manuela Morais4, Andrea Buffagni5, Konstas Gritzalis6, Ioannis Karaouzas6,
II’ja Krno7
1
5
Uniwersytet Łódzki (Poland), 2Université de Metz (France), 3 BOKU (Austria), 4Univ. Evora (Portugal),
CNR-IRSA (Italy), 6NCMR (Greece), 7Univ. Bratyslava (Slovakia)
Jednym z głównych zadań projektu STAR było opracowanie i zweryfikowanie potencjalnych moŜliwości
wykorzystania
klasyfikacji
funkcjonalnej
opartej
na
analizie
biologicznych
i ekologicznych cech gatunkowych zespołów fauny dennej (species traits analysis). Zastosowanie
i zdefiniowania uŜyteczności tych miar jako narzędzi w standardowym monitoringu (przykładowo PC Expert
System we Francji) badano zarówno dla (1) określenia funkcjonalnych wzorców w oparciu o warunki
referencyjne, tym samym do (2) efektywnego wykorzystania w ekologicznej ocenie stanu wód (5 klas jakości),
a w konsekwencji do próby (3) określenia funkcjonalnej klasyfikacji rzek i strumieni w gradiencie
biogeograficznym Europy. Opracowana podczas STAR - zintegrowana lista bezkręgowców wodnych rzek
europejskich wraz z ich profilami biologicznych i ekologicznych cech gatunkowych - analizowana podczas
projektu zawierała informacje autekologiczną dla 590 taksonów. Przedstawione wyniki badań dotyczą analiz
zaleŜności pomiędzy funkcjonalną strukturą zespołów fauny dennej (określoną na podstawie struktury bioi ekologicznych cech gatunkowych) a uwarunkowaniami środowiskowymi – w celu określenia typologicznych
róŜnic/dystansu wśród zespołów fauny dennej referencyjnych strumieni i rzek Europy. Wyniki dotyczą róŜnych
skal przestrzennej analizy – od stanowisk, fragmentu dorzecza do ekoregionów.Komplementarność
biologicznych i ekologicznych cech gatunkowych w specyficznych referencyjnych warunkach środowiskowych
i znaczenie określonych ich kombinacji (frekwencji) przedstawia wartościową perspektywę opracowania
i rozwoju kompleksowego systemu ocen dla określania warunków referencyjnych o róŜnej typologii i róŜnym
stopniu degradacji systemów rzecznych.
4
MAKROZOOBENTOS STRUMIENI
SUDECKIEGO
I
RZEK SUDETÓW
I
PRZEDGÓRZA
Jan Błachuta
IMGW Oddział we Wrocławiu ul. Parkowa 30 51-616 Wrocław, e-mail: [email protected],
tel.: + 48 133814 4, fax : + 48 7133814 4
W pracy przedstawiono charakterystykę zespołu makrozoobentosu 9 potoków w Sudetach (typ 3: potoki
sudeckie) i 12 potoków w Sudetach i na Przedgórzu Sudeckim (typ 4: potoki wyŜynne krzemianowe
z substratem gruboziarnistym – zachodnie). Stanowiska do badań wybrano zgodnie z metodyką zalecaną przez
AQEM (2002) tak, by charakteryzowały się minimalnym oddziaływaniem antropogenicznym, przynajmniej
w odniesieniu do makrozoobentosu. W potokach typu 3 zidentyfikowano 82, natomiast w potokach typu 4 – 88
taksonów makrozoobentosu (bez Chironomidae). Największą częstość występowania w potokach typu 3 miały
jętki Baetis alpinus i B. rhodani, widelnica Protonemura nimborum i chruścik Drusus discolor. W potokach typu
4 największą częstotliwość występowania równieŜ miały jętki – Baetis rhodani, Rhitrogena semicolorata,
Ecdyonurus dispar, Ephemerella ignita i Paraleptophlebia submarginata oraz chruściki Hydropsyche
angustipennis i Rhyacophila nubila. Ocenę makrozoobentosu przeprowadzono wykorzystując cztery wskaźniki
biocenotyczne: saprobowy S, zróŜnicowania H, TBI oraz BMWP w modyfikacji Soszki i in. (2004). Wskaźnik
saprobowy był wyraźnie niŜszy w potokach typu 3 niŜ w 4 (odpowiednio od 0,74 do 1,26; średnio 0,92 i od 1,11
do 1,58; średnio 1,38). Odwrotne wartości przybierał wskaźnik BMWPPL (w potokach typu 3 od 38 do 99;
średnio 71,1, w potokach typu 4 od 58 do 146; średnio 91,8). Pozostałe dwa wskaźniki w potokach obu typów
miały zbliŜone wartości. Wskaźnik TBI w potokach typu 3 zmieniał się od 8 do 10; średnio 9,1; natomiast
w potokach typu 4 od 8 do 10; średnio 9,1. Wskaźnik róŜnorodności H w potokach typu 3 był w zakresie od 1,52
do 30,82; średnio 3,15; a w potokach typu 4 od 1,40 do 3,93; wartość średnia była nieznacznie niŜsza – 2,96.
TYPOLOGIA RZEK I STRUMIENI POLSKI
Jan Błachuta2 ,Katarzyna Czoch1, Krzysztof Kulesza1, Joanna Picińska-Fałtynowicz2
1
IMGW Oddział w Krakowie 2IMGW oddział we Wrocławiu
W pracy przedstawiono abiotyczną charakterystykę typów rzek i potoków wyznaczonych na obszarze Polski
w dorzeczu Odry i Odry. Podano takŜe opis warunków abiotycznych, umoŜliwiających identyfikację
poszczególnych typów, a tam gdzie było to moŜliwe, ich wstępną charakterystykę biologiczną. W oparciu
o system A typologii rzek (załącznik II Ramowej Dyrektywy Wodnej), na podstawie warunków abiotycznych
wyznaczono w Polsce 26 typów rzek. W krajobrazie górskim (> 800 m n.p.m.) wyznaczono trzy typy;
w krajobrazie wyŜynnym (800-200 m n.p.m.) dwanaście, w nizinnym (< 200 m n.p.m.) siedem typów, natomiast
cztery typy uznano za niezaleŜne od krajobrazu (tabela 1).
Na całym obszarze Polski najliczniej jest reprezentowany typ 17 – potok nizinny piaszczysty. W dorzeczu Odry,
Wisły i pozostałych rzek Polski jest 1797 jednolitych części wód [JCW] reprezentujących ten typ. W dalszej
kolejności pod względem reprezentatywności w porównywalnej liczbie (od 241 do 321) są: typ 6 potoki
wyŜynne węglanowe z substratem drobnoziarnistym (321 JCW), typ 12 potoki fliszowe (274 JCW), typ 16
potoki nizinne (297 JCW), potoki nizinne Ŝwirowe (303 JCW), typ 19 rzeki nizinne piaszczysto-gliniaste (241)
i typ 23 potoki na obszarze będącym pod wpływem procesów torfotwórczych (318 JCW). Aktualnie dla
większości typów charakterystyki biologiczne są dopiero opracowywane.
5
Tabela 1. Liczba jednolitych części wód [JCW] w dorzeczach Odry, Wisły i pozostałych rzek Polski.
Nr
Typ rzeki:
0
Typ nieokreślony
Liczba
JCW
dorzecze
Odry
103
Liczba
JCW
dorzecze
Wisły
86
Liczba
JCW
pozostałe
RAZEM
JCW
3
192
Krajobraz górski (> 800 m n.p.m.)
1
Potok tatrzański krzemianowy
–
4
–
4
2
Potok tatrzański węglanowy
–
2
–
2
3
Potok sudecki
7
–
1
8
Krajobraz wyŜynny (800 – 200 m n.p.m.)
4
9
Potok wyŜynny krzemianowy z substratem
gruboziarnistym – zachodni
Potok wyŜynny krzemianowy z substratem
drobnoziarnistym – zachodni
Potok wyŜynny węglanowy z substratem
drobnoziarnistym
Potok wyŜynny węglanowy z substratem
gruboziarnistym
Mała rzeka wyŜynna krzemianowa –
zachodnia
Mała rzeka wyŜynna węglanowa
10
Średnia rzeka wyŜynna – zachodnia
2
7
–
9
11
Potok wyŜynny krzemianowy z substratem
gruboziarnistym – wschodni
Potok fliszowy
–
1
–
1
3
258
13
274
–
8
–
8
14
Mała rzeka wyŜynna krzemianowa –
wschodnia
Mała rzeka fliszowa
2
26
1
29
15
Średnia rzeka wyŜynna – wschodnia
–
9
–
9
5
6
7
8
12
13
110
–
7
117
11
21
–
32
46
275
–
321
9
44
–
53
25
–
–
25
6
40
–
46
Krajobraz nizinny (< 200 m n.p.m.)
16
Potok nizinny lessowo-gliniasty
204
93
–
297
17
Potok nizinny piaszczysty
652
1098
47
1797
18
Potok nizinny Ŝwirowy
144
76
83
303
19
Rzeka nizinna piaszczysto-gliniasta
98
142
1
241
20
Rzeka nizinna Ŝwirowa
52
39
20
111
21
Wielka rzeka nizinna
15
24
–
39
22
Rzeka przyujściowa pod wpływem wód
słonych
7
9
–
16
6
NiezaleŜne od krajobrazu i ekoregionu
23
25
Potok lub strumień na obszarze będącym
pod wpływem procesów torfotwórczych
Mała i średnia rzeka na obszarze będącym
pod wpływem procesów torfotwórczych
Ciek łączący jeziora
26
Ciek w dolinie wielkiej rzeki nizinnej
24
RAZEM
124
194
–
318
30
63
–
93
46
47
12
105
–
60
–
60
1696
2626
188
4510
MODELE EKOHYDROLOGICZNE JAKO NARZĘDZIE INTEGRUJĄCE DLA
WSPIERANIA DECYZJI W GOSPODAROWANIU WODAMI I OSIĄGANIU
DOBREGO STANU/POTENCJAŁU EKOLOGICZNEGO WÓD.
Jan Bocian
Interdyscyplinarne Centrum Oceny i Zarządzania Wodami Śródlądowymi Uniwersytetu Łódzkiego
90-237 Łódź, ul. Banacha 12/16, e-mail: [email protected], tel.: +42 635 46 21, fax: +42 635 46 21
Podstawowym celami środowiskowymi zgodnie z artykułem 4 Ramowej Dyrektywy Wodnej 2000/60/WE dla
wód powierzchniowych jest osiągniecie dobrego stanu ekologicznego wód lub dobrego potencjału
ekologicznego silnie zmienionych części wód w 2015r. MoŜliwość osiągnięcia załoŜonych celów będzie
moŜliwa wyłącznie na podstawie diagnozy stanu oraz określenia kluczowych presji i oddziaływań obniŜających
stan ekologiczny wód. Określenie wpływu któtko- jak i długoterminowego presji i oddziaływań na stan
ekologiczny wód będzie moŜliwe w oparciu o wykorzystanie modeli ekologicznych funkcjonowania systemów
wodnych jak i ich zaleŜności od procesów zachodzących w zlewni. Wyłącznie poprawnie zidentyfikowane
współzaleŜności pomiędzy działalnością człowieka a zmianami stanu wód pozwolą na opracowanie skutecznych
narzędzi w ramach programu działań dla skutecznego wdroŜenia wymagań RDW. NaleŜy zwrócić uwagę na
wieloaspektowy wymiar podejmowanych działań administracyjno-prawno-naprawczych i ich wpływu na stan
ekologiczny wód którego optymalizacja moŜliwa jest na bazie modeli zlewniowo-ekologicznych
uwzględniających wskaźnik koszty/efektywność. Efektywność w tym wypadku rozumiana jako poprawa
stanu/potencjału ekologicznego wód.
Przykładem narzędzia pozwalającego na optymalizację działań jest Model Wspierania Decyzji Inwestycyjnych
w Programie Regionalnym Warta (Bocian i in. 2002) opracowany dla określenia harmonogramu efektywnej
rekultywacji Zbiornika Jeziorsko. Głównym problemem ekologicznym w Zb. Jeziorsko jest wstępowanie
toksycznych zakwitów sinic w okresie letnim w wyniku postępującej eutrofizacji wód. Opracowany model
pozwala na określenie kolejności realizacji inwestycji na podstawie maksymalizacji efektu ekologicznego
tj. ograniczenia moŜliwości występowania zakwitów sinic w Zbiorniku Jeziorsko.
Bocian, J., Zalewski M., Mienshutkin V., Klekowski R.Z.,. 2002. Model wspierania decyzji inwestycyjnych
w Programie Regionalnym Warta pod kątem przygotowania wniosków o środki pomocowe Unii Europejskiej.
Streszczenie 17pp. Warta Sp. z o.o.
7
MOśLIWOŚĆ WYKORZYSTANIA EUROPEJSKIEGO INDEKSU RYBNEGO EFI
OPRACOWANEGO W RAMACH PROJEKTU FAME DO OCENY STANU
EKOLOGICZNEGO RZEK W POLSCE.
Jan Bocian 1 , Łapińska M.2, Błachuta J.3, Debowski P.4, Kaczkowski Z.2, Kotusz J.5, Kukuła
K.6, Przybylski M.7, Wisniewolski W. 8, Zalewski M.2,9
1
Interdyscyplinarne Centrum Oceny i Zarządzania Wodami Śródlądowymi Uniwersytetu Łódzkiego
Katedra Ekologii Stosowanej Uniwersytetu Łódzkiego,
3
Zakład Badania Jakości Zasobów Wodnych Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej o. Wrocław
4
Zakład Ryb Wędrownych Instytutu Rybactwa Śródlądowego,
5
Muzeum Przyrodnicze Uniwersytetu Wrocławskiego,
6
Zakład Biologii Środowiska Uniwersytetu Wrocławskiego,
7
Zakład Ekologii Kręgowców Uniwersytetu Łódzkiego
8
Zakład Rybactwa Rzecznego Instytutu Rybactwa Śródlądowego
9
Międzynarodowe Centrum Ekologii Polskiej Akademii Nauk
2
Europejski Indeks Rybny został opracowany w ramach projektu 5 Programu Ramowego Unii Europejskiej
„Rozwój, Ocena i Zastosowanie Opartej na Indeksach Ryb Standardowej Metody Oceny Stanu Ekologicznego
Rzek Europejskich – FAME”. Kluczowym celem projektu było opracowanie metody oceny stanu ekologicznego
wód na bazie pan-europejskiego podejścia i dostępnych danych minitoringowych. Dla przeprowadzenia analiz
warunków referencyjnych oraz stopnia degradacji rzek w Europie opracowana została baza danych zespołów
rybnych oraz charakterystyki abiotycznej - FIDES obejmująca 8 228 stanowisk na 2 651 rzek europejskich
w obrębie 17 z 25 ekoregionów.
W ramach projektu opracowano:
- bazę danych FIDES,
- EFI - metodę oceny stanu ekologicznego wód w oparciu o modelowanie warunków występowania
zespołów ryb,
- oprogramowanie i instrukcję do określania Europejskiego Indeksu Rybnego oraz klasyfikację stanu
ekologicznego stanowisk na jego podstawie,
- opracowano w koncepcję typologii rzek w oparciu o zespoły ryb,
- koncepcję i metodę określania warunków referencyjnych,
- koncepcję wstępnej klasyfikacji stanowisk w oparci o parametry środowiskowe,
- dokonano ujednoliconej klasyfikacji gatunków ryb występujących w krajach uczestniczących
w projekcie,
- uzgodniono procedurę poboru prób do analiz oceny stanu ekologicznego rzek
w oparciu o metodę elektropołowu – standard CEN EN 1401,
- określono ograniczenia w zakresie stosowania metody,
- określono metodę wyboru parametrów niezbędnych do dokonania oceny stanu ekologicznego.
Weryfikacja opracowanej metody została dokonana na podstawie 218 wykonanych nowych elektropołowów na
121 rzekach w 12 ekoregionach. Testowanie wykonane w Polsce wykazało ponad 90% zgodność wyników
uzyskanej oceny dokonanej z wykorzystaniem nowej metody EFI z abiotyczną preklasyfikacją stanowisk i oceną
ekspercką.
8
LOKALIZACJA TERENÓW WRAśLIWYCH NA ZANIECZYSZCZENIA AZOTEM
I FOSFOREM WÓD POWIERZCHNIOWYCH W POLSCE
Jan Brzozowski Jan, Grzegorz Wodecki, Bogusław Ryba
Instytut Budownictwa Mechanizacji i Elektryfikacji Rolnictwa ul. Rakowiecka 32, 02-532 Warszawa
e-mail: [email protected] tel.: (22) 8482061, (22) 6466849, fax: (22) 8493231 w.296
Zanieczyszczenia rolnicze wód głównie azot i fosfor, w róŜnych związkach chemicznych, pochodzą głównie
z nawozów mineralnych i organicznych, jak równieŜ ze ścieków bytowych. Zanieczyszczenia azotem i fosforem
zwiększają podatność tych wód na eutrofizację, a w konsekwencji ograniczają ich przydatność do rekreacji
a w skrajnych przypadkach prowadzą do zniszczenia Ŝycia biologicznego wód. Szkody spowodowane przez
glony w ekosystemach morskich widoczne są szczególnie w redukcji połowów ryb, szczególnie gatunków
delikatesowych. Wyłania się, zatem problem pochodzenia biogenów, czyli miejsca ich uwalniania do
środowiska. Czy są to ścieki z zanieczyszczeń bytowych czy teŜ związane z produkcją rolniczą a szczególnie
hodowlą.Problemy polskiego rolnictwa są bardzo istotne dla gospodarki morskiej Bałtyku ze względu na skalę
polskiego rolnictwa. Obszarowo zajmuje ono 42% rolnictwa zlewni Bałtyku, a 51% rolnictwa krajów
członkowskich Bałtyckiej Agendy 21. Wg danych z raportu Bałtyckiej Agendy 21 [1] Polska zajmuje czołowe
miejsce pod względem ilości spływu azotu i fosforu wodami rzek krajów basenu morza Bałtyckiego rys.1 i rys.2.
Rys. 1. Spływ azotu z wodami rzek krajów Bałtyckiej Agendy 21 [tony], źródło: Bałtycka Agenda 21 Biennial Report [1]
Rys. 2. Spływ fosforu z wodami rzek krajów Bałtyckiej Agendy 21 [tony], źródło: Bałtycka Agenda 21 Biennial Report [1]
9
2. Model przestrzenny
Ze względu na fakt, Ŝe migracje azotu i fosforu odbywają się na nieco innych zasadach, wykonano oddzielne
modele, na podstawie, których określono tereny wraŜliwe.Model fosforu oparto na sześciu warstwach
tematycznych, gdzie róŜnym obszarom przyporządkowano dodatkowo róŜne wagi:
1. Warstwa nawoŜenia całkowitego (oddzielnie dla azotu i fosforu).
2. Warstwa uŜytkowania terenu rolniczego.
3. Warstwa spadków terenu.
4. Warstwa opadów meteorologicznych.
5. Warstwa przepuszczalności gleb.
6. Warstwa odczynu gleby.
Wyniki modelowania są przedstawione w formie map z zaznaczonymi na czerwono i pomarańczowo terenami
wraŜliwymi.
OCENA STANU EKOLOGICZNEGO JEZIOR METODĄ MAKROFITOINDYKACJI
(MFI)
Hanna Ciecierska
Katedra Botaniki i Ochrony Przyrody, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie
Pl. Łódzki 1, 10-797 Olsztyn - Kortowo [email protected], tel.: 089, 532-43-94, dom 089, 535-06-89
Głównym celem pracy było sprawdzenie przydatności polskiej metody makrofitoindykacji (MFI) do oceny stanu
ekologicznego jezior zgodnie z wymaganiami Ramowej Dyrektywy Wodnej Unii Europejskiej.
Metoda MFI opiera się na strukturalno-przestrzennych układach roślinności całego litoralu jezior. Głównymi
wielkościami opisującymi roślinność (metriksy) jest liczba zbiorowisk i powierzchnie jakie zajmują
w zbiornikach. Natomiast miarą stanu ekologicznego są wartości makrofitowego wskaźnika stanu
ekologicznego jezior (ESMI_L), którego zakres zmienności zawiera się pomiędzy 1 - 0. Granice wartości
ESMI_L dla poszczególnych grup makrofitowego stanu ekologicznego jezior wyznaczono na podstawie
jakościowych
i ilościowych wartości wskaźnikowych roślinności litoralu.
Zaproponowano roślinną klasyfikacje trzech typów jezior: stratyfikowane i niestratyfikowane (szeregu mezo-,
eutroficznego) oraz lobeliowe (szeregu oligohumusowego).
Właściwą ocenę stanu ekologicznego róŜnych typów jezior (n = 92, jezior powyŜej 50 ha) uzasadniono licznie
przeprowadzonymi analizami statystycznymi: PCA, PCCA, RDA, Analizy Skupień - z wykorzystaniem testów
istotności statystycznej.
10
OCENA STANU BIOCENOZ WODNYCH - WSKAŹNIKI NATURALNOŚCI
I CENNOŚCI BIOCENOTYCZNEJ
Stanisław Czachorowski
Katedra Ekologii i Ochrony Środowiska, UWM w Olsztynie 10-727 pl. Łódzki 3
[email protected]
W wielu metodach oceny stanu ekologicznego wód uwzględniana jest wraŜliwość poszczególnych gatunków na
róŜnorodne zanieczyszczenia wody. W konsekwencji metody te koncentrują się na ocenie czystości wody, a nie
kondycji samego ekosystemu, w szczególności biocenozy. Próbami rozwiązania tego problemu są syntetyczne
wskaźniki ekologiczne. Jednym z nich jest ocena róŜnorodności i liczby gatunków. Metody te mają liczne wady.
W referacie zaprezentowane zostaną nowe podejścia, oparte na zróŜnicowanych strategiach Ŝyciowych, walencji
ekologicznej, zróŜnicowanej odporności na stres i zaburzenia oraz rzeczywistej ocenie zagrodzenia wyginięciem
gatunków (wg czerwonych list). Zaprezentowane zostaną dwa wskaźniki naturalności oraz trzy modyfikacje
wskaźnika cenności biocenotycznej. Przedstawione zostaną przykładowe wyliczenia dla wybranych rzek, jezior,
strumieni, torfowisk i źródeł w oparciu o faunę chruścików (Trichoptera), wazek (Odonata)
i chrząszczy wodnych (Coleoptera). Zaletą wskaźnika naturalności jest brak wpływu wielkości powierzchni
badawczej (ekosystemu) i wyraźny wpływ wieku (przeciwnie do wskaźników róŜnorodności). Ze względu na
wykorzystanie owadów wodnych, których stadia larwalne Ŝyją w wodzie natomiast imagines w środowisku
lądowym, wskaźniki dobrze oddają antropogeniczne zmiany nie tylko w samym zbiorniku wodnym (jakość
siedliska), ale takŜew najbliŜszym otoczeniu. Pozwoli to w pełniejszym stopniu oceniać stan ekologiczny
zbiorników
ZASTOSOWANIE TELEDETEKCJI DO SYSTEMU MONITOROWANIA
POWIERZCHNI ZIEMI W ODNIESIENIU DO NATURY 2000 I RAMOWEJ
DYREKTYWY WODNEJ NA PRZYKŁADZIE OBSZARU DOLINY BIEBRZY
Katarzyna Dąbrowska-Zielińska, Maria Gruszczyńska, Stanisław Lewiński
Instytut Geodezji i Kartografii Zakład Teledetekcji Modzelewskiego 27, 02-679 Warszawa
W ostatnich latach nastąpił silny rozwój techniki satelitarnej i permanentnego dostarczania informacji
o powierzchni Ziemi, zjawiskach i zachodzących procesach. Wyrazem zainteresowań Komisji Europejskiej
problematyką satelitarnego monitoringu środowiska jest powołanie w 2003 r., wspólnie z Europejską Agencją
Kosmiczną, Programu GMES (Globalny Monitoring Środowiska i Bezpieczeństwa). Program GMES podzielony
jest na tematykę „Środowisko” i „Bezpieczeństwo”. Tematyka „Środowisko” obejmuje zadania monitorowania
oceanów, atmosfery oraz powierzchni Ziemi. Do tej części monitorowania naleŜą badania zasobów wodnych,
rozwoju roślinności, jak równieŜ utworzenie i udostępnienie systemu wczesnego ostrzegania jak zagroŜenia
wywołane zjawiskiem susz i powodzi w celu zapewnienia odpowiedniego zarządzania środowiskiem. W dniu
14 listopada 2005 Komisja Europejska rozpoczęła pilotaŜową fazę tego programu. Jego celem jest
wprowadzenie w Ŝycie pierwszych serwisów informacyjnych dotyczących obserwacji Ziemi. Kompleksowy
system obserwacji Ziemi, z wykorzystaniem technik satelitarnych oraz pomiarów in-situ jest sprawą kluczową
dla zapewnienia stałego monitorowania środowiska, którego jednym z podstawowych zadań jest określanie
niedoborów wody, zanieczyszczeń wód, ochrony obszarów roślinnych. GMES ma za zadanie dostarczenie
danych do weryfikacji polityki unijnej dotyczącej środowiska jak np. traktat z Kyoto, dyrektyw unijnych oraz
dostarczanie i wykorzystanie danych o środowisku przez odpowiednich uŜytkowników, jak równieŜ ma
zapewnić finansowe i instytucjonalne podstawy funkcjonowania systemu i jego ewolucji. Zdjęcia satelitarne
dzięki synoptycznemu i przestrzennemu przedstawieniu powierzchni kraju dostarczają wielu informacji
o zachodzących zjawiskach. Charakteryzują się one róŜną rozdzielczością przestrzenną, jak równieŜ róŜnym
zakresem rejestracji promieniowania elektromagnetycznego. W badaniach prowadzonych przez Zakład
11
Teledetekcji OPOLIS w Instytucie Geodezji i Kartografii prowadzone są prace nad zastosowaniem informacji
pochodzących z satelitów rejestrujących fale w zakresie optycznym jak i mikrofalowym przechodzącym przez
chmury. W niniejszym artykule zostaną przedstawione prace dla obszaru mokradeł Biebrzańskich
z wykorzystaniem satelitów LANDSAT ETM, SPOT – VEGETATION, TERRA- ASTER i TERRA MODIS,
jak równieŜ satelitów wysyłających i odbierających promieniowanie mikrofalowe, przechodzące przez chmury
jak ERS SAR i ENVISAT ASAR. Badania dotyczyły wyznaczenia obszarów poszczególnych zbiorowisk
roślinnych, ich zmian (zastosowanie wieloczasowych zdjęć satelitarnych), jak równieŜ oszacowania wilgotności
gleby oraz wieloczasową jej zmienność. Rejestrowana przez satelity temperatura powierzchni czynnej została
wykorzystana do szacowania ewapotranspiracji i jej dynamiki. W badaniach przedstawiono wartości tzw.
Powierzchni Projekcyjnej Liści {LAI} charakteryzujące masę roślinną jak równieŜ frakcję Akumulowanej
Readiacji w Zakresie Fotosyntezy (fAPAR) charakteryzującą ilość energii promieniowania wykorzystaną
w fotosyntezie. Zastosowana teledetekcyjna metoda monitorowania obszarów roślinnych jak Obszary Specjalnej
Ochrony objęte przez NATURĘ 2000, jak równieŜ przedstawienie zmienności tych obszarów przyczyni się do
„zapobiegania dalszej degradacji, ochronie i polepszaniu stanu ekosystemów wodnych i lądowych zwłaszcza
terenów podmokłych” zgodnie z Unijną Dyrektywą Wodną.
PROJEKT TESTOWANIA METOD OCENY STANU EKOLOGICZNEGO RZEK
POLSKI W OPARCIU O BADANIA ICHTIOFAUNY
Piotr Dębowski1, Jan Bocian2
1
Instytut Rybactwa Śródlądowego, Zakład Ryb Wędrownych, e-mail: [email protected]
ul. Reduta śbik 5, 80-761 Gdańsk
2
Interdyscyplinarne Centrum Oceny i Zarządzania Wodami Śródladowymi Uniwersytetu Łódzkiego
Ramowa Dyrektywa Wodna wprowadza miedzy innymi wymóg oceny i klasyfikacji rzek w oparciu
o zasiedlające je zespoły rybne. Specyficzne cechy ryb i ich zespołów powodują, Ŝe bardzo dobrze nadają się
one do oceny jakości środowiska rzecznego i pozwalają na zintegrowaną analizę presji człowieka na rzeki
w długim horyzoncie czasowym. Na świecie istnieją systemy oceniające stan środowiska w oparciu o badania
ichtiofauny. Wypracowanie takich systemów wymaga jednak zgromadzenia bardzo duŜych zasobów
róŜnorodnych, szczegółowych danych, a ich analiza i końcowa synteza - skomplikowanych metod naukowych.
Wszystkie takie indeksy mają takŜe, co najmniej jedną, wspólną wadę: nadają się do zastosowania właściwie
tylko na obszarze, na którym zostały opracowane. Ich zastosowanie poza tym obszarem, niesie ryzyko
znacznego zmniejszenia adekwatności. W latach 2001-2004 realizowano projekt FAME. Celem tego projektu
było opracowanie zgodnej z Ramową Dyrektywą Wodną metody oceny stanu ekologicznego rzek na podstawie
ichtiofauny. Podstawą do opracowania metody było sporządzenie bazy danych o rybach oraz charakterystyki
środowiska ich występowania w rzekach europejskich (FIDES). Opierając się na tych danych opracowano
indeks EFI (Europejski Indeks Rybny) pozwalający oceniać jakość stanu środowiska na podstawie 10
parametrów charakteryzujących ichtiofaunę danego stanowiska i 19 parametrów opisujących jego cechy
geograficzne, fizykochemiczne itp. W Polsce nie wypracowano jednolitej metody wiąŜącej cechy
charakteryzujące ichtiofaunę ze stanem środowiska. Przypadki takiego zastosowania wyników badań
ichtiofaunistycznych były nieliczne i miały zdecydowanie bardziej naukowy niŜ praktyczny cel. Opracowanie
takiej metody jest warunkiem niezbędnym dla wdroŜenia Ramowej Dyrektywy Wodnej.W ramach Projektu
Bliźniaczego – WdroŜenie Ramowej Dyrektywy Wodnej PL2002/IB/EN/01 zespół ekspertw grupy roboczej ds.
ichtiologicznej oceny wód powierzchniowych dokonał przeglądu moŜliwości wykonania zadań określonych
wymaganiami Ramowej Dyrektywy Wodnej w odniesieniu do ryb. Za punkt wyjścia do dalszych prac uznano
następujący stan wiedzy w tym zakresie:
brak standardowego monitoringu ryb w rzekach i badań ukierunkowanych na stworzenie takiego
monitoringu,
rozproszenie istniejących danych dotyczących stanu ichtiofauny wśród róŜnych instytucji i programów
naukowych oraz brak instytucji gromadzącej i przetwarzającej takie dane,
istnienie dość duŜych zasobów danych historycznych pozwalających na usystematyzowaną ocenę
6 zdefiniowanych przez ekspertów rybnych typów rzek,
istnienie dostępnego formatu bazy danych FIDES opracowanego w ramach projektu FAME.
Zgodnie z opinią grupy ekspertów istnieje moŜliwość zastosowania w Polsce Europejskiego Indeksu
Rybnego po jego wcześniejszym szczegółowym przetestowaniu. W tym celu niezbędne jest, w pierwszej
12
kolejności, dokonanie systematycznego przeglądu i oceny istniejących danych oraz utworzenie centralnej bazy
danych zgodnej z formatem bazy FIDES, a następnie, w oparciu o te dane, określenie stosowalności indeksu dla
rzek Polski.W ramach prac grupy opracowana została propozycja projektu badawczego pozwalającego na ocenę
przydatności i zakresu stosowalności EFI do oceny stanu ekologicznego rzek w Polsce w oparciu o dane
historyczne i wstępną ocenę stanu ekologicznego wód w zakresie zgromadzonych i przetworzonych w ramach
projektu danych.
ZASTOSOWANIE PARAMETRÓW FUNKCJONOWANIA EKOSYSTEMU DO
OCENY I ZARZĄDZANIA EKOLOGICZNYM STANEM RZEK
Tadeusz Fleituch
Instytut Ochrony Przyrody, Polska Akademia Nauk, Kraków, al. Mickiewicza 33, [email protected]
Rozkład (inaczej dekompozycja) dopływającej z lądu materii organicznej (np. liście, kłody drzew) do rzek
jest kluczowym procesem w tych ekosystemach i stanowi waŜne źródło energii dla wielu organizmów
cudzoŜywnych. Do waŜniejszych organizmów biorących udział w tych przemianach naleŜą: bakterie,
wodne grzyby i makrobezkręgowce. Dlatego teŜ proces ten stanowi kompleksową miarę funkcjonowania
ekosystemu, uwzględniającą zarówno dynamikę procesu (czas) jak i strukturę zespołów organizmów.
Innymi zaletami funkcjonalnego ujęcia procesu dekompozycji jest moŜliwość zastosowania tego podejścia
na terenach róŜniących się szerokością geograficzną oraz brak konieczności dokładnych oznaczeń
taksonomicznych, które są nieodzowne przy stosowaniu metod tradycyjnych. Ostatnio nastąpił duŜy postęp
w zrównowaŜonym zarządzaniu rzekami dzięki wprowadzeniu w Unii Europejskiej Ramowej Dyrektywy
Wodnej (RDW). Jednak obecna ocena ekologicznego stanu rzek opiera się wyłącznie na strukturalnych
elementach biologii wód (np. liczba gatunków i róŜnorodność). Dane te jednak nie dostarczają informacji
na temat funkcjonowania ekosystemu, który moŜe nie działać prawidłowo. Europejska RDW dostrzega
konieczność oceny funkcjonowania ekosystemów wodnych, ale obecnie taka metoda oceny nie istnieje.
Europejski projekt RIVFUNCTION stara się uzupełnić ten brak oceny, proponując pełniejszą metodę
oceny stanu ekologicznego rzek. UmoŜliwia on tym samym dopracowanie doskonalszych przepisów
dotyczących zarządzania wodami. RIVFUNCTION jest ogólno europejskim naukowym projektem, którego
zadaniem jest dostarczenie praktykom dobrze opracowanego narzędzia diagnostycznego do oceny stanu
ekologicznego jakości rzek w aspekcie funkcjonalnym. Ogólnie rzecz biorąc, metoda opiera się na badaniu
procesu rozkładu liści w rzekach i moŜe być łatwo zastosowana przez krajowe i regionalne instytucje
ochrony środowiska. Projekt zakłada uzyskanie odpowiedzi na przy główne zagadnienia: (1) czy
dekompozycja liści jest odpowiednim wskaźnikiem określającym funkcjonowanie organizmów w rzekach,
(2) czy eutrofizacja wód i zmiany składu gatunkowego brzegowej roślinności mają wpływ na
dekompozycję i (3) czy moŜliwe jest stworzenie narzędzia do oceny (włączając w to metodykę i zakresy
wartości progowych wskaźników dekompozycji liści), które określałyby róŜne klasy jakości wód. Badania
przeprowadzono w 200 rzekach europejskich, w 12 z 25 istniejących eko-regionów zaproponowanych
przez RDW. Projekt zawiera trzy poziomy eksperymentalne oraz przeprowadza analizę literatury światowej
dotyczącej tematu w celu stworzenia i udoskonalanie narzędzia diagnostycznego. Synteza
dotychczasowych wyników pozwala stwierdzić, Ŝe (1) dekompozycja liści stanowi potencjalnie dobre
narzędzie jako kompleksowy wskaźnik funkcjonowania rzek, (2) zasadniczą sprawą jest odpowiedni dobór
stanowisk referencyjnych, ze względu na duŜą zmienność wskaźników dekompozycji i procesów
hydrologicznych, oraz (3) dla stworzenia solidnych i realnych do zastosowania wytycznych bardzo istotna
jest standaryzacja metody, zwłaszcza, co do metody pobierania prób w terenie oraz sposobu opracowania
materiału w laboratorium.
13
HYDROAKUSTYKA JAKO NARZĘDZIE MONITORINGU JAKOŚCI
EKOSYSTEMÓW WODNYCH DLA POTRZEB RAMOWEJ DYREKTYWY
WODNEJ
Małgorzata Godlewska, 1 Ian Winfield2, Jan Bocian, 1
1
Międzynarodowe Centrum Ekologii PAN Jałowcowa 27 m 6, 04 955 Warszawa
e-mail: [email protected], tel.: (22)8729304
2
Centre for Ecology & Hydrology Lancaster Environment Centre
Zgodnie z wymaganiami Ramowej Dyrektywy Wodnej UE wszystkie kraje europejskie muszą objąć stałym
monitoringiem wody powierzchniowe i do roku 2015 zapewnić ich dobry stan ekologiczny. Istnieje zatem pilna
potrzeba poszukiwania nowoczesnych, szybkich, wiarygodnych, i najlepiej tanich metod oceny stanu
ekologicznego wód. Zgodnie z zaleceniami UE ocena ta ma się opierać nie tylko na stosowanych dotychczas
parametrach fizyko-chemicznych wody, ale przede wszystkim na elementach biologicznych, takich jak skład
i obfitość roślinności wodnej, bezkręgowców bentosowych oraz ryb. Elementy te zmieniają się w sposób
dynamiczny, a więc konieczna jest moŜliwość monitorowania duŜych obszarów w krótkim okresie czasu.
Wymagania powyŜsze spełniają metody hydroakustyczne, które są bezkontaktowe, szybkie, charakteryzują się
duŜą rozdzielczością i dokładnością, i dzięki integracji z systemem GPS pozwalają na przestrzenną wizualizację
umoŜliwiającą porównanie wyników z róŜnych akwenów i róŜnych okresów czasowych. Ponadto hydroakustyka
charakteryzuje się podejściem integracyjnym, poniewaŜ pozwala na ocenę nie jednego, ale szeregu elementów
ekosystemu, które mają istotny wpływ na jakość wody. Głównym obiektem badań hydroakustycznych są ryby,
ich rozmieszczenie, liczebność, struktura wielkościowa. To właśnie ryby mogą być z jednej strony dobrym
wskaźnikiem stanu środowiska, z drugiej obiektem manipulacji pozwalającym na jego poprawę. Pomiary
hydroakustyczne przeprowadzone przez nas na róŜnych akwenach potwierdzają, Ŝe liczebność ryb jest
pozytywnie skorelowana z Ŝyznością zbiornika w zakresie od kilku do kilkuset mikrogramów fosforu na litr.
Oprócz liczebności zmienia się równieŜ struktura wielkościowa ryb, wraz ze wzrostem stopnia eutrofizacji
zaznacza się tendencja do wyraźnej dominacji osobników mniejszych. Kolejnym elementem badań
hydroakustycznych
są
makrofity
zanurzone,
które
odgrywają
zasadniczą
rolę
w regulacji dynamiki nutrientów w ekosystemach wód śródlądowych i przyczyniają się do wzrostu
bioróŜnorodności. Są one waŜnym wskaźnikiem jakości środowiska i pełnią bardzo istotną rolę w procesach
rekultywacji i biomanipulacji jezior. MoŜliwość mapowania rozmieszczenia makrofitów, oceny stopnia pokrycia
i wysokości, oraz śledzenia zmian sezonowych i wieloletnich ma kluczowe znaczenie dla oceny zarówno
zagroŜeń jak i efektywności podjętych zabiegów rekultywacyjnych.
Trzecim istotnym elementem mierzonym hydroakustycznie jest dno zbiorników wodnych. Zwłaszcza
w akwenach płytkich, które są szczególnie naraŜone na eutrofizację, dno odgrywa kluczową rolę w krąŜeniu
biogenów i ma decydujące znaczenie dla prognozowania funkcjonowania systemu w procesie jego rekultywacji.
Akustycznie moŜemy mierzyć nie tylko głębokość, ale oceniać charakter osadów dennych, ich miąŜszość,
uwodnienie, obecność niektórych przedstawicieli fauny bentosowej np. racicznicy, która w znaczący
i pozytywny sposób przyczynia się do poprawy jakości wód. W odniesieniu do ekosystemów śródlądowych
badania dna są ciągle jeszcze pionierskie, ale pokazują ogromny potencjał metod akustycznych w tym zakresie.
Z podanych przykładów widać, Ŝe metody hydroakustyczne oferują duŜą róŜnorodność zastosowań i mogą być
wartościowym elementem oceny jakości środowiska wodnego oraz zachodzących w nim zmian.
14
HYDROMORFOLOGICZNA OCENA RZEK – UWARUNKOWANIA I POTRZEBY
Zofia Gręplowska
Instytut InŜynierii i Gospodarki Wodnej, Politechnika Krakowska, ul. Warszawska 24, 31-155 Kraków, e-mail:
[email protected],
tel.: (0-12) 628-20-84, fax: (0-12) 628-20-41
W referacie przedstawiono metodykę oceny hydromorfologicznego stanu powierzchniowych części wód (rzek),
którą wykorzystano w monografii pt. „Identyfikacja i ocena skutków antropogenicznych oddziaływań na zasoby
wodne dla wskazania części wód zagroŜonych nieosiągnięciem celów środowiskowych, wydanej przez
Wydawnictwo Politechniki Krakowskiej w roku 2004. Monografia ta jest pracą zbiorową pod redakcją prof.
ElŜbiety Nachlik i stanowi jeden z efektów prac prowadzonych w ramach grantu PBZ-KBN 061/t07/2001 pt.
„”Metodyczne podstawy narodowego planu zintegrowanego rozwoju gospodarki wodnej w Polsce”.
W referacie przedstawiono:
• uwarunkowania i wynikające z nich załoŜenia, na których oparto metodykę prowadzącą do wskazania
części wód zagroŜonych nieosiągnięciem celów środowiskowych ze względu na stan
hydromorfologiczny,
• wskaźniki oceny stanu hydromorfologicznego wraz z ich wartościami progowymi,
• przykład zastosowania omówionej metodyki.
Ponadto zwrócono uwagę na charakter metodyki, a w konsekwencji i wyników opartych o nią analiz. Wskazano
takŜe podstawowe problemy, których rozwiązanie umoŜliwi dokonanie pełnej oceny zarówno stanu części wód
z punktu widzenia hydromorfologii, jak i efektów potencjalnych działań dla jego poprawy.
EKOMORFOLOGICZNA WALORYZACJA RZEKI ŁYNY NA ODCINKU
KOTOWO – ARDAPY
Mirosław Grzybowski, Zbigniew Endler
Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie, Wydział Ochrony Środowiska i Rybactwa, Katedra Ekologii
Stosowanej. ul. Oczapowskiego 5, 10-719 Olsztyn, e-mail: [email protected], tel.: 89 523 37 42,
fax: 89 523 35 17
Ramowa Dyrektywa Wodna Nr 2000/60/EC Parlamentu Europejskiego i Rady Unii Europejskiej z dnia 23
października 2000 roku w sprawie wspólnej polityki wodnej, modyfikuje dotychczasowe zasady monitoringu
rzek. Polska, jako kraj członkowski Unii Europejskiej, wdraŜając zasady RDW jest zmuszona zgodnie
z nałoŜonym harmonogramem wypracować i wdroŜyć do 2006 roku własną metodykę hydromorfologicznej
oceny jakości rzek. W pracy wykorzystano dwie metody hydromorfologicznej oceny jakości rzek. KaŜda
z uŜytych metod reprezentuje odmienne podejście do badanego zagadnienia. Do realizacji załoŜonego celu
wybrano odcinek rzeki nizinnej o duŜym stopniu naturalności - 7km odcinek rzeki Łyny między Kotowem
a Ardapami. Omawiany teren pod względem administracyjnym leŜy w północno-zachodniej części
województwa warmińsko-mazurskiego W fizycznogeograficznym podziale kraju zaliczany jest do Równiny
Sępopolskiej. Na omawianym odcinku Łyna wcina się w utwory morenowe tworząc głęboką, wąską dolinę,
miejscami o stromych skarpach. Rzeka silnie meandruje, działalność erozyjna zaznacza się wyraźnie na
wklęsłych skarpach przełomów.Zastosowano dwie metody oceny: brytyjską River Habitat Survey (RHS) oraz
bazującą na metodach niemieckich - ocenę ekomorfologiczną cieków wg Ilnickiego (AR Poznań).
Przeprowadzono analizę przydatności stosowanych metod do oceny jakości rzek poprzez porównanie wyników
uzyskanych w oparciu o dwie metody. Obie metody dały zbliŜone wyniki. W miarę przesuwania się w dół rzeki
wzrastał jej stan ekologiczny – wyniki przedstawiono w postaci wykonanych map pojęciowych. Ponadto
rozszerzono spektrum badawcze o inwentaryzację przyrodniczą badanego terenu: florystyczną,
fitosocjologiczną, faunistyczną. Niepełna inwentaryzacja florystyczna wykazała na tym terenie łącznie 305
gatunków roślin naczyniowych. Florę tego terenu stanowią głównie gatunki: wilgotnych lasów łęgowych,
15
mezofilnych lasów liściastych (grądów), łąkowe. W mniejszej liczbie swą obecność zaznaczają tu gatunki:
wodne, segetalne, ruderalne i źródliskowe.
Wśród zanotowanych taksonów 10 znajduje się na liście gatunków prawnie chronionych i 3 rzadkich. Są to
następujące gatunki: pierwiosnek lekarski (Primula veris), paprotka zwyczajna (Polypodium vulgare), kopytnik
pospolity (Asarum europaeum), przylaszczka pospolita (Hepatica nobilis), porzeczka czarna (Ribes nigrum),
kruszyna pospolita (Frangula alnus), wawrzynek wilczełyko (Daphne mezereum), grąŜel Ŝółty (Nuphar lutea),
konwalia majowa (Convallaria majalis), skrzyp zimowy (Equisetum hiemale), bniec czerwony (Melandrium
rubrum), arcydzięgiel nadbrzeŜny (Archangelica litoralis). Na szczególną uwagę zasługuje stanowisko pełnika
europejskiego (Trollius europaeus) który rośnie nad brzegiem Łyny na jednym stanowisku w dolnej części
badanego odcinka na aluwium nadbrzeŜnym. NajwaŜniejszymi z ekologicznego punktu widzenia zbiorowiskami
roślinnymi terenu są zespoły leśne. NaleŜą do nich zbiorowiska: łęgowe, olsowe, grądowe, zastępcze
z drzewostanem sosnowym na siedlisku boru mieszanego świeŜego, lasu mieszanego świeŜego i ubogich
grądów, oraz inicjalne (młodniki i uprawy leśne). Wśród fitocenoz nieleśnych na tym obszarze występują
zbiorowiska: synantropijne (upraw polowych, nieuŜytków i otoczenia siedzib ludzkich), łąkowo-pastwiskowe,
szuwarowe, wodne i zaroślowe. W wyniku inwentaryzacji faunistycznej stwierdzono obecność 20 gatunków
ichtiofauny, 4 gatunki płazów, 2 gadów, 47 gatunków ptaków w tym 41 lęgowych oraz 8 gatunków ssaków.
Badania będą kontynuowana poniewaŜ w 2006 roku w miejscowości Ardapy zostanie utworzona Mała
Elektrownia Wodna piętrząca wody na badanym odcinku. Postuluje się równieŜ włączenie metod oceny
hydromorfologicznej do przeprowadzania Oceny Oddziaływania na Środowisko przedsięwzięć mogących
znacząco oddziaływać na środowisko.
KIEDY WODY SĄ DYSTROFICZNE ?
Andrzej Górniak
Uniwersytet w Białymstoku Zakład Hydrobiologii ul. Świerkowa 20B 15-950Białystok
e-mail: [email protected], tel.: +85+7457324, fax: 85+ 7457301
WaŜnym zagadnieniem w klasyfikacji wód powierzchniowych jest określenie typu troficznego wód danego typu
krajobrazu, a w dalszej kolejności statusu ekologicznego wynikającego z przesłanek siedliskowych i aktualnej
antropopresji. Szczególnie trudne jest rozróŜnienie ekosystemów słodkowodnych o rozwoju harmonijnym
i dysharmonijnym, a w szczególności identyfikacji wód dystroficznych.
Na podstawie własnych badań terenowych we wschodniej Polsce przedstawiono charakter limnicznych
i lotycznych wód dystroficznych. Syntetyczny wskaźnik hydrochemiczny HDI (Hydrochemical Dystrophy
Index), pozwala w prosty sposób odróŜnić wody dystroficzne (dysharmonijne) od wód słodkich o rozwoju
harmonijnym. We wskaźniku wykorzystano wartości czterech cech hydrochemicznych wody, takich jak stęŜenia
węgla organicznego (DOC), wodorowęglanów (DIC - zasadowość ogólna jako C), przewodności właściwej (EC)
i odczynu wody pH. W nawiązaniu do znanych w limnologii wskaźników, zaproponowano następujące formuły
do wyliczenia trzech komponentów indeksu, uzyskując wartości dodatnie:
dla EC wskaźnik dystrofii ma
postać
D1 = 100/Log(EC)
dla relacji form węgla organicznego do nieorganicznego
D2 = 10 x (DOC/DIC)
dla pH wskaźnik dystrofii ma postać
D3 = (9,5 - pH) x 20
Stosując zasadę beczki Lebiega (czynnik decydujący w stanie minimum) wylicza się syntetyczny wskaźnik, jako
średnią geometryczną trzech z wcześniej wyliczonych wartości D1, D2, D3 w następujący sposób:
HDI =
(D1xD2xD3)
Im większe zaawansowanie dystrofii tym wartość wskaźnika HDI jest większa. Wartości wskaźników D1,D2.D3
oraz HDI, dla wód typowych dla dystrofii mają wartości większe niŜ 50. Dlatego naleŜy uznać taką wartość HDI
za graniczną między wodnymi ekosystemami harmonijnymi a dystroficznymi.
16
METODY HYDROMORFOLOGICZNEJ WALORYZACJI RZEK STOSOWANE
DOTYCHCZAS W KRAJACH UNII EUROPEJSKIEJ
Piotr Ilnicki, Krzysztof Górecki
Katedra Ochrony i Kształtowania Środowiska Akademia Rolnicza w Poznaniu
60-594 Poznań, ul. Dąbrowskiego 159, e-mail: [email protected], e-mail: [email protected].
Hydromorfologiczna waloryzacja rzek, zwana pierwotnie waloryzacją ekomorfologiczną, została zainicjowana
w latach osiemdziesiątych XX stulecia w Austrii, Holandii, Szwajcarii i krajach związkowych Niemiec. W tych
badaniach analizowano około 50 róŜnych parametrów.Na tej podstawie w naszej Katedrze opracowano metodę
ekomorfologicznej waloryzacji rzek, którą zastosowano na drogach wodnych Warty i Noteci oraz licznych ich
dopływach. Uwzględniano morfologię koryta, hydrologię cieku, jakość wody, zadrzewienie koryta, roślinność
wodną i skarp, strefę przybrzeŜną i uŜytkowanie doliny.W latach dziewięćdziesiątych i na początku XXI wieku
powstawały kolejne metodyki oparte głównie o badania terenowe, ale równieŜ o wykorzystanie zdjęć lotniczych.
Wśród nich na uwagę zasługuje opracowana w SGGW metoda indeksowa. W Europie najbardziej znane są
metody niemieckie, brytyjska i francuska. śadna z nich nie jest w pełni dostosowana do wymogów Ramowej
Dyrektywy Wodnej. W Niemczech powstała metoda szczegółowa LAWA dla rzek małych i duŜych, następnie
metoda przeglądowa LAWA, zaś w Meklemburgii odmienna metoda oparta o interpretację zdjęć lotniczych.
W Wielkiej Brytanii opracowano metodę RHS, a we Francji metodę SEQ. W Austrii sposób dokonania oceny
stanu ekologicznego rzek reguluje norma ÖNORM M 6232. RównieŜ Europejski Komitet Normalizacyjny
wydał normę dotyczącą hydromorfologii rzek. W ramach wdraŜania Ramowej Dyrektywy Wodnej, w ramach
CIS opracowano kilkanaście wytycznych metodycznych. W większości z nich znajdują się zalecenia dotyczące
hydromorfologii rzek. Obecnie w licznych krajach Unii Europejskiej trwają prace nad przygotowaniem metody
hydromorfologicznej oceny rzek dostosowane do wymogów RDW. Polską koncepcję takiej metody Komitet
Techniczny Ministerstwa Środowiska zaakceptował w styczniu 2005. Do tej pory resort
i GIOŚ nie znalazły sposobu sfinansowania prac metodycznych przez przygotowaną grupę roboczą.
REDUKCJA SIARCZANU I UTLENIANIE METANU: PROPOZYCJA
IZOTOPOWEJ OCENY ZDOLNOŚCI BUFORUJĄCEJ JEZIOR NA
PODWYśSZONE STĘśENIE JONU SIARCZANOWEGO
Mariusz O. Jędrysek
Pracownia Geologii Izotopowej i Geoekologii Uniwersytet Wrocłwaski
50-205 Wrocław; ul. Cybulskiego 30, [email protected]
Wykazano, Ŝe węglany jeziorne powstałe w wyniku mikrobiologicznego utleniania związków organicznych
(w tym metanu), przy redukcji jonów siarczanowych, mogą stanowić waŜny geochemiczny zapis zmian
środowiskowych (Jędrysek 2005). Najprawdopodobniej, niskie wartości δ13C w kalcycie, w rzekach i jeziorach
eutroficznych, wynikają z silnego utleniania związków organicznych w warunkach turbulencji i/lub
podwyŜszonych stęŜeń siarczanu. Podobnie, wysokie wartości δ13C kalcytu, zawartego w osadach
słodkowodnych bogatych w materię organiczną, mogą wskazywać na niski potencjał red-ox. Wydaje się
moŜliwym wykalibrowanie, w oparciu o tego typu badania, nowego narzędzia do rekonstrukcji
paleośrodowiskowych. Z drugiej strony, utlenianie metanu (związków organicznych) moŜe powodować
wzbogacenie rezydualnego jonu siarczanowego w cięŜkie izotopy tlenu i siarki. Dlatego, alby lepiej zrozumieć
sygnał izotopowy w węglanach jeziornych, wykonano badania stęŜenia i badania izotopowe jonu siarczanowego
kolumny wodnej, oraz metanu i kalcytu w osadach 24 jezior, 2 stawów i 4 rzek w Polsce.
Rozpuszczony jon siarczanowy jest jednym z głównych składników rozpuszczonych w wodach jeziornych,
a siarka, jako istotny biopierwiastek, wpływa na procesy zachodzące w jeziorach, w tym na jakość wód
(mikrobiologiczny rozkład związków organicznych, inhibitor metanogenezy). NajwyŜsze stęŜenie jonu
siarczanowego stwierdzono w rzekach (85.47 SO42- mg/l) i sztucznym jeziorze (70.3 SO42- mg/l) w regionie
2−
silnego zanieczyszczenia SO4 -(„tzw. Czarny Trójkąt”) w Polsce pd-zach (Jędrysek 2000, Jędrysek et al.
2002). NajniŜsze stęŜenie siarczanu stwierdzono w jeziorach dystroficznych i oligotroficznych-górskich (od 0.5
17
SO42- do 3 mg/l). NajniŜsze wartości δ34S(SO42-) i δ18O(SO42-) występują w niezanieczyszczonych
jeziorach wschodniej Polski (-0.94 i 1.38 ‰). NajwyŜsze wartości δ34S(SO42-) i δ18O(SO42-) stwierdzono
w Polsce zachodniej i jeziorach dystroficznych (12.95 i 16.15 ‰).
2−
2−
Zdegradowane zbiorniki eutroficzne wykazują wysokie wartości δ S (SO 4 ) i δ O (SO 4 )
w stosunku do czystych jezior i/lub cechach oligotrofii lub mezotrofii a stęŜenie jonu siarczanowego nie
odzwierciedla wielkości antropopresji i dostawy siarczanu w formie kwaśnych opadów. W polskich zbiornikach
górskich (Parki Narodowe w Tatrach i w Karkonoszach) stwierdzono przekroczenie indywidualnych
biologicznych zdolności buforujących siarczanu. Wykazano, Ŝe głównym źródłem jonu siarczanowego
w wodach powierzchniowych mogą być lasy iglaste – powoduje to wzrost stęŜenia SO42- w wodzie o nawet 10
mg/l i obniŜenie wartości δ18O(SO42-)SMOW do około 0 ‰.
34
2−
18
2−
Obserwacje wartości δ S (SO 4 ) i δ O (SO 4 ) w jeziorach moŜe być potencjalnie dobrą metodą do: (a)
ilościowego wyznaczania znaczenia źródeł jonu siarczanowego w wodach; (b) precyzyjnego monitoringu zmian
trofii; (c) ilościowej oceny indywidualnej biologicznej zdolności jeziora i oceny stanu ekologicznego jezior.
34
18
Literatura
SO 2−
4 of an Urban Precipitation., Water,
Jędrysek M. O., 2000, Oxygen and Sulphur Isotope Dynamics in the
Air and Soil Pollution, 117, 15-25.
Jędrysek M.O., KałuŜny A. and Hoefs J., 2002, S and O isotope ratios in spruce needles as a tracer of
atmospheric pollution., Jour.Gephysical Research – Atmospheres, 107(D18), pp. ACH5-1 – ACH5-12.
Jędrysek M.O., 2005, The S-O-C isotopic picture of sulphate-methane-carbonate system in freshwater lakes.
Environmental Chemistry Letters 3(4) (in press).
DOŚWIADCZENIE WOJEWÓDZKIEGO INSPEKTORATU OCHRONY
ŚRODOWISKA W PROCESIE WDRAśANIA RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ
Edyta Jurkiewicz
Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Szczecinie Wały Chrobrego 4 70-502 Szczecin, e-mail:
[email protected], tel: 91 4859513, fax: 91 4859509
Wprowadzona w 2000 roku w Ŝycie Ramowa Dyrektywa Wodna 2000/60/EC zakłada stworzenie spójnego
i jednolitego systemu oceny jakości wód w krajach członkowskich Unii Europejskiej, umoŜliwiającego uzyskanie
kompleksowego obrazu stanu ekologicznego i chemicznego kaŜdej zlewni. W tym celu do oceny poszczególnych
typów wód włącza elementy biotyczne (oŜywione) oraz elementy abiotyczne (nieoŜywione) środowiska. W świetle
wymagań Dyrektywy, państwa członkowskie zobowiązane są do wdroŜenia wszystkich niezbędnych działań
w kierunku osiągnięcia celu jakim jest co najmniej dobry stan wód. Poprawa i odnowa wszystkich wód
powierzchniowych w celu osiągnięcia dobrego stanu jakości ma zostać osiągnięta w okresie 15 lat (do 2015
roku) od momentu wejścia w Ŝycie Dyrektywy. W dotychczasowym prawodawstwie polskim nie wszystkie
parametry biologiczne, o których mówi Ramowa Dyrektywa Wodna, były obowiązujące. Dopiero wprowadzona
w 2003 roku poprawka do art. 49 do ustawy Prawo Wodne dotycząca prowadzenia badań i oceny jakości wód takŜe
w zakresie elementów biologicznych oraz rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie klasyfikacji dla
prezentowania stanu wód powierzchniowychi podziemnych, sposobu prowadzenia monitoringu oraz sposobu
interpretacji wyników i prezentacji stanu tych wód nałoŜyły ten obowiązek na jednostki odpowiedzialne za
prowadzenie monitoringu środowiska. Przygotowując się do nowych zadań, w 2002 roku Wojewódzki Inspektorat
Ochrony Środowiska w Szczecinie rozpoczął proces dostosowania monitoringu biologicznego wód do postanowień
Ramowej Dyrektywy Wodnej. W tym celu podjęto realizację badań biologicznych wód województwa na
stanowiskach wybranych rzek i jezior, które obejmowały badania bezkręgowców makrobentosowych (dennych),
makrofitów (roślin porastających brzegi jezior i rzek oraz pokrywających dno) i ichtiofauny .
18
BADANIE WPŁYWU JAKOŚCI WODY POWIERZCHNIOWEJ NA
EFEKTYWNOŚĆ REDUKCJI ŁADUNKU TOKSYN SINICOWYCH W PROCESIE
UZDATNIANIA WODY NA PRZYKŁADZIE ZALEWU SULEJOWSKIEGO ORAZ
RZEKI PILICY
Andrzej Kabziński, Dominik Szczukocki, Barbara Macioszek, Renata Juszczak, Helena
Grabowska, Jerzy Cyran, Alicja Zawadzka
Katedra Chemii Ogólnej i Nieorganicznej Pracownia Analizy Chemicznej i Badań Środowiskowych
Uniwersytet Łódzki ul. Narutowicza 68, 90-027 Łódź e-mail : [email protected]
Toksyczne zakwity fitoplanktonu są olbrzymim problemem zarówno dla ekologii, toksykologii środowiskowej jak
i medycyny, stając się coraz częściej spotykanym zjawiskiem. Powstają one w wyniku eutrofizacji zarówno
przybrzeŜnych wód morskich jak teŜ i śródlądowych. Obecność toksyn w wodzie jest olbrzymim problemem natury
higienicznej i estetycznej (zbiorniki słuŜące rekreacji), stanowią teŜ źródło zagroŜenia dla Ŝycia i zdrowia ludzi
i zwierząt spoŜywających skaŜoną wodę. Są one takŜe czynnikiem zaburzającym równowagę biologiczną
w ekosystemach wodnych. Obecność toksyn w zbiornikach wodnych, które są źródłem zaopatrzenia w wodę dla
duŜych aglomeracji miejskich, oraz ich bardzo wysoka trwałość i stabilność chemiczna, stawia nowe problemy przed
stacjami uzdatniania wody jak teŜ laboratoriami zajmującymi się analizą jakości wody pitnej.
Tabela. Poszczególne etapy przebieg uzdatniania wody w systemie produkcyjno-wodociągowym Sulejów-Łódź.
Lp.
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
Procesy technologiczne
Utlenianie wstępne dwutlenkiem chloru
Usuwanie produktów ubocznych utleniania
Wstępna alkalizacja wapnem hydratowanym
Sorpcja na aktywnym węglu pylistym
Koagulacja w klarownikach
Końcowa alkalizacja mlekiem wapiennym oraz ługiem
sodowym
Filtracja pospieszna na filtrach piaskowych
Utlenianie chemiczne ozonem
Dezynfekcja końcowa chlorem i ClO2
Stosowanie etapów w poszczególnych okresach
A
B
C
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
(A) normalny proces technologiczny, (B) wody powodziowe, (C) wody z silnym zakwi-tem sinicowym
Jednym z pierwszych doniesień dotyczących zatrucia ludzi wodą skaŜoną zakwitami sinicowymi jest informacja
pochodząca z 1842 roku z Anglii. W 1878 roku Francis sporządza po raz pierwszy pisemny raport dotyczący
zbiorowego zatrucia zwierząt gospodarskich wodą skaŜoną toksynami sinicowymi, jakie miało miejsce na terenie
Australii. W następnych latach pojawiały się podobne kolejne doniesienia pochodzące z innych części świata. Na
obszarze Polski, pierwsze informacje o prawdopodobnych zatruciach zwierząt domowych i bydła pojonego wodą
z zakwitem, pochodzą z połowy lat 60-tych. Istotnym problemem jest, więc prawidłowe oczyszczanie wody z toksyn
sinicowych, które wykazują się wysoką stabilnością na działanie czynników fizycznych i chemicznych.
Badania prowadzono na stacji poboru wody w Bronisławowie nad Zalewem Sulejowskim i na stacji uzdatniania wody
w Kalinko koło Łodzi. Badano takŜe jakość wody w zbiornikach dopływowych do miasta. Badano efektywność
redukcji ładunku toksyn sinicowych na poszczególnych etapach uzdatniania (pobór, chlorowanie, koagulacja, filtracja
pospieszna, ozonowanie, chlorownie końcowe, dodatek wód głębinowych). Stwierdzono dobrą wydajność redukcji
toksyn sinicowych w wyniku ozonowania i dodatkowej obróbki wody pochodzącej z Zalewu Sulejowskiego.
Efektywność redukcji mieściła się w zakresie 60-100%, przy czym na etapie końcowym stęŜenia MCYST-LR były
duŜo niŜsze od zalecanych przez polskie normy (1.0 g/dm3). Badano teŜ wpływ poszczególnych parametrów
uzdatniania oraz jakości wody powierzchniowej na efektywność redukcji ładunku MCYST-LR.
19
Tabela. Wartości współczynników korelacji (r) oraz krzywych regresji liniowej pomiędzy efektywnością redukcji
stęŜenia MCYST-LR a wielkością parametrów fizykochemicznych wody oraz parametrów jej uzdatniania dla wody
z rzeki Pilicy w sezonie 2004
Lp.
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
17.
18.
19.
20.
21.
22.
Relacja
Biomasa planktonu/redukcja
Biomasa fitoplanktonu/redukcja
Biomasa sinic/redukcja
Temperatura/redukcja
pH/redukcja
Azot amonowy/redukcja
Azotany(III)/redukcja
Azotany(V)/redukcja
Fosforany(V)/redukcja
Fosfor ogólny/redukcja
Cu(II)/redukcja
Zn(II)/redukcja
Fe(II)/redukcja
Ca(II)/redukcja
Mg(II)/redukcja
Ni(II)/redukcja
Co(II)/redukcja
Cr/redukcja
Cd(II)/redukcja
Pb(II)/redukcja
Koagulant/redukcja
Ozon/redukcja
(r)
+0,2693
+0,3953
+0,3173
-0,4401
+0,1204
+0,2040
-0,3969
-0,2623
+0,3266
+0,3647
+0,0583
-0,5170
+0,0436
-0,1743
-0,0608
-0,0583
-0,6159
-0,0055
-0,1523
-0,3343
+0,4760
-0,6540
Krzywa regresji
(y = ax + b)
y = +2,3321x + 70,691
y = +10,403x + 68,521
y = +6,5421x + 69,682
y = -4,4781x + 157,77
y = +10,165x-6,7524
y = +192,63x + 25,407
y = -355,19x + 88,924
y = -17,093x + 89,109
y = +67,300x + 57,149
y = +63,200x + 56,051
y = +441,5x + 73,560
y = -1336,4x + 93,800
y = +14,186x + 68,232
y = -1,3795x + 140,45
y = -4,398x + 97,657
y = -1610,5x + 76,486
y = -29797x + 86,055
y = -55,692x + 75,661
y = -8746,9x + 78,513
y = -8046,4x + 82,367
y = +0,6737x + 7,5129
y = -10,09x + 120,44
WPŁYW CZYNNIKÓW ŚRODOWISKOWYCH NA POZIOM TOKSYN
SINICOWYCH W WODACH POWIERZCHNIOWYCH POLSKI – NOWE
WYZWANIA DLA EKOLOGÓW I SŁUśB SANITARNYCH
Andrzej Kabziński., Barbara Macioszek, Dominik Szczukocki, Renata Juszczak, Helena
Grabowska, Jerzy Cyran, Alicja Zawadzka
Pracownia Analizy Chemicznej i Badań Środowiskowych, Katedra Chemii Ogólnej i Nieorganicznej,
Uniwersytet Łódzki e-mail: [email protected] tel.: (42)635 57 90
W chwili obecnej, ze względu na powszechne naruszenie równowagi ekologicznej i biochemicznej w środowisku
przyrodniczym, coraz częstszym problemem w ekotoksykologii są toksyny naturalne. Przez długi okres czasu w kręgu
zainteresowań ekologów i analityków zajmujących się problemami analizy środowiskowej były związki wprowadzane
do środowiska przyrodniczego w wyniku przemysłowej i rolniczej działalności człowieka. Toksyny naturalne są
produkowane przez bardzo duŜą ilość gatunków pleśni (Aspargillus flavus, A. parasiticum, A. terreus,
Penicillium islandicum, P.rubrum, P.purpurogenum, Pithomyces chartarum, Fusarium sporotrichioides,
F.graminearum, F.oxysporum, F.moniliforme, Stachybotrys atra, Myrothecium roridum, M. verrucaria, itp.)
oraz przez wiele gatunków sinic (Aphanizomenon flos-aquae, Anabaena flos-aquae, Microcystis aeruginosa,
Microcystis viridis, Microcystis botris, Microcystis wasenbergii, Nodularia spumigena, Hapalosiphon
fontinalis, Oscillatoria nigroviridis, Oscillatoria agardhii, Oscillatoria rubescens, Oscillatoria acutissima,
Synchocystis spumigena, Nostoc paludosum, Nostoc Linkia, itp.).
Ze względu na wysoką toksyczność i kancerogenność oraz niskie stęŜenie toksyn sinicowych w wodach, do ich
analizy niezbędny jest wysokiej jakości sprzęt analityczny, pozwalający na oznaczenia jakościowe i ilościowe
przy detekcji w granicach nanogramów czy teŜ pikogramów. Warunki te spełnia w chwili obecnej tylko jedynie
wysokosprawna chromatografia cieczowa (HPLC) i elektroforeza kapilarna (CE).
20
Tabela. Średnie udziały w zakwitach poszczególnych rodzajów sinic
w okresie 1993-2003 na przykładzie Zbiornika Sulejowskiego.
Rodzaj dominujący
Zawartość w biomasie [%]
43-100
Microcystis
0-100
Oscillatoria
73-100
Aphanizomenon
58-72
Anabaena
Szczególnie aktualnym problemem w okresie kilku ostatnich lat, stała się obecność toksyn sinicowych w silnie
zanieczyszczonych wodach jezior i zbiorników zaporowych o wysokiej eutrofizacji. TakŜe silne
zanieczyszczenie wód Bałtyku, zmiany klimatyczne na obszarze tego akwenu oraz niewielka wymiana wód ze
światowym oceanem, stały się przyczyną bardzo silnego zakwitu sinic morskich, będącego olbrzymim
problemem dla szukających wypoczynku i korzystających z kąpieli w wodach Bałtyku. PowyŜsze fakty oraz
bardzo wysoka toksyczność ostra i kancerogenność tego typu toksyn, dowodzą potrzeby ich oznaczania
i kontroli jakości wód w zbiornikach zaporowych oraz zbiornikach wody pitnej.
Badaniami objęto kilkadziesiąt zbiorników wodnych (jeziora, zbiorniki zaporowe, rzeki, przybrzeŜne
wody morskie Bałtyku i Zatoki Gdańskiej). Oznaczano zawartość hepatotoksyn sinicowych (mikrocystyn) jak
równieŜ kilku neurotoksyn najczęściej produkowanych przez sinice występujące na obszarze Polski. Badania
prowadzono w okresie zwiększonego zakwitu od maja do listopada kaŜdego sezonu. Oznaczenia ilościowe
i jakościowe wykonywano techniką RP-HPLC ze wstępnym zatęŜaniem i oczyszczaniem od pozostałych
składników matrycy wodnej metodą SPE. Identyfikację potwierdzano dodatkowo metodą spektrometrii masowej
(MS) oraz metodą analizy aminokwasowej w odniesieniu do wzorców i danych tabelarycznych dotyczących
mikrocystyn.
Tabela. Zawartość mikrocystyny-LR w materiale zakwitu z Zalewu Jeziorsko i Włocławek w okresie 1996-2004.
Nr.
Rok
(*)
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
1996
1997
1998
1999
2000
2001
2002
2003
2004
Zawartość MCYST-LR w materiale zakwitu [g/g]
Zalew Jeziorsko
Zalew Włocławek
Zakres
Średnio
Zakres
Średnio
15 - 390
18 - 450
10 - 275
11 - 478
8 - 353
7 – 287
23 – 573
13– 414
5 – 342
187 +/- 115
212 +/- 101
93 +/- 102
229 +/- 112
187 +/- 136
115 +/- 89
203 +/- 168
147 +/- 101
88 +/- 81
8 - 460
12 - 438
6 - 283
9 - 489
7 - 372
9 – 315
18 – 592
10 – 398
3 – 329
210 +/- 135
206 +/- 112
84 +/- 100
235 +/- 157
191 +/- 142
108 +/- 91
213 +/- 171
145 +/- 112
96 +/- 90
(*) Próbki materiału zbierano od maja do listopada.
21
Tabela. Zawartość MCYST-LR w materiale zakwitu i wodzie pobranej z Zalewu Sulejowskiego w okresie 1993-2004.
Nr.
Rok
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
1993
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
2001
2002
2003
2004
Średnia zawartość MCYST-LR
Materiał zakwitu [g/g]
Woda [g/L]
Zakres
Średnio
Zakres
Średnio
16 – 149
5 – 191
8 – 427
6 – 227
7 – 286
4 – 168
5 – 469
6 – 395
3 – 196
10 – 456
2 – 362
3 – 297
74 +/- 56
81 +/- 71
120 +/- 111
99 +/- 67
103 +/- 86
76 +/- 53
136 +/- 124
124 +/- 120
84 +/- 79
141 +/- 122
74 +/- 93
59 +/- 72
x
x
0.0– 6.8
0.0– 5.3
0.0– 4.6
0.0– 2.7
0.0– 5.1
0.0– 6.3
0.0– 2.5
0.0– 5.4
0.0– 5.4
0.0 – 3.7
x
x
2.3 +/- 1.8
1.9 +/- 1.2
1.5 +/- 1.4
0.8 +/- 0.7
2.4 +/- 2.1
2.3 +/- 1.9
0.7 +/- 0.6
2.1 +/- 1.5
1.1 +/- 1.4
0.5 +/- 0.6
(*) Próbki pobierano od maja do listopada.
OZNACZANIE WWA W WODZIE REGIONU ŁÓDZKIEGO ZE ZBIORNIKÓW
PRZEZNACZONYCH DO POBORU WODY DO CELÓW SPOśYWCZYCH
Andrzej Kabziński
Pracownia Analizy Chemicznej i Badań Środowiskowych, Katedra Chemii Ogólnej i Nieorganicznej,
Uniwersytet Łódzki [email protected] .
Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA) stanowią grupę wielo-pierścieniowych związków.
Związki WWA powstają w sposób naturalny lub w wyniku przemysłowej działalności człowieka. Do
najwaŜniejszych źródeł zaliczyć moŜna: (a) spalanie węgla, (b) produkcję koksu, (c) spalanie paliw ciekłych
i gazowych w silnikach benzynowych samochodowych i stacjonarnych, (d) poŜary lasów, (e) wydobycie
i transport związków petrochemicznych, (f) degradacja opon samochodowych, (g) spalanie śmieci i odpadów
rolniczych i z obszarów miejskich, (h) paleniska domowe oraz wiele innych. Głównym mechanizmem
tłumaczącym powstawanie WWA jest piroliza przy niskim dostępie powietrza w temperaturach 650-950oC.
W chwili obecnej znanych jest ponad 150 związków typu WWA, przy czym rzeczą charakterystyczną jest fakt,
Ŝe zawsze występują one w wieloskładnikowych mieszaninach, a nie jako pojedyncze związki. Jednym
z najbardziej kancerogennych i mutagennych związków z tej grupy jest benzo[a]piren (B[a]P), który jest teŜ
najczęściej monitorowanym składnikiem mieszaniny. Ocenia się, Ŝe w latach 1970-1973 roczna emisja B[a]P do
atmosfery na świecie wynosiła około 900 ton, z czego tylko około 3% pochodziło z prcesów naturalnych takich
jak poŜary lasów czy teŜ naturalna emisja ze źródeł ropy i gazy. Dalszą bardzo waŜną grupę stanowią: nitrowe,
chlorowe, tiolowe, aminowe, alkilowe i hydroksylowe pochodne związków typu WWA oraz związki gdzie do
pierścienie aromatycznego, w wyniku działalności mikroorganizmów zostały wprowadzone heteroatomy typu:
N,S lub O.
Badano zawartość 16 WWA zalecanych do oznaczeń przez WHO, metodą HPLC według metodyki zalecanej
przez WHO, IARC i NIOSH. Badania wykazały szeroki zakres stęŜeń badanych 16 WWA w wodzie Zalewu
Sulejowskiego oraz w wodach rzeki Pilicy. Uzyskane wyniki były zbliŜone do danych otrzymanych dla innych
terenów naszego kraju.
Po opadach WWA zawarte w powietrzu na mikrozanieczyszczeniach są przenoszone z powietrza do
wód. Podobnie WWA zaadsorbowane na róŜnego rodzaju powierzchniach (ulice, dachy, liście drzew, traw
i innych roślin, itp.) są z wodą deszczową przenoszone do wód powierzchniowych (jeziora, stawy, rzeki, itp.).
Wszystkie WWA są bardzo słabo rozpusz-czalne w wodzie (na przykład rozpuszczalność B[a]P w wodzie
w temp. 25oC wynosi zaled-wie 1.82x10-8 mol/l). Z tego powodu większość WWA dostających się do wód
powierzchnio-wych tylko przez stosunkowo krótki okres czasu po opadzie podwyŜsza wyraźnie zawartość
22
Tabela. Zawartości WWA w wodzie surowej z Zalewu Sulejowskiego oraz w rzece Pilicy.
Parametr
Zalew Sulejowski
Zawartość benzo[a]pirenu [ng/L]
0
413
413
80
91
Zawartość sumy 8 WWA [ng/L]
0
845
845
190
210
Minimum
Maksimum
Zakres
Średnio
Odchylenie stand.
Minimum
Maksimum
Zakres
Średnio
Odchylenie stand.
Odchylenie stand.
III/ 1999
IV/ 1999
I/ 2000
II/ 2000
III/ 2000
IV/ 2000
1999/2000
Okres
III/ 1999
IV/ 1999
I/ 2000
II/ 2000
III/ 2000
IV/ 2000
1999/2000
0
535
535
104
142
0
1395
1395
217
321
Zawartość sumy 16 WWA [ng/L]
22
13832
13812
3437
4210
Minimum
Maksimum
Zakres
Średnio
Okres
Rzeka Pilica
0
10282
10282
2855
3221
Tabela. Wydajność usuwania WWA w procesie uzdatnia wody dla Łódź-Chojny.
Zb. Sulejowski
Woda uzdatniona z obszaru Łódź-Chojny
B[a]P
[ng/L]
Σ16 WWA
[ng/L]
62
73
108
16
34
188
80
7817
6704
2139
976
87
2901
3437
Σ16 WWA
B[a]P
[ng/L]
% redukcji
[ng/L]
% redukcji
8
4
9
2
12
10
8
87.1
94.5
91.7
87.5
64.7
94.7
90.0
4223
331
427
191
1084
811
1178
46.0
95.1
80.0
80.4
<0
72.0
65.7
Tabela. Wydajność usuwania WWA w procesie uzdatnia wody dla Łódź-Stoki.
Rzeka Brzustówka
Woda uzdatniona z obszaru Łódź-Stoki
B[a]P
[ng/L]
Σ16 WWA
[ng/L]
122
49
104
29
15
304
104
8701
3334
1400
1015
617
2064
2855
Σ16 WWA
B[a]P
[ng/L]
% redukcji
[ng/L]
% redukcji
10
7
8
1
5
10
7
91.8
85.7
92.3
96.5
66.7
96.7
93.3
2906
411
429
307
438
1641
1022
66.6
87.7
69.4
69.7
29.0
20.5
64.2
WWA w wodzie. W szybkim czasie większość WWA ulega rozcieńczeniu a takŜe adsorbuje się na osadach
dennych lub zanieczyszczeniach organicznych i nieorganicznych zawieszo-nych w toni wodnej (część osadów
ulega trwałej depozycji na dnie zostając przykryta nowo naniesionymi mułami i osadami, część natomiast
pozostaje na dnie będąc źródłem wtórnych zanieczyszczeń). Dlatego stęŜenie WWA szybko spada po okresie ich
bezpośredniego wpro-wadzenia do wód powierzchniowych. Jednak w okresie, gdy stęŜenie WWA spada i woda
jest czysta zaczynają się do niej uwalniać zdeponowane wcześniej WWA (ustala się równo-waga kinetyczna
pomiędzy wytrącaniem z roztworu i przechodzeniem do wody określona wielkością współczynnika
rozpuszczalności), co powoduje, Ŝe jeszcze dość długo po dostar-czeniu ładunku WWA do wody będą one
w niej obecne.
23
METODY BADANIA MAKROFITÓW W JEZIORACH W ASPEKCIE
MONITORINGU BIOLOGICZNEGO WÓD ZGODNEGO Z RAMOWĄ
DYREKTYWĄ WODNĄ.
Agnieszka Kolada
Instytut Ochrony Środowiska, Kolektorska 4, 01-692 Warszawa, e-mail : [email protected]
Badania makrofitów w jeziorach mają długoletnią tradycję i zarówno w Polsce, jak i w innych krajach
europejskich, są prowadzone juŜ od co najmniej kilku dekad. Dotychczas badania takie prowadzone były
głównie przez ośrodki akademickie i instytucje naukowo-badawcze i miały charakter przede wszystkim
naukowy. Natomiast rutynowy monitoring tego elementu był bardzo słabo rozwinięty w całej Europie. Przegląd
metod stosowanych w Europie przed RDW.W nielicznych krajach opracowane zostały metodyki badania
makrofitów, jednak znalazły one zastosowanie przede wszystkim w skali lokalnej:
•
Wielka Brytania – Trophic Ranking Score (Palmer i in. 1992) – metoda oparta na rankingu troficznym
gatunków, odwołująca się do klasyfikacji botanicznej jezior brytyjskich;
•
Finlandia – wytyczne monitoringu makrofitów w jeziorach skandynawskich (Keskitalo i Salonen 1994);
•
Niemcy – Makrophytenindex (Meltzer 1999) – metoda stosowana w jeziorach alpejskich w Bawarii;
•
Polska – MakroFitoIndykacja (Rejewski 1981, Ciecierska 1997, 2004), metoda oparta na analizie struktury
przestrzennej układów roślinnych;
•
Stany Zjednoczone - Aquatic Macrophyte Community Index (Nichols i in. 2000) – metoda oparta na
siedmiu wskaźnikach, stosowana do oceny jezior stanu Wisconsin.
śadna z tych metod nie jest zgodna z załoŜeniami Dyrektywy Parlamentu Europejskiego 2000/60/WE (EU,
2000), tzn. nie odnosi się do warunków referencyjnych ani nie uwzględnia specyfiki typów wód. Wejście
w Ŝycie w 2000 roku Ramowej Dyrektywy Wodnej postawiło wszystkie kraje Wspólnoty Europejskiej przed
koniecznością dostosowania juŜ istniejących, bądź opracowania nowych metodyk monitoringu wód na
podstawie elementów biologicznych, w tym makrofitów. Obecnie w całej Europie metody takie są na róŜnych
etapach opracowania i wdroŜenia. Praktyczne aspekty monitoringowej metody oceny wód na podstawie
makrofitów Przy opracowaniu kaŜdej biologicznej metodyki oceny na potrzeby monitoringu naleŜy uwzględnić
dwa uzupełniające się i wzajemnie od siebie zaleŜne elementy: i) metody wykonywania badań w terenie, czyli
sposób poboru materiału; ii) metody oceny wód, a więc sposób przeliczenia danych i przedstawienia stanu
środowiska w sposób liczbowy.
Metody badania makrofitów w terenie:
W Europie wykorzystywane są bardzo róŜne metody badania makrofitów w terenie:
•
spisy florystyczne - najprostsza metoda, polegająca na sporządzeniu listy taksonów zarejestrowanych
w obrębie jeziora; wadą tej metody jest niewielka wartość informacyjna (nie uwzględnia stosunków
ilościowych);
•
zdjęcia fitosocjologiczne – metoda szeroko stosowana; pozwala przeanalizować stosunki jakościowe
i ilościowe w obrębie fitocenozy, ale nie daje obrazu wzajemnych stosunków poszczególnych fitocenoz
w obrębie całego fitolitoralu;
•
transekty - profile obejmujące pełny zasięg głębokościowy występowania makrofitów, na których
wykonywane są spisy gatunkowe; metoda pozwala na rozpoznanie układów roślinnych dominujących
w fitolitoralu, obserwację zasięgu poszczególnych stref roślinności oraz zbadanie głębokości wnikania
roślinności zanurzonej i jest rekomendowana do badań monitoringowych;
•
mapowanie roślinności jeziora jest najdokładniejszą metodą badania makrofitów; ekosystem jeziora
traktowany jest jako całość, a badanie składu taksonomicznego, rozmieszczenia i stosunków ilościowych
roślinności przeprowadza się w obrębie całego fitolitoralu; metoda ta dostarcza bardzo szczegółowych
informacji o roślinności jeziora jednak jest stosunkowo czaso- i pracochłonna.
Metody oceny jakości wód na podstawie makrofitów:
Zgodnie z zapisami Ramowej Dyrektywy Wodnej metody oceny jakości wód na podstawie makrofitów muszą:
•
uwzględniać takie aspekty roślinności wodnej, jak skład taksonomiczny i obfitość;
•
być dostosowane do warunków naturalnych danego obszaru geograficznego;
•
uwzględniać specyfikę typów wód (specyficzne dla typów);
•
odwoływać się do warunków referencyjnych;
•
opierać się na wskaźnikach liczbowych, dających moŜliwość wyliczenia Ekologicznego Wskaźnika Jakości
(WJE) o wartości w zakresie od 0 do 1.
24
Metoda monitoringowa musi uwzględniać moŜliwości nakładu czasu, pracy i finansów polskich słuŜb
terenowych, być prosta i szybka do przeprowadzenia, a jednocześnie dostarczająca takiej informacji o składzie
taksonomicznym i obfitości makrofitów, która pozwoli zaklasyfikować jezioro do jednej z pięciu klas stanu
ekologicznego.
TYPOLOGIA ABIOTYCZNA JEZIOR POLSKICH NA TLE PODEJŚCIA INNYCH
KRAJÓW EUROPEJSKICH
Agnieszka Kolada, Hanna Soszka, Małgorzata Gołub, Dorota Cydzik
Instytut Ochrony Środowiska, Kolektorska 4, 01-692 Warszawa, e-mail : [email protected]
Wstęp
Opracowanie typologii wód powierzchniowych jest wymogiem Ramowej Dyrektywy Wodnej (EU, 2000),
mającym na celu ustalenie specyficznych dla typów wód warunków referencyjnych. Prace nad typologią wód
powierzchniowych w państwach członkowskich Unii Europejskiej prowadzone są od końca lat 90-tych. Przy
opracowywaniu abiotycznego systemu typologicznego większość państw stosuje system B. Przegląd
zastosowanych podejść do typologii wskazuje, Ŝe kraje nie trzymają się sztywno podanych w Załączniku II
Dyrektywy kryteriów i liczbowych wartości dla poszczególnych parametrów lecz dostosowują je do lokalnych
warunków i potrzeb.
Metody
Abiotyczna typologia jezior Polski, zgodna z wymaganiami Dyrektywy 2000/60/UE, została opracowana na
podstawie danych morfometrycznych, hydrograficznych oraz fizyczno-chemicznych, zgromadzonych
w komputerowej bazie danych o jeziorach badanych w ramach monitoringu regionalnego. Przeanalizowano
dane dla 749 jezior o powierzchni większej niŜ 50 ha badanych w latach 1989-2003.
Typologia abiotyczna jezior w Polsce
Typy jezior zostały wyróŜnione w oparciu o obowiązkowe kryteria systemu A z Załącznika II Dyrektywy
uzupełnione parametrem dodatkowym:
1. Ekoregiony: zawarta w Załączniku IX Dyrektywy ekoregionalizacja Europy Illiesa (1978) jest ogólna i nie
odpowiada w pełni zróŜnicowaniu warunków przyrodniczych w Europie, zatem większość państw opracowała
własne regionalizacje; równieŜ w Polsce na potrzeby typologii przyjęty został podział fizycznogeograficzny wg.
Kondrackiego (1998);
2. Wielkość: w wielu krajach europejskich, zgodnie z zapisem Dyrektywy, w pierwszym etapie typologii
uwzględniono jedynie jeziora o powierzchni przekraczającej 0,5 km2 bez dalszego podziału na klasy wielkości;
takie podejście przyjęto równieŜ w Polsce; poniewaŜ jedynie znikomy procent jezior polskich ma powierzchnię
przekraczającą 500 ha, w obrębie analizowanych jezior >50ha nie wydzielano Ŝadnych klas wielkości;
3. Wysokość bezwzględna: większość państw przyjmuje klasy wysokości bezwzględnej proponowane
w Załączniku II Dyrektywy, dostosowując liczbę wydzieleń do zróŜnicowania rzeźby terenu w obrębie kraju;
w Polsce w zasadzie wszystkie jeziora o powierzchni >50 ha połoŜone są <200 m n.p.m. i naleŜą do jednej klasy
jezior nizinnych;
4. Głębokość średnia: zakresy klas proponowane w Dyrektywie nie oddają rzeczywistego zróŜnicowania
ekologicznego jezior płytkich i głębokich; zróŜnicowanie to wynika głównie z odmiennej dynamiki mas
wodnych, a więc zaleŜy od występowania lub nie stratyfikacji termicznej; zatem w wielu krajach przyjmowany
jest podział na jeziora stratyfikowane i niestratyfikowane, bez sztywnego ustalania wartości granicznych dla
głębokości; większość jezior polskich naleŜy do jezior płytkich w rozumieniu Dyrektywy (głębokość średnia 315 m), przy czym klasa ta obejmuje jeziora zarówno stratyfikowane, jak i mieszane; na potrzeby typologii za
zasadne uznano wydzielenie dwóch klas: jeziora stratyfikowane i niestratyfikowane;
5. Geologia: większość krajów europejskich rozwaŜa geologię poprzez pryzmat charakterystyki chemicznej
wód; kryterium geologii w typologii polskich jezior analizowane było na podstawie przede wszystkim
zawartości wapnia w wodzie, przy czym wartość 25mgCa/l została przyjęta jako granica dla jezior o wysokiej
i niskiej zwartości wapnia;
25
6. Kryteria dodatkowe: za istotny parametr, wpływający na funkcjonowanie jezior, został uznany wpływ
zlewni na wody jeziora, wyraŜany współczynnikiem Schindlera; dla wydzielenia jezior pod duŜym i małym
wpływem zlewni przyjęto wartość graniczną współczynnika Schnidlera równą 2.
Kombinacja parametrów typologii wód w poszczególnych krajach europejskich umoŜliwia wyróŜnienie od kilku
czy kilkunastu, do nawet kilkudziesięciu typów abiotycznych jezior. W Polsce na podstawie przyjętych klas
parametrów wydzielono w sumie 13 typów abiotycznych jezior. Następnym etapem będzie weryfikacja
wyróŜnionych typów elementami biologicznymi w celu sprawdzenia, czy zróŜnicowanie warunków
abiotycznych wód odpowiada zróŜnicowaniu zasiedlających je organizmów.
OCENA MONITORINGU WÓD PŁYNĄCYCH Z 2004 ROKU NA TLE WYMAGAŃ
RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ
Rafalina Korol, Urszula Szyjkowaka, Marzenna Strońska
Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej we Wrocławiu
e-mail: [email protected], tel.: (071) 328 09 48, ul Parkowa nr 30, 51-616 Wrocław
Wstępem do wdroŜenia Ramowej Dyrektywy Wodnej do monitoringu wód było rozporządzenie Ministra
Środowiska z 11 lutego 2004 roku (Dz. U. nr 32, poz. 284) definiujące sposób prowadzenia monitoringu oraz
metody interpretacji wyników i prezentacji stanu wód powierzchniowych. Ten akt prawny wprowadził
klasyfikację dla prezentowania stanu wód powierzchniowych, obejmującą 5 klas ich jakości:
klasa I - wody o bardzo dobrej jakości,
klasa II - wody dobrej jakości,
klasa III - wody zadowalającej jakości,
klasa IV - wody niezadowalającej jakości,
klasa V - wody złej jakości.
Podstawę określenia klas jakości wód powierzchniowych stanowią wartości graniczne wskaźników jakości
podane w załączniku nr 1 do rozporządzenia z 11.02.2004 (Dz. U. nr 32, poz. 284). Monitoring stanu wód
powierzchniowych prowadzi się w następujących zakresach:
1) diagnostycznym – monitoring diagnostyczny,
2) operacyjnym – monitoring operacyjny,
3) badawczym – monitoring badawczy.
PowyŜsze załoŜenia monitoringu są zgodne z Ramową Dyrektywą Wodną. Pierwszym wdroŜeniem tych załoŜeń
jest program monitoringu wód powierzchniowych w 2004 roku, realizowany przez Wojewódzkie Inspektoraty
Ochrony Środowiska, który obejmuje następujące zakresy: diagnostyczny, operacyjnym oraz obszarów
chronionych (zdefiniowanych w rozporządzeniu Ministra Środowiska z 28.04.2004 r. Dz. U. nr 126, poz. 1318).
Łącznie monitorowano 2310 stanowisk, z czego w 1650 realizowano monitoring diagnostyczny, w 106
monitoring operacyjny, natomiast w 1529 stanowiskach monitorowano wody z uwagi na wymagania obszarów
chronionych. Referat charakteryzuje wyniki badań jakości wód z 2004 roku zgromadzone w ogólnokrajowej
bazie dach JaWo oraz omawia oceny opracowane dla kaŜdego zakresu monitoringu.
26
PROBLEMY KLASYFIKACJI TYPOLOGICZNEJ W POLSKICH OBSZARACH
MORSKICH
Włodzimierz Krzymiński1, Magdalena Kamińska1, Lidia Kruk-Dowgiałło2
1
Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej – Oddział Morski Al. Waszyngtona 42, 81-342 Gdynia, Polska, tel.: +48 58 62 88 131,
fax: +48 58 62 88 163, e-mail: [email protected]
2
Instytut Morski w Gdańsku ul. Abrahama 1, 80-307 Gdańsk, Polska tel.58 552 00 94
e-mail : [email protected]
Dotychczasowy brak w literaturze jednoznacznej klasyfikacji wód morskich na kategorie, pomimo istniejących
prac dotyczących wód estuariowych polskiej strefy Bałtyku, wymagał od autorów opracowania typologii wód
morskich i przeprowadzenia nowej kategoryzacji wód zgodnie z wytycznymi Ramowej Dyrektywy Wodnej
(RDW). Wyznaczenie kategorii wód przejściowych napotykało na szereg wątpliwości natury formalnej zgodność z prawodawstwem polskim i merytorycznej – określanie kategorii i zasięgu wód odmiennie do
typologii niemieckiej. Do rozwiązania pozostaje takŜe problem typologii odcinków ujściowych rzek, które
naleŜą do morskich wód wewnętrznych, a nie są zaliczone do wód przejściowych. Z kolei wymóg zgodności
granic części wód z granicami dorzeczy określonych ustawą Prawo Wodne doprowadził do sztucznego podziału
części wód przybrzeŜnych, pomimo przynaleŜności do tego samego typu. Ostatecznie identyfikację typów
i wyznaczenie części wód przeprowadzono według systemu B, wykorzystując wieloletnie dane temperatury
i zasolenia wód morskich, kierunku i prędkości prądów oraz rodzaju osadów dostępne w bazach danych
Oddziału Morskiego IMGW w Gdyni i Instytutu Morskiego w Gdańsku. Na podstawie analizy dostępnych
danych wyodrębniono części wód w obrębie zdefiniowanych kategorii wód morskich:
- wody przejściowe obejmujące obszary pod znacznym wpływem słodkich wód rzecznych: Zalew Wiślany,
Zalew Pucki, zewnętrzna Zatoka Pucka, wewnętrzna Zatoka Gdańska, ujście Wisły Przekop, ujście Dziwny,
ujście Świny, Zalew Szczeciński i Zalew Kamieński;
-
wody przybrzeŜne obejmujące 1 Mm pas wód zgodnie z definicją RDW: Mierzeja Wiślana, Półwysep
Helski, Władysławowo-Jastrzębia Góra, Jastrzębia Góra-Klif Rowy, Klif Rowy-Jarosławiec wschód, Klif
Rowy-Jarosławiec zachód, Jarosławiec Sarbinowo, Sarbinowo-Dziwna i Dziwna-Świna.
W referacie przedstawione zostaną merytoryczne aspekty wdroŜenia RDW w polskiej strefie Bałtyku.
POZIOM TROFII JEZIOR POMORZA ZACHODNIEGO W OSTATNIM 30-LECIU.
ANALIZA Z ZASTOSOWANIEM POWSZECHNIE UśYWANYCH METOD.
Jacek Kubiak
Akademia Rolnicza w Szczecinie; Zakład Hydrochemii i Ochrony Wód 71-550 Szczecin ul. Kazimierza
Królewicza 4H e-mail :[email protected] tel. 91 4231061 w. 314; 502 582782 fax: 91 4231347
W niniejszej pracy przedstawiono wyniki 30. letnich badań hydrochemicznych największych (powyŜej 100 ha)
dimiktycznych jezior Pomorza Zachodniego. Badano akweny połoŜone w rejonie Pojezierza Ińskiego, tj. jeziora:
Ińsko DuŜe, Ińsko Małe, Wisala, Krzemień i Woświn oraz jeziora leŜące na Pojezierzu Myśliborskim: Wądół,
Będzin, Chłop DuŜy, Chłop Mały, Morzycko, Jelenin i Narost W opracowaniu wykorzystano wyniki badań
autora oraz niepublikowane Zakładu Hydrochemii i Ochrony Wód Akademii Rolniczej w Szczecinie. Część
starszych wyników pochodziło z materiałów PIOŚ. Badania poszczególnych jezior prowadzono na ogół w cyklach 5letnich. Stosowano ogólnie zalecane metody hydrochemiczne. Do oceny jakości badanych wód zastosowano
kryteria podane w wytycznych do podstawowego monitoringu jezior. Badano rolę zlewni w dostarczaniu materii do
jeziora badano. Na tle naturalnej odporności na degradację poszczególnych jezior określono poziom trofii oraz
tempo eutrofizacji wód. Podatność badanych jezior na degradację określano równieŜ na podstawie wskaźnika
statyczności.
27
Analizę trofii jezior oparto na uznanych i ogólnie stosowanych metodach:
– na metodzie przyjętej przez Organizację ds. Współpracy Ekonomicznej i Rozwoju (OECD);
– na metodzie zaproponowanej przez Zdanowskiego (1983a, b), zmodyfikowanej przez Kajaka (1983),
– na metodzie podanej przez Carlsona (1977),
– na metodzie uŜywanej przez Walkera (1979).
Ocenę poziomu trofii poszczególnych akwenów przeprowadzono równieŜ w oparciu o jednorazowe
badania, tempa zuŜywania tlenu w hypolimnionie w czasie formowania się stratyfikacji letniej, a takŜe
w oparciu o występujące układy tlenowe w okresie stagnacji letniej.
Stwierdzono, Ŝe jezior Będzin i Wądół były hipertroficzne, podatne na degradację, a ich zlewnie łatwo uwalniały
biogeny zdeponowane na ich obszarze. Procesowi eutrofizacji sprzyjała znaczna dynamika wód (tachymiksja),
wpływająca na szybkie tempo obiegu materii. Stały brak tlenu w wodach przydennych w okresie stagnacji letniej
potwierdzał hipertrofię tych akwenów. Jezioro Ińsko DuŜe było mezotroficzne, na co wskazywały m. in.
występujące układy tlenowe. Znaczna odporność na degradację i niekorzystne warunki w zlewni powodowały, iŜ
eutrofizacja w tym zbiorniku przebiegała w tempie umiarkowanym. Omawiany akwen był eumiktyczny, ze skłonnościami
do bradymiksji. Podobny typ mieszania miało jezioro Chłop DuŜy, jednakŜe cechy jego zlewni oraz naturalna
odporność na degradację powodowały, Ŝe tempo eutrofizacji było tutaj wolne. Mimo to był to zbiornik mezoeutroficzny,
co potwierdziły występujące w okresie lata warunki tlenowe. Mezoeutroficzne były równieŜ jeziora Morzycko,
Krzemień, Woświn i Jelenin; tempo ich eutrofizacji było umiarkowane. Zbiorniki te róŜniły się dynamiką wód. Jezioro
Morzycko było bradymiktyczne, pozostałe jeziora były eumiktyczne. Omawiane akweny w umiarkowanym stopniu
podlegały eutrofizacji; wyjątek stanowiło jezioro Jelenin, w którym tempo tego procesu było wolne. Jakość wody
w tych jeziorach była podobna - II klasa, według wytycznych monitoringu jezior. W lecie układy tlenowe w tych
akwenach charakteryzowały się okresowym odtlenieniem wód przydennych. Jeziora Ińsko Małe, Chłop Mały, Wisala
oraz Narost były zbiornikami eutroficznymi, o tachymiktycznym typie mieszania, co warunkowało szybki obieg
materii. Eutroficzny typ tych zbiorników potwierdzały letnie układy tlenowe. Najbardziej przydatna w ocenie
poziomu trofii jezior Pomorza Zachodniego była analiza wieloczynnikowa, oparta na kryteriach proponowanych
przez Zdanowskiego (1983a). Występujące w badanych akwenach układy tlenowe w czasie heterotermii letniej,
potwierdzały poziom trofii jezior stwierdzony na podstawie analizy wieloczynnikowej.
PRACA BADAWCZA ”OPRACOWANIE SPOSOBU PROWADZENIA
MONITORINGU WÓD POWIERZCHNIOWYCH ORAZ ZASAD
FUNKCJONOWANIA SYSTEMU OCEN WG WYMAGAŃ RAMOWEJ
DYREKTYWY WODNEJ”
Wykonawcy : Konsorcjum Politechnika Warszawska i Ekoekspert , - Małgorzta Loga,
Politechnika Warszawska, Instytut SystemówInŜynierii Środowiska, Wydział InŜynierii Środowiska;
[email protected]
Celem pracy jest zaprojektowanie systemu monitoringu wód powierzchniowych, który będzie nie tylko zgodny z
wymaganiami określonymi w Ramowej Dyrektywie Wodnej, ale przede wszystkim ułatwi jej efektywne
wdroŜenie a tym samym przyczyni się do poprawy stanu wód powierzchniowych w Polsce.
Cele szczegółowe
1.
2.
3.
4.
Projekt systemu monitoringu
a) zakres metodyki i częstość pomiarów
b) lokalizacja punktów pomiarowych struktura organizacyjna:
c) system kontroli jakości
d) system gromadzenia i przetwarzania danych: efektywność i koszty SMŚ
Oceny stanu środowiska wód powierzchniowych
a) metodyka ocen referencyjnych
b) kryteria
c) system ocen stanu
Projekt rozporządzenia Ministra <- 1) i 2)
Dalsze kroki (po 2007r)
28
1.
2.
3.
ZAŁOśENIA DOTYCZĄCE PMŚ
1. Ewolucyjna zmiana obecnego systemu PMŚ: stary PMŚ => modyfikacje + rozszerzenia => nowy PMŚ
2. Wejście w Ŝycie – 1 stycznia 2007r.
3. Istnienie podstawowych instytucji odpowiedzialnych za zarządzanie zasobami wodnymi: KZGW (?),
RZGW, oraz monitoring środowiska wód: GIOŚ, WIOŚ-e, IMGiW, PIG
4. MoŜliwość zaproponowania „realistycznego” budŜetu na monitoring wód.
ZAŁOśENIA DOTYCZĄCE REALIZACJI PROJEKTU
1. Kompatybilność czasowa i merytoryczna z harmonogramem GIOŚu
2. Systemowa, integrująca i inspirująca rola projektu
3. Czynny udział instytucji odpowiedzialnych za zarządzanie zasobami wodnymi: oraz monitoring
środowiska wód (wyznaczenie stałych przedstawicieli do paneli ekspertów, udział w panelach,
proponowanie rozwiązań, konsultowanie rozwiązań,...)
4. Zakończenie projektów zleconych przez Ministerstwo Środowiska fundamentalnych projektów
niezbędnych dla opracowania PMŚ np. metody agregacji jednolitych części wód.
5. Zlecenie przez GIOŚ i równoległa realizacji wybranych zagadnień
6. Organizacja przez GIOŚ cyklicznych paneli ekspertów (1/miesiąc ?)
ZAKRES PROJEKTU
• inwentaryzacja prac niezbędnych do opracowania systemu monitoringu, zakończonych i w trakcie
realizacji (w tym wynikających z programów międzynarodowych).
• analiza efektywności obecnego systemu monitoringu wód powierzchniowych w Polsce (łącznie
z analizą planowanych w przyszłości kierunków rozwoju systemu),
• określenie wymagań co do lokalizacji punktów pomiarowych, częstotliwości, zakresu i sposobu badań
w ramach monitoringu diagnostycznego, operacyjnego i badawczego dla wód śródlądowych (rzeki,
jeziora), przejściowych i przybrzeŜnych oraz określenie zasad prowadzenia monitoringu wód silnie
zmienionych i sztucznych, wynikających z Ramowej Dyrektywy Wodnej.
• określenie zasad funkcjonowania systemu monitoringu stanu wód, łącznie z zasadami wyboru
jednolitych części wód i lokalizacji punktów pomiarowych jakości wód na obszarze dorzecza dla
wszystkich typów wód wraz z częstotliwością i zakresem badań dla monitoringu diagnostycznego,
operacyjnego i badawczego. W szczególności ustalenie zasad i prac niezbędnych do wykonania przy
lokalizacji punktów pomiarowych dla tzw. zagregowanych części wód.
• ustalenie wszystkich składowych systemu monitoringu jakości wód powierzchniowych i ich
wzajemnych relacji (opracowanie „schematu działania”).
• identyfikacja kompetencji instytucji zaangaŜowanych w proces gospodarowania wodami w Polsce w
odniesieniu do zadań Inspekcji Ochrony Środowiska w zakresie monitoringu wód powierzchniowych i
systemu oceny stanu tych wód(w tym sposobu zbierania, przepływu, sposobu gromadzenia informacji i
wykorzystania ich do oceny) oraz niezbędne zmiany prawne i instytucjonalne w celu wdroŜenia
wymagań RDW.
•
opracowanie wstępnego projektu nowych sieci monitoringowych, zawierającego:
- programy pomiarowe,
- zakres i częstotliwość badań z podanymi kryteriami wyboru parametrów.
• konsultacje wstępnego projektu
• opracowanie wymogów systemu zapewnienia jakości w laboratoriach systemu monitoringu
w nawiązaniu do wykonawców prac wykonanych w ramach projektu „Pomoc techniczna w zakresie
wdraŜania Ramowej Dyrektywy Wodnej w Polsce”, finansowanego ze środków PHARE,
• opracowanie sposobu zbierania i gromadzenia danych dotyczących presji na środowisko wodne w
oparciu o analizę stanu prawnego i dotychczasowej praktyki (w tym prac nad tzw. katastrem wodnym),
• określenie instytucji odpowiedzialnej za monitorowanie poszczególnych rodzajów wód i zakresu badań,
sposobu zbierania informacji, ich przepływu i sposobu ich gromadzenia,
• określenie sposobu gromadzenia i przetwarzania danych (dotyczących zarówno jakości wód jaki
i presji), z uwzględnieniem dotychczas funkcjonujących i planowanych baz danych (wstępny projekt
baz lub bazy danych).
• opracowanie systemu oceny stanu wód w Polsce zgodnie z zasadami RDW, w tym:
• opracowanie zakresu tematycznego i załączników do rozporządzenia MŚ w sprawie formy i sposobu
prowadzenia monitoringu wód powierzchniowych oraz podziemnych (art.155b ust.1 ustawy Prawo
wodne) – w części dotyczącej wód powierzchniowych, w tym:
• określenie kierunków rozwoju systemu monitoringu wód powierzchniowych, wraz z propozycjami
zmian prawnych i instytucjonalnych, które umoŜliwią osiągnięcie celów wytyczonych przez Ramową
Dyrektywę Wodną.
29
5.
STRUKTURA, HARMONOGRAM i LOGISTYKA
Inwentaryzacja prac,
niezbędnych do opracowania
systemu monitoringu,
zakończonych
i w trakcie realizacji (w tym
wynikających z programów
międzynarodowych
Ustalenie wszystkich składowych systemu monitoringu jakości
wód powierzchniowych i ich wzajemnych relacji
(opracowanie „schematu działania”).
Analiza obecnego
systemu monitoringu
wód powierzchniowych
w Polsce
Określenie wymagań (...) odnoszących
się do monitoringu wód
powierzchniowych wynikających
z RDW i umów międzynarodowych
Określenie zasad funkcjonowania systemu monitoringu stanu wód łącznie z zasadami wyboru jednolitych
części wód i lokalizacji punktów pomiarowych jakości wód na obszarze dorzecza dla wszystkich typów
wód wraz z częstotliwością i zakresem badań dla monitoringu diagnostycznego, operacyjnego i
badawczego. W szczególności ustalenie zasad i prac niezbędnych do wykonania przy lokalizacji punktów
pomiarowych dla tzw. zagregowanych części wód
Opracowanie projektu
nowych sieci
monitoringowych
Identyfikacja
kompetencji instytucji
zaangaŜowanych
w proces
gospodarowania
wodami
Konsultacje
Opracowanie zasad
kontroli jakości w MWP
Określenie instytucji
odpowiedzialnych za MWP
Opracowanie
sposobu zbierania
i gromadzenia
danych o presji
Opracowanie sposobu
gromadzenia i przetwarzania
danych pomiarowych
1.
2.
3.
Dane do rozp. MS dotyczące formy
i sposobu prowadzenia monitoringu
Dane do rozp. MS dotyczące kryteriów
i sposobu oceny stanu wód
powierzchniowych,
Poradnik (przewodnik)
Opracowanie systemu
oceny stanu wód
Opracowanie projektu programu
monitoringu wód powierzchniowych
30
USTALENIE WARUNKÓW REFERENCYJNYCH ODPOWIEDNICH DLA TYPÓW
WÓD POWIERZCHNIOWYCH ZGODNIE Z WYMAGANIAMI ZAŁ. II DO
RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ 2000/60/WE
ElŜbieta Łysiak-Pastuszak1, Andrzej Osowiecki2, Lidia Kruk-Dowgiałło2
1
Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej – Oddział Morski Al. Waszyngtona 42, 81-342 Gdynia, Polska tel.:
+48 58 62 88 131 Fax: +48 58 62 88 163,e-mail: [email protected]
2
Instytut Morski w Gdańsku ul. Abrahama 1, 80-307 Gdańsk, Polska tel.58 552 00 94, e-mail : [email protected]
W ramach realizacji zadania wykonano prace terenowe na stacji pomiarowej połoŜonej w obrębie Zalewu
Kamieńskiego w pobliŜu ujścia Dziwny do Morza Bałtyckiego, oraz prace studialne w ramach realizacji projektu
HELCOM EUTRO. Prace terenowe obejmowały badania następujących wskaźników fizyko-chemicznych
i biologicznych: temperatury, zasolenia, natlenienia wody, zawartości soli biogenicznych, stęŜenia chlorofilu-a,
struktury gatunkowej oraz liczebności i biomasy fitoplanktonu. Część studialną stanowiły prace wykonane dla
potrzeb Komisji Helsińskiej, projektu HELCOM EUTRO, który miał na celu opracowanie narzędzi oceny
stopnia eutrofizacji Morza Bałtyckiego poprzez harmonizację kryteriów oceny, procedur, a takŜe poprzez
wykonanie oceny w odniesieniu do warunków referencyjnych. To ostatnie zagadnienie było istotne dla
przetestowania zaleceń Ramowej Dyrektywy Wodnej UE i paneuropejskich procedur oceny stopnia eutrofizacji
środowiska morskiego w zastosowaniu do specyficznych warunków Morza Bałtyckiego. Podstawowe cele
zakładały: (1) opracowanie narzędzi oceny stopnia eutrofizacji Bałtyku, (2) odniesienie oceny do warunków
referencyjnych, (3) wykonanie oceny dla lat 1999-2004 na podstawie dostępnych danych z programu
monitoringu Bałtyku i (4) opracowanie i weryfikacja scenariuszy dla zdefiniowania dopuszczalnego odchylenia
od warunków referencyjnych (granicy między dobrym i umiarkowanym stanem ekologicznym). Badania
terenowe wykazały, Ŝe przyujściowa części Zalewu Kamieńskiego jest zbiornikiem o niewielkim zasoleniu wód,
maksymalnie do 4 (PSU), a obserwowana zmienność parametrów fizyko-chemicznych była wyznaczona przez
panujące w 2005 r. warunki klimatyczne. Wartości stęŜeń soli odŜywczych, jak równieŜ stęŜeń chlorofilu-a,
wskazują na znaczny poziom eutrofizacji tego zbiornika, porównywalny z Zalewem Szczecińskim. Wyniki
badań uzyskane w 1-rocznej serii pomiarowej nie pozwalają na wyznaczenie warunków referencyjnych dla tego
zbiornika.W wyniku prac studialnych prowadzonych w ramach projektu HELCOM EUTRO stwierdzono, Ŝe w
obszarze Morza Bałtyckiego nie ma moŜliwości wyznaczenia miejsc referencyjnych, poniewaŜ strefy
przybrzeŜne tego morza przez długi okres podlegały niekorzystnej presji antropogenicznej. Z uwagi na brak
miejsc referencyjnych, wyznaczenie warunków referencyjnych dla odpowiednich wskaźników eutrofizacji
i elementów jakości w Morzu Bałtyckim moŜe być dokonane jedynie na podstawie dostępnych danych
historycznych, modelowania i osądu eksperckiego.
STRUKTURA WIELKOŚCI JEZIOR POLSKICH KLUCZEM DO MONITORINGU
ICH ICHTIOFAUNY
Andrzej Mamcarz, Andrzej Skrzypczak
Uniwersytet Warmińsko-Mazurski, Katedra Rybactwa Jeziorowego i Rzecznego
e-mail: [email protected], telefon: 089-523-39-69, fax: 0-89-523-39-69 ul Oczapowskiego 5,
10-957 Olsztyn-Kortowo.
Ryby stanowią kluczowy element w strukturze ekosystemów jeziorowych. Znajdując się na szczycie piramidy
troficznej, w znacznym stopniu decydują o przebiegu zmian w jeziorach, przyspieszając lub opóźniając procesy
przemiany materii organicznej. Znalazło to odzwierciedlenie w wielu badaniach dotyczących funkcjonowania
ekosystemów (np. teoria kaskady troficznej) oraz w działaniach praktycznych z zakresu biomanipulacji.
Jednocześnie wiele gatunków ryb jest niezwykle wraŜliwymi wskaźnikami zmian środowiskowych,
ustępującymi z wód pod wpływem czynników ograniczających ich istnienie. Zmiany w populacjach ryb
(ograniczenie wzrostu, zmiana sposobu odŜywiania, masowe choroby lub anomalie rozrodcze) są wczesnym
sygnałem stresu środowiskowego, często niemoŜliwego do stwierdzenia za pomocą innych metod analitycznych.
Są to waŜne przesłanki do traktowania ichtiofauny jezior jako istotnego elementu informacyjnego w monitoringu
środowiska wodnego. Znajduje to odzwierciedlenie w najwaŜniejszych aktach prawnych, jak Dyrektywa Wodna
31
UE, Konwencja o BioróŜnorodności oraz Konwencje Berneńska, Bońska czy tez Dyrektywa Siedliskowa.
NaleŜy przy tym brać pod uwagę, Ŝe coraz częściej podkreśla się, Ŝe waŜniejszym źródłem informacji
środowiskowej są zmiany w strukturze populacji ryb, aniŜeli uproszczone stwierdzenie, Ŝe dany gatunek jest juŜ
zagroŜony lub ginący w danym zbiorniku. Jeziora Polski, znajdujące się w przewaŜającej części w rejonie
południowej granicy oddziaływania zlodowacenia bałtyckiego są ekosystemami młodymi, wraŜliwymi na
zmiany środowiskowe i reagującymi na nie przyspieszeniem procesu starzenia się i zanikania. Proces ten jest
szczególnie widoczny w ostatnim półwieczu, kiedy pod wpływem nasilonej antropopresji, między 1954 a 1991
rokiem zniknęło 2215 jezior, to jest 23.8% ich stanu liczbowego (Choiński 1991). Polska ma wyjątkowo
niekorzystną strukturę wielkości jezior. Ponad połowę ekosystemów stanowią zbiorniki małe (do 10 ha). AŜ
92.8% jezior ma obszar mniejszy od 100 ha (Tab. 1).
Tab. 1: Ilościowe i powierzchniowe zróŜnicowanie jezior w klasach wielkości (wg Choińskiego 1991)
Klasa wielkości w
Liczba jezior
% ogółu
Powierzchnia w ha
% powierzchni
ha
całkowitej
1-5
3115
44,0
7121,3
2,5
5-10
945
13,3
6507,9
2,3
10-20
1048
14,8
14304,9
5,1
20-50
981
13,8
31183,0
11,1
50-100
492
6,9
33875,0
12,0
100-1000
476
6,7
116615,5
41,5
ponad 1000
28
0,4
71791,5
25,5
Razem
7085
100,0
281399,1
100,0
Proces szybkiej sukcesji ekologicznej jezior, wynikający z ich eutrofizacji oraz zmian w strukturze ichtiofauny
(przełowienie większości gatunków) zmusza do pytania, w którym miejscu przemian znajdują się nasze jeziora.
Wskazuje jednocześnie na coraz mniejsze znaczenie klasycznych (statycznych) typologii jezior, opartych na
gatunkach wskaźnikowych, które nie odzwierciedlają stanu faktycznego zmian środowiskowych.
Podstawowym problemem przy podejmowaniu decyzji o wyborze jezior, jako obiektów do monitoringu
środowiska jest brak odpowiednich kryteriów wyboru, co skutkuje niespójnymi programami realizowanymi
przez róŜne instytucje oraz trudnościami w ocenie skutków finansowych monitoringu krajowego. Według oceny
Narodowej Fundacji Ochrony Środowiska, w Polsce do chwili obecnej nie wdroŜono jeszcze kompleksowego
systemu monitoringu przyrody oŜywionej. Funkcjonują tylko programy cząstkowe. W odniesieniu do
ichtiofauny, dobrze opracowane i stosowane są metody monitorowania morskich ryb uŜytkowych. Zasady
monitoringu pozostałych grup ryb nie są jeszcze przygotowane.
Autorzy uwaŜają, Ŝe punktem wyjścia do podjęcia decyzji o wyborze jezior do monitoringu ichtiofauny moŜe
być ich wielkość. Jeziora o wielkości 1-5 ha, stanowiące 44% całkowitej liczby jezior w Polsce mogą być
wyłączone z kompleksowego monitoringu ryb. Są one ostatnim stadium sukcesji ekologicznej, a struktura ich
ichtiofauny jest uproszczona do minimum (tzw. jeziora karasiowe). Nie wyklucza to monitorowania tych
zbiorników ze względu na obecności innych rzadkich obiektów fauny lub flory. Zmiany w strukturze ichtiofauny
pozostałych 56% jezior, o wielkości do 5 ha, powinny być włączone do monitoringu kompleksowego,
prowadzonego w sposób ciągły.
Przesłankami dla takiego wyboru jezior są;
- tempo ich zanikania (moŜna przewidywać na podstawie obecnych tendencji, Ŝe w czasie kolejnego półwiecza
moŜe zaniknąć kolejne 2-3 tysiące jezior). Jako zagroŜone moŜna więc rozpatrywać nie tylko obiekty przyrody
oŜywionej w jeziorach, ale ich całe ich siedliska.
- długoterminowe zmiany w strukturze ichtiofauny są czułym wskaźnikiem zmian środowiska i w połączeniu
z istniejącymi systemami analizy środowiska abiotycznego mogą ułatwić rozumienie procesów przekształcania
się struktury jezior w Polsce.
- analiza długoterminowych zmian w ichtiofaunie jest niezbędna do właściwej oceny poprawności prowadzonej
gospodarki rybackiej, która jest jednym z podstawowych czynników, wpływających na przekształcanie się
jezior. Jeziora są dzierŜawione przez podmioty prywatne, jednak do obowiązków administracji państwowej
naleŜy niedopuszczenie do degradacji tych ekosystemów, będących dziedzictwem narodowym.
32
PROBLEMY WDRAśANIA RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ NA
OBSZARACH WIEJSKICH
Waldemar Mioduszewski
Zakład Zasobów Wodnych, IMUZ Falenty, 05-090 Raszyn, e-mail: [email protected]
W pracy przedstawione zostaną powiązania pomiędzy ramową Dyrektywą Wodną a Wspólną Polityką Rolną.
Ocenione zostaną dotychczasowe działania i wskazane propozycje dalszych. Z wszystkich działań gospodarki
narodowej rolnictwo posiadać będzie największy udział we wdraŜaniu RDW. Rolnictwo jest bowiem
specyficznym uŜytkownikiem wody i wyraźnie odróŜniającym się od innych uŜytkowników. Wynika to z jego
przestrzennego charakteru (60% powierzchni kraju), duŜej objętości zuŜywanej wody w procesie
ewapotranspiracji, występowania zanieczyszczeń o charakterze obszarowym lub rozproszonym, regulacji
stosunków wodnych (nawodnienia i odwodnienia) na duŜych powierzchniach, w tym cennych
przyrodniczo.Podejmowane dotychczas działania w zakresie wdraŜania RDW ograniczają się głównie do
ochrony jakości wód przed zanieczyszczeniami rolniczymi. Jest to niemniej waŜne zagadnienie, którego
realizacja powinna być kontynuowana, a w wielu przypadkach intensyfikowana i rozszerzana (np. ochrona
obszarów zasilania wód podziemnych). Konieczne jest jednak podjęcie równieŜ działań nad wdroŜeniem
pozostałych celów RDW. Dotyczy to szczególnie zapewnienia dobrego stanu hyfromorfologicznego cieków,
ochrony ekosystemów od wód zaleŜnych, efektywnego korzystania z wody. Istotną rolę we wdraŜaniu RDW na
obszarach wiejskich odgrywać powinien opracowywany obecnie Program Operacyjny Rozwoju Obszarów
Wiejskich na lata 2007-2013.
ZBIOROWISKA OKRZEMEK EPILITYCZNYCH WYBRANYCH POTOKÓW
SUDETÓW I PRZEDGÓRZA SUDECKIEGO
Joanna Picińska-Fałtynowicz
Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej Oddział we Wrocławiu ul. Parkowa 30, 51-616 Wrocław
e-mail: [email protected] tel.: (071) 3282826, fax: (071) 3283601
Opracowano zbiorowiska okrzemek epilitycznych z 7. potoków sudeckich (typ 3): 5. w Karkonoszach, na
podłoŜu granitowym (Jedlica, Kamienna, Łomnica, Łomniczka i Podgórna) i 2. w Masywie ŚnieŜnika na
podłoŜu wapiennym lub mieszanym (Kleśnica i Morawka) oraz z 7. potoków wyŜynnych krzemianowych
z substratem gruboziarnistym – zachodnich (typ 4) z Przedgórza Sudeckiego (Czerwona Woda, Jamna,
Kamienica, Sobotka, Srebrna, Wierzbnik i Złotna). Określono skład taksonomiczny i w oparciu o gatunki
wskaźnikowe okrzemek wyliczono indeksy: trofii TIDIA (Rott i in. 1999), saprobii S (Rott i in. 1997) oraz
ogólnego zanieczyszczenia IPS (Coste 1982) badanych potoków. W potokach sudeckich zidentyfikowano
łącznie 180 taksonów okrzemek, spośród których we wszystkich lub niemal wszystkich potokach wystąpiły:
Achnanthidium minutissimum, Diatoma mesodon, Fragilaria capucina var. rumpens, Encyonema minutum,
Eunotia minor i Psammothidium helveticum. W potokach Karkonoszy odnotowano ponadto: Eunotia exigua, E.
incisa, Pinnularia subcapitata, Psammothidium marginulatum, P. oblongella, Surirella roba, Tabellaria
flocculosa i Tabellaria ventricosa., a w potokach Masywu SnieŜnika: Achnanthidium biasolettianum var.
biasolettianum, Cocconeis placentula var. pseudolineata, Gomphonema pumilum, Nitzschia dissipata, N.
linearis, Planothidium frequentissimum, P. lanceolatum oraz Reimeria sinuata. Wymienione gatunki
charakteryzowały się z reguły duŜą liczebnością względną. Najmniejszą róŜnorodnością cechowało się
zbiorowisko Podgórnej, a największą – Łomnicy. Indeks trofii TIDIA zmieniał się w zakresie 0,52 – 2,48, indeks
saprobii SI: 1,09 – 1,70, a IPS – od 19,99 do 15,97. Wartości te wskazują na stan ultraoligotrofii lub oligotrofii w
większości potoków, wyjątkowo – eutrofii oraz oligosaprobii lub oligo – β-mezosaprobii. Wartości indeksu IPS
równieŜ określają wody większości tych cieków jako ultraoligotroficzne lub oligotroficzne, niezanieczyszczone
lub nieznacznie zanieczyszczone (klasa 1). W wyŜynnych potokach krzemianowych znaleziono łącznie 153
taksony okrzemek, największą róŜnorodnością cechowało się zbiorowisko w Czerwonej Wodzie, a najmniejszą
– w Sobotce. Do gatunków o największej częstości i z reguły o najwyŜszej liczebności względnej naleŜały m. in.
Achnanthidium minutissimum, Amphora pediculus, Cocconeis placentula var. lineata, Fragilaria capucina var.
33
gracilis, Gomphonema pumilum, Navicula cryptotenella, N. tripunctata, Nitzschia linearis i Rhoicosphaenia
abbreviata. Indeks troficzny TIDIA zmieniał się od 0,79 do 2,84, a indeks saprobii SI od 1,13 do 2,06. Na ich
podstawie wody Złotnej sklasyfikowano jako ultraoligotroficzne (TIDIA 0,79) i oligosaprobowe (SI 1,32),
Kamienicy – jako oligotroficzne (TIDIA 1,15) i oligosaprobowe (SI 1,13), Czerwonej Wody – jako mezotroficzne
(TIDIA 1,95) i oligo-– β-mezosaprobowe (SI1,51), a pozostałych potoków – jako eu- lub eu-politroficzne(TIDIA
2,41 – 2,84) i β-mezosaprobowe (SI 1,87 – 2,02). Indeks IPS w przypadku Złotnej i Czerwonej Wody wskazuje
na 1 klasę (odpowiednio: 19,80 i 18,02) czyli wody ultraoligotroficzne lub oligotroficzne, niezanieczyszczone
lub nieznacznie zanieczyszczone, a w przypadku pozostałych potoków – na 2. klasę tzn. wody o Ŝyzności
w przedziale od oligo- do eutrofii i/lub słabo zanieczyszczone (IPS: 16,20 – 14,70).
ROLA ZLEWNI W OCENIE STATUSU EKOLOGICZNEGO I MONITORINGU
JEZIOR
Ryszard Piotrowicz, Marek Kraska, Piotr Klimaszyk , ElŜbieta Szeląg-Wasielewska, Natalia
Kuczyńska-Kippen
Zakład Ochrony Wód; Uniwersytet im. A. Mickiewicza ul. Drzymały 24; 60-613 [email protected]
tel. 061 829 34 27, fax: 061 829 34 00 Poznań.
Ramowa Dyrektywa Wodna nakłada na kraje członkowskie obowiązek utworzenia rejestru (art. 6) i monitoringu
(art.8) ekosystemów wodnych i siedlisk oraz gatunków uzaleŜnionych od wody, a będących przedmiotem
zainteresowania i ochrony na terenie Unii, zgodnie z Dyrektywami – Siedliskową i Ptasią. Na terenie Polski,
a głównie obszarach Pojezierzy, występują licznie ekosystemy jeziorne będące siedliskami przyrodniczymi
uwzględnianymi przy tworzeniu sieci Specjalnych Obszarów Ochrony - tzw. sieć Natura 2000. Poza
najliczniejszą grupą zbiorników eutroficznych (siedlisko UE – 3150),
wiele jest teŜ niewielkich
i nieprzepływowych jezior o specyficznych właściwościach fizyczno-chemicznych wód i strukturze biotycznej
ekosystemów. Struktura ta zdeterminowana jest charakter podłoŜa i sposób zagospodarowania zlewni. Są to:
•
Naturalne, dystroficzne zbiorniki wodne (siedlisko UE – 3160) - na obszarach o ubogich glebach
piaszczystych i Ŝwirach pozbawianych wapnia i dominacji borów sosnowych i świerkowych w zlewni,
z duŜą subwencją kwaśnych związków humusowych.
•
Miękkowodne „jeziora lobeliowe” (siedlisko UE - 3110) – przy niewielkiej subwencji kwasów
humusowych
•
Twardowodne oligo- i mezotroficzne zbiorniki z łąkami ramienic (siedlisko UE – 3140) - na obszarach
z większą ilością Ca w podłoŜu
W Zakładzie Ochrony Wód UAM prowadzone są od kilkunastu lat badania monitoringowe tych ekosystemów,
początkowo koncentrujące się tylko na siedlisku 3110, a w ostatnich latach poszerzone o zbiorniki ramienicowe
i dystroficzne. Zakres tych prac w znacznej mierze pokrywa się z elementami jakości wód zalecanymi
w wytycznych unijnych. Dotyczy to przede wszystkim fizyczno-chemicznych i biologicznych elementów
jakości wód, a w odniesieniu do elementów hydromorfologicznych zakres prac został poszerzony o morfometrię
i zagospodarowanie zlewni. Wyniki tych prac wskazują na silne zaleŜności stanu tych ekosystemów jeziornych
od zmian w zagospodarowaniu zlewni - wyraŜające się duŜą zmiennością badanych elementów jakości wód.
ZaleŜności te zostały przedstawione na przykładzie 3 ekosystemów jezior lobeliowych. Porównano
morfometrię i sposób zagospodarowania zlewni, specyfikę roślinności makrofitowej jezior, fito- i zooplankton
oraz właściwości fizyczno-chemiczne wód. Zlewnię pierwszego z badanych jezior zajmują seminaturalne lasy
bukowe w typie buczyny pomorskiej i ugorowane tereny rolnicze. Ekosystem tego jeziora lobeliowego naleŜy
określić jako „zrównowaŜony”. Drugie jezioro ma stosunkowo niewielką zlewnię całkowicie pokrytą borami
sosnowymi, borami bagiennymi i torfowiskami wysokimi. W przeszłości została ona antropogennie
przekształcona poprzez nasadzenia sosny i świerka oraz próby osuszania torfowisk - odprowadzanie bogatych
w związki humusowe wód bezpośrednio do jeziora. W efekcie obserwuje się postępującą dystrofizację
i humifikację wód jeziora oraz stopniowe zastępowanie gatunków roślin charakterystycznych dla jezior
lobeliowych przez roślinność typową dla zbiorników dystroficznych. Natomiast zlewnia trzeciego jeziora jest
silnie antropogennie zmieniona, a w samym jeziorze obserwuje się wyraźne symptomy przyśpieszonej
eutrofizacji, w wyniku której nastąpiła niemal całkowita eliminacja izoetidów.Porównanie obecnego stanu tego
ekosystemu z danymi archiwalnymi wskazuję na znaczne nasilenie tych niekorzystnych zmian pod wpływem
antropogennych przekształceń w zlewni w ostatnich latach.
34
Wskazane jest więc uwzględnianie w „Wytycznych metodycznych do monitoringu...”, przynajmniej
w odniesieniu do tego typu ekosystemów wodnych:
•
morfometrii i sposobu zagospodarowania zlewni, poza danymi dotyczącymi morfometrii i reŜimu
hydrologicznego samego zbiornika
•
w grupie elementów biologicznych naleŜy uwzględnić obok fito- takŜe zooplankton, ze względu na
jego rolę w obiegu materii i kształtowaniu statusu ekologicznego wód.
SZTUCZNE I SILNIE ZMODYFIKOWANE ŚRÓDLĄDOWE WODY STOJĄCE:
PROBLEMY KLASYFIKACJI, MONITORINGU I OKREŚLENIA POTENCJAŁU
EKOLOGICZNEGO
Wojciech Puchalski
ul. Orzechowa 35 m. 22, 50-540 Wrocław [email protected]
Sztuczne i silnie zmodyfikowane śródlądowe wody stojące: problemy klasyfikacji, monitoringu i określenia
potencjału ekologicznego.Ramowa Dyrektywa Wodna wyróŜnia kategorię wód silnie zmodyfikowanych przede
wszystkim ze względu na załoŜoną niemoŜliwość, nieopłacalność lub sprzeczność z innymi celami gospodarki
wodnej spełnienia w nich kryterium uzyskania wskaźników dobrego stanu ekologicznego w określonym
terminie. Wprowadza w zastępstwie stanu ekologicznego pojęcie potencjału ekologicznego, który w istniejących
dokumentach ciągle pozostaje terminem enigmatycznym, niedostatecznie zdefiniowanym. W załoŜeniu
wskaźniki potencjału ekologicznego powinny odnosić się do maksymalnego potencjału, określanego przez
wskaźniki stanu dla referencyjnych, zbliŜonych swym charakterem i znajdujących się w pobliŜu naturalnych
zbiorników wodnych. O ile w wielu ekoregionach Europy wodami referencyjnymi dla zbiorników zaporowych
mogą być naturalne jeziora przepływowe, to dla kształtowanych w znacznym stopniu przez lokalne czynniki
geologiczne biocenoz zbiorników południowej Polski (zwłaszcza wyŜynnych, a takŜe np. Siemianówki) trudno
znaleźć podobne odniesienia. Jeszcze bardziej odmienne parametry biotyczne wystąpią w zbiornikach
poeksploatacyjnych, powstałych przez zalanie wyrobisk górniczych.W niektórych krajach Unii wyróŜnienie
i typologia wód silnie zmodyfikowanych i sztucznych zostały juŜ dokonane z uwzględnieniem czynników
hydromorfologicznych jako podstawowego kryterium klasyfikacji. Przedstawiona zostanie propozycja przyjęcia
odpowiednich dla regionalnych warunków Polski kryteriów systemu B w typologii zbiorników sztucznych
i silnie zmodyfikowanych, uwzględniających w znaczącym zakresie warunki geologiczne, krajobrazowe
(pokrycia terenu) i zmienność poziomu wody. Niektóre ze zbiorników zaporowych Polski północnej, w których
utrzymuje się stały poziom wody, mogą nie spełniać parametrów dobrego stanu ekologicznego jedynie
w zakresie wskaźników związanych z rybami migrującymi. Odwrotnie, znaczna amplituda zmian poziomu wody
będzie wpływała na większość wskaźników biotycznych. W typologii naleŜy wziąć pod uwagę równieŜ
prawdopodobieństwo zmian reŜimu wodnego przez jednostkę zarządzającą gospodarką wodną.
Typologia powinna jednocześnie określać cechy potencjału ekologicznego. W sytuacji braku lub
nieadekwatności układów referencyjnych maksymalny potencjał ekologiczny moŜe być określony na podstawie
określonych w przeszłości lub w aktualnie rozpoczętym monitoringu badawczym sytuacji optymalnego
spełniania funkcji ekologicznych. MoŜe być teŜ opracowany na podstawie ekstrapolacji istniejących danych lub
prostego modelowania ekosystemu. Procedury modelowania jakościowego (jak np. Qualitative Reasoning) mogą
być tu pomocnym narzędziem, zwłaszcza w sytuacjach, gdy wyniki badań ilościowych są niedostępne.
W określaniu potencjału ekologicznego szczególnie pomocne mogą okazać się procedury monitoringu
funkcjonalnego, określające charakter, intensywność i zmienność podstawowych procesów ekologicznych, jak
produkcja, dekompozycja lub parametry wymiany substancji między wodą a osadami. Istniejące juŜ
standardowe metody pomiarów pozwalają na określenie sprawności funkcjonowania całego systemu, niezaleŜnie
od zestawu obecnych lub nie gatunków organizmów wskaźnikowych. W omawianych wodach staje się to tym
bardziej waŜne, Ŝe często modyfikacja warunków hydromorfologicznych i chemicznych powoduje uruchomienie
w biocenozach mechanizmów kompensacyjnych, zauwaŜalnych głównie w charakterystyce procesów
ekologicznych.Teoretycznymi podstawami określania potencjału ekologicznego mogą być opisywane
w literaturze hydrobiologicznej koncepcje, jak np. gradientu wspomagania i stresu, systemów uzaleŜnionych od
perturbacji, stabilności, łączności i in.
35
Monitoring zbiorników zaporowych powinien uwzględniać charakterystyczną dla tego typu wód strefowość
i zmienność czasową, związaną z nieregularnymi zmianami hydrologicznymi na tle dynamiki sezonowej.Innym
waŜnym problemem pozostaje określenie zasięgu strefy silnie zmodyfikowanej w rzekach poniŜej zbiorników
zaporowych. O ile powszechnie zauwaŜany jest wpływ zbiorników na ichtiofaunę rzeczną (i związane z nią
parametry stanu ekologicznego), to dane dotyczące wpływu na makrofity zanurzone koryta rzecznego są skąpe,
a mechanizmy oddziaływania są związane z rzadko dotychczas analizowanymi czynnikami chemicznymi, jak
dostępność wolnego CO2.
MOśLIWOŚCI POWIĄZANIA MONITORINGU RZECZNYCH SIEDLISK SIECI
NATURA 2000 Z MONITORINGIEM STANU EKOLOGICZNEGO RZEK
Wojciech Puchalski
ul. Orzechowa 35 m. 22, 50-540 Wrocław: [email protected]
Nizinne i podgórskie rzeki ze zbiorowiskami włosieniczników są jedynym występującym w korytach rzecznych
w Polsce siedliskiem roślinności zanurzonej w systemie Natura 2000 (kod 3260). Występuje ono głównie w
małych i średnich rzekach zachodniej Polski, ograniczone przez zasięgi geograficzne podstawowych gatunków
roślin tworzących to siedlisko.
Występowanie omawianego siedliska moŜna uwaŜać za wskaźnik stabilności hydrologicznej, dostępności
wolnego CO2, obecności nieskolmatowanych, mineralnych osadów dennych, dobrego stanu chemicznego wód
podziemnych zasilających koryto rzeki i prawidłowych ich interakcji z wodami powierzchniowymi. Jest
wraŜliwe na pogorszenie stanu ekologicznego (nadmierną produkcję fitoplanktonu) w jeziorach i zbiornikach
zaporowych połoŜonych powyŜej, jak równieŜ na zwiększone ładunki zawiesiny w korycie rzeki.
Równocześnie jego występowanie zmniejsza erozję denną koryta, istotnie ogranicza stan trofii wód rzeki,
powoduje znaczący wzrost liczebności i róŜnorodności bezkręgowców wodnych oraz stwarza korzystne warunki
dla rozwoju populacji ryb reofilnych. Te funkcje ekologiczne, w przeciwieństwie do innych zbiorowisk roślin
zanurzonych, są spełniane w ciągu całego roku, choć ich intensywność moŜe być zmienna w czasie. Niektóre
odmiany tego siedliska stabilizują stęŜenia fosforanów w wodzie, co ma znaczenie dla procesów
mikrobiologicznych i pośrednio prowadzi do szczególnie wysokiego zagęszczenia fauny bezkręgowców.
Te kryteria wskazują, Ŝe juŜ samo występowanie tego siedliska w formie niezdegradowanej moŜe być uwaŜane
za wskaźnik dobrego stanu ekologicznego odcinka rzeki.
Nadmierny potencjał troficzny wód rzeki moŜe jednak prowadzić do całkowitego pokrycia powierzchni dna
przez rośliny, co jest zjawiskiem niekorzystnym z ekologicznego (ograniczenie stabilności siedliska, wymiana
ryb reofilnych na litofilne) i gospodarczego punktu widzenia (ochrona przeciwpowodziowa).
W podręczniku ochrony siedlisk Natura 2000 (Puchalski 2004) zaproponowano wskaźniki diagnostyczne stanu
ochrony siedliska, takie jak:
• pokrycie powierzchni koryta rzeki przez rośliny,
• stosunek pokrycia powierzchni latem do pokrycia powierzchni jesienią, określający potencjalny zły stan
chemiczny wód podziemnych zasilających rzekę,
• stosunek powierzchni płatów gatunków tolerancyjnych (ubikwistycznych) do nietolerancyjnych
(charakterystycznych dla siedliska), określający efekty eutrofizacji i nadmiernej temperatury wody,
kolmatacji dna lub nadmiernego wycinania,
• stosunek powierzchni płatów rzęśli do płatów włosieniczników, określający zmiany reŜimu
hydrologicznego i sedymentacji zawiesiny.
36
Tego typu monitoring charakteryzuje nie tylko stan samego zbiorowiska roślin, lecz równieŜ warunki
ekologiczne całego koryta rzeki i jego znaczenie jako środowiska Ŝycia bezkręgowców i ryb. Tu monitoring tych
grup fauny, będący częścią składową monitoringu stanu ekologicznego rzek wymaganego przez Ramową
Dyrektywę Wodną, pełni funkcję komplementarną i odpowiada na pytania dotyczące właściwego
gospodarowania siedliskiem, takie jak regulacja zagęszczenia roślin i ich składu gatunkowego. To z kolei
stwarza moŜliwość poprawy stanu i optymalizacji funkcji ekologicznych i gospodarczych całego ekosystemu.
Jest to moŜliwe do osiągnięcia poprzez zabiegi ochronne prowadzone w skali doliny rzecznej (np. regulacja
stopnia zadrzewienia brzegów, uregulowanie gospodarki ściekowej na terenach przyległych) i całej zlewni.
ROLA PARAMETRÓW BIOTYCZNYCH I ABIOTYCZNYCH W OCENIE STANU
EKOLOGICZNEGO JEZIOR ZIEMI LUBUSKIEJ
Andrzej Pukacz 1,Mariusz Pełechaty1, Aleksandra Pełechata2
1
Collegium Polonicum, ul. Kościuszki 1, 69-100 Słubice, e-mail: [email protected],tel. : (95) 7592 380,
fax: (95) 7592 445
2
Zakład Hydrobiologii, Uniwersytet im. A. Mickiewicza, ul. Umultowska 89, 61-614.
Od roku 2002 prowadzone są na Ziemi Lubuskiej badania hydrobiologiczne i hydrochemiczne jezior. Celem
badań jest próba weryfikacji stosowanych metod badawczych w kontekście ich ewentualnej aplikacyjności
w ocenie stanu ekologicznego. Prowadzone badania obejmują zarówno szeroko rozumiane, abiotyczne
parametry siedliskowe, jak i wybrane parametry biotyczne. Z grupy wskaźników abiotycznych wybrane zostały
podstawowe cechy morfometryczne jezior oraz fizyczno-chemiczne cechy wody. W Dyrektywie Ramowej
największy nacisk kładziony jest jednak na metody bioindykacyjne. Wśród wymienianych grup organizmów są
rośliny mikro- i makroskopowe, które w prezentowanych badaniach zostały uwzględnione w grupie parametrów
biotycznych. Szczególną rolę w ocenie stanu ekologicznego odegrać mogą makrofity, których skład gatunkowy
oraz fitocenotyczny, jak i struktura przestrzenna wykorzystywane są powszechnie jako wskaźniki stanu
ekosystemu. Wśród wodnych makrofitów wyróŜnić naleŜy grupę ramienic, uznawanych za bardzo czułe
wskaźniki jakości wód, których duŜą róŜnorodność stwierdzono w badanych jeziorach.Dotychczas zbadanych
zostało ponad 40 róŜnych ekosystemów jeziornych. Większość zbadanych jezior zlokalizowana jest w obrębie
mezoregionu Pojezierze Lubuskie. Pojezierze to jest jednym z najsłabiej zbadanych pod względem
hydrobiologicznym regionów Polski. Ze względu na postglacjalną genezę obszar ten odznacza się jednak duŜą
róŜnorodnością typów ekosystemów jeziornych, zarówno pod względem morfometrycznym jak
i biocenotycznym. Najczęściej spotykanym tu podtypem genetycznym są jeziora rynnowe. W kontekście
zaproponowanej w tym roku przez Koladę i in. abiotycznej typologii jezior, na uwagę zasługuje jednak fakt, iŜ
pod względem powierzchni, najliczniejszymi na Ziemi Lubuskiej są małe jeziora polimiktyczne. Natomiast,
jeziora powyŜej 50 ha, stanowią tylko nieco ponad 10 % wszystkich naturalnych zbiorników jeziornych. NaleŜy
przy tym podkreślić, iŜ wstępne wyniki prowadzonych badań pokazują, Ŝe wśród jezior o powierzchni do 50 ha
jest wiele zbliŜonych do stanu naturalnego, niezwykle cennych przyrodniczo ekosystemów.Przeprowadzone
analizy statystyczne pokazują, iŜ uwzględnione parametry w róŜnym stopniu determinują potencjalne
zróŜnicowanie stanu ekologicznego badanych jezior, co sugerować moŜe konieczność stosowania szeroko
rozumianych badań interdyscyplinarnych, co sugerowane jest takŜe przez Dyrektywę Wodną. Zaobserwowano
ponadto, iŜ istotnym czynnikiem kształtującym stan ekologiczny niektórych ekosystemów jeziornych moŜe być
udział zbiorowisk zanurzonych makrofitów (w szczególności charofitów), w fitolitoralu. Uzyskane wyniki
pokazują równieŜ, iŜ w określonych sytuacjach, zwłaszcza w odniesieniu do małych jezior polimiktycznych,
istotną rolę w ocenie stanu ekologicznego odgrywać mogą relacje pomiędzy poszczególnymi parametrami,
szczególnie oddziaływania pomiędzy makrofitami i fitoplanktonem.
37
OCENA STANU EKOLOGICZNEGO WÓD CIEKU O ZLEWNI SILNIE
ZALESIONEJ ZE SZCZEGÓLNYM UWZGLĘDNIENIEM SUBSTANCJI
BIOGENNYCH
Małgorzata Raczynska1, Sylwia Machula2
1
Akademia Rolnicza, Katedra Ekologii Morza i Ochrony Środowiska, ul. K.Królewicza 4H, 71-550 Szczecin,
e-mail: [email protected], tel.: (091) 423-10-61 w. 268
2
Akademia Rolnicza, Zakład Hydrochemii i Ochrony Wód,
e-mail:[email protected], ul. K.Królewicza 4H, 71-550 Szczecin
Badania małych rzek prowadzonych przez Inspektoraty Ochrony Środowiska ograniczane są najczęściej do
monitoringu regionalnego, głównie w celu określenia wielkości i wpływu niesionych przez nie zanieczyszczeń
na większe rzeki. Monitoring ograniczony jest przy tym prawie zawsze do ich odcinków ujściowych, brak jest
natomiast badań nad stopniem zanieczyszczenia wód takich małych cieków jak Osówka niosących
zanieczyszczenia z terenów wielkomiejskich. Poziom zawartości związków biogennych jest czynnikiem bardzo
istotnym w funkcjonowaniu ekosystemów rzecznych, dlatego teŜ podjęto badania cieku Osówka w roku 2003.
Potok Osówka płynie w Lasku Arkońskim, połoŜonym w północnej części Szczecina, a składa się z cieku
głównego, dwóch małych dopływów lewobrzeŜnych oraz dwóch małych i dwóch duŜych dopływów
prawobrzeŜnych. Długość Osówki, od źródła znajdującego się na osiedlu Osowo, do ujścia w Jeziorze Goplana
wynosi 5,4 km. Ze względu na znaczne nachylenie terenu, przez który przepływa potok, posiada on charakter
zbliŜony do cieku górskiego. Wszystkie badane substancje biogenne utrzymywały się na typowym dla wód
pstrągowych poziomie, w związku z tym obszar ten powinien być traktowany jako obiekt szczególnej ochrony.
OKRZEMKI BENTOSOWE W OCENIE JAKOŚCI WÓD PŁYNĄCYCH NA
PODSTAWIE WYBRANYCH RZEK W RAMACH PROJEKTU STAR
Barbara Rakowska, Joanna śelazna-Wieczorek, Ewelina Szczepocka Katedra Algologii
i Mikologii Uniwersytet Łódzki
Okrzemki zasiedlają wszystkie ekosystemy wodne lub związane ze stałą wilgotnością siedlisk. Są one
znakomitymi wskaźnikami cech środowiska tj. temperatura, prędkość przepływu, odczyn wody, róŜnego typu
zanieczyszczenia, zawartość związków biogennych. Sporządzane są listy zawierające dane o preferencjach
okrzemek wobec parametrów fizyko-chemicznych środowiska na podstawie których tworzone są programy
komputerowe słuŜące do oceny jakości wody. Obecnie w Europie, w tym takŜe w Polsce stosowany jest program
OMNIDIA, który zawiera taksonomiczną i ekologiczną bazę danych o 7500 taksonach okrzemek.
Spośród 25 rzek opracowanych w projekcie STAR wybrano 5, róŜniących się stopniem zanieczyszczenia
i dokonano biologicznej oceny jakości wody z uŜyciem programu OMNIDIA. Były to następujące rzeki: Grabia,
Korytnica, Meszna, Narew, Ner. Próby bentosu zbierano w miejscach rzeki o średnim przepływie. Wybrane
rzeki porównywano na podstwie indeksów TDI, IPS, GDI. Warości indeksów oraz struktura zbiorowisk
okrzemek zmieniały się wraz ze zmianą jakości wód tych rzek. Rzeki o najlepszej jakości wody: Korytnica,
Narew, Grabia wykazywały średnie wartości indeksów GDI i IPS, co wskazuje na III klasę jakości wody, udział
gatunków wskazujących na zanieczyszczenia był niski od 1% do 11%, saprobowość wg Van Dam (1994)
klasyfikuje te wody do strefy beta-mezosaprobowej, udział gatunków wraŜliwych wg Lange-Bertalota (1979)
był w tych rzekach największy. Rzeka Meszna i Ner charakteryzowały wartości indeksów IPS od miernego do
złego, co wskazuje na IV i V klasę jakości wody, GDI od średniego do miernego – III i IV klasa, udział
gatunków wskazujących na zanieczyszczenia był odpowiednio 27,0% i 33,7%, saprobowość wg Van Dam
(1994) w obu rzekach - alfa-mezosaprobia, udział gatunków tolerancyjnych wg Lange-Bertalota (1979) był
bardzo duŜy.
38
WYSTĘPOWANIE POTENCJALNIE CHOROBOTWÓRCZYCH GRZYBÓW
W WODACH JEZIORA CHARZYKOWSKIEGO – ZABORSKI PARK
KRAJOBRAZOWY
Anna Rózga1, BłaŜej Rózga2, Piotr Babski2 Anna Wójcik1, Piotr Kurnatowski1
1
Katedra Biologii i Genetyki Medycznej, Uniwersytet Medyczny, 90-647 Łódź,
Pl. Gen. J. Hallera 1
2
Katedra Termobiologii, Instytut Biofizyki, Uniwersytet Łódzki, 90-237 Łódź,
ul. S. Banacha 12/16
Stacja Przyrodnicza „Suszek” Projekt badawczy Nr 2 P04G 049 27
Koncepcja monitoringu jezior (Kudelska i wsp. 1994) przedstawiona jako wytyczne monitoringu podstawowego
jezior oprócz parametrów fizyczno-chemicznych wód uwzględniająca parametry biologiczne i obejmująca ocenę
ilościową i jakościową gatunków wskaźnikowych nie uwzględnia grzybów. Szereg autorów zajmujących się
oceną czystości wód rzek, jezior, studni czy kąpielisk uwaŜa, Ŝe zagadnienie to wymaga badań kompleksowych,
określających parametry fizyko-chemiczne, hydrobiologiczne, mikrobiologiczne oraz mikologiczne danego
zbiornika..Jezioro Charzykowskie leŜące w dorzeczu Brdy wchodzi w obszar Zaborskiego Parku
Krajobrazowego, a od lipca 1996 r. zostało włączone do otuliny Parku Narodowego „Bory Tucholskie”.. Wody
tego jeziora są wykorzystywane w gospodarce rybackiej, jest ono obiektem rekreacyjnym, stanowi zbiornik
wody pitnej i odbiornik ścieków, które dopływają Brdą (III klasa czystości), Strugą Jarcewską, będącą
odbiornikiem ścieków z Chojnic (wody pozaklasowe), Strugą Siedmiu Jezior (I-II klasa czystości), której
zlewnia obejmuje teren Parku Narodowego „Bory Tucholskie”. oraz Strugą Czerwona-Kopernica (I-II klasa
czystości).Celem
pracy
była
ocena
występowania
potencjalnie
chorobotwórczych
grzybów
w wodzie jeziora Charzykowskiego, w 5 ciekach zasilających jezioro i w rzece Brdzie wypływającej z jeziora.
Lokalizację stanowisk przedstawia rycina 1. Jednocześnie oceniano czystość wody oznaczając parametry fizykochemiczne i mikrobiologiczne zgodnie z ”Wytycznymi Monitoringu Podstawowego Jezior” (Kudelska, Cydzik,
Soszka, 1994, Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa).Wodę do badań pobierano z trzech stanowisk na
jeziorze, wyznaczonych na trzech plosach, w miejscach o największej głębokości. Wodę z dopływów i odpływu
pobierano w bezpośredniej bliskości jeziora z następujących cieków:1. Struga Siedmiu Jezior,2. Jarcewska
Struga,3. Struga Wolność,4. Czerwona Struga,5. Brda –dopływ,6. Brda –odpływ. Badane jezioro jest zaliczone
do II klasy czystości wody i II kategorii podatności na degradację. Materiały do badań pobierano w 2005 r.,
w okresie wymieszania wiosennego i stagnacji letniej ze stanowisk na powierzchni i przy dnie. W tym samym
okresie pobierano wodę z cieków. Badania prowadzono w Stacji Przyrodniczej Uniwersytetu Łódzkiego
w Suszku. Diagnostykę mikologiczną w oparciu o cechy morfologiczne i biochemiczne wykonano
w Zakładzie Biologii i Parazytologii Lekarskiej UM w Łodzi.
39
Grzyby chorobotwórcze w wodzie jeziora Charzykowskiego
wiosna 2005
Cryptococcus laurentii
Candida colliculosa
Candida ciferrii
lato 2005
Rhodotorula minuta
Rhodotorula sp.
Cryptococcus laurentii
Cryptococcus albidus
Klockera apiculata
Grzyby chorobotwórcze w wodzie cieków związanych z jeziorem Charzykowskim
wiosna 2005
lato 2005
Rhodotorula sp.
Struga Wolność
Rhodotorula rubra
Struga Wolność
Cryptococcus albidus
Struga Wolność
Candida colliculosa
Jarcewska Struga
Candida lusitaniae
Jarcewska Struga, Czerwona Struga
Candida tropicalis
Brda dopływ
Cryptococcus albidus
Struga Wolność
Candida pelliculosa
Struga Wolność
Tylko dla niektórych grzybów wody jezior mogą być właściwym środowiskiem rozwoju postaci anamorficznych
(Rhodotorula, Trichosporon, Cryptococcus), wytwarzających się takŜe w ustroju człowieka i innych ssaków.
Niektóre gatunki w środowisku wodnym mogą rozmnaŜać się płciowo (stadium teleomorficzne), co
w zasadniczy sposób wpływa na rozprzestrzenianie się i tworzenie rezerwuarów grzybów chorobotwórczych.
Wydaje się, Ŝe wszystkie gatunki grzybów wykrywane w wodach, wcześniej opisane
u człowieka jako czynniki etiologiczne grzybic, powinny być brane pod uwagę przy ocenie jakości wód oraz
moŜliwości rozprzestrzeniania się grzybów chorobotwórczych w ekosystemach wodnych.
METODY OCENY STANU EKOLOGICZNEGO RZEK OPARTE NA
MAKROFITACH W WARUNKACH RZEK NIZINNYCH W POLSCE
Szoszkiewicz Krzysztof, Staniszewski Ryszard, Zbierska Janina, Jusik Szymon, Kupiec Jerzy
Katedra Ekologii i ochrony Środowiska, Akademia Rolnicza im. A.Cieszkowskiego
Poznań 61-691, ul. Piatkowska 94C; e-mail: [email protected]
Ocena stanu ekologicznego wód powierzchniowych według Ramowej Dyrektywy Wodnej powinna opierać się
na metodach bioindykacyjnych oraz uzupełniająco na hydromorfologii i hydrochemii. Wśród metod
biologicznych zakłada się wykorzystywanie w monitoringu czterech grup organizmów: makrofitów,
fitoplanktonu, makrozoobentosu oraz ichtiofauny. Dotychczas w naszym kraju nie podejmowano prób kalibracji
tych systemów. Największe niedostatki występują w odniesieniu do makrofitów.
Celem pracy było porównanie najwaŜniejszych systemów oceny rzek wykorzystujących makrofity oraz
określenie moŜliwości zastosowania ich w warunkach niŜu Polskiego. Badania prowadzono w latach 2003-2004
w ramach międzynarodowego projektu europejskiego STAR. Analizy objęły metodę brytyjską - Mean Trophic
Rank (MTR), francuską - Indice Biologique Macrophytique en Rivière (IBMR), irlandzką - Macrophyte Index
Scheme (MIS), oraz trzy metody niemieckie - Trophäe-Index Macrophyten (TIM), Macrophyte Index (MI)
i Reference Index (RI).
40
Ocenę poszczególnych systemów oparto o analizę porównawczą wykorzystywanych list gatunków
wskaźnikowych z naszą rodzimą florą oraz z roślinami stwierdzonymi podczas badań na rzekach nizinnych
w Polsce. Dla najbardziej obiecujących systemów sprawdzono moŜliwość ich wykorzystania w systemie
5-stopni jakości ekologicznej wymaganych w Ramowej Dyrektywie Wodnej.
Badaniami objęto 30 stanowisk zlokalizowanych na 29 średnich (powierzchnia 100-1000 km2) rzekach
nizinnych (<200 m n.p.m.). Badania roślinności przeprowadzono w sezonie letnim 2003 (od końca czerwca do
początku sierpnia) standardową metodą Mean Trophic Rank Obejmowały one spis flory kaŜdorazowo na 100metrowym odcinku cieku oraz określenie w skali 9-stopniowej udziału kaŜdego taksonu w pokryciu badanej
powierzchni rzeki.
Badania wykazały, ze poszczególne systemy oceny rzek oparte na makrofitach wykazują duŜe zróŜnicowanie
w liczbie taksonów wskaźnikach. NajdłuŜszą listę roślin wskaźnikowych posiada francuski IBMR (210), dalej
MTR (129) i RI (101). Pozostałe trzy systemy opierają się na bardzo małej puli gatunków (poniŜej 50).
Stwierdzono, Ŝe większość z tych roślin występuje w Polsce, przy czym w przypadku IBMR i RI wiele z nich to
gatunki rzadkie w Polsce (poniŜej 100 stanowisk). W analizowanych rzekach najwięcej taksonów
wskaźnikowych stwierdzono w przypadku indeksów IBMR i MTR - odpowiednio 68 i 78) tab. 1).
Dla metod, które wykazały najlepsze przystosowanie do warunków Polski, czyli MTR i IBMR, sprawdzono
moŜliwość zastosowania w monitoringu na potrzeby RDW, poprzez obliczenie prawdopodobieństwa błędnego
zaklasyfikowania rzek w systemie 5 klas stanu ekologicznego. MoŜliwość popełnienia błędu wynosi 15-20% dla
środka przedziałów klasowych. Taki poziom błędu stwarza moŜliwość zastosowania tych metod w warunkach
nizinnych rzek Polski.
Ryc. 1. Liczba taksonów wskaźnikowych stwierdzonych podczas badań
41
MOśLIWOŚCI WYKORZYSTANIA SYSTEMU RIVER HABITAT SURVEY W
OCENIE HYDROMORFOLOGICZNEJ RZEK NA POTRZEBY RAMOWEJ
DYREKTYWY WODNEJ
Szoszkiewicz Krzysztof, Janina, Staniszewski Ryszard, Jusik Szymon, Zgoła Tomasz
Katedra Ekologii i ochrony Środowiska, Akademia Rolnicza im. A.Cieszkowskiego
Poznań 61-691, ul. Piatkowska 94C; e-mail: [email protected]
Brytyjska metoda River Habitat Survey (RHS) jest jednym z najwaŜniejszych systemów waloryzacji
morfologicznej rzek, jaki rozwinął się w ostatnich latach w Europie. System ten wykorzystywany jest w Wielkiej
Brytanii na szeroką skalę od początku lat 90-tych. Obecnie jest on adoptowany w innych krajach gdzie staje się
waŜnym narzędziem oceny ekomorfologicznej rzek na potrzeby Ramowej Dyrektywy Wodnej.
Metoda RHS umoŜliwia precyzyjną analizę róŜnych elementów biotopu rzeki i doliny rzecznej. Pozwala
równieŜ na syntetyczną (liczbową) ocenę stopnia antropogenicznego przekształcenia oraz naturalności cieku.
Badania metodą RHS opierają się na opisie 500-metrowego odcinka rzeki, w 10 profilach rozmieszczonych co
50m. Jest on uzupełniony sumaryczną charakterystyką całego badanego odcinka. Uwzględniane są m.in. typ
przepływu, substrat dna i brzegów, strukturę roślinności wodnej i brzegowej, uŜytkowanie brzegów, zjawiska
erozji brzegowej, sposób sedymentacji, budowle wodne i przekształcenia techniczne. Wykonywany jest ponadto
opis doliny oraz pomiar wybranych charakterystyk koryta. Spośród syntetycznych wskaźników RHS,
szczególnie przydatne są dwa: wskaźnik przekształcenia siedliska (Habitat Modification Score - HMS), który
określa zakres przekształceń w morfologii cieku oraz wskaźnik naturalności siedliska (Habitat Quality
Assessment - HQA), który opiera się na obecności oraz róŜnorodności naturalnych elementów koryta i doliny
rzecznej.
Celem badań była ocena moŜliwości zastosowania RHS do oceny hydromorfologii cieków w rozumieniu
Ramowej Dyrektywie Wodnej. Badania prowadzono w latach 2003-2004 w ramach międzynarodowego projektu
europejskiego STAR. Badano prawdopodobieństwo błędnej klasyfikacji cieku w oparciu o wskaźniki
zmienności wyznaczone dla średnich rzek nizinnych w Polsce. W ostatnim etapie wskazano na elementy
systemu RHS, które stanowią potencjalnie główne źródło błędu w prowadzonych badaniach.
Wyniki analiz wykazały, Ŝe głównym źródłem błędu w prowadzonych badaniach jest czynnik personalny
(polegający na niejednolitej ocenie zmiennych środowiskowych przez osoby wykonujące pomiary terenowe).
Obliczono, Ŝe odpowiedzialny jest on za 6% błędu dla wskaźnika HMS i 11% dla HQA. Oszacowana zmienność
interpersonalna powoduje wysokie prawdopodobieństwo błędnego zaklasyfikowania rzek dla obu liczbowych
wskaźników RHS. Prawdopodobieństwo błędnej klasyfikacji, w przypadku HQA było bardzo wysokie, podobne
dla wszystkich pięciu klas jakości i wynosiło 40% dla środka przedziału (ryc. 1). W przypadku HMS wartości te
były niŜsze dla trzech pierwszych klas wskazujących na najwyŜsze przekształcenie. Prawdopodobieństwo błędu
dla tego wskaźnika było natomiast duŜo wyŜsze (przekraczające 50%) dla dwóch najwyŜszych klas,
wskazujących na najmniejsze przekształcenie rzeki (ryc. 2).
Dalsze analizy oparte o symulowany błąd obniŜony o 50% wykazały znacznie niŜsze wartości
prawdopodobieństwa niewłaściwego zaklasyfikowania rzek w przypadku HQA (spadające poniŜej 10%
pomiędzy przedziałami) (ryc. 1). Natomiast w przypadku wskaźnika HMS, dwie najwyŜsze klasy nadal
prezentowały bardzo wyskoki poziom prawdopodobieństwa popełnienia błędu (ryc. 2).
Analiza atrybutów składowych wskaźnika HQA wykazała, Ŝe największe znaczenie dla jego końcowej
wartości mają: roślinność wodna, struktura roślinności na skarpie oraz typ przepływu. Z kolei wartość wskaźnika
HMS jest w głównej mierze uzaleŜniona od rodzaju i natęŜenia modyfikacji w przekrojach badawczych.
Przeprowadzone badania wykazały, Ŝe zastosowanie systemu RHS do klasyfikacji hydromorfologicznej
rzek wg 5-stopniowej skali wymaga zmniejszenia zmienności czynnika personalnego, co moŜna osiągnąć przez
rozwój systemu szkoleniowego i precyzyjniejszego zdefiniowana poszczególnych atrybutów. ObniŜony poziom
błędu umoŜliwia wykorzystanie wskaźnika naturalności siedliska HQA w obecnie stosowanej formie, natomiast
wskaźnik przekształcenia siedliska HMS wymaga przebudowy lub zmian wartości granicznych poszczególnych
klas jakości siedliska. Analiza kluczowych atrybutów odpowiedzialnych za wartości wskaźników HQA i HMS
pozwoliła z kolei zidentyfikować kluczowe punkty, na które naleŜy zwrócić szczególną uwagę podczas
szkolenia specjalistów w zakresie wykonywania oceny RHS.
42
Prawdopodobieństwo błędnej oceny [%]
60
50
40
30
20
10
0
HQR 0,0
0,2
HQA
0,4
0,6
0,8
1,0
HQA 50% zmienność interpersonalna
Ryc. 1. Prawdopodobieństwo błędnej oceny dla wskaźnika HQA w 5-cio stopniowym systemie klasyfikacji, w przypadku zmienności
interpersonalnej. Zakresy klas: I (0-20), II (>20-40), III (>40-60), IV (>60-80), V (>80).
Prawdopodobieństwo błędnej oceny [%]
70
60
50
40
30
20
10
0
HQR 0,0
0,2
HMS
0,4
0,6
0,8
1,0
HMS 50% zmienność interpersonalna
Ryc. 2. Prawdopodobieństwo błędnej oceny dla wskaźnika HMS w 5-cio stopniowym systemie klasyfikacji, w przypadku zmienności
interpersonalnej. Zakresy klas: I (0-2), II (3-8), III (9-20), IV (21-44), V (>45).
43
UZUPEŁNIENIE ZASAD PARAMETRYZACJI RZEK I POTOKÓW DLA POTRZEB
RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ
Andrzej StruŜyński
Akademia Rolnicza w Krakowie – Katedra InŜynierii Wodnej, ul. Mickiewicza 24/28, 30-059 Kraków
e-mail: [email protected]
W związku z wejściem w struktury Unii Europejskiej nasz kraj zobowiązał się do dostosowania metodyki oceny
stanu ekologicznego wód i obecnie kończy się faza wypracowania wytycznych takiej oceny i jej weryfikacji
w odniesieniu do wydzielonych jednolitych fragmentów wód. W takich warunkach konieczne jest kierowanie się
aktualnymi tendencjami w regulacji i renaturyzacji rzek i potoków nakreślonymi w Ramowej Dyrektywie
Wodnej UE, Prawie Wodnym, Ustawie o Ochronie Przyrody i innych opracowaniach, wytyczających dobre
zasady w renaturyzacji i regulacji rzek blisko natury. Projektowanie regulacji i renaturyzacji rzek i potoków
w myśl wytycznych ekologicznych wymaga dogłębnej i kompleksowej analizy szeregu parametrów i zaleŜności
zbadanych przez człowieka. Pierwszą i w wielu przypadkach jedyną metodą jest ocena parametrów
hydraulicznych. W przeszłości wykonywana na podstawie tradycyjnej praktyki inŜynierskiej, w obecnych
czasach winna być poszerzona o określenie parametrów hydrodynamicznych, zjawisk towarzyszących
przepływom charakteryzującym badane odcinki rzek i zmiany morfodynamiczne występujące w dnie i na
brzegach cieków. Drugą i nierozłączną w przypadku renaturyzacji, częścią opracowania parametrów pracy
koryta cieku w związku z zasadą utrzymania dobrego stanu środowiska rzeki jest głęboka analiza czynników
biotycznych i fizykochemicznych. Czynniki te w sposób pośredni lub bezpośredni wpływają na warunki
przepływu i stabilności dna. Rośliny i zwierzęta zajmujące określone siedlisko spełniają rolę bioindykatorów
i mogą pomóc w parametryzacji badanych odcinków rzek podczas ich kompleksowej ocenie wymaganej przez
obowiązujące dyrektywy. Ocena parametryczna pozwala na scharakteryzowanie stabilnych i niestabilnych
odcinków profilu podłuŜnego cieku. Określenie reŜimu rzeki i następnie szczegółowego opisu charakteru rzeki
na długich i krótkich odcinkach pozwala na wyznaczenie stref występowania erozji dna i brzegów oraz moŜliwej
zmienności biegu rzeki i zmian w jej korycie. Przykładowym elementem parametryzacji szczegółowej jest
wyznaczenie bystrzy i plos podczas niŜówek lub opis stref wymiany wód pomiędzy korytem a łoŜyskiem rzeki
podczas wezbrań. MoŜliwe jest określenie stref z przewagą transportu rumowiska i erozji wgłębnej, odcinków
będących w równowadze pomiędzy dostawą a odprowadzeniem i wreszcie odcinków o przewadze procesów
akumulacji w odniesieniu do wybranych cieków. Parametryzacja została przedstawiona na przykładzie rzek
nizinnych, podgórskich i górskich. W celu scharakteryzowania stanu rzek przygotowany został arkusz oceny
hydrodynamicznej. Jego zastosowanie przedstawione zostało na przykładzie rzeki nizinnej (rzeka Nida na
odcinku uregulowanym i bliskim naturze) oraz górskiej (rzeka Skawa albo potok Krzczonowski ....). Realizacja
tak postawionych załoŜeń wymaga określenia oporów przepływu, wartości parametrów granicznych dla
warunków początku ruchu rumowiska, charakterystyki pokrywy dna szorstkiego, kształtu ziarna i charakteru
zjawisk związanych z przejściem wód wezbraniowych. Jednoczesna analiza wymienionych parametrów wymaga
ich zbiorczego ujęcia i przedstawienia na zasadach porównawczych tak by móc wykazać wpływ poszczególnych
czynników na załoŜenia projektowania i regulacji warunków koryt stabilnych. Uzupełniony arkusz moŜe być
bardzo pomocny przy ocenie wpływu środowiska rzecznego na elementy przyrody oŜywionej i nieoŜywionej.
44
SYSTEM DO MONITOROWANIA ZANIECZYSZCZEŃ WODY OPRACOWANY
W RAMACH PROJEKTU SEWING
Michał Szermer, Krzysztof Ślusarczyk, Andrzej Napieralski
Politechnika Łódzka, Katedra Mikroelektroniki i Technik Informatycznych, al. Politechniki 11, 93-590 Łódź
e-mail: [email protected]
Jednym z głównych zagadnień rozwaŜanych w V Programie Ramowym Unii Europejskiej był problem
zanieczyszczeń wód powierzchniowych, zarówno stojących jak i bieŜących. Projekt SEWING (ang. System for
European Water monitorING), będący jednym z filarów V Programu Ramowego, miał na celu opracowanie
taniego, powszechnego i ogólnie dostępnego systemu wczesnego ostrzegania o pojawieniu sie wcześniej
wspomnianych zagroŜeń. Monitoring obejmowałby nie tylko wodę pitną ale równieŜ rejony podwyŜszonego
ryzyka zanieczyszczenia wody. W załoŜeniach, system podzielony by był na dwie części zintegrowane w jednej
obudowie. Pierwszą byłby zestaw jonoczułych sensorów typu CHEMFET, skalibrowanych w taki sposób, by
kaŜdy z nich wykrywał jedynie jeden, określony wcześniej jon, drugą natomiast część elektroniczna, na którą
składałby się prededykowany układ scalony przetwarzający dane otrzymane z czujników oraz układ przesyłający
wstępnie opracowane dane do głównego serwera. Sercem całego systemu jest czujnik CHEMFET, którym jest
tradycyjny tranzystor typu FET (ang. Field Effect Transistor) ze zmodyfikowaną bramką. Modyfikacja polega na
zastąpieniu tradycyjnej bramki polikrzemowej tranzystora przez membranę czułą na określony jon. Obecnie
opracowane zostały membrany pozwalające na wykrycie następujących jonów: NO3-, Ca2+, NH4+, H+.Taki
czujnik byłby podłączony do scalonych układów przetwarzających takich jak przetwornik analogowo-cyfrowy
i układy kompensujące (np. wpływ temperatury). W projekcie brało udział wiele renomowanych ośrodków
naukowych jak i równieŜ dwie firmy, odpowiadające za opracowanie samego prototypu. Jego konstrukcja
udowodniła fakt moŜliwości skonstruowania urządzenia monitorującego stan wody. Znaczącą rolę w całym
projekcie odegrały dwie polskie uczelnie: Politechnika Warszawska i Politechnika Łódzka. Pierwsza z nich
zajmowała się badaniem przyrządów typu CHEMFET ich pomiarami i nakładaniem membran. Druga z uczelni
opracowała kompletne modele czujników CHEMFET czułych na określone jony, które były wykorzystane do
modelowania całego systemu przez inne ośrodki naukowe z całej Europy. Ponadto na Politechnice Łódzkiej
opracowano fragment części przetwarzającej, jaką stanowił 12-bitowy przetwornik analogowo-cyfrowy typu
sigma-delta. Same matryce czujników CHEMFET mogą być produkowane w Instytucie Technologii
Elektronowej w Piasecznie, co znacząco redukuje koszty produkcji. Na rysunku 2 przedstawiono przekrój
poprzeczny przez strukturę tranzystora CHEMFET oraz zdjęcie wykonanego układu w ITE
w Piasecznie.Schemat blokowy systemu przedstawiony jest na Rysunku 1. Po wykryciu zagroŜenia (zwiększonej
ilości niebezpiecznych dla środowiska określonych jonów), system poprzez odpowiednie medium (sieć
bezprzewodową lub LAN) kontaktuje się z serwerem, gdzie zostaje zapisane informacje o miejscu i czasie
pojawienia się, długości występowania oraz o stęŜeniu niebezpiecznego jonu. Zebrane dane mogą być równieŜ
publikowane niemalŜe w czasie rzeczywistym za pośrednictwem serwera WWW, dzięki czemu będą dostępne
większej liczbie odpowiednich jednostek odpowiedzialnych za usuwanie tego typu zagroŜeń.Obecnie
prowadzone są prace nad redukcją wymiarów oraz obniŜeniem kosztów wytwarzania systemu.
45
KOMPUTER
POŚREDNICZĄCY
SERWER
MATRYCA
CZUJNIKÓW
SERWER
WWW
STRONA
DEDYKOWANY
INTERNETOWA HARDWARE
Ś
R
O
D
O
W
I
S
K
O
BAZA DANYCH
INT.
INT.
Ryc. 1: Schemat blokowy systemu monitorowania wody.
Ryc. 2a: Przekrój poprzeczny przez strukturę tranzystora CHEMFET.
Ryc. 2b: Zdjęcie tranzystora CHEMFET.
ZESPOŁY ICHTIOFAUNY W OCENIE STANU EKOLOGICZNEGO RZEK:
OD WSKAŹNIKA INTEGRALNOŚCI BIOTYCZNEJ IBI DO EUROPEJSKIEGO
WSKAŹNIKA RYB EFI.
Jacek Szlakowski, Paweł Buras, Wiesław Wiśniewolski
Instytut Rybactwa Śródlądowego w Olsztynie, Zakład Rybactwa Rzecznego w śabieńcu,
05-500 Piaseczno, ul. Główna 48, e-mail : [email protected]
Ramowa Dyrektywa Wodna w monitoringu biologicznym ekosystemów wodnych w celu określenia ich statusu
ekologicznego przewiduje wykorzystanie (1) fitoplanktonu, (2) fitobentosu i makrofitów, (3) dennych
bezkręgowców i (4) ryb (EU Water Framework Directive, 2000). Za wykorzystaniem ryb przemawia, Ŝe
występują w większości zbiorników wodnych i rozpoznanie gatunków jest stosunkowo proste. Zespoły ryb,
o charakterystycznej strukturze gatunkowej, troficznej, biomasie i kondycji stwarzają moŜliwość wykorzystania
nie tylko pojedynczych gatunków jako wybranych bioindykatorów, ale i całego ich zespołu do oceny wpływu
46
działalności człowieka na środowisko wodne. Niedogodnością jest metoda pobierania prób (elektropołowy) oraz
czasowe i przestrzenne róŜnice w rozmieszczeniu i występowaniu ryb.Jednym ze wskaźników bazujących na
zespołach ryb, poprzez system składników zgrupowanych w trzech kategoriach opisujących (1) bogactwo i skład
gatunkowy, (2) strukturę troficzną, (3) liczebność i kondycję zespołu ryb, stosowanym dla oceny biologicznej
jakości (integralności) rzeki jest Wskaźnik Biotycznej Integralności (Index of Biotic Integrity, IBI) (Karr, 1981;
Oberdorff i Hughes, 1992) (Tab. 1). KaŜdy składnik wskaźnika odzwierciedla inną cechę jakościową zespołu
ryb, odmiennie reagującą na działanie czynnika stresogennego. Składniki IBI są punktowane a ich suma stanowi
miarę, której poprzez zakres wartości przypisuje się kategorie waloryzacyjne, charakteryzujące poprzez stan
zespołów ryb, stan ekologiczny środowiska (Tab. 2). RóŜnorodność środowisk wodnych, wielkość cieku,
przepływ, termika i Ŝyzność wody pociąga za sobą naturalne zróŜnicowanie zespołów ryb. Stąd wskaźnik IBI
jest modyfikowany poprzez dodawanie, usuwanie i zmienianie składników, tak aby odzwierciedlał regionalne
róŜnice w strukturze zespołów ryb. Przekreśla to niestety powszechność jego stosowania w skali europejskiej.
W tym celu opracowany został nowy wskaźnik, Europejski Wskaźnik Ryb (European Fish Index, EFI), mający
słuŜyć jako obiektywna, standardowa metoda przy ocenie ekologicznego statusu rzek w oparciu o zespoły
ichtiofauny (FAME Consortium, 2004). Jego opracowanie poprzedziło wykonanie bazy danych FIDES
gromadzącej dane o rybach i parametry środowiskowe rzek. Wybrane parametry biologiczne, zbliŜone do
metryk IBI, wraz z parametrami abiotycznymi charakteryzującymi rybny typ rzeki (Tab. 3) i danymi
połowowymi pochodzącymi ze stanowisk uznanych za referencyjne, to jest o naturalnych lub zbliŜonych do
naturalnych warunkach środowiskowych i zespołach ryb, poddano analizie statystycznej wynikiem której jest
probabilistyczny model występowania i zagęszczenia gatunków ryb w rzekach. Porównanie danych z badanego
stanowiska z danymi referencyjnymi (wykonywane automatycznie przez aplikację) waloryzuje stanowisko,
przypisując określony status ekologiczny, w zakresie od złego do wysokiego. Wymagania stawiane przed
wskaźnikami IBI i EFI: środowiska referencyjne, duŜa ilość stanowisk z rzek o róŜnym stopniu przekształcenia,
powodują, Ŝe dotychczasowe zainteresowanie nimi w Polsce było raczej marginalne (Buras i inni, 2004;
Szlakowski i inni, 2004). Dopuszczając jednak moŜliwość wykorzystania ryb w monitoringu stanu
ekologicznego wód, wskaźnik EFI po odpowiednim dostosowaniu i skalibrowaniu do zespołów ryb
występujących w rzekach Polski, mógłby w tym celu z powodzeniem być stosowany.
Wstępne zastosowanie EFI przedstawiono na przykładzie zespołów ichtiofauny rzek Biebrzy, Broku (dopływ
Bugu) i Mierzawy (dopływ Nidy).
Tabela 1. Kryteria punktowania Wskaźnika Integralności Biotycznej (IBI) zaadaptowane do zespołów ryb dorzecza Narwi (Szlakowski J.,
W. Wiśniewolski, P. Buras, 2004: Wskaźnik Integralności Biotycznej (IBI) jako narzędzie do waloryzacji rzek w oparciu o zespoły
ichtiofauny. W: Heese T., Puchalski W. [red.], Bliskie Naturze Kształtowanie Dolin Rzecznych. Monografia. Wyd. Politechniki
Koszalińskiej, Koszalin, 245-262).
Kategoria
Składniki
Bogactwo i skład
gatunkowy
1. całkowita liczba gat. (% MSRL)
2. liczba gatunków toni wodnej (% MSRL)
3. liczba gatunków dennych (% MSRL)
4. liczba gatunków o niskim progu tolerancji
(% MSRL)
5. % osobników płoci
6. grupy wiekowe szczupaka
Skład troficzny
Liczebność i
kondycja ryb
7. % osobników ryb wszystkoŜernycha
8. % osobników invertivorów
9. % osobników ryb drapieŜnych
10. połów na minutę
(% maksymalnego CPUE)
11. % osobników z anomaliami
(choroby, ubytki płetw i ciała)
12. % hybryd
Kryteria punktowania
5
3
1
>67
33-67
<33
>67
33-67
<33
>67
33-67
<33
>67
33-67
<33
<40
>2+
40-65
0+⇒ 2+
>65
0
<10
>25
>15
10-25
10-25
5-15
>25
<10
<5
>67
33-67
<33
<2
<1
2-5
1-5
>5
>5
a
z wyłączeniem płoci
5 punktów – jakość najwyŜsza, 3 - jakość umiarkowana, 1 - jakość najniŜsza
47
Tabela 2. Punktacja Wskaźnika Integralności Biotycznej (IBI) i odpowiadająca kategoria waloryzacyjna.
Punktacja IBI
Kategoria waloryzacyjna
53 – 60
Bardzo wysoka
45 – 52
Wysoka
36 – 44
Zadowalająca
24 – 35
Słaba
12 – 23
Niezadowalająca
Brak ryb
Tabela 3. Parametry stosowane w obliczeniach Europejskiego Wskaźnika Ryb (FAME Consortium, 2004: Manual for the application of the
European Fish Index – EFI. A fish-based method to assess the ecological ststus of European rivers in support of the Water Framework
Directive. Version 1.1, January 2005).
Reakcja na zmiany
Zmienne abiotyczne
Parametry (metryki) biologiczne
antropogeniczne
Struktura troficzna
1. Typ geologiczny zlewni
2. Wielkość zlewni
3. Wysokość n.p.m.
4. Rodzaj przepływu
1. Zagęszczenie inventivorów
2. Zagęszczenie omnivorów
Strategie rozrodcze
5. Obecność jezior w górze rzeki wpływających na 3. Zagęszczenie gat. fitofilnych
stanowisko
6. Średnia roczna temperatura powietrza
4. % gat. Litofilnych
Habitat
7. Spadek rzeki
8. Odległość od źródła
9. Szerokość rzeki
10. Strategia połowu
11. Metoda połowu
12. Powierzchnia połowu
spadek
wzrost
wzrost
spadek
5. Liczba gat. Dennych
6. Liczba gat. Reofilnych
Tolerancja na zaburzenia środowiska
7. % gat. Podatnych
8. % gat. Odpornych
Wędrówki
spadek
spadek
9. Liczba gat. Wędrownych
10. Liczba gat. potamodromicznych
spadek
spadek
spadek
wzrost
ZASTOSOWANIE WSKAśNIKÓW PRZYDATNOŚCI REKREACYJNEJ JEZIOR
W OCENIE W ICH STANU EKOLOGICZNEGO
Andrzej Skrzypczak
Katedra Rybactwa Jeziorowego i Rzecznego, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie,
e-mail: [email protected].
Jeziora uwaŜane są za najcenniejszy składnik przestrzeni geograficznej z punktu widzenia ekologicznokrajobrazowego oraz uŜytkowo-gospodarczego. Coraz wyraźniej akcentowane są ich funkcje turystycznorekreacyjne. Obecność wód naturalnych bezspornie sprzyja bezinwestycyjnemu zwiększaniu atrakcyjności
przestrzeni turystycznej. Podstawowym narzędziem oceny stanu ekologicznego jezior są badania
monitoringowe. Opierają się na systemie analizy jakości wód poprzez wskaźniki fizyko-chemiczne i biologiczne
oraz na określaniu stopnia podatności jezior na degradację z wykorzystaniem wskaźników morfometrycznych,
hydrograficznych i zlewniowych. W 1960 roku Patalas opublikował opracowany przez siebie model punktowej
oceny produktywności pierwotnej jezior, który w świetle dzisiejszych działań monitoringowych naleŜy określić
mianem pierwszej zintegrowanej metody oceny stanu ekologicznego polskich jezior. W świetle rozwijających
się metod analitycznych i badań środowiskowych, w 1994 w Warszawie wydano opracowane przez PIOŚ
„Wytyczne monitoringu podstawowego jezior”. W ich załoŜeniu finalnym produktem systemu monitoringu mają
być komunikatyo jakości jeziora, uwzględniające między innymi: charakterystykę roślinności wodnej jeziora
(zanurzonej i wynurzonej), sposób uŜytkowania gruntów w zlewni bezpośredniej oraz opis aktualnego
uŜytkowania jeziora, ze szczególnym uwzględnieniem uŜytkowania rybackiego. Opracowania takie wnoszą
48
zatem szereg cennych informacji, które istotnie przyczyniają się do wnioskowania na temat stanu ekologicznego
zbiorników. Mankamentem jest, Ŝe wymagają kosztownego monitoringu bezpośredniego. To powoduje, Ŝe np.
parametry oceny podatności jezior na degradację są zwykle aplikowane z kart morfometrycznych, które
wypełniano w latach 50-tych i 60-tych ubiegłego stulecia, podczas sporządzania tzw. planów urządzeniowych
jezior dla inicjowanej wówczas gospodarki rybackiej. Działania takie w znacznym stopniu umniejszają wartość
opracowań końcowych. Badania nad przydatnością rekreacyjną jezior wskazują, Ŝe stan ekologiczny środowiska
wodnego powinien być analizowany w odniesieniu do jakości samej wody oraz poprzez ocenę zjawisk
zachodzących w strefie brzegowej zbiorników. Wszelkie formy uŜytkowania jezior najsilniej oddziałują właśnie
na nią, poniewaŜ aktywność człowieka ma tam najintensywniejszy charakter. W Polsce, przy przewaŜającej
liczbie jezior zeutrofizowanych, o wodach III klasy czystości i pozaklasowych, to charakter strefy brzegowej
decyduje o wartościach uŜytkowych i atrakcyjności turystyczno-rekreacyjnej zbiorników wodnych. Proces
zagospodarowania i uŜytkowania jezior wiąŜe się często z inwestycjami, które z jednej strony chronią
środowisko, a z drugiej prowadzą do przekształceń strefy brzegowej, co wybitnie wpływa na stan ekologiczny
samego zbiornika oraz walory ekologiczne krajobrazu. Przejawia się to między innymi w ograniczeniach
ciągłości układu biocenotycznego strefy roślinności wynurzonej.
Postępująca eutrofizacja oraz uwarunkowania ekonomiczne doprowadziły do zmian w klasycznym modelu
zagospodarowania rybackiego jezior na rzecz modelu rybacko-rekreacyjnego. Wywołało to potrzebę waloryzacji
jezior pod kątem ich przydatności dla wędkarstwa. Ta forma aktywności rekreacyjnej ma w układzie
ekonomicznym znaczenie kluczowe. Ocenę atrakcyjności wędkarskiej jezior metodą mierników syntetycznych,
oparto na analizie 10 cech określających uwarunkowania przyrodnicze środowiska oraz poziom jego
zainwestowania. Osiem z nich bezpośrednio odzwierciedla charakter strefy brzegowej zbiorników. Na ich
podstawie moŜna wyłonić cztery wskaźniki stanu ekologicznego strefy brzegowej jeziora, określające stopień jej
naturalności oraz poziom przekształceń i dewastacji. Wskaźniki te dotyczą ogólnego charakteru strefy
roślinności wynurzonej (helofitów) i pasa zlewni bezpośredniej o szerokości do 100 metrów oraz poziomu
zabudowy hydrotechnicznej w strefie brzegowej jezior (Ryc. 1.).
Szerokość pasa helofitów
Strefa kontaktowa
WODA - LĄD
Charakter zlewni
bezpośredniej
Stopień fragmentacji pasa
helofitów
Poziom zabudowy
hydrotechnicznej
Ryc. 1. Proponowane wskaźniki stanu ekologicznego jezior w ocenie strefy kontaktowej woda- ląd.
OCENA ROLI ŚRÓDMIEJSKICH SZTUCZNYCH ZBIORNIKÓW WODNYCH
W ZACHOWANIU BIORÓśNORODNOŚCI ORAZ POPRAWIE WARUNKÓW
WYPOCZYNKU MIESZKAŃCÓW MIAST, NA PRZYKŁADZIE MIASTA
KRAKOWA
Aleksandra Wagner
Akademia Górniczo-Hutnicza, Wydział Geodezji Górniczej i InŜynierii Środowiska, Katedra Biotechnologii
Środowiskowej i Ekologii 30-059 Kraków, Al. Mickiewicza 30 e-mail: [email protected],
tel.: 0-12/617-2254
Na terenie miasta Krakowa znajduje się stosunkowo duŜo zbiorników wodnych. Obok Wisły i jej dopływów,
terenów podmokłych takich jak Łąki Nowohuckie (pierwszy uznany uŜytek ekologiczny, znajdujący się
w całości w granicach miasta Krakowa) i Łąki w Kostrzu, szczególne znaczenie mają sztuczne zbiorniki wodne,
zazwyczaj powstałe po wydobyciu surowców skalnych. Są one siedliskiem szeregu gatunku zwierząt i roślin,
w tym gatunków objętych całkowitą bądź częściową ochroną. Zgodnie z Dyrektywą Wodną UE (Art. 4, a), (iii))
„Państwa Członkowskie chronią, poprawiają i przywracają stan wszystkich sztucznie i silnie zmienionych części
wód, w celu osiągnięcia dobrego potencjału ekologicznego i dobrego stanu chemicznego wód
49
powierzchniowych [...]”, celowe jest więc zbadanie tego potencjału. Praca skupia się na przedstawieniu
roślinności, a takŜe awifauny trzech wybranych zbiorników wodnych: Przylasek Rusiecki, Bagry, Dąbie. Dane
pochodzą z obserwacji autorki, danych literaturowych, a takŜe przeprowadzonych badań ankietowych. Ponadto
respondenci ankiet pytani byli o subiektywną ocenę stanu samego zbiornika wodnego, jak i jego otoczenia.
Przedstawiono teŜ wyniki analiz fizykochemicznych odnoszących się do zbiorników Przylasek Rusiecki i Bagry.
Najbardziej wartościowa z punku widzenia przyrodniczego roślinność występuje w stawie na Dąbiu. Rośnie tam
grąŜel Ŝółty (Nuphar luteum), gatunek chroniony. Staw na Dąbiu jest równocześnie zbiornikiem poddanym
najsilniejszej antropopresji. Początkowo zajmował on 2,6 ha, jednakŜe po wybudowaniu centrum handloworozrywkowego „Plaza” powierzchnią zmniejszono o ok. 20%. Inwestycja spotkała się z krytyką organizacji
pozarządowych (np. Towarzystwa na Rzecz Ochrony Przyrody), a takŜe obecnie - kilka lat od rozpoczęcia jej
funkcjonowania - część respondentów wypowiadała się o niej zdecydowanie krytycznie (7,7% ogółu
respondentów wypoczywających nad tym zbiornikiem w lecie 2005r.). 6,2% respondentów pośrednio bądź
bezpośrednio wskazywało teŜ na „Plazę” jako podmiot, który winien poprawić stan zagospodarowania
zbiornika. Liczby te mogą wydawać się niewielkie, do ogólnej liczby respondentów wliczono jednak i te osoby,
które nie wyraŜały Ŝadnych opinii. Obecnie zbiornik z punktu widzenia prawnego nie moŜe być uŜytkowany
jako kąpielisko, choć zakaz ten nie jest przestrzegany rygorystycznie. Zbiorniki wodne Bagry (31,4 ha)
i Przylasek Rusiecki (kilkanaście zbiorników o łącznej powierzchni 86,7 ha) połoŜone są w dalszej odległości od
centrum miasta. Dotyczy to zwłaszcza Przylasku, który płoŜony jest blisko wschodniej granicy miasta. Jest on
otoczony terenem o charakterze wiejskim. Oba zbiorniki wykorzystywane są oficjalnie jako kąpieliska. Funkcja
ta nie koliduje z zachowaniem funkcji przyrodniczej, choć zwrócić naleŜałoby uwagę na gromadzenie się zbyt
wielkiej ilości śmieci. Zalew Bagry i jego otoczenie w Studium Zagospodarowania Przestrzennego Miasta
Krakowa zaliczone zostały do kategorii „strefa kształtowania systemu przyrodniczego miasta“.
Tabela: Niektóre parametry fizykochemiczne próbek wody i gleby pobranych w Przylasku Rusieckim
i zbiorniku Bagry dnia 19.07.2005
pH
zasolenie
ng/ml
azot
mS/cm
mg/100 g
Fe
Cu
Zn
Pb
Przylasek
Rusiecki
Bagry
Gleba –
Przylasek
Rusiecki
8,3
0,574
0,42
0,002
0,725
<0,01
5,04
8,2
0,717
0,002
0,083
<0,01
8,5
0,139
0,13
Ppm
2910,0
1,5
10
2
4,48
%N
0,015
PRZEGLĄD NIEMIECKICH PROJEKTÓW BADAWCZYCH ZWIĄZANYCH Z
WDRAśANIEM KRAJOWEGO SYSTEMU OCEN DLA MAKROZOOBENTOSU
WÓD PŁYNĄCYCH WEDŁUG WYMAGAŃ RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ
UNII EUROPEJSKIEJ
Marta Wenikajtys
Zakład Hydrobiologii, Uniwersytet Duisburg-Essen, Niemcy, [email protected]
Zakład Hydrobiologii na Wydziale Biologii i Geografii Uniwersytetu Duisburg-Essen w Niemczech biorze
aktywny udział w szeroko zakrojonej współpracy z europejskimi i krajowymi instytucjami naukowobadawczymi przy opracowaniu krajowego systemu ocen dla makrozoobentosu według wymogów Ramowej
Dyrektywy Wodnej Unii Europejskiej (RDW UE).
Podstawą opracowania systemu ocen dla makrozoobentosu wód płynących były dwa projekty naukowobadawcze: (1) sfinansowany przez Federalny Urząd Środowiska (UBA) projekt dotyczący oceny systemu
saprobowego w oparciu o warunki referencyjne oraz (2) unijny projekt AQEM opracowujący system ocen
i miar ekologicznych dla makrozoobentosu.
50
Efektem projektu saprobowego jest - zrewidowany i odnoszący się do wszystkich typów wód płynących oraz
poszerzony o wskaźnikowe gatunki bentosowe - wskaźnik saprobowy (DIN 38410 nowy). Wskaźnik ten został
wykorzystany jako jeden z modułów do oceny zanieczyszczyszczeń organicznych w systemie ocen dla
makrozoobentosu.
W wyniku projektu AQEM zostały opracowane zasady standaryzacji metod poboru prób, sortowania
i oznaczania oraz opracowania systemu ocen makrozoobentosu, tj. protokół AQEM. Innym waŜnym celem tego
projektu było zbudowanie europejskiej bazy danych na podstawie protokołu zawierającego elementy biotyczne
i środowiskowe.
Prace nad powstaniem systemu ocen zachodzą równocześnie na kilku szczeblach. Opracowanie metodyki i jej
rozwój odbywa się w ramach projektów badawczych wspieranych przez Zespół Roboczy Krajów Związkowych
i Niemiec do Spraw Wody (LAWA) i UBA oraz przy współpracy z innymi placówkami naukowo-badawczymi
(taki jak Instytut Badawczy w Senkenbergu, Uniwersytet Hohenheim).
Następnie propozycja metodyczna jest weryfikowana i modyfikowana przez jednostki administracyjne krajów
związkowych, a następnie zatwierdzana do krajowego systemu monitoringu podczas posiedzeń Podkomisji do
Spraw Wody działającej w ramach LAWA.
Następujące propozycje standaryzacji metodycznej systemu oceny wód płynących - przy powstaniu których
brała udział placówka badawcza przy zakładzie Hydrobiologii UDE -zaakceptowane włączone do krajowego
systemu monitornigu w Niemczech:
• zweryfikowana biocenotycznie typologia wód płynących „a priori” i „top down” według Sommerhauser
i Pottgiesser 2004
• metoda pobiernia prób „Multihabitat Sampling” wypracowana podczas realizacji zadań AQEM
• znormalizowana metoda przebierania prób (zarówno w laboratorium jak i w terenie; protokół AQEM)
• ujednolicony poziom oznaczania organizmów według tak zwanej operacyjnej listy taksonów.
W dalszym ciągu trwają prace nad weryfikacją metody AQEM do krajowego systemu oceny jakości wód.
Głównym załoŜeniem metody jest struktura trójmodułowa:
• moduł saprobowy - opiera się na zrewidowanym wskaźniku saprobowym (DIN 38410 nowym)
dostarcza informacji o zanieczyszczeniu organicznym;moduł zakwaszenia - powstał na podstawie
klas kwasowości według Braukmann & Biss
• moduł degradacji ogólnej - ma strukturę wielometryczną (multimetrics) i opracowany został dla
kaŜdego typu cieków; uwzględnia on pozostały typy stresorów, glównie degradację
hydromorfologiczną
Placówka badawcza UDE współpracowała równieŜ przy opracowaniu pomocniczego programu komputerowego
AQEM do zastosowania w systemie ocen, jak równieŜ organizuje szkolenia metodyczne jednostek
odpowiedzialnych za przeprowadzenie monitoringu. W ramach działalności międzynarodowej z Polską warto
szczególnie podkreślić współpracę z Uniwersytetem Łódzkim, którą zapoczątkował projekt DEMARECO.
Celem tego projektu było zbadanie biocenozy stanowisk referencyjnych dla rzek nizinnych o piaszczystym dnie.
W trakcie realizacji projektu unijnego STAR, który miał za zadanie porównanie, standaryzacje i interkalibracje
biologicznych metod oceny jakości wód w Europie współpraca i wymiana doświadczeń umocniła i rozszerzyła
się o inne placówki badawcze (m.in. Akademię Rolniczą w Poznaniu, Instytut Ochrony Środowiska
w Warszawie, Drawieński Park Narodowy)
WSTĘPNE ZAŁOśENIA INDEKSU OCENY STANU ZBIORNIKÓW
ZAPOROWYCH NA PODSTAWIE ZESPOŁÓW ICHTIOFAUNY
Wiesław Wiśniewolski, Paweł Prus
Instytut Rybactwa Śródlądowego im St. Sakowicza w Olsztynie,Zakład Rybactwa Rzecznego w śabieńcu ,
ul. Główna 48, 05-500 Piaseczno, e-mail: [email protected], tel. (022) 756-20-44/88 fax: (022) 756-20-44/88
1. Typologia zbiorników zaporowych
Na podstawie kryteriów geograficznych (wysokość nad poziom morza), fizycznych (powierzchnia
i średnia głębokość) oraz reŜimu hydrologicznego (czas wymiany wody) proponuje się wyróŜnienie 24 typów
zbiorników zaporowych (Tab. 1).
51
Tabela 1. Typy zbiorników zaporowych wyróŜnione na podstawie kryteriów geograficznych, fizycznych
i reŜimu hydrologicznego.
Grupa
zbiorników
DuŜe nizinne
DuŜe podgórskie
i górskie
Średnie nizinne
Średnie
podgórskie
i górskie
Małe nizinne
Małe podgórskie
i górskie
Typ Nr
Powierzchnia (ha)
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
>1000
>1000
>1000
>1000
>1000
>1000
>1000
>1000
301-1000
301-1000
301-1000
301-1000
301-1000
301-1000
301-1000
301-1000
20-300
20-300
20-300
20-300
20-300
20-300
20-300
20-300
Wysokość
(m n.p.m.)
<200
<200
<200
<200
≥200
≥200
≥200
≥200
<200
<200
<200
<200
≥200
≥200
≥200
≥200
<200
<200
<200
<200
≥200
≥200
≥200
≥200
Średnia głębokość
(m)
≥5
≥5
<5
<5
≥ 10
≥ 10
< 10
< 10
≥5
≥5
<5
<5
≥ 10
≥ 10
< 10
< 10
≥5
≥5
<5
<5
≥ 10
≥ 10
< 10
< 10
Czas wymiany
wody (dni)
≥30
<30
≥30
<30
≥30
<30
≥30
<30
≥30
<30
≥30
<30
≥30
<30
≥30
<30
≥30
<30
≥30
<30
≥30
<30
≥30
<30
Podział zbiorników na klasy wielkości przyjeto według Mastyńskiego (1985), klasy wysokości (m n.p.m.) są
zgodne z załoŜeniami Ramowej Dyrektywy Wodnej. Zastosowano takŜe kryterium średniej głębokości
(zbiorniki płytkie i głębokie) oraz czasu wymiany wody (zbiorniki przepływowe i o charakterze limnicznym).
Proponowny podział ma charakter teoretyczny i wymaga weryfikacji w zestawieniu z danymi o istniejących
zbiornikach. Niektóre typy mogą nie występować w Polsce (np. typ 6 i 14), jednak mogą być spotykane w
innych krajach Unii Europejskiej.
2. Opracowanie kryteriów dla oceny stanu ekologicznego zbiorników zaporowych
Zasady tworzenia kryteriów i systemu oceny zaczerpnięto z pracy McDonough i Hickman, (1999),
z uwzględnieniem modyfikacji przeprowadzonych juŜ dla rzek w Polsce (Buras i in. 2004, Szlakowski i in.
2004). System oceny oparto na schemacie opisanym dla wskaźnika integralności biotycznej IBI (Karr, 1981),
który uwzględnia wyłącznie parametry zespołu ichtiofauny. Podejście takie podyktowane jest sztucznym
pochodzeniem badanych środowisk wodnych, co praktycznie uniemoŜliwia wykorzystanie ich parametrów
morfologicznych i hydrologicznych jako kryteriów oceny potencjału ekologicznego.
Maksymalny potencjał ekologiczny dla poszczególnych typów zbiorników zaporowych, będący
odpowiednikiem warunków referencyjnych dla rzek i jezior, moŜe być określany jedynie na podstawie ocen
eksperckich opartych na istniejącym zasobie wiedzy, ze względu na brak naturalnych środowisk tego rodzaju
(McDonough i Hickman, 1999). asada działania proponowanego wskaźnika polega na przypisaniu zakresom
wartości kaŜdego z kryteriów oceny (Tab. 2) okreslonej liczby punktów (1, 3 lub 5 punków – odpowiednio dla
niskiej, średniej i wysokiej oceny potencjału ekologicznego). Punkty są sumowane, a określonej sumie punktów
(od 12 do 60) przypisuje się jeden z 5 stopni potencjału ekologicznego środowiska zbiornika: bardzo wysoki
(53-60 punktów), wysoki (45-52), dostateczny (36-44), słaby (24-43) i bardzo słaby (12-23).
Zakresy wartości poszczególnych parametrów odpowiadające określonej punktacji (1, 3 lub 5 punków) powinny
zostać opracowane dla kaŜdego z 24 typów zbiorników, z uwzględnieniem ich specyfiki. Natomiast zestaw
kryteriów oceny i zasady przypisywania określonej sumie punktów jednego z 5 stopni potencjału ekologicznego
powinny być jednolite dla wszystkich typów zbiorników, co pozwoli na bezpośrednie porównywanie
uzyskanych wyników. Opracowano przykłaową tabelę wartości kryteriów oceny (Tab. 2.) dla duŜych, nizinnych,
płytkich zbiorników przepływowych (typ nr 2, Tab. 1 - np. Zbiornik Zegrzyński lub Włocławek). Dla wdroŜenia
proponowanego systemu oceny niezbedne jest wykonanie analogicznych tabel dla pozostałych typów
zbiorników zaporowych, a nastepnie przetestowanie działania wskźnika na próbie zbiorników róŜnych typów,
dla których istnieją wystarczająco dokładne dane o składzie ichtiofauny.
52
Tabela 2. Wartości kryteriów dla oceny potencjału ekologicznego duŜych, nizinnych, płytkich zbiorników
przepływowych (typ nr 2, Tab. 1).
Kryterium oceny potencjału ekologicznego
Punktacja (dla zbiorników typu 2, Tab. 1)
Nr
Opis kryterium
5
3
1
1
Całkowita liczba gatunków ryb
>20
15-20
<15
2
Liczba gatunków wraŜliwych
>4
3-4
<3
3
Liczba gatunków ryboŜernych
>4
3-4
<3
4
Liczba gatunków odŜywiających się
>6
4-6
<4
bezkręgowcami
5
Liczba gatunków ryb z grupy rozrodczej
>6
4-6
<4
litofilnych i lto-fitofilnych
6
Całkowita biomasa ryb (kg ha-1)
<400
400-800
>800
7
Procent biomasy ryb ryboŜernych
>25
10-25
<10
8
Procent biomasy ryb odŜywiających się
>25
10-25
<10
bezkręgowcami
9
Procent biomasy ryb wszystkoŜernych
<40
40-70
>70
10
Dominacja (% biomasy gatunku dominuącego)
<30
30-60
>60
11
Procent osobników z anomaliami i zmianami
<2
2-5
>5
chorobowymi
12
Procent hybryd
<1
1-5
>5
Przy tworzeniu kryteriów odnoszących się do ilościowych proporcji grup gatunków w zespole ichtiofauny (Tab.
2) zastąpiono proponowane we wcześniejszych opracowaniach (Karr, 1981, McDonough i Hickman, 1999,
Buras i in. 2004, Szlakowski i in. 2004) kryterium procentu liczby osobników procentem biomasy. Jest to
niezbędne dla wykorzystania w systemie oceny istniejących danych z połowów komercyjnych na zbiornikach
zaporowych (Wiśniewolski, 2002).
3. Zasady zbioru materiałów dotyczących ichtiofauny w zbiornikach zaporowych
NaleŜy podkreślić, Ŝe dla uzyskania miarodajnych danych dotyczących ichtiofauny zbiorników zaporowych
w systemie monitoringowym słuŜącym do przeprowadzenia oceny ich stanu ekologicznego na podstawie ryb,
konieczne jest stosowanie kombinowanych metod zbioru materiałów: elektropołowy, eksperymentalne
i ewentualnie komercyjne odłowy sieciowe (McDonough i Hickman, 1999 Wiśniewolski, 2002). Ponadto zbiór
materiałów prowadzić powinien zespół 4-6 osób przez czas od 2 dni do 4 tygodni (w zaleŜności od wielkości
zbiornika) w określonej porze roku (sierpień-październik), tak aby wyniki były porównywalne między
zbiornikami. Badania monitoringowe naleŜy powtarzać z częstotliwością co 5 lat.
Dopiero tak zorganizowany i odpowiedno finansowany system monitoringu zbiorników zaporowych zapewni
w pełni miarodajne wyniki oceny ich potencjału ekologicznego w oparciu o analizę zespołów ichtiofauny.
GRZYBY POTENCJALNIE CHOROBOTWÓRCZE DLA CZŁOWIEKA
W WODACH ZALEWU SULEJOWSKIEGO
Anna Wójcik, Anna Rózga, Piotr Kurnatowski
Zakład Biologii i Parazytologii Lekarskiej, Katedra Biologii i Genetyki Medycznej Uniwersytetu Medycznego
w Łodzi
Grzyby są naturalnym składnikiem wielu wodnych ekosystemów. Liczebność i skład gatunkowy grzybów zaleŜy
w głównej mierze od ilości materii organicznej, obecności związków azotu i fosforu czy natlenienia zbiornika.
Źródłem mikroorganizmów w zbiornikach wodnych mogą być zanieczyszczenia, zwłaszcza ścieki komunalne
niosące równieŜ potencjalnie patogenne dla człowieka i zwierząt grzyby. Celem pracy była ilościowa
i jakościowa ocena gatunków grzybów potencjalnie chorobotwórczych w strefie litoralnej Zalewu
Sulejowskiego. Ten zbiornik zaporowy utworzony na Pilicy jest głównym źródłem zaopatrzenia w wodę
Aglomeracji Łódzkiej; ponadto pełni funkcje retencyjne, rekreacyjne i energetyczne. Jakość wód Zalewu
Sulejowskiego kształtuje się głównie pod wpływem zanieczyszczeń biogennych i mikrobiologicznych.
53
W okresie kwiecień – wrzesień 2000 roku i kwiecień – październik 2001 roku badano próbki wody warstwy
powierzchniowej (pelagial) oraz wierzchniej warstwy osadów dennych pobieranych z 6 stanowisk na Zbiorniku
Sulejowskim: Tresta-zatoka, Tresta, Borki, Bronisławów, Lubanów, Zarzęcin. Uzyskane próbki wody
o objętości 250 cm3 filtrowano przez filtry Wathmann GF/F o średnicy porów 45 µm. Filtry te następnie płukano
w 20 cm3 jałowego roztworu 0,9% chlorku sodowego. Następnie 1 cm3 uzyskanej zawiesiny,jak równieŜ 1 cm3
zebranych osadów, posiewano na stałe podłoŜe Sabourauda zawierające streptomycynę i gentamycynę.
Po inkubacji 24 godziny w 37oC, a następnie 3-5 dni w 20-25oC liczono wyrosłe kolonie grzybów i przenoszono
je na podłoŜe bez antybiotyków. Diagnostykę mikologiczną przeprowadzono na podstawie cech
morfologicznych i biochemicznych – oceniano zdolność do asymilacji węglowodanów testem API 20C AUX
(bioMerieux) oraz zdolność do asymilowania związków azotowych. W 2000 roku wykryto grzyby w 82,7%
badanych próbek, a w 2001 roku – w 95,4%. W obu okresach badań całkowita liczebność grzybów wykazywała
znaczne wahania(od 0 cfu/dm3 do wartości niepoliczalnych), zarówno w próbach z pelagialu, jak i z osadów
dennych pobieranych na poszczególnych stanowiskach.Wyizolowano 28 gatunków potencjalnie
chorobotwórczych dla człowieka i zwierząt. Z rodzaju Candida – 16 gatunków: C. ciferrii, C. colliculosa,
C. famata, C. glabrata, C. guilliermondii, C. humicola, C. inconspicua, C. kefyr, C. krusei, C. lambica,
C. lipolytica, C. lusitaniae, C. parapsilosis, C. pelliculosa, C. rugosa, C. tropicalis, z rodzaju Cryptococcus dwa
gatunki: C. albidus i C. laurentii, z rodzaju Geotrichum: G. candidum, G. penicillatum , G. capitatum, Kloeckera
apiculata i K. japonica, Rhodotorula glutinis i R. rubra, Saccharomyces cerevisiae, Trichosporon cutaneum i
T. pullulans. Spośród 246 próbek wód pelagialu i osadów pobieranych w 2000 roku zidentyfikowano 356
szczepów naleŜących do 25 gatunków grzybów, natomiast w 2001 – z 153 próbek – 342 szczepy naleŜące do 23
gatunków. W 2000r. najczęściej stwierdzano obecność gatunku R. rubra; wykryto go w 87 próbkach pelagialu
ze 123 badanych i w 11 osadów ze 123; ogółem w 39,8% badanych prób. Następnymi gatunkami pod względem
częstości wykrywania były: G. penicillatum – w 18,3%, T. cutaneum – w 14,6% i C. guilliermondii – w 13,8%
wszystkich prób. W 2001 roku R. rubra takŜe była gatunkiem dominującym; stwierdzono ją w 47,7% prób (w 56
z 77 badanych prób z pelagialu i w 18 z 78 prób osadów). Natomiast kolejnymi pod względem częstości
wykrywania były gatunki: C. guilliermondii – w 40,0% prób, C. famata – w 19,4%, G. capitatum – w 14,9%
i G. penicillatum – w 10,3% badanych prób. Częstość izolowania pozostałych gatunków grzybów nie
przekraczała 10%. W poszczególnych próbach wody z pelagialu i w osadach liczba róŜnych gatunków wahała
się od 0 do 6. W obu badanych okresach, nawet gdy liczba komórek grzybów (cfu/dm3) próbach sięgała
wartości niepoliczalnych, liczba wykrywanych gatunków nie była wysoka, zwykle nie przekraczała jednego lub
dwóch gatunków. Na stanowisku Tresta-zatoka największą liczbę komórek grzybów wyhodowano z próbek
osadu w sierpniu 2000 r. – 240 000 cfu/dm3, a w 2001 r. w czerwcu – 183 000 cfu/dm3. Z próbek toni wodnej –
wzrost zlewny (niepoliczalny) w sierpniu, a w 2001 r. zlewny wzrost stwierdzono we wrześniu. Nieco mniejsze
liczebności stwierdzano na stanowisku Tresta: najwięcej w czerwcu 2000 r.– ponad 106 000 cfu/dm3. Z prób
pobranych na stanowisku Borki najwyŜsze liczebności komórek grzybów wykazano w pelagialu w końcu
sierpnia 2000 r. – wzrost zlewny i w połowie tego miesiąca – 20 000 cfu/dm3; natomiast w osadzie 24 000
cfu/dm3. Na tym stanowisku stwierdzano znaczne róŜnice liczebności: z ok. 30% prób nie izolowano grzybów,
w innych próbach występował wzrost zlewny. W Bronisławowie maksymalną liczebność grzybów stwierdzono
w 2000 r. w sierpniu – 120 000 cfu/dm3 w osadzie; a w Lubanowie – w 328 000 pod koniec września.
W Zarzęcinie najwyŜsze liczebności obserwowano we wrześniu 2000 r. W 2001 r. uzyskane wartości
liczebności na większości stanowisk były znacznie niŜsze. Przedstawione wyniki zwracają uwagę na znaczącą
obecność grzybów ekosystemach wodnych. Wszystkie gatunki znalezione w wodach Zbiornika Sulejowskiego
są potencjalnie patogenne dla człowieka i zwierząt. * praca finansowana w ramach grantu KBN PO4G 033 18
54
WPŁYW WARUNKÓW ŚRODOWISKOWYCH NA SKŁAD FLORY OKRZEMEK
ŹRÓDEŁ STREFY KRAWĘDZIOWEJ WZNIESIEŃ ŁÓDZKICH
Maciej Ziułkiewicz1, Joanna śelazna-Wieczorek2
1
Uniwersytet Łódzki, Wydział Nauk Geograficznych, Katedra Geologii; ul. Narutowicza 88, 90-139 Łódź;
[email protected]
2
Uniwersytet Łódzki, Wydział Biologii i Ochrony Środowiska, ul. Banacha 12/16, 90-237 Łódź;
[email protected]
Źródło stanowi cenny obiekt badawczy, gdyŜ na stosunkowo niewielkiej powierzchni dochodzi tam do
wzajemnego przenikania oddziaływań wielu czynników środowiskowych. Dzięki temu źródło staje się czymś
osobliwym, co wymaga często zabiegów ochronnych.Celem badań realizowanych w ramach grantu KBN nr 3
P04G 05723 było określenie wpływu czynników abiotycznych na zbiorowiska źródliskowe okrzemek.
Badaniami, realizowanymi w latach 2003-2005, raz w miesiącu, zostało objętych dziesięć źródeł, połoŜonych w
strefie krawędziowej Wzniesień Łódzkich, pomiędzy Brzezinami a Zgierzem. Są to wypływy reprezentujące od
IV-tej do VII-ej klasy wydajności Meinzera, funkcjonujące w obrębie dolinnych rozcięć erozyjnych
zróŜnicowanego morfologicznie obszaru, na którym powierzchnia Wzniesień Łódzkich opada ku pradolinie
warszawsko-berlińskiej. Źródła zasilane są przede wszystkim z dwóch warstw wodonośnych. W obrębie
właściwej powierzchni Wzniesień łódzkich oraz górnych partii strefy krawędziowej są to wodonośne utwory
międzymorenowe. Postępując ku niŜszym partiom tej strefy, doliny rozcinają coraz młodsze osady
plejstoceńskie i drenaŜem zostają objęte utwory nadmorenowe. To sprawia, Ŝe źródła funkcjonujące na tym
obszarze róŜnią się pod względem wydajności oraz zasobności drenowanego wodonośca. Pomierzone
i wyliczone dla kaŜdego z badanych źródeł charakterystyki hydrologiczne i hydrogeologiczne odniesiono do
badanego w tym samym okresie stanu algoflory źródeł. Stwierdzono, Ŝe pomiędzy zmiennością wydajności
źródeł, a ilością występujących w nich taksonów okrzemek istnieje istotna korelacja (r = -0,64; p = 0,047), co
oznacza, Ŝe w źródłach cechujących się małą dynamiką zmian wydatku, ilość taksonów okrzemek jest wyraźnie
wyŜsza od źródeł o duŜej zmienności wydatku. W strefie krawędziowej Wzniesień Łódzkich źródła
małozmienne są zasilane z wodonośców wykształconych w rozległych pokrywach sandrowych, o stosunkowo
długim czasie wymiany wody (: 0,38 – 0,7). Długi kontakt z wyługowanymi utworami piaszczystymi nie
sprzyja nasycaniu krąŜących w nich wód związkami mineralnymi. Stąd teŜ wody źródeł, w których notowana
jest duŜa liczba taksonów okrzemek, cechują się niską przewodnością właściwą (0,3 – 0,35 mS · cm-1), niŜszą
twardością ogólną (2,7 – 3,1 mval · dm-3) oraz małą zmiennością stęŜeń głównych jonów, przede wszystkim
wapniowego i wodorowęglanowego. Są to równieŜ wody o słabiej zaznaczającej się antropopresji (niskie
stęŜenia Na+, SO42- i NO3-). Na podstawie uzyskanych wyników udało się równieŜ określić gatunki okrzemek
preferujących takie warunki, np. Navicula antonii, Cocconeis pseudothumensis, Achnanthes clevei.
Na podstawie analizy czasu zatrzymania wody w niszy źródliskowej i gatunków okrzemek w nich
występujących, w przypadku źródła o najdłuŜszym czasie wymiany 5 h 45 min (w pozostałych źródłach wynosi
od 15 sekund do 9 minut), w zbiorowisku znaczący udział mają gatunki okrzemek o duŜych wymiarach komórek
takie, jak: Campylodiscus hibernicus, Craticula ambigua, Amphora ovalis.Pomiar światła (w 5-ciu punktach
niszy, oraz tła), jako czynnika środowiskowego kształtującego zbiorowiska okrzemek, wskazuje na gatunki
tolerujące siedliska zacienione oraz takie o stałym oświetleniu w ciągu roku. Kilkuletnie badania zbiorowisk
okrzemek ekosystemów źródeł pozwolą wyróŜnić składowe czynników hydrochemicznych mających istotne
znaczenie w kształtowaniu warunków siedliskowych dla okrzemek bentosowych.
55
STAN EKOLOGICZNY WÓD W DORZECZU WISŁY OD ŹRÓDEŁ DO UJŚCIA
SANNY
Roman śurek, J.Kwandrans, A.Wojtal, E. Dumnicka, M. Profus, B. Rakowska.
Zakład Badań Ekologicznych, 31–425 Kraków, Rogatka 9
Instytut Ochrony Przyrody PAN, Al. A. Mickiewicza 33 31–120 Kraków.
e-mail: [email protected]
Badania rzek Polski Południowej prowadzono w dwóch kampaniach: rzeki Wisła, Raba, Dunajec i Wisłoka były
badane w roku 2003 a pozostałe w roku 2004. Badania stanu ekologicznego objęły dorzecze Wisły od jej źródeł
do ujścia Sanny. Badania przydatności wód do bytowania ryb zostały wykonane takŜe na Odrze, Opawie, Olzie,
Czadeczce (zlewnia Dunaju) i innych rzekach administrowanych przez RZGW Gliwice.
Odłowy ryb wykonane na prawie wszystkich waŜnych rzekach posłuŜyły m.in. do obliczenia współczynników
EFI. Próby bentosu i okrzemek pobrano ze 140 stanowisk. Stanowiska były zlokalizowane prawie w połowie
odcinka będącego obwodem rybackim. Dawało to charakterystykę jakości wody o wieku 3 do 5 godzin – tyle
trwało dopłyniecie wody od granicy obwodu do punktu pomiarowego, i dalej do opuszczenia dolnej granicy
obwodu. KaŜdy punkt posiada dokumentację fotograficzna, współrzędne geograficzne i podstawowe dane
hydrograficzne rzeki i doliny. Status ekologiczny określono w oparciu o indeks BMW–PL i Współczynnik
bioróŜnorodności (d) wyliczony ze wzoru: d=S/logN. Sugeruje się zmianę wag/punktacji przyjętą dla niektórych
taksonów, tak aby w środkowym biegu duŜych rzek (np. Wisła) o dnie w 100 % piaszczystym lepiej oddać stan
ekologiczny. Klasyfikację na podstawie zbiorowisk okrzemek przeprowadzono w oparciu o 3 indeksy: IPS
(Specific Pollution Sensitivity Index), GDI (Generic Diatom Index) i indeks troficzny TDI (Trophic Diatom
Index). Przyjęte kryteria chemiczne dla określenia przydatności wód do bytowania ryb pokazują, Ŝe poza
kilkoma krótkimi odcinkami, na obszarze zainteresowania RZGW Gliwice i Kraków, nie ma rzek przydatnych
do bytowania ryb łososiowatych i karpiowatych. Przy okazji sugeruje się poprawienie błędu w Dyrektywie
i stosownym polskim rozporządzeniu (Dz.U. 2002 nr 176 poz. 1455) dotyczącego progowej wartości
koncentracji fenoli 2 mg/l – powinno być 0.002 mg/l.
56
STRESZCZENIA POSTERÓW
57
SYSTEM MONITORINGU PRZYRODY NA OBSZARZE NATURA 2000 PUSZCZA
KAMPINOSKA (PLC140001)
Anna Andrzejewska
Kampinoski Park Narodowy, ul.Tetmajera 38, 05-080 Izabelin e-mail: [email protected],
tel.: 22 7226001, fax: 22 7226560
Obszar Natura 2000 „Puszcza Kampinoska” został utworzony na podstawie Dyrektyw Unii Europejskiej: Ptasiej
i Siedliskowej na terenie zwartego kompleksu Kampinoskiego Parku Narodowego i obejmuje powierzchnię
374,70km2. Obowiązek prowadzenia monitoringu przyrody zapisany jest w Dyrektywie Ptasiej (obowiązek
raportowania stanu gatunków ptaków co 3 lata), Dyrektywie Siedliskowej (Art. 11) Ramowej Dyrektywie
Wodnej (Art. 8), a takŜe w polskim prawie (np. Ustawa o ochronie przyrody - Art. 112). Szczegółowe zasady
prowadzenia monitoringu oraz sposoby raportowania nie są jednak jeszcze w pełni ujednolicone dla wszystkich
obszarów (siedlisk, gatunków).Monitoring przyrody na terenie Kampinoskiego Parku Narodowego prowadzony
jest w sposób instytucjonalny od 1994 roku, kiedy powstała na terenie Parku Stacja Bazowa Zintegrowanego
Monitoringu Środowiska Przyrodniczego „PoŜary”. Program stacji obejmuje monitoring klimatu (automatyczna
stacja meteorologiczna w Granicy), zanieczyszczeń atmosfery (obecnie prowadzony przez Wojewódzki
Inspektorat Ochrony Środowiska w ramach Systemu Oceny Jakości Powietrza w województwie mazowieckim),
stanów i chemizmu wód powierzchniowych i podziemnych (w tym stacja monitoringu wód podziemnych
krajowej sieci Państwowego Monitoringu Środowiska), monitoring gleb, roślinności, porostów i wybranych grup
zwierząt (owadów, drobnych ssaków) na obszarze zlewni górnego odcinka Kanału Olszowieckiego
o powierzchni 20,17km2.Od roku 1999 prowadzony jest monitoring stanów wód powierzchniowych
i podziemnych na obszarze KPN i otuliny. Sieć monitoringu obejmuje 56 piezometrów i 22 punkty
wodowskazowe ułoŜone w siedmiu przekrojach o kierunku N-S. Pomiary odbywają się raz na dwa tygodnie.
W wybranych 7 piezometrach pomiar stanów wód odbywa się automatycznie, co godzinę. RównieŜ w 1999 r.
został rozszerzony monitoring klimatu, który obecnie obejmuje 3 stacje meteorologiczne (2 automatyczne,
1 manualna) i 6 punktów opadowych, w których pomiary prowadzone są zgodnie z metodyką Instytutu
Meteorologii i Gospodarki Wodnej.
Ryc. 1: Sieć monitoringu wód w Kampinoskim Parku Narodowym i jego otulinie
58
W 2001 został załoŜony monitoring roślinności na 52 stałych powierzchniach wielkości 400m2, pomiary
odbywać się będą co 5 lat, pierwsze powtórzenie w roku 2006. Prowadzony jest równieŜ monitoring gatunków
roślin restytuowanych. Monitoring owadów prowadzony jest we współpracy z Instytutem Badawczym
Leśnictwa i obejmuje coroczne jesienne poszukiwania zimujących larw i poczwarek gatunków owadów
liścioŜernych. Monitoring zwierząt obejmuje m.in. monitoring liczebności i rozmieszczenia gatunków ptaków
z list Natura 2000: bielik, trzmielojad, bocian czarny (od 1982 r.), derkacz (od 1996 r.), bąk, Ŝuraw, brzęczka
strumieniówka, świerszczak, kropiatka, czarny dzięcioł (od 2000 r.). W ramach monitoringu ssaków prowadzone
są następujące podprogramy: monitoring drobnych ssaków na 5 stałych powierzchniach, monitoring duŜych
ssaków – tropienia po ponowie śnieŜnej na transektach, jesienne liczenia stanowisk bobra, monitoring rysia –
jako gatunku restytuowanego zgodnie z zaleceniami IUCN. Zgodnie z zaleceniami dotyczącymi zarządzania
obszarami Natura 2000 program monitoringu przyrody w Kampinoskim Parku Narodowym będzie musiał zostać
zrewidowany i rozszerzony. Muszą zostać włączone elementy do tej pory nieuwzględniane ze względu na brak
moŜliwości i środków jak np. chemizm wód powierzchniowych i podziemnych, stan ekologiczny wód, rośliny
i zwierzęta zagroŜone znajdujące się na listach Natura 2000 (poza ptakami i ssakami). WdroŜenie tych
programów wymaga podejścia systemowego i określenia jednolitych metod prowadzenia monitoringu przyrody
we wszystkich obszarach Natura 2000 w całej Europie.
TROFIA I KLASY CZYSTOŚCI JEZIOR NA TERENIE ZABORSKIEGO PARKU
KRAJOBRAZOWEGO I PARKU NARODOWEGO BORY TUCHOLSKIE.
Krzysztof Gwoździński1, Ewa Kilańczyk2
1
Katedra Biofizyki Molekularnej Uniwersytetu Łódzkiego, 2Zakład Mikrobiologii, Akademia Świętokrzyska,
ul. Świętokrzyska 15, 25-406 Kielce
Zaborski Park Krajobrazowy (ZPK) utworzony w 1990 r. zajmujący powierzchnię 26 490 ha połoŜony jest
w całości w dorzeczu Brdy w zachodniej części Borów Tucholskich. Obszar parku znajduje się na terenie woj.
pomorskiego w gminie Brusy (ok.2/3 powierzchni) i gminie Chojnice. Południowy kraniec Parku znajduje się
powyŜej miasta Chojnice a wschodni oparty jest o miejscowości Wielkie Chełmy i Leśno (w granicach Parku).
Najdalej wysunięta granica zachodnia dochodzi do miejscowości Konarzyny a północna przebiega przez Jezioro
Skoszewskie powyŜej miejscowości Skoszewo. Zaborski Park Krajobrazowy połoŜony jest na obszarze trzech
mezoregionów: Borów Tucholskich, Równiny Charzykowskiej i Pojezierza Krajeńskiego, w makroregionie
Pojezierza Południowopomorskiego.Teren Parku pokrywają lasy (ok. 68% powierzchni), głównie sosnowe, ale
występuję równieŜ domieszki świerka i drzew liściastych, dębu, buka, brzozy. Liczne jeziora, rzeki, strumienie
zajmujące powierzchnię ok. 13%, decydują o niezwykle cennych walorach przyrodniczych, krajobrazowych i
kulturowych tego obszaru. Pozostałą powierzchnię Parku stanowią łąki, bagna i torfowiska ok. 10% oraz grunty
rolne ok. 9% powierzchni.W 1996 roku wydzielono z terenu parku obszar 4789,34 ha i utworzono Park
Narodowy „Bory Tucholskie” (PNBT) w całości połoŜony jest na terenie gminy Chojnice. Południowa granica
Parku przebiega na wysokości miejscowości Funka, wschodnia oparta jest o wschodni brzeg Jeziora Ostrowitego
a zachodnia o wschodni brzeg Jeziora Charzykowskiego. Od północy Park graniczy z jeziorami, Dybrzk
i Łąckie. W oparciu o współczynnik Carlsona dokonano oceny trofii, a na podstawie innych parametrów klasy
czystości 26 jezior na terenie Zaborskiego Parku Krajobrazowego (w tym zbiorniki o największej powierzchni)
oraz 15 jezior na terenie Parku Narodowego Bory Tucholskie (w tym Struga Siedmiu Jezior) oznaczając
standardowe wskaźniki stosowane w monitoringu wód powierzchniowych (jezior). Obszar obu Parków
charakteryzuje się obecnością zbiorników o zróŜnicowanej trofii oraz klasie czystości, od jezior
hiperoligotroficznych, przez jeziora ,β-mezotroficzne do supereutroficznych. Występują tu takŜe trzy klasy
czystości wód, od I do III. Wśród badanych jezior na terenie ZPK było 7 zbiorników oligotroficznych, 5-αβmezotroficznych 12-eutroficznych i 2 supereutroficzne. W I klasie czystości wód było 10 jezior, w II klasie 14,
w III klasie 2 oraz jedno pozaklasowe. Natomiast w Parku Narodowym Bory Tucholskie występuje 5 jezior
oligotroficznych, 4-mezotroficzne oraz 6-eutroficznych; 7 jezior było w I klasie a 8 w II klasie czystości wód.
59
JAKOŚĆ WYBRANYCH CIEKÓW NIZINY POŁUDNIOWOPODLASKIEJ
WEDŁUG INDEKSU BIOTYCZNEGO BMWP-PL
Małgorzata Korycińska, Jolanta Kwas, Agnieszka Kowalczyk
Katedra Ekologii i Ochrony Środowiska, Akademia Podlaska ul. Prusa 12, 08-110 Siedlce
e-mail: [email protected] tel.: 25 6431215
Badaniami objęto 5 cieków (Liwiec i dwa jego dopływy -Muchawka i Kostrzyń, oraz 2 dopływy Wisły: Wilga
i Okrzejka) na Nizinie Południowopodlaskiej. Analizowano skład taksonomiczny makrofauny zasiedlającej rzeki
na wybranych stanowiskach. Próby do badań pobierano w latach 2002-2005 wiosną, latem i jesienią na 12
stanowiskach Liwca, 5 stanowiskach Muchawki, Kostrzynia i Okrzejki oraz 4 stanowiskach Wilgi. W oparciu
o skład taksonomiczny makrobezkręgowców przetestowano indeks biotyczny BMWP-PL. Ustalono, Ŝe na
większości stanowisk wody rzek odpowiadały III klasie czystości (wartość indeksu 40-69 punktów). Indeks
BMWP-PL jest czułym wskaźnikiem duŜego dopływu do rzek punktowych zanieczyszczeń. Wartość indeksu
poniŜej zrzutu wód z oczyszczalni ścieków często była niŜsza (10-39 punków) w porównaniu z innymi
stanowiskami i wskazywała IV klasę czystości.Analiza składu taksonomicznego makrofauny badanych cieków
w zestawieniu z taksonami wytypowanymi w indeksie BMWP-PL pokazała, Ŝe w indeksie tym nie uwzględniono m.in.
niektórych taksonów takich jak: Ametropodidae (Ephemeroptera), Corduliidae, Aeshnidae, Libellulidae, Lestidae:
naleŜących do Odonata, Phryganeidae (Trichoptera), reprezentujących Coleoptera: Donaciidae, Helodidae,
Curculionidae oraz spośród Diptera: Chaoboridae, Tabanidae, Ephydridae, Dixidae, Muscidae.
MONITORING WYBRANYCH ZANIECZYSZCZEŃ WÓD PRZY ZASTOSOWANIU
NOWYCH KRYTERIÓW EKOTOKSYKOLOGICZNYCH
Robert Mazur
Akademia Górniczo Hutnicza – Kraków, Al. Mickiewicza 30, 30 - 059 Kraków,
Katedra Biotechnologii Środowiskowej i Ekologii; Wydział Geodezji Górniczej i InŜynierii Środowiska
ul. Kawiory 26a, Budynek D11, pok: 217, e-mail: [email protected]
Celem prac badawczych jest opracowanie nowych, bardziej czułych metod monitoringu biologicznego
zanieczyszczeń wód powierzchniowych z zastosowaniem kryteriów embriologicznych dla słodkowodnych
bezkręgowców (Tubifex tubifex) oraz (Lymnaea stagnalis) w relacji do monitoringu stosowanej obecnie
metody na Daphnia magna Straus, nr normy – ISO 341: 1996 Water quality, EN ISO 6341: Przeprowadzono
testy toksykologiczne LD 50% oraz EC50%, dla populacji 50 osobników Tubifex tubifex oraz Lymnaea
stagnalis, testowano róŜne substancje chemiczne, testy 24 h, dokonano porównania wyników z wynikami testów
dla Daphnia magna, jak równieŜ porównano stopień wraŜliwości dla osobników dorosłych oraz ich form
embriologicznych. Wyniki jednoznacznie wskazują na znacznie wyŜsza wraŜliwości na działanie substancji
chemicznych rozwijających się zarodkowy w porównaniu z osobnikami dojrzałymi. Biotesty na Tubifex tubifex
oraz Lymnaea stagnalis wykazują podobny stopień wraŜliwości w porównaniu z biotestem na Daphnia magna.
MoŜna zatem stosować dla tych substancji te testy zamiennie. Wyniki badań detergentów wnoszą szczególnie
waŜne informacje – gdyŜ badane stadia rozwojowe w/w gatunków bezkręgowców wodnych są bardzo wraŜliwe
na ich działanie. Mamy zatem przesłanki naukowe do zaproponowania stosowania kryteriów embriologicznych
dla wcześniejszego wykrywania zaburzeń rozwojowych wywoływanych juŜ przy niskich stęŜeniach badanych
detergentów w wodzie. Opracowano zakres substancji, dla których moŜemy zastosować te testy embriologiczne .
60
GRZYBY POTENCJALNIE CHOROBOTWÓRCZE DLA CZŁOWIEKA
W WODACH JEZIORA OSTROWITEGO I JEZIOR STRUGI SIEDMIU JEZIOR PARK NARODOWY „BORY TUCHOLSKIE”.
Anna Rózga1, BłaŜej Rózga2, Piotr Babski2
1
Katedra Biologii i Genetyki Medycznej, Uniwersytet Medyczny, 90-647 Łódź,
Pl. Gen. J. Hallera 1
2
Katedra Termobiologii, Instytut Biofizyki, Uniwersytet Łódzki, 90-237 Łódź,
ul. S. Banacha 12/16, Stacja Przyrodnicza „Suszek”
Celem
pracy
była
ocena
występowania
potencjalnie
chorobotwórczych
grzybów
w siedmiu jeziorach Strugi Siedmiu Jezior połoŜonych w centrum Parku Narodowego „Bory Tucholskie”,
posiadających wody naleŜące do I i II klasy czystości. Centralną część Parku Narodowego „Bory Tucholskie”
stanowi zlewnia Strugi Siedmiu Jezior o powierzchni 3680 ha. Są to połączone naturalnym ciekiem wodnym
jeziora: Ostrowite, Zielone, Jeleń, Bełczak, Płęsno, Skrzynka i Mielnica.Materiały do badań pobierano w latach
2001 - 2004 w okresie stagnacji letniej ze stanowisk na powierzchni i przy dnie. Lokalizację punktów poboru
prób przedstawiono na rycinie 1. Badania prowadzono w Stacji Przyrodniczej Uniwersytetu Łódzkiego
w Suszku. Diagnostykę mikologiczną w oparciu o cechy morfologiczne i biochemiczne wykonano w Zakładzie
Biologii i Parazytologii Lekarskiej UM w Łodzi.
Grzyby chorobotwórcze w wodzie jezior Strugi Siedmiu Jezior
J. Zielone
2001
Rhodotorula glutinis
Cryptococcus laurentii
Cryptococcus albidus
Cryptococcus neoformans
Rhodotorula glutinis
Rhodotorula rubra
Rhodotorula glutinis
Candida guilliermondii
Rhodotorula glutinis
Cryptococcus neoformans
Candida guilliermondii
Rhodotorula glutinis
Cryptococcus albidus
Cryptococcus uniguttulatus
Cryptococcus albidus
Candida guilliermondii
Rhodotorula glutinis
Trichosporon cutaneum
2002
Rhodotorula glutinis
Candida guilliermondii
Rhodotorula glutinis
Rhodotorula rubra
Cryptococcus neoformans
Cryptococcus albidus
Candida famata
Rhodotorula glutinis
Rhodotorula glutinis
Rhodotorula glutinis
Cryptococcus albidus
Rhodotorula glutinis
2004
Rhodotorula glutinis
Rhodotorula minuta
Cryptococcus albidus
Cryptococcus laurentii
Candida ciferrii
J. Jeleń
J. Bełczak
J. Główka
J. Płęsno
J. Skrzynka
J. Mielnica
Grzyby chorobotwórcze w wodzie jeziora Ostrowitego
2003
Rhodotorula glutinis
Rhodotorula minuta
61
Gęstość populacji wykrywanych w wodach jeziora Ostrowitego i jezior Strugi Siedmiu Jezior gatunków
grzybów zawiera się w szerokich granicach od kilku komórek/dm3 wody, aŜ do niepoliczalnego, zlewnego
wzrostu. Wykryto 11 gatunków grzybów związanych z workowcami (Ascomycota) lub podstawczakami
(Basidiomycota). Występowanie potencjalnie chorobotwórczych dla człowieka gatunków grzybów w wodach
jezior wskazuje na moŜliwość rozprzestrzeniania się i tworzenia rezerwuarów tych grzybów w ekosystemach
wodnych. Zagadnienie oceny czystości wód wymaga kompleksowych badań określających nie tylko parametry
fizyko-chemiczne, ale teŜ w większym stopniu parametry hydrobiologiczne, mikrobiologiczne oraz
mikologiczne danego zbiornika.
Swornegacie
J. Łąckie
K
J.
Park
Drzewicz
a rs
i ńs k
ie
J. Wielkie
Krzywce
Narodowy
J. Błotko
11
9
10
J. Skrzynka
J. Jeleń
J. Nierybno
J. Zielone
5
J. Głuche
2
1
6
J. Płęsno
J. Bełczak
J. Kocioł
7
8
J. Główka
J. Mielnica
12
3
“Bory Tucholskie”
2
J
.C
J . O st
J. Wielkie
Gacno
4
ro w i te
J. Olbrachta
3
4
J. Małe
Krzywce
ha
Bachorze
5
rz
yk o
1
ws
J. Małe Gacno
ki e
Funka
0
0,5
2 km
SPIRODELA OLIGORRHIZA JAKO BIOINDYKATOR METALI CIĘśKICH WÓD
ŚRÓDLĄDOWYCH
Z. Romanowska-Duda 1, M. Grzesik2, M. Kalaji 3, R. J. Strasser4
1
Department of Ecophysiology and Plant Development University of Lodz
Banacha 12/16, 90-237 Lodz, [email protected]
2
Department of Ornamental Nursery and Seed Science Research Institute of Pomology and Floriculture, Pomologiczna 18,
96-100 Skierniewice
3
Department of Plant Physiology, Warsaw Agricultural University SGGW, Poland
4
Bioenergetics Laboratory, University of Geneva, CH-1254, Jussy-Geneva, Switzerland
Wzrost zanieczyszczeń środowiska wodnego związkami toksycznymi w tym metalami cięŜkimi, spowodował
konieczność monitorowania ich szkodliwości, umoŜliwiającego podejmowanie na bieŜąco działań mających na
celu ochronę zdrowia i warunków Ŝycia człowieka. Dotychczasowe metody oceny skaŜeń środowiska są w
większości kosztowne, kłopotliwe i trudne do wykonania oraz często wskazują na szkodliwość tylko niektórych
czynników. Toksyczność metali cięŜkich wynika nie tylko ze stopnia skaŜenia środowiska, ale takŜe z ich
biochemicznej roli, jaką spełniają w procesach metabolicznych oraz ze stopnia wchłaniania i wydalania ich przez
organizmy Ŝywe. Rośliny są głównym odbiorcą składników mineralnych z gleby, wód, w tym niebezpiecznych
metali a jednocześnie głównym ich źródłem w poŜywieniu ludzi i zwierząt.
ZagroŜenie ze strony metali cięŜkich polega głównie na wchodzeniu ich do łańcucha pokarmowego.
Przechodzenie metali cięŜkich do wyŜszych ogniw łańcucha pokarmowego jest uzaleŜnione od naturalnych
barier biologicznych. Szczególnie niebezpieczne dla środowiska i organizmów Ŝywych jest kadm.Główne
zanieczyszczenie wód stanowią ścieki przemysłowe.
62
Pochodzą one z: hut, przemysłu galwanizerskiego, garbarskiego, produkcji nawozów sztucznych, środków
ochrony roślin, z zakładów farbiarskich, włókienniczych, elektrochemicznych, motoryzacyjnych,
energetycznych oraz z zakładów produkujących baterie, akumulatory, katalizatory itp..
Obecność metali cięŜkich w ściekach moŜe być teŜ skutkiem korozji rurociągów, obecnością w detergentach,
odprowadzanymi ściekami z myjni i garaŜy samochodowych.W ostatnich latach poszukuje się bioindykatorów,
które będą uŜyteczne w monitorowaniu wód śródlądowych oraz wskazywały kompleksowe oddziaływanie
skaŜeń na organizmy wodne. Dotychczasowe badania pokazują, Ŝe do tego celu mogą być wykorzystane rośliny
i zwierzęta (biotesty), przy pomocy których istnieje moŜliwość szybkiego określenia stopnia skaŜenia
ekosystemu. Udowodniono, Ŝe rośliny mogą być wykorzystywane w monitorowaniu zanieczyszczeń środowiska
wodnego: metalami cięŜkimi oraz środkami do uzdatniania wody. Ponadto są one łatwiejsze w uŜyciu niŜ
zwierzęta, a metody wykorzystujące rośliny uznawane są za bardziej humanitarne. Wobec niewielu danych
literaturowych, wskazujących na przydatność poszczególnych gatunków roślin i sposobów ich testowania,
konieczne jest opracowanie skutecznych biotestów i wskazanie gatunków roślin, wraŜliwych na poszczególne
rodzaje skaŜenia środowiska oraz określenia markerów przy pomocy których moŜna wykazać tę wraŜliwość.
Celem prezentowanych badań było sprawdzenie wpływu róŜnych dawek [Cd(NO3)2·4H2O] oraz wykazania
stopnia wraŜliwości roślin na ten metal poprzez analizę wzrostu makrofitu, wydajności procesu fotosyntezy
i fluorescencji chlorofilu a (Test JIP), aktywność enzymatyczną: katalazy, fosfatazy kwaśnej i alkalicznej, ocenę
zmian w przepuszczalności membran cytoplazmatycznych, a takŜe pomiar absorpcji metali przez Spirodela
oligorrhiza.Akseniczne kultury Spirodela oligorrhiza hodowano na poŜywce 4N z dodatkiem:
[Cd(NO3)2·4H2O], w dawkach 0,5; 1,0; 2;0 5,0 i 10 mg L-1. Najbardziej widoczne były zmiany aktywności
enzymatycznej katalazy, której aktywność zmniejszyła się o 65%. Aktywność fosfatazy kwaśnej zmniejszyła się
pod wpływem Cd w dawce 0,5 i 1,0 mg L-1 o 25%, a w dawce 10,0 mg L-1 o 48%. Aktywność fosfatazy
alkalicznej zmniejszyła się o 35-55%. Cd w wyŜszych dawkach, spowodował uszkodzenia membran
cytoplazmatycznych. Pomiary fluorescencji chlorofilu a, stworzyły szybką moŜliwość oceny fotochemicznych
reakcji fotoukładu II (PSII) u Spirodela oligorrhiza. Analiza „Pipline” ujawniła i potwierdziła spadek wartości:
absorpcji energii przeliczonej na jedno centrum reakcji (ABS/RC) i na przekrój poprzeczny mierzonej
powierzchni (ABS/ABS) lub (ABS/CS), pozyskiwanie (wychwycenie) energii przez jedno centrum reakcji
(TRO/RC) i przeliczone na przekrój poprzeczny mierzonej powierzchni (TRO/ABS) lub (Tro/CS) oraz poziom
transportu elektronów w przekroju poprzecznym mierzonej powierzchni (ET0/RC) i przeliczony na przekrój
poprzeczny mierzonej powierzchni (ET0/RC) lub (ETRo/CS). Natomiast, odprowadzenie energii w postaci
ciepła z jednego centrum reakcji (DIo/RC) i z przekroju poprzecznego mierzonej powierzchni (DIo/ABS) uległy
zwiększeniu. Równolegle wydajność procesu fotosyntezy uległa zahamowaniu w 90% w obecności najwyŜszej
dawki.Kumulacja Cd przez Spirodela oligorrhiza była uzaleŜniona od dawki. Rezultaty badań mogą sugerować,
Ŝe wzrost Spirodela oligorrhiza, biochemiczne zmiany aktywności enzymatycznej i fotochemicznej (test JIP)
w makroficie mogą umoŜliwić opracowanie markerów wykazujących toksyczny wpływ metali cięŜkich na
rośliny wodne i być uŜytecznym w monitorowaniu wód śródlądowych.
WPŁYW NIESTABILNYCH WARUNKÓW HYDROLOGICZNYCH NA
WYSTĘPOWANIE ROŚLIN I ICH SYMBIONTÓW MIKORYZOWYCH W
ZBIOROWISKACH TERASY ZLEWOWEJ RZEKI PILICY
Beata Sumorok
Międzynarodowe Centrum Ekologii Polskiej Akademii Nauk, 90-364 Łódź, ul. Tylna 3;
[email protected]
Obszary mokradeł, towarzyszące rzekom i jeziorom, mają ogromne znaczenie w bilansie wodnym i procesie
samooczyszczania wody. Pod względem róŜnorodności biologicznej są jednymi z najbogatszych ekosystemów
(Mitsch, Gosselink, 1993).
Terasa zalewowa rzeki Pilicy w okolicy Sulejowa tworzy naturalny obszar rozlewiskowy o siedliskach trwale
lub okresowo podmokłych o zróŜnicowanym typie roślinności, pod względem powierzchni dominują łąki kośne
z klasy Molinio-Arrhenateretea, zbiorowiska szuwarów turzycowych i właściwych z klasy Phragmitetea
(Caricetum gracilis, Phalaridetum arundinaceae), mniejsze powierzchnie zajmują zbiorowiska zaroślowe
(Salicetum pentandro-cinerea) i nasadzenia leśne.
63
Część łąk na badanym terenie jest ekstensywnie wykaszana i wypasana. Na podstawie deniwelacji terenu terasy
zalewowej wykonano cyfrowy model terenu w skali 1:2500, z uwzględnieniem poziomów zatapiania (Koch
2001).
Dla prawidłowego rozwoju roślin we wszystkich zbiorowiskach waŜny jest prawidłowy rozwój ryzosfery.
Grzybnia mikoryzowa grzybów arbuskularnych (AM) i ektomikoryzowych (EM) zwiększa powierzchnię
chłonną korzenia rośliny, co pozwala przetrwać niestabilne warunki hydrologiczne, a takŜe powoduje
zwiększenie odporności na patogeny (Smith i Read 1997).
Status mikoryzowy roślin w zbiorowiskach okresowo zalewanych jest słabo poznany. Rośliny zbiorowisk
mokradłowych uznawane były za niemikoryzowe, mikoryza jednak występuje u nich fakultatywnie, zwłaszcza
w porze suchej (Clayton i Bagyaraj 1984; Wetzel i van der Valk 1996).
Na badanym obszarze o powierzchni 26,6 ha, wykonano 18 zdjęć fitosocjologicznych i stwierdzono
występowanie 125 gatunków roślin naczyniowych.
Badania mikoryz prowadzono w latach 2003-2005 w wybranych płatach roślinności, w gradiencie wilgotności
od siedlisk suchych po podmokłe. W sezonie wegetacyjnym (wiosną i jesienią) pobierano korzenie wybranych
roślin zielnych i drzewiastych, dominujących w zbiorowiskach. Następnie po odpowiednim przygotowaniu (EM)
i wybarwieniu (AM) analizowano zakończenia mikoryzowe.
U większości badanych roślin stwierdzono występowanie symbiontów mikoryzowych, które występowały
fakultatywnie i obligatoryjnie (gatunki drzewiaste). W siedliskach podmokłych przez cały sezon wegetacyjny nie
stwierdzono występowania Ŝadnego typu mikoryzy. W siedliskach okresowo podmokłych występowały grzyby
arbuskularne, z rodzaju Glomus i Acaulospora, zarówno u roślin zielnych (Phragmites australis, Phalaris
arundinacea ) jak i drzewistych (gatunki z rodzaju Salix). W siedliskach suchych stwierdzono występowanie
grzybów ektomikoryzowych u roślin drzewiastych (gatunki z rodzaju Salix, Betula i u Pinus sylvestris).
RóŜnorodność morfotypów mikoryz AM i EM wzrastała od siedlisk podmokłych do suchych. Ogółem
stwierdzono występowanie 30 gatunków grzybów mikoryzowych.
Badania finansowane z projektu KBN 6PO4G 020 24.
PRÓBA I TRUDNOŚCI WYKONANIA OCENY WPŁYWU ANTROPOPRESJI NA
STAN EKOLOGICZNY W CIEKACH ZURBANIZOWANYCH KRAKOWSKIEGO
ZESPOŁU MIEJSKIEGO
Marta Wardas, Szymon Jusz, Beata Hryc,Tomasz Zgoła , Aleksander-Kwaterczak Urszula,
Magdalena Kaczmarska, Marcin Sztuka.
Akademia Górniczo-Hutnicza, Wydział Geologii, Geofizyki i Ochrony Środowiska al. Mickiewicza 30, 30-059
Kraków, A-0
Rzeki i strumienie w miastach w skutek ich znacznego przekształcenia traktuje się jako cieki zurbanizowane.
Często ich obciąŜenie i zabudowa infrastrukturą wodno-kanalizacyjną są tak znaczne, Ŝe trudno nadal uznawać
je za jednolite części wód powierzchniowych. Antropopresja odzwierciedlająca się degradacją ilościową
i jakościową, w wyniku regulacji przepływu i zagospodarowania zlewni, powoduje, Ŝe ocena skali wpływu
działalności człowieka na środowisko wodne nie jest prosta. W oparciu o zalecenia Ramowej Dyrektywy
Wodnej podjęto próbę oceny stanu ekologicznego wybranych dopływów rzeki Prądnik-Białucha w obrębie
Krakowskiego Zespołu Miejskiego. Wykonano opróbowanie środowiska wodnego (wrzesień 2005) w kierunku
analizy niektórych elementów fizykochemiczno i chemicznych, zwracając uwagę, spośród biologicznych na
makrofity. Analizie poddano wyłącznie wskaźniki mierzone w terenie, jak pH, PEW i Eh wody i osadów
dennych oraz obserwacje sozologiczne. Stan środowiska cieku Sudoł (Rozrywka) porównano
z zaobserwowanym rok wcześniej (wrzesień 2004) w rejonie doliny Prądnik-Białucha.
64
ZESPOŁY OKRZEMEK BENTOSOWYCH SYSTEMU RZEKI ODRY:
STRUKTURA ZBIOROWISK I CHARAKTERYSTYKA STANU ŚRODOWISKA
NATURALNEGO (projekt badawczy 2005-2007)
Witkowski A., Bąk M., Wawrzyniak-Wydrowska B., Radziejewska T., Damke H.,
Uniwersytet Szczeciński, Wydział Nauk Przyrodniczych, Instytut Nauk o Morzu, Zakład Paleooceanologii
W roku 2005 rozpoczęto realizację projektu badawczego, którego celem jest taksonomiczna analiza flory
okrzemkowej całego biegu rzeki Odry, od źródeł po Zalew Szczeciński i cieśniny łączące Zalew z Zatoką
Pomorską. W badaniach uwzględniono równieŜ dopływy Odry, które mają wpływ na jakość jej wody (Olza,
Kłodnica, Bierawka, Kaczawa, Zimnica, Warta). Znajomość składu gatunkowego flory okrzemkowej oraz
proporcje pomiędzy poszczególnymi grupami ekologicznymi posłuŜą do oceny stanu środowiska rejonu badań
poprzez opracowanie systemu wskaźników ekologicznych dla obszaru Odry. Wskaźniki takie zostały określone
dla innych rzek i są z powodzeniem stosowane w monitoringu systemów rzecznych w skali europejskiej oraz
w skali regionalnej (np. Men, Ren, Wezera, Szprewa, Hawela).
W roku 2005 rozpoczęto pobór prób do badań flory okrzemkowej (ok. 450 prób), co będzie kontynuowane przez
dwa lata w sezonie wegetacyjnym (wiosna, lato, jesień). Z uwagi na to, Ŝe na strukturę i skład zbiorowisk
okrzemkowych oddziałują głównie czynniki fizyko-chemiczne, które wpływają równieŜ na stan środowiska
zasiedlanego przez organizmy, prowadzone są równieŜ pomiary parametrów fizyko-chemicznych (stęŜenia
substancji biogennych, konduktancji, pH, zawartości tlenu). Połączenie badań bazujących na analizie składu
gatunkowego okrzemek oraz na pomiarach parametrów fizyko-chemicznych w wodach Odry pozwoli na ocenę
jakości wód tej jednej z większych rzek europejskich. ZaleŜności pomiędzy strukturą zespołów okrzemkowych
(zmiany składu gatunkowego), wskaźników ekologicznych oraz parametrów fizyko-chemicznych zostaną
poddane analizie numerycznej. Na podstawie zgromadzonych juŜ (m.in. przez zespół opracowujący niniejszy
projekt) danych dla Odry i Zalewu Szczecińskiego oraz wyników badań planowanego projektu, przewiduje się
utworzenie referencyjnej bazy danych obejmującej wyniki analiz diatomologicznych oraz parametrów fizykochemicznych. Zastosowanie analiz numerycznych umoŜliwi określenie wpływu wybranych czynników
środowiskowych na poszczególne taksony okrzemkowe. Ponadto utworzona zostanie baza danych zawierająca
informacje o zaleŜnościach między występowaniem gatunków a czynnikami fizyko-chemicznymi panującymi
w rejonie badań. Baza taka będzie mogła być wykorzystywana w rekonstrukcjach paleośrodowiskowych oraz
w monitoringu wód prowadzonym z uŜyciem metod „transfer function”. Dane te będą uŜyteczne równieŜ do
badań innych rzek w Polsce.
Badania finansowane przez Ministerstwo Nauki i Informatyzacji – projekt nr 2P04G09727
65
ROZPUSZCZONY WĘGIEL ORGANICZNY JAKO WSKAŹNIK STOPNIA
PRZEKSZTAŁCENIA RZEK NIZINNYCH
Piotr Zieliński, Andrzej Górniak
Uniwersytet w Białymstoku Zakład Hydrobiologii ul. Świerkowa 20B e-mail: [email protected],
tel.: +85+7457325, fax: 85+ 7457301
Regulacja koryt rzecznych na terenach o stosunkowo małych deniwelacjach spowodowała zanik stref
przejściowych tj. terenów podmokłych tarasu zalewowego. Obszary podmokłe są ogromnym rezerwuarem węgla
organicznego, który dociera do rzek przewaŜnie w postaci rozpuszczonej. Zatem charakterystyki
rozpuszczonego węgla organicznego (DOC) mogą być miarą stopnia przekształcenia ekosystemów lotycznych,
a w szczególności ich zlewni. ZróŜnicowanie przestrzenne i ilościowe barwnych związków węgla organicznego
w rzekach północno-wschodniej Polski wynika z charakteru przekształceń stref ekotonowych i róŜnego sposobu
zagospodarowania zlewni. DuŜe znaczenie oprócz torfowisk, odgrywają łęgi, wilgotne brzeziny i lasy. Nasilenie
procesu wymywania DOC z terenów podmokłych zaleŜne jest od połoŜenia mokradeł w zlewni. Większość
z nich w tej części Polski tworzy wąski pas wzdłuŜ koryta rzeki. Taki charakter mają białowieskie rzeki Perebel,
Chwiszczej, Leśna. Naturalny proces wzbogacania w DOC rzek nizinnych powoduje obniŜenie wysycenia wody
tlenem do wartości typowych dla rzek antropogenicznie zanieczyszczonych. Ma to zapewne ogromne znaczenie
w kształtowaniu zespołu hydrobiontów zasiedlających te rzeki. Aktywnie biochemicznie mokradła izolują
mineralną część zlewni, stając się kumulatorem biogenów. W strefach mokradeł zachodzi transformacja
zlewniowych związków mineralnych w formy organiczne. Zmagazynowana w nich materia organiczna jest
źródłem mobilnego, kwaśnego DOC docierającego do rzek. Jest to specyfika nieprzekształconych rzek
nizinnych. Ilość i tempo wymywania DOC z tego typu ekotonów zaleŜy głównie od fizycznych właściwości
strefy przejściowej, które moŜna ocenić metodą hydromorficzną. W zlewniach typowo rolniczych, zwiększone
ładunki DOC docierają do rzek głównie podczas ulewnych opadów lub podczas rozkładu wodnego resztek
pouprawowych w śródpolnych rzekach.
ZRÓśNICOWANIE PRZESTRZENNE I DYNAMIKA TROFII PŁYTKOWODNEGO
JEZIORA WYRAśONA WSKAŹNIKAMI TSI I HSI
Andrzej Zykubek
Katolicki Uniwersytet Lubelski Jana Pawła II Katedra Filozofii Biologii Al. Racławickie 14
20-950 Lublin e-mail: [email protected], tel.: 81 4454217,fax: 81 4454225
Pomimo stosunkowo dobrego rozpoznania zróŜnicowania przestrzennego i funkcjonalnego jezior
głębokowodnych i o znacznych powierzchniach, wciąŜ odczuwalny jest niedostatek badań jezior płytkowodnych
i niewielkich powierzchniowo. W szczególności brakuje odpowiedzi na pytanie czy w zbiornikach obfitujących
w materię organiczną, o niewielkiej zmax i powierzchni lustra wody występuje zauwaŜalna przestrzenna
i czasowa róŜnorodność wartości indeksów TSI (Trophic State Index) i HSI (Humic State Index).
Ocenę tych indeksów przeprowadzono w płytkowodnym (zmax=6,8 m, zśr=3,2 m, P=24,2 ha) śródleśnym,
objętym ochroną rezerwatową seminaturalnym jeziorze Pereszpa na Pojezierzu Łęczyńsko-Włodawskim.
W jeziorze wyznaczono osiem stanowisk badawczych, a wyniki badań hydrochemicznych zebrano w oparciu
o 27 sesji terenowych w latach 1996-2002. Do analizy uzyskanych wyników wykorzystano prostą graficzną
prezentację wskaźników TSI i HSI. MoŜe być ona źródłem dodatkowych cennych informacji o funkcjonowaniu
badanego ekosystemu jeziornego.
We wszystkich stanowiskach badań latem wskaźniki stanu trofii obliczone ze stęŜenia fosforu całkowitego
(TSITP≈79) znacznie przewyŜszały indeksy TSI dla stęŜenia chlorofilu a (chl), azotu całkowitego (TN)
i widzialności krąŜka Secchi’ego (SD), które wynosiły odpowiednio 61, 61 i 58. Wielkość tej róŜnicy jest
charakterystyczna dla wielu jezior z terenu Polski. Ze względu na wartość HSI badane jezioro naleŜy zaliczyć do
zbiorników polihumusowych.
Wyraźne zróŜnicowanie przestrzenne stęŜenia TP, TN i chl, SD i barwy wody wyraziło się równieŜ
w zróŜnicowaniu indeksów TSI i HSI w wyznaczonych częściach i strefach jeziora, warstwach wody
i stanowiskach badań. Największe wartości TSI i HSI wystąpiły w wodzie przydennej, a uśrednione indeksy
charakteryzujące warstwę powierzchniową wody w śródjezierzu przewyŜszały wskaźniki obliczone dla strefy
66
brzegowej. Minimalne średnie wartości TSITP i HSI i maksymalne TSITN odnotowano latem. Największa liczba
istotnych statystycznie korelacji między analizowanymi wskaźnikami została natomiast stwierdzona jesienią.
Wówczas, na przykład ze spadkiem wartości indeksu TSITN był skorelowany wzrost wskaźników TSISD i TSIchl.
Graficzna analiza uzyskanych danych hydrochemicznych pozwala na stwierdzenie, Ŝe w śródjezierzu badanego
jeziora dominuje fitoplankton o względnie duŜych rozmiarach, a jego rozwój ograniczany jest przez jakość
(dostępność) a nie ilość TP. Z graficznej prezentacji indeksów TSI wynika ponadto, Ŝe podstawowymi
czynnikami kształtującymi rozwój fitoplanktonu w jeziorze Pereszpa są: zooplankton, deficyt TN i barwa wody.
Obecność barwnego DOC w wodzie badanego zbiornika wpływa istotnie na strukturę fitoplanktonu poprzez
tworzenie związków kompleksowych z biogenami, poniewaŜ wraz ze wzrostem wartości indeksu HSI następuje
spadek stosunku N:P, aŜ do wystąpienia objawów niedoboru azotu względem fosforu.
OBCIĄśENIE FOSFOREM JEZIOR POLESIA LUBELSKIEGO
Andrzej Zykubek
Katolicki Uniwersytet Lubelski Jana Pawła II Katedra Filozofii Biologii Al. Racławickie 14
20-950 Lublin e-mail: [email protected], tel.: 81 4454217,fax: 81 4454225
Większość jezior łęczyńsko-włodawskich naleŜy do zbiorników nieprzepływowych, dlatego rzeczywisty
dopuszczalny i niebezpieczny ładunek fosforu (TP) moŜna ocenić w zaleŜności od ich głębokości średniej.
W opracowaniu wykorzystano dane morfometryczne, dane o strukturze uŜytkowania ziemi w zlewniach
analizowanych jezior, jak równieŜ informacje o turystycznym obciąŜeniu fosforem. Oceny ładunków z róŜnych
form uŜytkowania gruntów oraz w opadzie atmosferycznym dokonano w oparciu o dane literaturowe.
Oszacowany średni ładunek TP zasilający jeziora łęczyńsko-włodawskie wynosi Lrz=3,8±7,6 gP·m-2·rok-1
(med.=0,96 gP·m-2·rok-1, n=50) i znacznie przewyŜsza wartość średniego ładunku obliczonego dla innych jezior
z terenu Polski (n=170). Najmniejszy ładunek dociera do jezior Długie, Ciesacin, Uściwierzek, KsięŜowskie,
Gumienek i jest porównywalny do ładunku bezodpływowych jezior Wigierskiego PN. W czternastu jeziorach
Pojezierza wartości ładunku rzeczywistego przekraczają ładunek dopuszczalny TP, a w pięciu - zasilanie
zewnętrzne TP przewyŜsza ładunek krytyczny. Mimo to jeziora Polesia charakteryzują się zaawansowaną
eutrofią i w większości uznawane są za eutroficzne lub humoeutroficzne. Oznaczałoby to, Ŝe funkcjonowanie
jezior poleskich zaleŜy przede wszystkim od wewnątrzjeziornych mechanizmów regulacyjnych, a w mniejszym
stopniu od zasilania zewnętrznego.
Potwierdzają to wartości wyliczonego indeksu Osgood’a i indeksu miksji. Wedle tych kryteriów np. jeziora
Białe Włodawskie, Lipieniec, Święte, Piaseczno i Krasne są jeziorami przekształconymi jeszcze w niewielkim
stopniu, a ich funkcjonowanie uzaleŜnione jest istotnie od zasilania zlewniowego TP (a takŜe TN i DOC).
Natomiast w jeziorach Moszne, Obradowskie i Białe Sosnowickie podstawową rolę w zasilaniu TP odgrywa w
zasadzie tylko zasilanie wewnętrzne, co przesądza o znacznej quasi-autonomiczności hydrochemicznej tej grupy
jezior. Współczesny troficzny „obraz” niektórych jezior łęczyńsko-włodawskich jest silnie uzaleŜniony od
regulacyjnych biotycznych i abiotycznych (np. zasilanie wewnętrzne, oddziaływanie DOC) relacji
wewnątrzjeziornych. W tych przypadkach typ troficzny jezior nie zawsze jest wynikiem aktualnego
bezpośredniego i strefowego oddziaływania zlewni tak, jak w jeziorach młodoglacjanych.
Z przeprowadzonej analizy wynika nadto, Ŝe nieprzydatnymi w prognozowaniu obciąŜenia fosforem
eksportowanym ze zlewni do jezior Pojezierza Łęczyńsko-Włodawskiego są:
„klasyczna” miara antropopresji, tj. łączny udział powierzchni gruntów ornych, zabudowań, łąk
i pastwisk oraz dróg i terenów rekreacyjnych w powierzchni zlewni,
miara naturalności zlewni (udział powierzchni zalesionych, zakrzaczonych i zabagnionych
w powierzchni zlewni),
współczynnik Ohlego zalecany do badań monitoringowych jezior Polski,
wielkość ładunku TP wyraŜona ilością fosforu na jednostkę powierzchni zbiornika.
Najbardziej uŜytecznymi w przewidywaniu obciąŜenia TP jezior Polesia Lubelskiego są:
wartość ilorazu powierzchni terenu zlewni i objętości jeziora, w której dostarczany ładunek P ma ulec
rozcieńczeniu (objętość jeziora),
wartość współczynnika Schindlera.
W jeziorach strefy peryglacjalnej ostatniego zlodowacenia - w przeciwieństwie do sucharów - przyjeziorne
torfowiska w większości zlewni nie gwarantują dzisiaj niskiego poziomu trofii jezior, a wręcz przeciwnie, mogą
decydować o gwałtownej i „nie-antropogenicznej” eutrofizacji (tzw. humoeutrofizacji).
67
LISTA UCZESTNIKÓW
68
IMIĘ
NAZWISKO
INSTYTUCJA
E-MAIL
ElŜbieta
Achrem
Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Bydgoszczy
Anna
Andrzejewska
Kampinoski Park Narodowy
ElŜbieta
BajkiewiczGrabowska
Politechnika Warszawska, Wydział Geodezji i Kartografii
Anna
Bakierowska
Główny Inspektorat Ochrony Srodowiska
Sekretariat Konwencji Helsińskiej w Gdańsku
Iwona
Bednarz
Regionalny Zarząd Gospodarki Wodnej w Poznaniu
[email protected]
Marta
Bedryj
Regionalny Zarząd Gospodarki Wodnej w Poznaniu
[email protected]
Witold
Białokoz
Instytut Rybactwa Śródlądowego
Anna
Biedunkiewicz
Uniwersytet Warmińsko-Mazurski, Wydział Biologii, Katedra
Mikologii
[email protected]
Barbara
Bis
Katedra Zoologii Bezkręgowców i Hydrobiologii Uniwersytetu
Łódzkiego
Interdyscyplinarne Cemtrum Oceny i Zarządzania Wodami
Śródlądowymi Uniwersytetu Łódzkiego
[email protected]
[email protected]
Jan
Błachuta
Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej we Wrocławiu
[email protected]
Jan
Bocian
Interdyscyplinarne Centum Oceny i Zarządzania Wodami
Śródlądowymi Uniwersytetu Łódzkiego
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
69
Katarzyna
Bociąg
Uniwersytet Gdański, Katedra Ekologii Roślin, Pracownia
Ekologii Wód Słodkich
Jerzy
Bolałek
Uniwersytet Gdański, Instytut Oceanigrafii
Renata
Brzozowska
Uniwersytet Warmińsko-Mazurski, Katedra InŜynierii i Ochrony
Środowiska
[email protected]
Hanna
Ciecierska
Uniwersytet Warmińsko-Mazurski, Katedra Botaniki i Ochrony
Przyrody
[email protected]
Stanisław
Czachorowski
Uniwersytet Warmińsko-Mazurski, Katedra Ekologii i Ochrony
Środowiska
[email protected]
Izabela
CzerniawskaKusza
Uniwersytet Opolski
Magdalena
Dawidowicz
Ministerstwo Rolnictwa i Rozwoju Wsi
Katarzyna
DąbrowskaZielińska
Instytut Geodezji i Kartografii
Mieczysław
Dąbrowski
Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej Oddział Morski
w Gdyni
Piotr
Dębowski
Instytut Rybactwa Śródlądowego
Józef
Domagała
Uniwersytet Szczeciński, Katedra Zoologii Ogólnej
Wojciech
Fiałkowski
Uniwersytet Jagieloński, Instytut Nauk o Środowisku,Zakład
Hydrobiologii
Tadeusz
Fleituch
Zakład Biologii Wód Instytutu Ochrony Przyrody PAN
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
70
Bogdan
Fornal
Główny Inspektorat Ochrony Środowiska w Warszawie
[email protected]
Aleksandra
Gancarczyk
Drewieński Park Narodowy
[email protected]
Jarosław
Gancarczyk
Drewieński Park Narodowy
[email protected]
Marek
Giełczewski
Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, Katedra InŜynierii
Wodnej i Rekultywacji Środowiska
Małgorzata
Godlewska
Międzynarodowe Centrum Ekologii PAN
[email protected]
Janusz
Golski
Akademia Rolnicza w Poznaniu, Katedra Rybactwa
Śródlądowego i Akwakultury
[email protected]
Anna
Goszczyńska
Regionalny Zarząd Gospodarki Wodnej w Warszawie
Jacek
Goszczyński
Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska
Krzysztof
Górecki
Akademia Rolnicza w Poznaniu, Katedra Ochrony i
kształtowania Środowiska
[email protected]
Andrzej
Górniak
Uniwersytet w Białymstoku, Instytut Biologii, Zakład
Hydrobiologii
[email protected]
Zofia
Gręplowska
Politechnika Krakowska
Krzysztof
Gruca
Drewieński Park Narodowy
Maria
Gruszczyńska
Instytut Geodezji i Kartografii
Michał
Grzelak
Biuro Planowania Przestrzennego Województwa Łódzkiego w
Łodzi
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
71
Mirosław
Grzybowski
Uniwersytet Warmińsko-Mazurski, Wydział Ochrony
Środowiska i Rybactwa, Katedra Ekologii Stosowanej
Ryszard
Gurne
Główny Inspektorat Ochrony Środowiska w Warszawie
Krzysztof
Gwoździński
Uniwersytet Łódzki, Katedra Biofizyki Molekuralnej
[email protected]
Piotr
Ilnicki
Akademia Rolnicza w Poznaniu, Katedra Ochrony i
kształtowania Środowiska
[email protected]
Roman
Jaworski
Główny Inspektorat Ochrony Srodowiska w Warszawie
Edyta
Jurkiewicz
Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Szczecinie
[email protected]
Szymon
Jusik
Akademia Rolnicza w Poznaniu, Katedra Ekologii i Ochrony
Środowiska
[email protected]
Andrzej
Kabziński
Katedra Analizy Chmicznej i Badań Środowiskowych
Uniwersytet Łódzkiego
Wojciech
Katner
Uniwersytet Łódzki
[email protected]
Ryszard
Klajs
Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiskaw Łodzi
[email protected]
Małgorzata
KłonowskaOlejnik
Uniwers. Jagieloński
[email protected]
Agnieszka
Kolada
Instytut Ochrony Środowiska
Paweł
Koperski
Uniwersytet Warszawski, Zakład Hydrobiologii
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
72
Rafalina
Korol
Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej we Wrocławiu
[email protected]
Małgorzata
Korycińska
Akademia Podlaska
[email protected]
Andrzej
Kownacki
Zakład Biologii Wód Instytutu Ochrony Przyrody PAN
[email protected]
Katarzyna
Król
Regionalny Zarząd Gospodarki Wodnej w Krakowie
[email protected]
Lidia
Kruk-Dowgiałło
Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej w Gdyni
[email protected]
Włodzimierz
Krzymiński
Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej w Gdyni
[email protected]
Jacek
Kubiak
Akademia Rolnicza w Szczecinie, Zakład Hydrochemii i
Ochrony Wód
Izabela
Lemańska
Regionalny Zarząd Gospodarki Wodnej w Poznaniu
[email protected]
Piotr
Lewandowski
Akademia Rolnicza w Poznaniu, Katedra Ochrony i
kształtowania Środowiska
[email protected]
Małgorzata
Loga
Politechnika Warszawska, Instytut SystemówInŜynierii
Środowiska, Wydział InŜynierii Środowiska
ElŜbieta
Łysiak-Pastuszak
Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej, Oddział Morski w
Gdyni
Barbara
Maciejewska
Instytut Oceanologii PAN
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
73
Maciej
Major
Uniwersytet w Poznaniu im. A. Mickiewicza, Instytut
Paleogeografii i Geoekologii
[email protected]
Andrzej
Mamcarz
Uniwersytet Warmińsko-Mazurski
[email protected]
Piotr
Margoński
Morski Instytut Rybacki w Gdyni
[email protected]
Włodzimierz
Marszelewski
Uniwersytet Toruński im. M. Kopernika
Robert
Mazur
Akademia Górniczo-Hutnicza
Tomasz
Mieszczankin
Uniwersytet Toruński, Instytut Ekologii i Ochrony Środowiska,
Zakład Hydrobiologii
Waldemar
Mioduszewski
Zakład Zasobów Wodnych, Instytut Melioracji i UŜytków
Zielonych
[email protected]
Anna
Mitraszewska
Regionalny Zarząd Gospodarki Wodnej w Warszawie
[email protected]
Ryszard
Myszka
Główny Inspektorat Ochrony Srodowiska w Warszawie
[email protected]
Stefan
Niesiołowski
Katedra Zoologii Bezkręgowców i Hydrobiologii Uniwersytetu
Łódzkiego
[email protected]
Piotr
Nowakowski
Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie
[email protected]
Paweł
Oglęcki
Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie
[email protected]
Mariusz
Orion Jędrysek
Uniwersytet Wrocławski, Pracownia Geologii Izotopoweji
Geoekologii
[email protected]
Jerzy
Ozga
Przedsiębiorstwo Wodociągów i Kanalizacji "Nysa" sp.zo.o
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
74
Jolanta
Pacura
Biuro Międzynarodowych Programów Badawczych
Uniwersytetu Łódzkiego
[email protected]
Mariusz
Pełechaty
Uniwersytet w Poznaniu im. A. Mickiewicza, Zakład
Hydrobiologii
[email protected]
Wojciech
Pęczuła
Akademia Rolnicza - Lublin
[email protected]
Joanna
PicińskaFałtynowicz
Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej we Wrocławiu
Joanna
Pietrzak
Ministerstwo Rolnictwa i Rozwoju Wsi
Piotr
Pińskwar
Zakład Badań Środowiska Rolnego i Leśnego PAN
Ryszard
Piotrowicz
Uniwersytet im. A. Mickiewicza w Poznaniu, Zakład Ochrony
Wód
[email protected]
Leszek
Podgórski
Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Rzeszowie
[email protected]
Paweł
Prus
Instytut Rybactwa Śródlądowego w Olsztynie, rybactwa
Rzecznego w śabieńcu
Wojciech
Puchalski
Magda
Puczka
Instytut Geofizyki PAN
[email protected]
Andrzej
Pukacz
Collegium Polonicum
[email protected]
Dorota
PusłowskaTyszewska
Politechnika Warszawska, Wydział InŜynierii Środowiska
Małgorzata
Raczyńska
Akademia Rolnicza, Katedra Ekologii Morza i Ochrony
Środowiska
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
75
Barbara
Rakowska
Katedra Algologii i Mikologii, Uniwesytetu Łodzkiego
Zdziaława
Renata
RomanowskaDuda
Uniwersytet Łódzki
Anna
Rózga
Uniwersytet Medycznew Łodzi, Zakład Biologii i Parazytologii
Lekarskiej
[email protected]
BłaŜej
Rózga
Uniwersytet Łódzki, Katedra Termobiologii, Terenowa Stacja
Przyrodnicza w Suszku
[email protected]
Bogusław
Ryba
Instytut Budownictwa Mechanizacji i Elektryfikacji Rolnictwa
[email protected]
Andrzej
Siemaszko
Krajowy Punkt Kontaktowy Programów Badawczych UE
Andrzej
Skrzypczak
Uniwersytet Warmińsko-Mazurski
Jerzy
Skrzypski
Politechnika Łódzka, Wydział InŜynierii Procesowej i Ochrony
Środowiska
Marzena
Sobczak
Regionalny Zarząd Gospodarki Wodnej w Gdańsku
[email protected]
Aleksandra
Sokół
Regionalny Zarząd Gospodarki Wodnej w Krakowie
[email protected]
Wojciech
Stawiany
Główny Inspektorat Ochrony Środowiska w Warszawie
Alicja
Stęslowska
Regionalny Zarząd Gospodarki Wodnej w Gliwicach
Andrzej
StruŜyński
Akademia Rolnicza w Krakowie, Katedra InŜynierii Wodnej
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
76
Beata
Sumorok
Międzynarodowe Centrum Ekologii PAN
[email protected]
Jakub
Szałowski
Biuro Planowania Przestrzennego Województwa Łódzkiego w
Łodzi
Michał
Szermer
Politechnika Łódzka, Katedra Miktoelektroniki i Technik
Informatycznych
[email protected]
Jacek
Szlakowski
Instytut Rybactwa Śródlądowego w Olsztynie, rybactwa
Rzecznego w śabieńcu
[email protected]
Józef
Szmeja
Uniwersytet Gdański, Katedra Ekologii Roślin, Pracownia
Ekologii Wód Słodkich
Magdalena
Szmukała
Akademia Rolnicza w Szczecinie, Wydział Nauk o śywności i
Rybactwa, Zakład Sozologii Wód
Karolina
Umiejewska
Regionalny Zarząd Gospodarki Wodnej w Gdańsku
Aleksandra
Wagner
Akademia Górniczo-Hutnicza, Wydział Geodezji Górniczej i
InŜynierii Środowiska, Katedra BiotechnologiiŚrodowiskowej i
Ekologii
[email protected]
Marta
Wardas
Akademia Górniczo-Hutnicza, Wydział Geologii, Geofizyki i
Ochrony Środowiska
[email protected]
[email protected]
Brygida
WawrzyniakWydrowska
Uniwersytet Szczeciński
Marta
Wenikajtys
Zakład Hydrobiologii Uniwersytet Duisburg-Essen, Niemcy
[email protected]
-
[email protected]
[email protected]
[email protected]
77
Grzegorz
Wodecki
Instytut Budownictwa Mechanizacji i Elektryfikacji Rolnictwa
[email protected]
Waldemar
Wojtaszek
Ministerstwo Środowiska
Dorota
Wróblewska
Główny Inspektorat Ochrony Srodowiska w Warszawie
Wacław
Zaborowski
Stowarzyszenie Na Rzecz Regionu Srare Juchy
Anna
Zdanowicz
Instytut Melioracji i UŜytków Wodnych Falenty, Raszyn
Piotr
Zieliński
Uniwersytet w Białymstoku, Instytut Biologii, Zakład
Hydrobiologii
Maciej
Ziułkiewicz
Uniwersytet Łódzki, Wydział Nauk Geograficznych, Katedra
Geologii
Andrzej
Zykubek
Katolicki Uniwersytet Lubelski Jana Pawła II
Joanna
śelaznaWieczorek
Katedra Algologii i Mikologii, Uniwesytet Łodzki
[email protected]
Mirosław
śelazny
Uniwersytet Jagielloński, Instytut Geologii i Gospodarki
Przestrzennej
[email protected]
Roman
śurek
Zakład Biologii Wód Instytutu Ochrony Przyrody PAN
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
[email protected]
78
ANEKS
Streszczenie porteru
WDRAśANIE RAMOWEJ DYREKTYWY WODNEJ- INSTRUMENTARIUM
PLANISTYCZNE W GOSPODARCE ZASOBAMI WODNYMI
Jerzy Skrzypski, Ireneusz Zbiciński, Mirosław Imbierowicz
Politechnika Łódzka, Wydział InŜynierii Procesowej i Ochrony Środowiska
e-mail: [email protected],
W ramach Programu INTERBERG III BBSR realizowany jest projekt WATERSKETCH. Celem tego programu
jest analiza i propozycja zasad systemów niezbędnych narzędzi pianistycznych niezbędnych do optymalizacji
zasobami wodnymi .W projekcie uczestniczy 15 instytucji badawczych z 5 krajów nadbałtyckich (Finlandia,
Dania, Niemcy, Litwa oraz Polska). Projekt podzielony jest na 4 działy :
⇒ Analiza
dyrektyw
Unii
Europejskiej
i
konwencji
międzynarodowych
związanych
z gospodarka zasobami wodnymi.
⇒ Przedstawienie strategii gospodarki zasobami wodnymi zlewniach rzek w państwach Regionu Morza
Bałtyckiego poprzez wykonanie opracowań typu „case study”
⇒ Opracowanie systemu wspomagania decyzji w zakresie gospodarki zasobami wodnymi do celów
planowania przestrzennego, przestrzennego państwach członkowskich Unii Europejskiej. System ten
będzie wykorzystywany w trakcie opracowywania planów zagospodarowywania przestrzennego,
przestrzennego państwach członkowskich Unii Europejskiej. System ten będzie wykorzystywany
w trakcie opracowywania planów zagospodarowania przestrzennego. System ten uwzględniając
niezbędne czynniki ekonomiczne, ekologiczne oraz społeczno-gospodarcze, będzie wykorzystywany do
planowania gospodarki zasobami wodnymi w krajach członkowskich Unii Europejskiej.
⇒ Promowanie zrównowaŜonego rozwoju w zlewni rzek basenu Morze Bałtyckiego poprzez wymianę
informacji, warsztaty szkoleniowe itp.
⇒ Punktem wyjścia do oceny aktualnej sytuacji oraz do propozycji zmian instrumentarium planistycznego
są przygotowywane przez poszczególne jednostki case study. Z Polski uczestnikiem programu jest
wydział InŜynierii Procesowej i Ochrony Środowiska Politechniki Łódzkiej. Realizowane w Polsce
case study dotyczy problemów gospodarowania zasobami wodnymi w obszarach obszarach
nieuporządkowanej gospodarce ściekowej na przykładzie zbiornika Jeziorko.
79
Interdyscyplinarne Centrum Oceny
i Zarządzania Wodami Śródlądowymi
Uniwersytetu Łódzkiego
www.icoz.uni.lodz.pl