INSPEKCJA OCHRONY ŚRODOWISKA

PRZEWODNIK METODYCZNY

DO MONITORINGU ICHTIOFAUNY

W JEZIORACH

Łucjan Chybowski, Witold Białokoz, Arkadiusz Wołos

Hanna Draszkiewicz-Mioduszewska, Jacek Szlakowski

BIBLIOTEKA MONITORINGU ŚRODOWISKA 2016

Praca powstała w Instytucie Rybactwa Śródlądowego

im. Stanisława Sakowicza w Olsztynie

na zlecenie Głównego Inspektoratu Ochrony Środowiska

i została sfi nansowana przez Narodowy Fundusz Ochrony Środowiska

i Gospodarki Wodnej. Recenzję i wydanie przewodnika sfi nansowano

ze środków Programu Operacyjnego Infrastruktura i Środowisko 2014--2020.

Zespół autorski:

Dr hab. Łucjan Chybowski, prof. IRŚ -- kierownik projektu

Dr hab. Witold Białokoz, emeryt. prof. IRŚ

Prof. dr hab. Arkadiusz Wołos

Dr inż. Hanna Draszkiewicz-Mioduszewska

Mgr inż. Jacek Szlakowski

Recenzja naukowa:

prof. dr hab. inż. Tomasz Heese

Politechnika Koszalińska, Katedra Biologii Środowiskowej

dr hab. inż. Jacek Kozłowski, prof. UWM

Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie, Katedra Biologii i Hodowli Ryb Redakcja techniczna:

mgr Piotr Panek

Główny Inspektorat Ochrony Środowiska,

Departament Monitoringu i Informacji o Środowisku

fot. na okładce: Ł. Chybowski

© Copyright by Główny Inspektorat Ochrony Środowiska, Warszawa 2016

Nakład: 600 egzemplarzy

Wersja elektroniczna na witrynie

http://www.gios.gov.pl/pl/stan-srodowiska/monitoring-wod

ISBN: 978-83-61227-81-6

Przygotowanie do druku i druk:

Ofi cyna Drukarska Jacek Chmielewski

ul. Sokołowska 12a, 01-142 Warszawa, tel. 22 632 83 52, fax 22 631 49 40

info@ofi cyna-drukarska.pl, www.ofi cyna-drukarska.pl

SPIS TREŚCI

1. Wstęp . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5

2. Założenia metodyczne . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8

2.1. Metoda LFI+. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8

2.1.1. Materiały . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8

2.1.2. Dobór metriksów . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8

2.1.3. Wyznaczenie modeli jezior referencyjnych . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 11

2.1.4. Obliczenie odchyleń od stanu referencyjnego . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 11

2.2. Metoda LFI-CEN . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 13

2.2.1. Materiały . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 13

2.2.2. Dobór metriksów . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 13

2.2.3. Wyznaczenie modeli jezior referencyjnych . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15

2.2.4. Obliczenie odchyleń od stanu referencyjnego . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 16

2.3. Zmiany metod oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny powstałe w trakcie prac interkalibracyjnych . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 18

3. Procedury badań terenowych . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21

3.1. Wybór metody oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21

3.2. Metoda LFI+. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21

3.2.1. Zbieranie danych do metody LFI+ . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21

3.3. Metoda LFI-CEN . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 26

3.3.1. Zbieranie danych do metody LFI-CEN . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 26

3.3.1.1. Prace wstępne . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 27

3.3.1.2. Sprzęt połowowy . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 30

3.3.1.3. Połowy badawcze nordyckim zestawem wontonów zgodnie

z normą EN 14757 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 32

4. Ocena stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny . . . . . . . . . . . . 41

4.1. Ocena metodą LFI+ . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 41

4.2. Ocena metodą LFI-CEN . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 44

Literatura . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 49

1. WSTĘP

Potrzeba oceny stanu ekologicznego jezior (jednolitych części wód powierzchniowych

-- JCWP) na podstawie ichtiofauny wynika z postanowień Ramowej Dyrektywy Wodnej UE, która zobowiązuje kraje członkowskie Unii Europejskiej do przeprowadzenia takiej oceny. Obowiązkowej ocenie podlegają jeziora (JWCP) o powierzchni ≥ 50,0 ha.

Ryby, ze względu na swą relatywnie znaczną długowieczność i umiejscowienie w górnych szczeblach piramidy trofi cznej, nie reagują łatwo na niewielkie, szczególnie przypadkowe, wahania parametrów środowiska. Zatem zmiany w zespołach ryb mogą nam służyć jako wskaźnik trwałych i wyraźnie ukierunkowanych zmian tych parametrów (Colby i in.

1972, Hartmann 1977, 1979 Leopold i in. 1986), a ich zbadanie daje podstawę do waloryzacji ekosystemów wodnych (Białokoz i Krzywosz 1992, Białokoz i in. 1999, Chybowski i Białokoz 1999, Białokoz 2000).

Model Colby'ego i in. (1972) przedstawia zmiany zespołów ichtiofauny w miarę sukcesji jezior, bez względu na naturalny czy też antropogeniczny powód tej sukcesji. Według tego modelu, w jeziorach bardzo czystych dominują ryby łososiowate. W miarę wzrostu trofi i, skład ichtiofauny ulega zmianie: najpierw, ustępują ryby łososiowate i zaczynają przeważać ryby styn-kowate, później coraz większą dominację uzyskują ryby okoniowate i szczupakowate, a potem, przede wszystkim, ryby karpiowate, które potrafi ą niszczyć swój własny ekosystem. W miarę wzrostu trofi i, na ogół wzrasta biomasa i produkcja ryb, których wskaźnikami są najczęściej wysokości odłowów gospodarczych, jednak później, wskaźniki te ulegają załamaniu.

Colby i in. (1972), Hartmann (1977, 1979), Leach i in. (1977) i Zdanowski (1993) wyka-zali, że określone gatunki i grupy gatunków ryb reagują zmianami składu i struktury na zmiany środowiska. W Polsce reakcje te, polegające głównie na sukcesji określonych gatunków i grup gatunków ryb, zostały wykorzystane do oceny stopnia przekształceń jezior (Bnińska 1985, 1991, Leopold i in. 1986, 1987, 1987a, 1988, 1993 i 1994, Mickiewicz i in. 2003, Wołos i Bnińska 1998).

W badanych jeziorach stwierdzono, że wraz z negatywnymi zmianami środowiska rosną tendencje w odłowach gatunków karpiowatych głównie małego leszcza, Abramis brama (L.), małej płoci, Rutilus rutilus (L.) i krąpia, Abramis bjoerkna (L.) oraz rosną tendencje odłowów sandacza ( Sander lucioperca L.) w jeziorach sielawowych. Zanotowano spadkowe tendencje w odłowach okonia, Perca fl uviatilis L., szczupaka Esox lucius L. i lina ( Tinca tinca (L.) (Bnińska 1985, Bniń-

ska i Wołos 1998, Leopold i in. 1986). W jeziorach, w których nie stwierdzono znaczących, negatywnych zmian stanu środowiska, zmian tych nie obserwowano. Ponadto w jeziorach tych notowano w odłowach znaczny udział frakcji ryb karpiowatych, określanej jako "duże" (głównie duży leszcz (Leszcz D) i płoć średnia (Płoć S)) (Bnińska 1985, 1991, Leopold i in. 1986, Mickiewicz i in. 2003, Wołos i Czerwiński 2008, Wołos i in. 2009).

Przytoczone powyżej wyniki pozwalają na przyjęcie założenia, że w jeziorach Polski:

 struktura ichtiofauny jest wskaźnikiem stanu środowiska i jego zakłóceń,

 zmiany i zakłócenia środowiska wpływają istotnie na strukturę ichtiofauny, 5

 w oparciu o rozpoznaną strukturę ichtiofauny możliwe jest określenie stanu ekosyste-mu i jego odchyleń od stanu niezakłóconego.

Ramowa Dyrektywa Wodna defi niując pięć stanów ekologicznych jezior i przyjmuje, że poszczególne stany mają spełniać następujące kryteria:

 w bardzo dobrym stanie ekologicznym, skład gatunkowy i liczebność ryb, odpowiadają całkowicie lub prawie całkowicie warunkom niezakłóconym. Obecne są wszystkie specyfi czne dla danego typu wód gatunki wrażliwe na zakłócenia. Struktura wiekowa populacji ryb wykazuje niewielkie oznaki zakłócenia antropogenicznego i nie wskazu-je na zaburzenia reprodukcji ani rozwoju żadnego gatunku,

 w dobrym stanie ekologicznym, istnieją niewielkie zmiany w składzie gatunkowym i liczebności w porównaniu do specyfi cznych dla danego typu wód, które mogą być przypisane antropogenicznym wpływom na fi zyczno-chemiczne lub hydromorfologiczne elementy jakości. Struktura wiekowa populacji ryb wykazuje oznaki zmian, które mogą być przypisane antropogenicznym wpływom na fi zyczno-chemiczne lub hydromorfologiczne elementy jakości oraz, w niektórych przypadkach, jest wskaźnikiem zaburzeń reprodukcji lub rozwoju określonych gatunków w stopniu mogącym spowodować zanik niektórych klas wiekowych,

 w umiarkowanym stanie, który może już kwalifi kować jezioro do działań naprawczych, skład i liczebność gatunków ryb różnią się umiarkowanie w porównaniu do populacji specyfi cznych dla danego typu wód, na skutek wpływu antropogenicznego na fi zyczno-chemiczne lub hydromorfologiczne elementy jakości. Struktura wiekowa populacji ryb wykazuje poważne oznaki zaburzeń, które mogą być spowodowane wpływem antropogenicznym na fi zyczno-chemiczne i hydromorfologiczne elementy jakości do tego stopnia, że umiarkowana część gatunków specyfi cznych dla danego typu wód nie występuje lub jest bardzo nieliczna.

Stany: słaby i zły nie zostały jednoznacznie zdefi niowane. Należy więc przyjąć, że w tych stanach, różnice pomiędzy wskaźnikami stanu ekologicznego a wskaźnikami specyfi cznymi dla danego typu jezior są duże lub bardzo duże.

Wydaje się, że sformułowania Dyrektywy w niewielkim stopniu dotyczą polskich jezior.

W naszych jeziorach, poza przypadkami zatrucia wód, skład i struktura ichtiofauny są charakterystyczne dla typu rybackiego jeziora, obecne są w nich wszystkie charakterystyczne dla danego typu wód gatunki wrażliwe na zakłócenia, takie jak lin, wzdręga, szczupak i okoń. W zależno-

ści od stopnia zakłóceń środowiska, różna jest jednak ich biomasa i udział w ogólnej biomasie ryb. Zachowana jest także ciągłość rozrodu podstawowych gatunków ryb. Liczebność ryb zależy zwykle od innych czynników: zasobności bazy pokarmowej czy zarybienia a nie od stopnia antropogenicznych zakłóceń. Niektóre z gatunków, szczególnie gatunki karpiowate, wykazują skłonność do nadmiernego rozrodu i wzrostu liczebności. Ryby łososiowate, których obecność mogłaby być wskaźnikiem jakości stanu środowiska, w warunkach polskich utraciły ciągłość rozrodu naturalnego już na przełomie XIX i XX wieku. Ich populacje utrzymywane są w jeziorach głównie dzięki zarybianiom.

6

Oceny stanu ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny należy dokonać porównując ichtiofaunę poszczególnych jezior do ichtiofauny jezior niezakłóconych, uznanych jako wzor-cowe (referencyjne). Ocena stanu ekologicznego jezior ma więc dotyczyć stopnia zakłóceń ichtiofauny jezior, a nie ich stanu trofi cznego, gdyż stan trofi czny zależy w dużej mierze od typu jeziora, na przykład typu rybackiego, z którym związane są zespoły ryb, charakterystyczne dla typu. W Polsce wyróżnia się 5 typów rybackich jezior: jeziora sielawowe, leszczowe, sandaczo-we, linowo-szczupakowe i karasiowe (Kossakowski 1957, Szczerbowski 1993).

Koncepcję oceny stanu ekologicznego jezior polskich na podstawie ichtiofauny stworzono więc nie na podstawie składu gatunkowego i ciągłości rozrodu ichtiofauny (gdyż te zazwyczaj są typowe dla typu rybackiego), lecz na podstawie reakcji struktury ichtiofauny (wyrażonej w udziałach wagowych gatunków i ich sortymentów w ogólnych odłowach ryb) na pozytywne i negatywne zmiany środowiska (Białokoz i in. 2008, Białokoz i Chybowski 2011, Białokoz i in.

2011, Białokoz i in. 2013, Chybowski i in. 2014 i 2015).

2. ZAŁOŻENIA METODYCZNE

2.1. Metoda LFI+

2.1. 1. Materiały

Do opracowania metody oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie wieloletnich komercyjnych wyników odłowów rybackich (nazwanej LFI+) wykorzystane zostały wieloletnie dane, zbierane od użytkowników rybackich jezior, będące w zasobach Instytutu Rybactwa Śródlądowego, uzupełnione o najnowsze dane. Dane rybackie obejmujące roczne odłowy wszystkich gatunków i sortymentów ryb, ujmowanych w statystykach gospodarczych, począwszy od lat pięćdziesią-

tych ubiegłego stulecia do czasów współczesnych. Do modelowania i obliczeń wykorzystane zostały udziały wagowe (%) wszystkich gatunków ryb i ich sortymentów w ogólnych odłowach ryb oraz udziały dużego leszcza (Leszcz D) i płoci średniej (Płoć S) w ogólnych odłowach tych gatunków.

Za miarę stopnia zakłócenia środowiska przyjęto pośrednie wskaźniki presji, obrazujące stan trofi i jezior, takie jak: przezroczystość wody, zawartość fosforu, chlorofi lu (dane uzyskano z Instytutu Ochrony Środowiska) oraz zespolony wskaźnik TSI Carlsona.

Obliczenia prowadzono dla trzech typów jezior: stratyfi kowanych głębokich powyżej 30 m głębokości, stratyfi kowanych płytkich ≤ 30 m i niestratyfi kowanych, wyznaczając modele jezior referencyjnych oraz odchylenia poszczególnych jezior od stanów referencyjnych.

Modele jezior referencyjnych wyznaczone zostały na podstawie piętnastoletnich, najstar-szych danych historycznych, czyli z okresu, w którym antropogeniczne zmiany jezior były relatywnie niewielkie. Natomiast odchylenia od modeli referencyjnych wyliczone zostały w oparciu o dane z dziesięciu lat znacznie późniejszych obserwacji, bliskich współczesności, dla których dostępne były przynajmniej jednokrotnie pomiary wskaźników presji. Nie było możliwe użycie krótszego niż 10 lat okresu obserwacji z powodu znacznej inercji w reakcji zespołów ryb na zmiany środowiska oraz z powodu nierównomierności odłowów ryb w poszczególnych latach.

2.1.2. Dobór metriksów

Doboru metriksów (zmiennych niezależnych), przydatnych zarówno do wyznaczenia modeli jezior referencyjnych oraz do oceny jezior, dokonano analizując macierz korelacji zmiennych. Zmiennymi były udziały wagowe gatunków ich sortymentów w ogólnych odłowach ryb oraz udziały dużego leszcza (Leszcz D) i płoci średniej (Płoć S) w ogólnych odłowach tych gatunków oraz zmienne charakteryzujące presję na środowisko jeziorne: widzialność krążka Secchiego (SD), zawartość fosforu całkowitego (Ptot), zawartość chlorofi lu (Chl-a), a także wyliczone z tych wartości, wskaźniki TSI (Trophic State Index) Carlsona: TSI-SD, TSI-Ptot, TSI-Chl-a oraz TSI średnie (Carlson 1977).

8

W kolejnym etapie wykluczono zmienne, autokorelujące, dublujące informacje o istniejących zależnościach. Wykluczono również zmienne, które zależne są w większym stopniu od sposobu gospodarowania na jeziorze (np.: od intensywności zarybiań i odłowów) niż od stanu ekologicznego jezior. Z pozostałych zmiennych wybrano te, które w świetle wyników dotychczasowych badań oraz wiedzy eksperckiej wykazywały istotny związek ze stanem jeziora i jednocześnie związane były ze wskaźnikami presji. W jeziorach stratyfi kowanych głębokich były to udziały wagowe (%): sandacza i leszcza P (połączone razem sortymenty leszcza S, M i N) (Rys. 1), wykazujące wyraźny wzrost udziałów wraz ze wzrostem wskaźników presji oraz udział

szczupaka, lina, okonia i leszcza D w ogólnych odłowach leszcza, wykazujące spadek swych udziałów w miarę wzrostu wskaźników presji.

Rys. 1. Związek udziału wagowego leszcza P (S, M, N) (%) ze średnim wskaźnikiem TSI Carlsona w jeziorach stratyfi kowanych głębokich (> 30 m)

Rys. 2. Związek udziału wagowego sandacza (%) ze średnim wskaźnikiem TSI Carlsona w jeziorach stratyfi kowanych płytkich (≤ 30 m)

9

Fot. 1. Karaś pospolity

Carassius carassius (L.)

(fot. Łucjan Chybowski)

W jeziorach stratyfi kowanych płytkich były to udziały sandacza (Rys. 2), karasia pospolitego (Fot. 1) i krąpia, wykazujące wzrost udziałów wraz ze wzrostem wskaźników presji oraz udziały szczupaka, lina, okonia, leszcza D, leszcza D w ogólnych odłowach leszcza i płoci S wykazujące spadek swych udziałów w miarę wzrostu wskaźników presji.

W jeziorach niestratyfi kowanych były to udziały sandacza i karasia pospolitego, wykazujące wzrost udziałów wraz ze wzrostem wskaźników presji oraz udziały szczupaka, lina (Rys. 3, Fot. 2), okonia i płoci S, wykazujące spadek swych udziałów w miarę wzrostu wskaź-

ników presji.

Przyjęto, że wymienione zmienne mogą posłużyć jako wskaźniki stanu ekologicznego jezior.

Rys. 3. Związek udziału wagowego lina (%) ze średnim wskaźnikiem TSI Carlsona w jeziorach niestratyfi kowanych

10

Fot. 2. Lin

Tinca tinca (L.)

(fot. Łucjan Chybowski)

2.1.3. Wyznaczenie modeli jezior referencyjnych

Do wyznaczenia modeli jezior referencyjnych posłużono się piętnastoletnimi danymi historycznymi o odłowach komercyjnych z odrzuceniem wartości skrajnych (10 i 90 percentyl), mogących zawierać dane przypadkowe. Wartości zmiennych (metriksów) z poszczególnych ty-pów jezior, podstawiano do formuły wyliczającej oceny cząstkowe, znormalizowane do przedziału od 0,00 do 1,00:

OC = (S-Smin)/(Smax-Smin)

gdzie:

OC -- ocena cząstkowa dla poszczególnych zmiennych,

S

-- wartość liczbowa ocenianej zmiennej w ocenianym jeziorze,

Smin -- minimalna wartość zmiennej w typie jezior,

Smax -- maksymalna wartość zmiennej w typie jezior.

Średnia z ocen cząstkowych (OP) wyznaczała stan ekologiczny poszczególnych jezior. Za stan referencyjny przyjęto stan jezior z oceną ≥ 0,71. Jednocześnie przyjęto, że średnia struktura (udziały wagowe) ichtiofauny tych jezior jest strukturą referencyjną.

2.1.4. Obliczenie odchyleń od stanu referencyjnego

Do oceny odchyleń struktury ichtiofauny poszczególnych jezior od modeli referencyjnych użyto danych ze współczesnych 10 lat obserwacji, dla których dostępne były jednocześnie dane o wskaźnikach presji.

11

W celu zmniejszenia ryzyka uzyskania przypadkowych wyników, dla wskaźnikowych zmiennych (metriksów) z tych jezior, wyliczono 10 i 90 percentyl, a wartości leżące na zewnątrz percentyli odrzucono. Każda ze zmiennych uzyskała w ten sposób wartości skrajne: od referencyjnych do odpowiedniego, 10 lub 90 percentyla (w zależności od znaku, + lub --, zależności).

Następnie wartości zmiennych (metriksów) z poszczególnych typów jezior, podstawiano do formuły wyliczającej oceny cząstkowe, znormalizowane do przedziału od 0,00 do 1,00: OC = (S-Smin)/(Smax-Smin)

gdzie:

OC -- ocena cząstkowa dla poszczególnych zmiennych,

S

-- wartość liczbowa ocenianej zmiennej w ocenianym jeziorze,

Smin -- minimalna wartość zmiennej w typie jezior lub wartość referencyjna, Smax -- maksymalna wartość zmiennej w typie jezior lub wartość referencyjna.

Dla każdego z jezior wyliczano różnice pomiędzy wartościami obserwowanymi a warto-

ściami referencyjnymi. Nieliczne obserwacje znajdujące na zewnątrz wyznaczonego przedziału otrzymywały punktację skrajną, odpowiednio 0,00 lub 1,00 punkt. Ocenę punktową stanu jeziora stanowiła średnia z ocen cząstkowych dla wszystkich zmiennych wskaźnikowych.

Oceny punktowe, uzyskane metodą przedstawioną powyżej, posłużyły do wyliczenia zmatematyzowanych formuł oceny stanu lub potencjału ekologicznego jezior na podstawie wieloletnich wyników odłowów rybackich (LFI+).

Wyznaczenia formuł dokonano w programie Statgraphics, metodą regresji wielokrotnej, z eliminacją nieistotnych zmiennych.

Po zmatematyzowaniu tych ocen i upewnieniu się, że wszystkie wybrane zmienne są istotne statystycznie, uzyskano formuły w postaci równań regresji wielokrotnej, służące do bezpośrednich obliczeń LFI+ w poszczególnych typach jezior

Y = b0 + b1 X1 + b2 X2 + ... bn Xn

gdzie:

Y

-- LFI +,

X1...Xn -- udziały wagowe (%) poszczególnych wskaźników (metriksów),

b0...bn -- współczynniki regresji dla poszczególnych udziałów wskaźników.

Przedstawiony powyżej schemat formuł zawiera zmienne niezależne (metriksy), które w pełni odpowiadają teoretycznym założeniom metody. Uzyskana z formuł ocena punktowa LFI+ jest w pełni przydatna do oceny jezior, na obecnym etapie prac monitoringowych, dla których istnieją wieloletnie dane o rzetelnie prowadzonych, komercyjnych odłowach rybackich.

Niestety, z roku na rok, takich jezior jest w Polsce coraz mniej.

12

Oceny punktowe stanu/potencjału ekologicznego (LFI+) zawarte są w przedziałach od 0,00 do 1,00, przy czym niższa wartość oceny punktowej odpowiada gorszemu stanowi ekologicznemu jezior, a wyższa wartość -- stanowi lepszemu. Ocena stanu/potencjału ekologicznego jezior, dla których dostępne są dane z wieloletnich wyników odłowów rybackich (LFI+) dokonywana jest w pięciostopniowej skali na podstawie zakresu punktowego LFI+ podanego w tabeli 1.

Tab. 1. Obowiązujące w 2016 roku zakresy liczbowe wskaźników oceny/stanu potencjału ekologicznego jezior na podstawie wyników gospodarczych odłowów ryb (LFI+)

Zakres liczbowy wskaźnika oceny stanu lub potencjału ekologicznego

Nazwa wskaźnika oceny stanu

jezior

lub potencjału ekologicznego jezior bardzo dobry

dobry

umiarkowany

słaby

zły

Jeziorowy Indeks Rybny LFI+*

≥0,71≤1,00

≥0,46<0,71

≥0,25<0,46

≥0,11<0,25

≥0,00<0,11

* -- dla wszystkich typów jezior wyróżnionych w metodzie LFI+

2.2. Metoda LFI-CEN

2.2.1. Materiały

Do opracowania metody oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie odłowów nordyckim zestawem wontonów zgodnie z normą EN 14757 (nazwanej LFI-CEN) wykorzystane zostały dane zebrane zgodnie z normą EN 14757 (Norma EN 14757, 2005). Dane obejmują odłowy wszystkich gatunków ryb, łowionych nordyckim zestawem wontonów. Do modelowania i obliczeń wykorzystane zostały udziały wagowe (%) wszystkich łowionych gatunków ryb w ogólnych odłowach ryb.

Za miarę stopnia zakłócenia środowiska, podobnie jak w metodzie LFI+, przyjęto po-

średnie wskaźniki presji, obrazujące stan trofi i jezior, takie jak: przeźroczystość wody, zawartość fosforu, chlorofi lu (dane uzyskano z Instytutu Ochrony Środowiska) oraz zespolony wskaźnik TSI Carlsona.

Obliczenia prowadzono dla dwóch typów jezior: stratyfi kowanych i niestratyfi kowanych, wyznaczając modele jezior referencyjnych oraz odchylenia poszczególnych jezior od stanów referencyjnych.

2.2.2. Dobór metriksów

Doboru metriksów (zmiennych niezależnych), przydatnych zarówno do wyznaczenia modeli jezior referencyjnych oraz do oceny jezior, dokonano analizując macierz korelacji zmiennych.

Zmiennymi były udziały wagowe (%) gatunków ryb w ogólnych odłowach ryb oraz zmienne charakteryzujące presję na środowisko jeziorne: widzialność krążka Secchiego (SD), zawartość fosfo-13

ru całkowitego (Ptot), zawartość chlorofi lu (Chl-a), a także wyliczone z tych wartości, wskaźniki TSI (Trophic State Index) Carlsona: TSI-SD, TSI-Ptot, TSI-Chl-a oraz TSI średnie (Carlson 1977).

W następnym etapie wykluczono zmienne autokorelujące, dublujące informacje o istniejących zależnościach. Z pozostałych zmiennych wybrano te, które w świetle dotychczasowych badań oraz wiedzy eksperckiej wykazywały istotny związek ze stanem jeziora, a jednocześnie wykazywały związki ze wskaźnikami presji.

W jeziorach stratyfi kowanych były to udziały wagowe (%): leszcza (Rys. 4, Fot. 3), krąpia, płoci, uklei i jazgarza wykazujące wzrost udziałów wraz ze wzrostem wskaźników presji oraz udział lina, wzdręgi i okonia, wykazujące spadek swych udziałów w miarę wzrostu wskaźników presji.

Rys. 4. Związek udziału wagowego leszcza (%) ze średnim wskaźnikiem TSI Carlsona w jeziorach stratyfiko-wanych

Fot. 3. Leszcz

Abramis brama (L.)

(fot. Łucjan Chybowski)

14

W jeziorach niestratyfi kowanych były to udziały leszcza, krąpia, płoci, uklei, jazgarza i sandacza, wykazujące wzrost udziałów wraz ze wzrostem wskaźników presji oraz udziały wzdręgi i okonia (Rys. 5, Fot. 4), wykazujące spadek swych udziałów w miarę wzrostu wskaźni-ków presji.

Przyjęto, że wymienione zmienne mogą posłużyć jako wskaźniki stanu ekologicznego jezior.

2.2.3. Wyznaczenie modeli jezior referencyjnych

Do wyznaczenia modeli jezior referencyjnych posłużono się wynikami odłowów nordyckim zestawem wontonów zgodnie z normą EN 1475, z odrzuceniem wartości skrajnych Rys. 5. Związek udziału wagowego okonia (%) ze średnim wskaźnikiem TSI Carlsona w jeziorach niestratyfi kowanych

Fot. 4. Okoń

Perca fl uviatilis L.

(fot. Łucjan Chybowski)

15

(10 i 90 percentyl). Wartości wybranych uprzednio zmiennych (metriksów) z poszczególnych typów jezior podstawiano do formuły wyliczającej oceny cząstkowe, znormalizowane do przedziału od 0,00 do 1,00:

OC = (S-Smin)/(Smax-Smin)

gdzie:

OC -- ocena cząstkowa dla poszczególnych zmiennych,

S

-- wartość liczbowa ocenianej zmiennej w ocenianym jeziorze,

Smin -- minimalna wartość zmiennej w typie jezior,

Smax -- maksymalna wartość zmiennej w typie jezior.

Średnia z ocen cząstkowych (OP) wyznaczała stan ekologiczny poszczególnych jezior. Za stan referencyjny przyjęto stan jezior z oceną ≥ 0,71. Jednocześnie przyjęto, że średnia struktura (udziały wagowe) ichtiofauny tych jezior jest strukturą referencyjną.

2.2.4. Obliczenie odchyleń od stanu referencyjnego

Do oceny odchyleń struktury ichtiofauny poszczególnych jezior od modeli referencyjnych użyto danych, dla których dostępne były jednocześnie dane o wskaźnikach presji.

W celu zmniejszenia ryzyka uzyskania przypadkowych wyników, dla wskaźnikowych zmiennych z tych jezior wyliczono 10 i 90 percentyl, a wartości leżące na zewnątrz percentyli odrzucono. Każda ze zmiennych uzyskała w ten sposób wartości skrajne: od referencyjnych do odpowiedniego, 10 lub 90 percentyla (w zależności od znaku, + lub --, za-leżności). Następnie wartości wybranych zmiennych (metriksów) z poszczególnych typów jezior podstawiano do formuły wyliczającej oceny cząstkowe, znormalizowane do przedziału od 0,00 do 1,00:

OC = (S-Smin)/(Smax-Smin)

gdzie:

OC -- ocena cząstkowa dla poszczególnych zmiennych,

S

-- wartość liczbowa ocenianej zmiennej w ocenianym jeziorze,

Smin -- minimalna wartość zmiennej w typie jezior lub wartość referencyjna, Smax -- maksymalna wartość zmiennej w typie jezior lub wartość referencyjna.

Dla każdego z jezior wyliczano różnice pomiędzy wartościami obserwowanymi a wartościami referencyjnymi. Obserwacje znajdujące na zewnątrz wyznaczonego przedziału otrzymywały punktację skrajną, odpowiednio 0,00 lub 1,00 punkt. Ocenę punktową stanu jeziora stanowiła średnia z ocen cząstkowych dla wszystkich zmiennych wskaźnikowych.

16

Oceny punktowe, uzyskane metodą przedstawioną powyżej, posłużyły do wyliczenia zmatematyzowanych formuł oceny stanu lub potencjału ekologicznego jezior na podstawie odłowów nordyckim zestawem wontonów zgodnie z normą EN 14757 (LFI-CEN).

Wyznaczenia formuł dokonano w programie Statgraphics, metodą regresji wielokrotnej z eliminacją nieistotnych zmiennych.

Po zmatematyzowaniu tych ocen i upewnieniu się, że wszystkie wybrane zmienne są istotne statystycznie uzyskano formuły w postaci równań regresji wielokrotnej, służące do bezpośrednich obliczeń LFI-CEN w poszczególnych typach jezior.

Y = b0 + b1 X1 + b2 X2 + ... bn Xn

gdzie

Y

-- LFI-CEN,

X1...Xn -- udziały wagowe (%) poszczególnych wskaźników (metriksów),

b0...bn -- współczynniki regresji dla poszczególnych udziałów wskaźników.

Przedstawiony powyżej schemat formuł zawiera zmienne niezależne (metriksy), które w pełni odpowiadają teoretycznym założeniom metody. Uzyskana z formuł ocena punktowa LFI-CEN jest, na obecnym etapie prac, w pełni przydatna do oceny jezior, dla których istnieją dane o odłowach nordyckim zestawem wontonów zgodnie z normą EN 14757.

Oceny punktowe stanu lub potencjału ekologicznego (LFI-CEN) zawarte są w przedzia-

łach od 0,00 do 1,00, przy czym niższa wartość oceny punktowej odpowiada gorszemu stanowi ekologicznemu jezior, a wyższa wartość -- stanowi lepszemu. Ocena stanu ekologicznego jezior na podstawie wyników odłowów nordyckim zestawem wontonów zgodnych z normą EN 14757

(LFI-CEN) dokonywana jest w pięciostopniowej skali na podstawie zakresu punktowego LFI-

-CEN podanego w tabeli 2.

Tab. 2. Obowiązujące w 2016 roku zakresy liczbowe wskaźników oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie odłowów nordyckim zestawem wontonów (LFI-CEN) zgodnie z normą EN 14757

Zakres liczbowy wskaźnika oceny stanu lub potencjału ekologicznego

Nazwa wskaźnika oceny stanu

jezior

lub potencjału ekologicznego jezior

bardzo dobry

dobry

umiarkowany

słaby

zły

Jeziorowy Indeks Rybny LFI-CEN*

≥0,71≤1,00

≥0,46<0,71

≥0,25<0,46

≥0,11<0,25

≥0,00<0,11

* -- dla wszystkich typów jezior wyróżnionych w metodzie LFI-CEN

Na podstawie przedstawionych powyżej założeń i zweryfi kowanych modeli stworzono przyjazne narzędzie ("Jeziorowy Indeks Rybny -- Lake Fish Index (LFI)") do obliczeń Jezioro-wych Indeksów Rybnych LFI+ i LFI-CEN oraz do oceny stanu ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny, w postaci łatwo instalującej się aplikacji komputerowej. Oprogramowanie ob-17

licza ocenę punktową i podaje stan/potencjał ekologiczny jezior na podstawie dziesięcioletnich odłowów gospodarczych w metodzie LFI+ oraz na podstawie jednokrotnych połowów nordyckim zestawem wontonów (LFI-CEN) zgodnie z normą EN 14757. Oprogramowanie jest w pełni funkcjonalne. Sporządzono dla niego instrukcję obsługi.

2.3. Zmiany metod oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior

na podstawie ichtiofauny powstałe w trakcie prac interkalibracyjnych

Kraje członkowskie UE zobowiązane są do przeprowadzenia interkalbracji krajowych metod oceny stanu ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny. Polskę zakwalfi kowano do grupy interkalibracyjnej Lake/Central-Baltic/Fish, do której, poza Polską, należą: Francja, Bel-gia, Czechy, Dania, Estonia, Litwa, Łotwa, Holandia, Słowacja i Wielka Brytania.

Polska, z powodu braku materiałów nadających się do ćwiczeń interkalibracji, przystą-

piła do nich ze znacznym opóźnieniem. Początkowo nie dysponowaliśmy materiałami nadają-

cymi się do interkalibracji, gdyż polska metoda oceny stanu jezior (LFI+) opierała się o analizę wieloletnich połowów gospodarczych, natomiast do ćwiczeń interkalibracyjnych dopuszczone zostały jedynie materiały zebrane według normy EN 14757, z ewentualnymi modyfi kacjami.

W kolejnych latach, dzięki zebraniu danych rybackich według tej normy, możliwe było włączenie się do prac grupy eksperckiej.

W pierwszych etapach interkalibracji bezskutecznie próbowano znaleźć, dla krajów na-szej grupy, wspólne metriksy rybackie (Common metrics), które pozwoliłyby na jednolitą ocenę stanu ekologicznego jezior w regionie. Główną przyczyną niepowodzeń była znaczna rozległość geografi czna działalności grupy, powodująca brak porównywalnych siedlisk jeziornych i zwią-

zanych z tymi siedliskami porównywalnych zespołów ichtiofauny. Poszukiwanie wspólnych metriksów rybackich dodatkowo wymagało jednolitego sposobu poboru prób, za który przyjęto normę EN 14757, co wykluczało możliwość zinterkalibrowania polskiej metody LFI+, opartej o statystyki odłowów komercyjnych.

W 2013 roku przyjęto nowe założenia, oparte o bezpośrednie związki ocen punktowych EQR (Ecological Quality Ratio) z czynnikami presji TAPI (Total Antropogenic Pressure Intensity). Warto wspomnieć, że polskie metody oceny stanu ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny (zarówno LFI-CEN, jak i LFI+) od początku oparte były na związkach pomiędzy metriksami rybackimi a wskaźnikami presji. Związki te były stwierdzane zarówno w licznych opracowaniach literaturowych, dotyczących jezior Polski, jak też w bezpośrednich analizach regresji pomiędzy kandydatami na metriksy i wskaźnikami presji. Dzięki temu nasze wskaźniki LFI-CEN jak i LFI+ bardzo dobrze korelowały ze wskaźnikami TAPI.

Przyjęcie w grupie Lake/Central-Baltic/Fish koncepcji TAPI, stworzyło możliwość interkalibracji obu polskich metod oceny stanu ekologicznego, a nie tylko metody opartej o połowy według normy EN 14757. Potrzebne było jednak wykonanie dodatkowych prac, dostosowują-

cych polskie materiały do wymogów TAPI. Wykonano więc, na potrzeby interkalibracji, mody-18

fi kację metody oceny stanu ekologicznego jezior, na podstawie wieloletnich danych o gospodarczych odłowach rybackich (LFI+), zestawienia ocen EQR i wymaganych wskaźników TAPI dla całości dostępnych, polskich materiałów oraz sporządzono stosowny opis obu polskich metod oceny jezior na podstawie ichtiofauny.

Opis obu polskich metod oraz sporządzone zestawienia polskich materiałów, dzięki speł-

nieniu wymogów interkalibracji, włączono do ćwiczeń grupy. Jednocześnie zaproponowano zmianę skrótu oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie odłowów nordyckim zestawem wontonów zgodnie z normą EN 14757 z LFI-CEN na LFI-EN.

Polska, jako jedyna, dysponowała dwoma metodami oceny stanu ekologicznego, co spowodowało konieczność dodatkowych przeliczeń klas jakości, jednoczących dwie metody.

Na bazie kolejnych wersji TAPI, poszukiwano wskaźników presji, które najlepiej korelowały z LFI (Lake Fish Index) w poszczególnych państwach oraz w całym regionie. Ostatecznego doboru wskaźników dokonano w maju 2015 roku, na spotkaniu w Berlinie, gdzie przeprowadzono również proces interkalibracji metod narodowych, w tym proces wyznaczenia porównywalnych i jednocześnie akceptowalnych granic pomiędzy stanem bardzo dobrym i dobrym (H/G) oraz dobrym i umiarkowanym (G/M) a także sporządzono i przyjęto biologiczne opisy klas. W wyniku interkalibracji podwyższone zostały granice klas H/G oraz G/M w obu polskich metodach (Tabela 3 i 4).

Tab. 3. Zaproponowane w czasie interkalibracji zakresy liczbowe wskaźników oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie wyników gospodarczych odłowów ryb (LFI+)

Nazwa wskaźnika oceny stanu

Zakres liczbowy wskaźnika oceny stanu lub potencjału ekologicznego jezior lub potencjału ekologicznego

jezior

bardzo dobry

dobry

umiarkowany

słaby

zły

Jeziorowy Indeks Rybny LFI+*

≥0,866≤1,000

≥0,595<0,866

≥0,250<0,595

≥0,100<0,250

≥0,00<0,100

* -- dla wszystkich typów jezior wyróżnionych w metodzie LFI+

Tab. 4. Zaproponowane w czasie interkalibracji zakresy liczbowe wskaźników oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie odłowów nordyckim zestawem wontonów zgodnie z normą EN 14757 (LFI-EN) Nazwa wskaźnika oceny stanu

Zakres liczbowy wskaźnika oceny stanu lub potencjału ekologicznego jezior lub potencjału ekologicznego

jezior

bardzo dobry

dobry

umiarkowany

słaby

zły

Jeziorowy Indeks Rybny LFI-

≥0,804≤1,00

≥0,557<0,804

≥0,250<0,557

≥0,100<0,250

≥0,00<0,100

EN*

* -- dla wszystkich typów jezior wyróżnionych w metodzie LFI-EN

Zarówno nasze oryginalne granice klas, jak i zmienione drogą harmonizacji w procesie interkalibracji, wyznaczają stany H (bardzo dobry), G (dobry) i M (umiarkowany) odpowiadające w pełni kryteriom tych stanów opisanych w Załączniku V Ramowej Dyrektywy Wodnej.

Przedstawione w czasie interkalibracji formuły oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny są formułami użytecznymi lecz nie ostatecznymi. Obie meto-19

dy wymagają ponownego przeliczenia. Przeliczenie jest możliwe dzięki uzupełnieniu danych ichtiofaunistycznych z kolejnych jezior. Przeliczenie nie zmieni metriksów rybackich, zmianie ulegną natomiast wartości liczbowe metriksów i współczynników regresji dla poszczególnych udziałów wskaźników, co powinno lepiej dopasować formuły do posiadanych danych. W trakcie interkalibracji w obu polskich metodach zastosowano podział na dwa typy jezior (stratyfi -

kowane i niestratyfi kowane). Podział ten odpowiada typologii abiotycznej jezior. Zastosowany nowy podział jezior w metodzie LFI+ zmienił metriksy. Obecnie w jeziorach stratyfi kowanych są to udziały wagowe (%): sandacza, karasia pospolitego, leszcza P (połączone razem sortymenty leszcza S, M i N) i krąpia, wykazujące wyraźny wzrost udziałów wraz ze wzrostem wskaźni-ków presji oraz udział lina, okonia, leszcza D, leszcza D w ogólnych odłowach leszcza i płoci S, wykazujące spadek swych udziałów w miarę wzrostu wskaźników presji.

W jeziorach niestratyfi kowanych są to udziały sandacza i karasia pospolitego, wykazujące wzrost udziałów wraz ze wzrostem wskaźników presji oraz udziały szczupaka, lina, okonia i płoci S w ogólnych odłowach płoci, wykazujące spadek swych udziałów w miarę wzrostu wskaźników presji.

W metodzie LFI-EN nie zmieniono metriksów.

W 2015 roku zakończono ćwiczenia interkalibracyjne metod oceny stanu ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny w państwach grupy Lake/Central-Baltic/Fish. Obie polskie metody oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny zostały zinterka-librowane. Obecnie wyniki prac interkalibracyjnych oczekują na zatwierdzenie przez stosowne gremium UE. Po ostatecznym zaakceptowaniu wyników tych prac konieczna będzie modyfi kacja odpowiednich przepisów krajowych oraz modyfi kacja i dostosowanie narzędzia bazodanowego "LFI -- Jeziorowy Indeks Rybny -- Lake Fish Index ".

3. PROCEDURY BADAŃ TERENOWYCH

3.1. Wybór metody oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior

na podstawie ichtiofauny

Wyboru metody ceny stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny dokonuje się analizując dostępne dane o wieloletnich komercyjnych odłowach ryb. Jeżeli dane są dostępne, zakłada się, że jezioro może być oceniane metodą LFI+. W pozostałych przypadkach uznaje się, że jezioro może być oceniane tylko metodą LFI-CEN.

3.2. Metoda LFI+

3.2.1. Zbieranie danych do metody LFI+

Metoda LFI+ oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior może być stosowana dla tych jezior Polski, na których prowadzone są systematyczne połowy profesjonalnym sprzętem rybackim. Wymagany jest dostęp do wyników gospodarczych odłowów ryb z przynajmniej kolejnych dziesięciu lat. Wyniki odłowów gospodarczych są zapisywane przez użytkowników rybackich w Księgach Gospodarczych jezior. Wzór obowiązującej w danym okresie czasowym Księgi zatwierdzany jest przez właściwego Ministra. Obecnie obowiązuje wzór zatwierdzony przez Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi z dnia 19 lutego 2013 roku opublikowany w Dzienniku Ustaw (Dz.U. 2013 nr 0 poz. 326) (Fot. 5, 6 i 7).

Fot. 5. Wzór strony

tytułowej

Księgi Gospodarczej

zgodny

z Rozporządzeniem

Ministra Rolnictwa

i Rozwoju Wsi

z dnia

19 lutego 2013 roku

(Dz.U. 2013 nr 0

poz. 326)

21

Fot. 6. Druga i trzecia strona Księgi Gospodarczej z objaśnieniami (Dz.U. 2013 nr 0 poz. 326) 22

Fot. 7. Wzór karty rocznej z Księgi Gospodarczej z miesięcznymi polami odłowów i polem rocznych odłowów razem poszczególnych gatunków ryb i ich sortymentów (Dz.U. 2013 nr 0 poz. 326) 23

Przed przystąpieniem do zbierania danych o komercyjnych odłowach ryb w jeziorach należy wytypować jeziora do badań. Listę i liczbę jezior przewidzianych, w danym okresie ba-dawczym, do monitoringu diagnostycznego i badania stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny ustala GIOŚ (Rys. 6).

Rys. 6. Przykładowy fragment listy jezior, w arkuszu MS Excel, przewidzianych do monitoringu diagnostycznego w latach 2013--2015 uzyskany z GIOŚ

Po wytypowaniu jezior do badań należy nawiązać kontakty z użytkownikami rybackimi jezior i uzyskać ich zgodę na zebranie danych rybackich. Wskazane jest posiadanie listów intencyjnych Głównego Inspektora Ochrony Środowiska, skierowanych do użytkowników rybackich, przedstawiających cel i zakres prac.

W celu zminimalizowania kosztów i czasu należy wytypować jeziora do badań u poszczególnych użytkowników rybackich tak by jednocześnie zebrać dane z grupy jezior.

Materiały badawcze zbierane są bezpośrednio u użytkowników rybackich. Po uzyskaniu dostępu do Ksiąg Gospodarczych poszczególnych jezior należy przenieść wyniki rocznych odłowów rybackich wszystkich gatunków i sortymentów ryb znajdujących się w Księdze (Fot. 8) (przynajmniej z ostatnich dziesięciu lat) do przygotowanego wcześniej arkusza w formacie programu MS Excel.

Kolejność pól ewidencji połowów poszczególnych gatunków w Księgach Gospodarczych ulegała zmianom. Dlatego należy uważnie przenosić dane do przygotowanego wcześniej arkusza w formacie programu MS Excel. Pola arkusza w formacie programu MS Excel zawierają kolumnę

"LATA" oraz kolumny z nazwami najczęściej odławianych komercyjnie gatunków ryb: węgorza, siei, sielawy, suma (Fot. 9), sandacza, szczupaka, lina, karasia pospolitego, okonia, stynki, krąpia, 24

Fot. 8. Fragment Księgi Gospodarczej z wypełnionymi miesięcznymi polami odłowów i polem rocznych odłowów razem (fot. Piotr Traczuk)

Fot. 9. Sum

Silurus glanis L.

(fot. Łucjan Chybowski)

leszcza D, S, M i N, leszcza R (zsumowane odłowy wszystkich sortymentów leszcza), płoci S i M, płoci R (zsumowane odłowy wszystkich sortymentów płoci), karpia, tołpygi, amura, uklei oraz frakcji ryb określanej mianem drobnica nietowarowa, gatunki inne i kolumnę "RAZEM" (Rys. 7).

W przypadku leszcza i płoci, dzięki dostępnym zapisom o tak zwanych sortymentach ryb, wyod-rębniono pola charakteryzujące wielkość ryb: leszcz D -- duży leszcz, leszcz S -- średni leszcz, leszcz M -- mały leszcz, leszcz N -- niewymiarowy leszcz, płoć S -- płoć średnia, płoć M -- płoć mała.

25

Rys. 7. Przykładowy fragment arkusza MS Excel z wprowadzonymi danymi o komercyjnych odłowach ryb W kolumnie lata wpisuje się rok a w pozostałych kolumnach masę ryb w kg.

W czasie pobytu u użytkowników rybackich, jeżeli istnieje taka możliwość, to pożądane jest dokonanie oględzin jezior, ich strefy litoralowej, roślinności, dopływów, odpływu, ewentualnych źródeł zanieczyszczeń, zabudowy brzegów, a także przeprowadzenie wywiadów z użytkownikiem rybackim oraz wędkarzami i sporządzenie stosownych notatek.

3.3. Metoda LFI-CEN

Metoda LFI-CEN oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny może być stosowana do tych jezior, na których przeprowadzono odłowy nordyckim zestawem wontonów zgodnie z normą EN 14757.

3.3.1 Zbieranie danych do metody LFI-CEN

Zbieranie materiałów badawczych do oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny metodą LFI-CEN opiera się o połowy ryb nordyckim zestawem wontonów zgodnie z normą EN 14757. Wymagane jest rygorystyczne przestrzeganie wymogów normy EN 14757, ponieważ moduł obliczeniowy LFI-CEN zbudowano opierając się na wy-maganiach zgodnych z tą normą.

Zbieranie materiałów badawczych do oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny metodą LFI-CEN jest dużo bardziej praco- i czasochłonne niż w przypadku metody LFI +.

26

3.3.1.1. Prace wstępne

Przed przystąpieniem do badań wytypowanych jezior, w pierwszej kolejności, należy nawiązać kontakty z użytkownikami rybackimi poszczególnych jezior i uzyskać ich zgodę na zebranie danych rybackich (połowy nordyckim zestawem wontonów). Celowe jest posiadanie listów intencyjnych Głównego Inspektora Ochrony Środowiska, skierowanych do użytkowników rybackich, przedstawiających cel i zakres prac.

Dalsze prace wstępne, po uzyskaniu zgody użytkownika rybackiego, polegają na uzyskaniu następnych niezbędnych pozwoleń na przeprowadzenie połowów nordyckim zestawem wontonów na wybranych jeziorach. O pozwolenia te można występować dopiero po uzyskaniu pozwolenia od użytkownika rybackiego.

Należy więc:

 uzyskać pozwolenia na połów ryb niewymiarowych i w okresach ochronnych od odpowiedniego Marszałka Województwa,

 uzyskać pozwolenia na połów ryb prawnie chronionych od Dyrektora Generalnej Dyrekcji Ochrony Środowiska,

 w przypadku połowów w parkach narodowych i rezerwatach przyrody uzyskać pozwo-lenie na połów ryb od Ministra Środowiska i Dyrektora Generalnej Dyrekcji Ochrony Środowiska.

Wnioski o te pozwolenia, z powodu

długotrwałych procedur administracyjnych,

należy złożyć ze znacznym wyprzedzeniem.

Wskazane jest posiadanie listów intencyj-

nych Głównego Inspektora Ochrony Środo-

wiska, skierowanych do adresatów wydają-

cych pozwolenia, przedstawiających cel i za-

kres prac. Czasami niezbędne są dodatkowe

pozwolenia, które mogą być wymagane przez

użytkowników rybackich lub przez urzędy

nadzorujące użytkowników.

Dalsze prace wstępne polegają na:



przygotowaniu skalibrowanego pla-

nu batymetrycznego jeziora z zapla-

nowanymi punktami rozmieszcze-

nia wontonów nordyckich, w liczbie

i w miejscach zgodnych z normą EN

14757 (Rys. 8),

 znalezieniu przy pomocy map i wy-

wiadów odpowiedniego miejsca na

Rys. 8. Rozmieszczenie wontonów nordyckich

na Jeziorze Kiełpińskim

brzegu jeziora (Fot. 10 i 11), z prze-

-- -- wontony denne; -- -- wontony pelagiczne

27

stronnym placem i dogodnym dojściem do wody oraz uzyskaniu zgody właściciela terenu ma rozlokowanie ekipy badawczej,

 w przypadkach konieczności przejazdu lub założenia bazy badawczej na terenach le-

śnych (Fot. 12a, b i c), uzyskaniu pisemnej zgody nadleśniczych na wjazd samochodów i pobyt ekipy badawczej.

 uzyskaniu pozwolenia na używanie łodzi z silnikiem mechanicznym w strefach ciszy,



uzgodnieniu z użytkownikiem rybackim jeziora szczegółowego terminu połowów oraz sposobu zagospodarowania złowionych i przebadanych ryb,



powiadomieniu Państwowej i Lokalnej Straży Rybackiej o szczegółowym terminie i sposobie połowów.

Po uzyskaniu wszystkich niezbędnych pozwoleń należy przygotować sprzęt połowowy, nawigacyjny, badawczy, biwakowy i transportowy.

Fot. 10. Baza

nad Jeziorem Białym

k. Gostynina

(fot. Witold Białokoz)

Fot. 11. Baza

nad jeziorem Sumin

(fot. Łucjan

Chybowski)

28

Fot. 12a. Baza

nad jeziorem Pomorze

(fot. Łucjan Chybowski)

Fot. 12b. Baza

nad jeziorem Pomorze

(fot. Łucjan Chybowski)

Fot. 12c. Baza

nad jeziorem

Ocypel Wielki

(fot. Łucjan Chybowski)

29

3.3.1.2. Sprzęt połowowy

Wymagany, specjalistyczny, kalibrowany sprzęt połowowy typu nordyckiego do połowu ryb jest bardzo dokładnie opisany w normie EN 14757 (European Committee for Standardization EN 14757: 2005 (E) -- Water quality -- Sampling of fi sh with multi-mesh gillnets). Składa się on z dwóch rodzajów wontonów: dennych i pelagicznych.

Wymiary wontonów dennych: wysokość 1,5 i długość 30 m. Wontony te zbudowane są z dwunastu wysokich na 1,5 m i szerokich na 2,5 m połączonych ze sobą paneli wykonanych z żyłkowej tkaniny sieciowej. Rozmiar oczek w poszczególnych panelach (od 5,0 do 55,0 mm), kolejność poszczególnych paneli w wontonie i grubość żyłki z jakiej wytworzono poszczególne panele regulowana jest normą EN 17457 (Fot. 13)

Fot. 13. Kolejność paneli, rozmiary oczek i grubość żyłki tkaniny sieciowej w poszczególnych panelach nordyckiego wontonu dennego (benthic multi-mesh gillnets). Zdjęcie tabeli z normy European Committee for Standardization EN 14757: 2005 (E) -- Water quality -- Sampling of fi sh with multi-mesh gillnets.

Wymiary wontonów pelagicznych: wysokość, 6,0 m i długość 27,5 m. Wontony te zbudowane są z jedenastu wysokich na 6,0 m i szerokich na 2,5 m połączonych ze sobą paneli wykonanych z żyłkowej tkaniny sieciowej. Rozmiar oczek w poszczególnych panelach wynosi (od 6,25

do 55,0 mm). W wontonach pelagicznych pominięty jest panel o oczku 5,0 mm. Kolejność i grubość żyłki z jakiej wytworzono poszczególne panele jest taka sama jak w wontonach dennych.

Zarówno wontony denne jak i pelagiczne szyte są w górnej części do pływającej linki typu korklina a w dolnej -- do tonącej linki typu ołowianka (Fot. 14). Z powodu skomplikowa-30

nej konstrukcji, wontony te są trudno dostępne. Należy więc, z odpowiednim wyprzedzeniem, zamówić ich wykonanie w specjalistycznej fi rmie. Z powodu delikatnej konstrukcji, wontony te często ulegają uszkodzeniu. Zdarzają się również kradzieże sprzętu. Z tych powodów należy zaopatrzyć się w wontony zapasowe.

Dodatkowym, niezbędnym wyposażeniem sprzętu połowowego są ciężarki kotwiczne i pławy znacznikowe (Fot. 15).

Sprzęt połowy rozstawiany jest z łodzi często wyposażonej w napęd mechaniczny lub elektryczny i echosondę z GPS (Fot. 16). Łódź powinna być wyposażona w zgodny z przepisami BHP sprzęt ratunkowy (kamizelki ratunkowe, asekuracyjne).

Fot. 14. Nordyckie

wontony pelagiczne

(dwa z lewej strony)

i wonton denny.

U dołu wontonów linka

typu ołowianka,

u góry linka

typu korklina.

W drugim wontonie

na korklinie umieszczono

dodatkowe pławy

(fot. Łucjan Chybowski)

Fot. 15. Ciężarki

kotwiczne i pławy

znacznikowe używane

podczas rozstawiania

wontonów nordyckich

(fot. Łucjan Chybowski)

31

Fot. 16. Łódź

robocza IRS

z zamontowanym

silnikiem

mechanicznym

i zainstalowaną

echosondą z GPS

(fot. Witold Białokoz)

Echosonda z GPS (Fot. 17a) wykorzystywana jest do odczytywania głębokości a GPS do oznaczania miejsca (punktu -- waypoint) postawienia wontonów i ich odszukania (zazwyczaj jest to funkcja GO TO) na nieznanym jeziorze.

Poza sprzętem połowowym, pływającym i nawigacyjnym ekipa badawcza musi być wyposażona w sprzęt badawczy (wagi elektroniczne, deski pomiarowe, miernik termiczno tlenowy, krążek Secchiego, przenośny komputer, notatnik papierowy i ołówki), przenośne źródła ener-gii: akumulatory i/lub przenośny agregat prądotwórczy (Fot. 17b), niezbędny sprzęt biwakowy i transportowy (pożądane samochody z napędem 4×4).

3.3.1.3. Połowy badawcze nordyckim zestawem wontonów zgodnie z normą EN 14757

Połowy badawcze na jeziorach mogą być prowadzone od sierpnia do połowy październi-ka. Po rozlokowaniu się ekipy badawczej należy, w pierwszej kolejności, zmierzyć temperaturę wody, zawartość tlenu w wodzie i przezroczystość wody wykorzystując miernik termiczno tlenowy i krążek Secchiego (Fot. 18).

Wontony denne należy rozstawiać na dnie jeziora losowo, w liczbie i zakresach głębo-kości określonych normą EN 14757. Liczba użytych wontonów dennych zależy od powierzchni jeziora i jego głębokości. Liczba stawianych wontonów wyliczana musi być z normy EN 14757, która szczegółowo określa ich liczbę (Fot. 19). Na przykład na jeziorze o powierzchni 51,0 ha i głębokości 5,9 m stawiamy 16 dennych wontonów (8 w warstwie o głębokości < 3,0 m i 8

w warstwie 3,0--5,9 m) (Fot. 19). Wontony w poszczególnych warstwach powinny być rozstawione losowo tzn. nie powinny znajdować się w jednym miejscu i nie należy wybierać tylko takich miejsc gdzie spodziewamy się dużej liczby ryb.

32

Fot. 17a. Echosonda z GPS

wykorzystywana

w czasie badań

(fot. Łucjan Chybowski)

Fot. 17b. Przenośny

agregat prądotwórczy

z napędem mechanicznym

(fot. Łucjan Chybowski)

Fot. 18. Miernik

termiczno-tlenowy

i krążek Secchiego

(fot. Łucjan Chybowski)

33

Fot. 19. Liczba stawianych dennych wontonów nordyckich ogółem i w poszczególnych warstwach głębokościowych w zależności od powierzchni jeziora i jego głębokości. Zdjęcie tabeli z normy European Committee for Standardization EN 14757: 2005 (E) -- Water quality -- Sampling of fi sh with multi-mesh gillnets 34

Wontony stawia się z łodzi. Na początku i na końcu wontonu, do dolnej linki, przywiązu-je się ciężarek kotwiczny. Dodatkowo na końcu wontonu, do górnej linki, przywiązuje się pław znacznikowy. Miejsce postawienia wontonu zaznacza i zapisuje się w GPS. Dodatkowo, w no-tatniku, zapisuje się: L.p. wontonu, warstwę (zakres głębokości) w jakiej wonton jest stawiany, początkową i końcową głębokość wody na jakiej wonton jest stawiany (głębokość odczytujemy z echosondy) i miejsce (nr waypoint) postawienia wontonu (odczytywane z GPS).

Wontony pelagiczne stawiamy nad najgłębszym miejscem jeziora w jeziorach o głębo-kość maksymalnej ≥ 6,0 m. Ich liczba zależy tylko od głębokości jeziora. Wontony te ustawiać należy schodkowo, w toni wodnej od powierzchni do dna. Schodkowe stawianie polega na tym, że pierwszy wonton pelagiczny stawiamy na dnie i do końca jego górnej linki dowiązujemy początek dolnej linki drugiego wontonu itd. Wontony pelagiczne tonące utrzymujemy w zapla-nowanej warstwie toni wodnej pławami lub jeżeli to są wontony pływające ciężarkami kotwicz-nymi mającymi wymaganą długość linki (nogę) utrzymującej wonton w toni. Na przykład aby w jeziorze o głębokości 18 m wonton pelagiczny utrzymywał się w warstwie wody o głębokości 6,0--11,9 m do dolnej linki należy w kilku punktach dowiązać ciężarki kotwiczne z nogami (linką) o długości 6,0 m. Sposób wystawiana wontonów pelagicznych z łodzi i opis miejsca wystawienia jest taki sam jak przy stawianiu wontonów dennych.

Wontony powinny być rozstawione w jeziorze przez około 12 godzin, od późnego po-południa do rana. Po tym okresie, wontony należy podnieść (Fot. 20) wraz z rybami do pojemników lub bezpośrednio do łodzi, pamiętając o jednoznacznym oznakowaniu zebranych wontonów.

Podniesione wontony przywozi się na brzeg w pojemnikach (Fot. 21a i b).

Z wontonów wybiera się z wszystkie złowione ryby (Fot. 22a i b). Wybrane ryby umiesz-cza się w pojemnikach oznaczonych tak samo jak wontony. Jeden pojemnik na jeden wonton.

Fot. 20.

Podnoszenie

wontonów

pelagicznych

(fot. Witold Białokoz)

35

Fot. 21a.

Podniesione

i umieszczone

w pojemniku

wontony

(fot. Łucjan

Chybowski)

Fot. 21b.

Podniesione

i umieszczone

w pojemniku

wontony

(fot. Łucjan

Chybowski)

Wybrane ryby oznacza się do gatunku (Brylińska 2000) i waży się każdego osobnika z dokładnością do 0,1 g (małe ryby) lub 1 g (ryby duże) (Fot. 23)

Reprezentatywną próbę ryb, około 50 osobników każdego złowionego gatunku, należy zmierzyć (należy mierzyć osobniki ze wszystkich złowionych klas długości od min. do max.).

Pomiaru dokonuje się deską pomiarową (Fot. 24) z dokładnością do 0,1 cm (Fot. 25).

Mierzona jest długość całkowita ciała (l.t.) i długość ciała (l.c.) w cm. Długość całkowita ciała (l.t.) to długość mierzona od początku pyska do końca płetwy ogonowej, a długość ciała (l.c.) to długość mierzona od początku pyska do początku płetwy ogonowej.

36

Fot. 22a. Wybieranie ryb

z wontonów dennych

(fot. Łucjan Chybowski)

Fot. 22b. Wybieranie ryb

z wontonów pelagicznych

(fot. Łucjan Chybowski)

Fot. 23. Pomiar

masy ciała szczupaka

Esox lucius L.

(fot. Łucjan Chybowski)

37

Fot. 24. Deski

pomiarowe

(fot. Łucjan Chybowski)

Fot. 25. Pomiar

długości całkowitej

ciała dużego szczupaka

Esox lucius L.

(fot. Łucjan Chybowski)

Wyniki pomiarów zapisywane są w odpowiednich rubrykach wcześniej przygotowanego arkusza pliku MS Excel (Rys. 9). W arkuszach pliku zapisywane są wyniki pomiarów ryb każde-go złowionego gatunku i z każdego wontonu osobno. Jeden plik to jedno jezioro, jeden arkusz to jeden wonton. W arkuszu dla każdego gatunku przypisane są trzy kolumny: gatuneklc, gatu-neklt i gatunekw. Każdy osobnik jest ważony a tylko część ryb mierzona. Na przykład pełny opis jednego złowionego osobnika okonia wygląda tak:

okonlc

okonlt

okonw

25,6

29,1

358,6

Długość ciała (l.c.), opisanego wyżej okonia, wynosi: 25,6 cm, długość całkowita ciała (l.t.) -- 29,1 cm a masa ciała -- 358,6 g.

38

Rys. 9. Fragment arkusza pliku MS Excel, w którym zapisywane są wyniki pomiarów złowionych ryb Po wybraniu z wontonów wszystkich złowionych ryb wontony należy przebrać, wypłu-kać, wysuszyć i "wywietrzyć" (Fot. 26). Wypłukać i wysuszyć należy również pojemniki i łódź

(Fot. 27). Wysuszone wontony należy przygotować do następnego wystawienia układając je w pojemnikach.

Fot. 26. Suszenie

i "wietrzenie"

wontonów

(fot. Łucjan

Chybowski)

39

Fot. 27. Suszenie,

"wietrzenie" wontonów

i pojemników

(fot. Łucjan Chybowski)

Zaleca się zapisywanie warunków pogodowych, panujących w czasie połowu. Pożądane jest także dokonanie oględzin jeziora, jego strefy litoralowej, roślinności, dopływów, odpływu, ewentualnych źródeł zanieczyszczeń, zabudowy brzegów, a także przeprowadzenie wywiadów z użytkownikiem rybackim oraz wędkarzami i sporządzenie notatek.

4. OCENA STANU/POTENCJAŁU EKOLOGICZNEGO JEZIOR

NA PODSTAWIE ICHTIOFAUNY

4.1. Ocena metodą LFI+

Oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny dokonuje się na-rzędziem bazodanowym "Jeziorowy Indeks Rybny -- Lake Fish Index". Metodą LFI+ oceniany jest stan/potencjał ekologiczny jezior dla których zebrano dane o komercyjnych odłowach ryb.

Wymagane są dane z kolejnych dziesięciu lat.

Surowe dane, zebrane u użytkowników rybackich, zapisane w terenie w arkuszach kalkulacyjnych MS Excel należy zweryfi kować w celu wykluczenia pomyłek wynikających z pracy na masowym materiale oraz poddać je eksperckiej ocenie przydatności. Ekspercka ocena musi uwzględniać: systematyczność odłowów, wybiórczość odłowów i wysokość odłowów. Nie mogą zostać użyte dane uzyskane z jezior odławianych okazjonalnie (Rys. 10), z małą intensywnością, z jezior odławianych wyłącznie amatorsko oraz z jezior, w których łowi się wybiórczo tylko gatunki atrakcyjne cenowo. Jeżeli ekspercka ocena jest negatywna tzn., że zebrane dane nie pozwalają na ocenę stanu/potencjału ekologicznego jeziora metodą LFI+ to takie dane na-leży odrzucić. Odrzucone z oceny metodą LFI+ jezioro może być ocenione jedynie metodą LFI-CEN jeżeli przeprowadzone zostaną na nim odłowy nordyckim zestawem wontonów zgodnie z normą EN 14757.

Pozytywnie zweryfi kowane dane należy przystosować do wymogów modułu obliczenio-wego LFI+ narzędzia bazodanowego "Jeziorowy Indeks Rybny -- Lake Fish Index".

Rys. 10.

Przykładowe

dane z jeziora,

które nie może

być oceniane

metodą LFI+

41

W arkuszu danych dla metody LFI+ muszą się znajdować następujące kolumny (w nawiasach podano format i jednostki wprowadzanych danych):

 KodJCWP (np.: PLLW30000);

 Nazwa jeziora (np.: Białe);

 Powierzchnia (ha, np.:100,07);

 Głębokość maksymalna (m, np.: 36,1);

 Typ miksji (trzy typy: stratyfi kowane głębokie -- o głębokości maksymalnej powyżej 30 m, stratyfi kowane płytkie -- o głębokości ≤ 30 m i niestratyfi kowane);

 Szerokość geografi czna N (WGS-84 w formacie dd,dd, np.: 53,66768);

 Długość geografi czna E (WGS-84 w formacie dd,dd, np.: 21,69129);

 Dorzecze (cztery dorzecza: Odra, Wisła, Pregoła, Niemen);

 Województwo (np.: warmińsko-mazurskie);

 Rok (wprowadzamy tylko rok, np.: 2001);

 Węgorz (masa ryb w kg np.:2,3 lub 5, puste miejsce traktowane jest przez program jako 0);

 Szczupak;

 Sandacz;

 Okoń;

 Leszcz D;

 Leszcz P (S+M+N);

 Lin;

 Płoć i Wzdręga S;

 Płoć i Wzdręga M;

 Karaś;

 Karaś srebrzysty;

 Krąp;

 Karp;

 Ukleja;

 Stynka;

 Sielawa;

 Sieja;

 Sum;

 Tołpyga;

 Amur biały;

 Drobnica nietowarowa;

 Inne.

Masę ryb i ich sortymentów (w kg), do arkusza danych narzędzia, wprowadzamy z surowych danych zebranych u użytkowników rybackich. Podczas wprowadzania danych, w celu uniknięcia pomyłek, należy zwrócić szczególną uwagę na kolejność kolumn w danych surowych i w przygotowywanym arkuszu.

42

Dane: KodJCWP, Nazwa jeziora, Powierzchnia (ha), Głębokość maksymalna (m), Szerokość geografi czna N, Długość geografi czna E, Dorzecze i Województwo przekazywane są wykonawcy przez GIOŚ wraz z listą jezior przeznaczonych do monitoringu. Typ miksji (trzy typy: stratyfi kowane głębokie -- o głębokości maksymalnej powyżej 30 m, stratyfi kowane płytkie

-- o głębokości ≤ 30 m i niestratyfi kowane), określa wykonawca na podstawie głębokości maksymalnej i typu abiotycznego jeziora. Dane o typie abiotycznym są zawarte w danych przekazywanych przez GIOŚ. Fragment arkusza danych z wprowadzonymi danymi dla Jeziora Sławskiego pokazano na rysunku 11.

Rys. 11.

Fragment

arkusza danych

z wprowadzonymi

danymi

dla Jeziora

Sławskiego

Dane z tak przygotowanego arkusza można wprowadzić ręcznie do modułu LFI+ narzę-

dzia bazodanowego "Jeziorowy Indeks Rybny -- Lake Fish Index" lub importować je narzędziem bazodanowym.

Należy bezwzględnie przestrzegać podanej powyżej liczby, kolejności, nazwy i for-matu kolumn. Błędne nazwy, zła kolejność, liczba lub format kolumn uniemożliwią pobranie danych przez narzędzie bazodanowe "Jeziorowy Indeks Rybny -- Lake Fish Index".

Jeżeli dane zostały przygotowane poprawnie to program (narzędzie bazodanowe) infor-muje o poprawnym pobraniu danych. Powtórne pobranie tych samych danych spowoduje nad-pisanie ich na miejsce już wprowadzonych danych.

Po prawidłowym wprowadzeniu danych do narzędzia bazodanowego narzędzie to obli-cza ocenę punktową i stan ekologiczny jeziora (rys. 12). Ocena stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny wykonana w narzędziu bazodanowym metodą LFI+ jest oceną ostateczną i nie podlega dalszej weryfi kacji.

Szczegóły obsługi i działania narzędzia bazodanowego "Jeziorowy Indeks Rybny -- Lake Fish Index" przedstawiono w instrukcji, która w wersji elektronicznej jest integralną częścią narzędzia bazodanowego.

43

Rys. 12.

Widok okna

"Wynik LFI+"

w narzędziu

bazodanowym

"Jeziorowy Indeks

Rybny -- Lake Fish

Index"

Ocena stanu/potencjału ekologicznego jezior, dla których dostępne są dane z wieloletnich wyników odłowów rybackich (LFI+) dokonywana jest w pięciostopniowej skali na podstawie zakresu punktowego LFI+ podanego w tabeli 1.

4.2. Ocena metodą LFI-CEN

Oceny stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny dokonuje się na-rzędziem bazodanowym "Jeziorowy Indeks Rybny -- Lake Fish Index". Metodą LFI-CEN oceniany jest stan/potencjał ekologiczny jezior na których zebrano jednorazowe dane z odłowów nordyckim zestawem wontonów zgodnie z normą EN 14757.

Surowe dane, zebrane w czasie badań terenowych, zapisane w arkuszach kalkulacyjnych MS Excel należy poddać szczegółowej weryfi kacji polegającej na wykluczeniu pomyłek wynikających z pracy na masowym materiale oraz eksperckiej ocenie zgodności zastosowanych metod połowu z normą EN 14757. Wymagane jest rygorystyczne przestrzeganie wymagań normy EN 14757 ponieważ moduł obliczeniowy LFI-CEN zbudowano opierając się na wy-maganiach zgodnych z tą normą.

Pozytywnie zweryfi kowane dane należy przystosować do wymogów modułu obliczenio-wego LFI-CEN narzędzia bazodanowego "Jeziorowy Indeks Rybny -- Lake Fish Index".

W arkuszu danych dla metody LFI-CEN muszą się znajdować następujące kolumny (w nawiasach podano format i jednostki wprowadzanych danych):

 KodJCWP (np.: PLLW30001);

 Nazwa jeziora (np.: Morzycko);

 Powierzchnia (ha, np.:93,2);

 Głębokość maksymalna (m, np.: 36,1);

44

 Typ miksji (dwa typy: stratyfi kowane i niestratyfi kowane);

 Szerokość geografi czna N (WGS-84 w formacie dd,dd, np.: 53,66768);

 Długość geografi czna E (WGS-84 w formacie dd,dd, np.: 21,69129);

 Dorzecze (cztery główne dorzecza: Odra, Wisła, Pregoła, Niemen);

 Województwo (np.: wielkopolskie);

 Ilość wontonów dennych (szt., np.: 40);

 Ilość wontonów pelagicznych (szt., np.: 5);

 Data (miesiąc -- cyfra rzymska i rok, np.: X 2011);

 Karp (masa ryb w gramach, np.: 2381,2 puste miejsce traktowane jest przez program jako 0);

 Karaś;

 Karaś srebrzysty;

 Kiełb;

 Lin;

 Różanka;

 Leszcz;

 Krąp;

 Płoć;

 Wzdręga;

 Boleń;

 Jelec;

 Kleń;

 Ukleja;

 Koza;

 Sumik karłowaty;

 Sum;

 Szczupak;

 Stynka;

 Sielawa;

 Sieja;

 Miętus;

 Ciernik;

 Okoń;

 Jazgarz;

 Sandacz;

 Inne.

Do "Inne" zaliczono pozostałe gatunki niewymienione w powyższej liście. Gatunki te zazwyczaj łowione są okazjonalnie lub nawet przypadkowo np.: pstrąg potokowy (Fot. 28).

Zagregownie tych gatunków nie ma wpływu na wyniki ocen otrzymywane z modułu LFI-CEN.

45

Fot. 28. Pstrąg

potokowy Salmo trutta

trutta m. fario L.

(fot. Łucjan Chybowski)

Masę ryb (w g), do arkusza danych narzędzia, wprowadzamy z surowych danych zebranych podczas odłowów nordyckim zestawem wontonów zgodnie z normą EN 14757. Podczas wprowadzania danych, w celu uniknięcia pomyłek, należy zwrócić szczególną uwagę na kolejność kolumn w danych surowych i w przygotowywanym arkuszu.

Dane: KodJCWP, Nazwa jeziora, Powierzchnia (ha), Głębokość maksymalna (m), Szerokość geografi czna N, Długość geografi czna E, Dorzecze i Województwo przekazywane są wykonawcy przez GIOŚ wraz z listą jezior przeznaczonych do monitoringu. Typ miksji (dwa typy: stratyfi kowane i niestratyfi kowane), określa wykonawca na podstawie głębokości maksymalnej i typu abiotycznego jeziora. Dane o typie abiotycznym są zawarte w danych przekazywanych przez GIOŚ. Fragment arkusza danych z wprowadzonymi danymi dla jeziora Morzycko pokazano na rysunku 13.

Dane z tak przygotowanego arkusza można wprowadzić ręcznie do modułu LFI-CEN

narzędzia bazodanowego "Jeziorowy Indeks Rybny --Lake Fish Index" lub importować je narzę-

dziem bazodanowym.

Należy bezwzględnie przestrzegać podanej powyżej liczby, kolejności, nazwy i for-matu kolumn. Błędne nazwy, zła kolejność i liczba lub format kolumn uniemożliwią pobranie danych przez narzędzie bazodanowe "Jeziorowy Indeks Rybny -- Lake Fish Index".

Po prawidłowym wprowadzeniu danych do narzędzia bazodanowego narzędzie to obli-cza ocenę punktową i stan ekologiczny jeziora (rys. 14). Szczegóły obsługi i działania narzędzia bazodanowego "Jeziorowy Indeks Rybny -- Lake Fish Index" przedstawiono w instrukcji, któ-

ra w wersji elektronicznej jest integralną częścią narzędzia bazodanowego. Ocena stanu ekologicznego jezior na podstawie wyników odłowów nordyckim zestawem wontonów zgodnych z normą EN 14757 (LFI-CEN) dokonywana jest w pięciostopniowej skali na podstawie zakresu punktowego LFI-CEN podanego w tabeli 2.

46

Rys. 13.

Fragment arkusza

danych

z wprowadzonymi

danymi

dla jeziora

Morzycko

Rys. 14.

Widok okna

"Wynik LFI-CEN"

w narzędziu

bazodanowym

"Jeziorowy Indeks

Rybny -- Lake Fish

Index"

Ocena stanu/potencjału ekologicznego jezior na podstawie ichtiofauny wykonana w narzędziu bazodanowym metodą LFI-CEN nie jest oceną ostateczną i podlega dalszej weryfi kacji.

Ocena jezior na podstawie jednokrotnych połowów kalibrowanym zestawem wontonów (LFI-CEN) opiera się na reakcjach poszczególnych składników ichtiofauny na pozytywne lub negatywne zmiany stanu środowiska jeziornego. Formuła obliczeniowa zawiera zmienne niezależne (metriksy), które w pełni odpowiadają teoretycznym założeniom metody. Metriksy pozwalają na wielostronną ocenę stanu jeziora. Uzyskane z formuł wskaźniki są w pełni przydat-47

ne do oceny jezior, na których przeprowadzono jednokrotne polowy kalibrowanym zestawem wontonów, zgodnie z normą EN 14757. Jednak, w przypadkach gdy w badanych jeziorach, skład gatunkowy i struktura ichtiofauny nie są wynikiem naturalnych procesów, a ukształtowane zostały sztucznie, na skutek działań człowieka, niezbędna jest końcowa ocena ekspercka.

Ekspercko można zmienić otrzymaną z narzędzia bazodanowego ocenę. Ocena ekspercka jest oceną końcową.

5. LITERATURA

Białokoz W. 2000 -- Gospodarka rybacka jako narzędzie ochrony ichtiofauny w cennych eko-systemach wodnych. W: (Red.) Szumiec J., Pisarczyk A., Mastyński J. Wybrane aspekty gospodarki rybackiej na zbiornikach zaporowych, Wyd. PAN, Gołysz, s. 35--40.

Białokoz W., Chybowski Ł. 2011 -- Ichtiofauna. W: Ocena stanu ekologicznego wód zlewni rzeki Wel -- Jeziora. (Red.) H. Soszka, Wyd. IRS, Olsztyn: 217--234.

Białokoz W., Chybowski Ł., Wołos A., Zdanowski B., Draszkiewicz-Mioduszewska H. 2011

-- Badania ichtiofauny w latach 2010--2012 dla potrzeb oceny stanu ekologicznego wód wraz z udziałem w europejskim ćwiczeniu interkalibracyjnym -- jeziora. Etap III. Materiały IRS i GIOS, s. 39.

Białokoz W., Chybowski Ł., Wołos A., Zdanowski B., Draszkiewicz-Mioduszewska H. 2013

-- Badania ichtiofauny w latach 2010--2012 dla potrzeb oceny stanu ekologicznego wód wraz z udziałem w europejskim ćwiczeniu interkalibracyjnym -- jeziora. Etap V. Materia-

ły IRS i GIOS, s. 53.

Białokoz W., Chybowski Ł., Krzywosz T. 1999 -- Ochrona ichtiofauny w wodach Wigierskiego Parku Narodowego. W: (Red.) Zdanowski B., Kamiński M., Martyniak A. Funkcjonowanie i ochrona ekosystemów wodnych na obszarach chronionych. Wyd. IRS, s. 557--562.

Białokoz W., Chybowski Ł., Zdanowski B., Wołos A. 2008 -- Opracowanie i przetestowanie dla warunków polskich metody oceny stanu ekologicznego jezior w oparciu o badania ryb.

Materiały IRS i GIOS, s. 82.

Białokoz W., Krzywosz T. 1992 -- Struktura ichtiofauny w jeziorach Wigierskiego Parku Narodowego. (W: Jeziora Wigierskiego Parku Narodowego. Stan eutrofi zacji i kierunki ochrony. Praca zbiorowa pod red. B. Zdanowskiego). Wyd. PAN, Zakład Narodowy im.

Ossolińskich, Wrocław, Warszawa, Kraków, Zeszyty Naukowe "Człowiek i Środowisko", 3, s. 153--162.

Bnińska M. 1985 -- Th

e possibilities of improving catchable fi sh stocks in lakes undergoing eutrophication -- J. Fish. Biol. 27 (suppl. A): 253--261.

Bnińska M. 1991 -- Fisheries -- W: Cyprinid Fishes. Systematics, biology and exploitation.

Chapman & Hall Fish and Fisheries Series 3, London, New York, Tokyo, Melbourne, Madras: 572--589.

Bnińska M., Wołos A. 1998 -- Eff ectiveness of coregonid management versus environment quality -- Arch. Pol. Fish. 6(2): 295--314.

Brylińska M. (red). 2000 -- Ryby Słodkowodne Polski. PWN Warszawa: s. 524.

Carlson R.E. 1977 -- A trophic state index for lakes. Limnology and oceanography. 22: 361--369.

Chybowski Ł., Wołos A., Białokoz W., Draszkiewicz-Mioduszewska H., Szlakowki J., Bernaś R.

2015 -- Badania ichtiofauny w latach 2014--2015 dla potrzeb oceny stanu ekologicznego wód wraz z udziałem w europejskim ćwiczeniu interkalibracyjnym -- jeziora. Etap II.

Materiały IRS i GIOS, s. 60.

49

Chybowski Ł., Wołos A., Draszkiewicz-Mioduszewska H., Białokoz W. 2014 -- Badania ichtiofauny w latach 2014--2015 dla potrzeb oceny stanu ekologicznego wód wraz z udziałem w europejskim ćwiczeniu interkalibracyjnym -- jeziora. Etap I. Materiały IRS i GIOS, s. 39.

Chybowski Ł., Białokoz W. 1999 -- Dynamika zespołów ichtiofauny jeziora Wigry. W: Ed. Zdanowski B., Kamiński M., Martyniak A. Funkcjonowanie i ochrona ekosystemów wodnych na obszarach chronionych. Wyd. IRS, s. 521--526.

Colby P.J., Spangler G.R., Hurley D.A., McCombie A.M. 1972 -- Eff ects of eutrophication on salmonid communities in oligotrophic lakes -- J. Fish. Res. Bd. Can. 29: 975--983.

Hartmann J. 1977. -- Fischereiliche Veranderungen in kulturbedingt eutrophierenden Seen.

Schweitz. Z. Hydrol. 39 2: 243--254.

Hartmann J. 1979. -- Unterschiedliche Adaptionsfahigkeit der Fosche an Eutrophierung. Schweitz. Z. Hydrol. 41, 2: 374--382.

Kossakowski J. 1957 -- Typy rybackie jezior. W: Poradnik rybaka jeziorowego, (Red.) A. Rudnic-ki. PWRiL, Warszawa: 32--35.

Leach J.H., Johnson M.G., Kelso J.R., Hartmann J., Nümann W., Entz B. 1977 -- Responces of percid fi shes and their habitats to eutrophication -- J. Fish. Res. Bd. Can. 34: 1964--1971.

Leopold M., Bnińska M., Nowak W., Wołos A., Szlażyńska K. 1987 -- Gospodarka rybacka w sys-temie Wielkich Jezior Mazurskich na tle stanu środowiska. Opracowanie dla PGRyb Gi-

życko, IRS Olsztyn (maszynopis), s. 70.

Leopold M., Bnińska M. 1993 -- Stan środowiska i gospodarki rybackiej na jeziorze Ełckim -- per-spektywy, zagrożenia -- Opracowanie dla Biura TOPOS w Olsztynie (maszynopis), s. 4.

Leopold M., Bnińska M., Nowak W. 1986 -- Commercial fi sh catches as an index of lake eutrophication -- Arch. Hydrobiol. 106(4): 513--524.

Leopold M., Bnińska M., Wołos A. 1988 -- Gospodarka rybacka w jeziorach Wigierskiego Parku Narodowego na tle stanu ich środowiska -- Opracowanie dla Nadleśnictwa Wigierski Park Narodowy, IRS Olsztyn (maszynopis).

Leopold M., Bnińska M., Wołos A. 1994 -- Gospodarka rybacka a degradacja jezior. W: Aktualne Problemy Rybactwa Jeziorowego (red. A. Wołos) -- Wydawnictwo IRS, Olsztyn: 47--50.

Leopold M., Bnińska M., Wołos A., Szlażyńska K., Gogola H. 1987a -- Ocena trofi czności wybranych jezior woj. słupskiego na podstawie analiz wieloletnich odłowów -- Opracowanie dla Woj. Biura Planowania Przestrzennego w Słupsku (maszynopis), s. 250.

Mickiewicz M., Wołos A., Leopold M. 2003 -- Eff ectiveness of fi sheries management in eutrophic lakes near Mrągowo (Northeastern Poland) -- Arch. Pol. Fish. 11(1): 123--139.

Norma (European Committee for Standardization (EN 14757): 2005 (E) -- Water quality

-- Sampling of fi sh with multi-mesh gillnets).

Rozporządzenie Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi z dnia 19 lutego 2013 roku (Dz.U. 2013 nr 0

poz. 326).

Szczerbowski J.A. 1993, Rybactwo śródlądowe. Wydawnictwo IRS Olsztyn. s. 569.

Wołos A., Bnińska M. 1998 -- Eff ectiveness of coregonid management on the background of fi sh yield changes in 25 Polish lakes -- Arch. Pol. Fish. 6(2): 315--328.

50

Wołos A., Czerwiński T. 2008 -- Gospodarka rybacka na tle stanu środowiska jezior. W: Ochrona i rekultywacja wód Wielkich Jezior Mazurskich narzędziem rozwoju naukowego, gospo-darczego, społecznego i kulturowego regionu (Red.) I. Jasser, S. Robak i B. Zdanowski.

Wydawnictwo IRS, Olsztyn: 119--142.

Wołos A., Zdanowski B., Wierzchowska M. 2009 -- Long-term changes in commercial fi sh catches in Lake Mamry Północne (northeastern Poland) on the background of physical, chemical, and biological data. Arch. Pol. Fish. 17: 195--210.

Zdanowski B. 1993 -- Eutrofi zacja wód -- W: Rybactwo Śródlądowe, (Red.) J. A. Szczerbowski.

Wydawnictwo IRS, Olsztyn: 121--134.