ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΠΑΤΡΩΝ ΤΜΗΜΑ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ - ΤΟΜΕΑΣ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ ΦΥΤΩΝ

Transcript

1 ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΠΑΤΡΩΝ ΤΜΗΜΑ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ - ΤΟΜΕΑΣ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ ΦΥΤΩΝ «ΟΙΚΟΛΟΓΙΚΗ ΕΚΤΙΜΗΣΗ ΤΩΝ ΛΙΜΝΟΘΑΛΑΣΣΩΝ ΤΗΣ ΔΥΤΙΚΗΣ ΕΛΛΑΔΑΣ ΜΕ ΧΡΗΣΗ ΥΔΡΟΒΙΩΝ ΜΑΚΡΟΦΥΤΩΝ, ΩΣ ΒΙΟΛΟΓΙΚΩΝ ΔΕΙΚΤΩΝ» ΔΙΔΑΚΤΟΡΙΚΗ ΔΙΑΤΡΙΒΗ ΧΡΗΣΤΙΑ ΧΡΥΣΟΥΛΑ ΓΕΩΠΟΝΟΣ Τ.Ε. MSc Οικολογία-Διαχείριση & Προστασία Φυσικού Περιβάλλοντος ΠΑΤΡΑ 2013

2 ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΠΑΤΡΩΝ ΤΜΗΜΑ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ - ΤΟΜΕΑΣ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ ΦΥΤΩΝ «ΟΙΚΟΛΟΓΙΚΗ ΕΚΤΙΜΗΣΗ ΤΩΝ ΛΙΜΝΟΘΑΛΑΣΣΩΝ ΤΗΣ ΔΥΤΙΚΗΣ ΕΛΛΑΔΑΣ ΜΕ ΧΡΗΣΗ ΥΔΡΟΒΙΩΝ ΜΑΚΡΟΦΥΤΩΝ, ΩΣ ΒΙΟΛΟΓΙΚΩΝ ΔΕΙΚΤΩΝ» ΔΙΔΑΚΤΟΡΙΚΗ ΔΙΑΤΡΙΒΗ ΧΡΗΣΤΙΑ ΧΡΥΣΟΥΛΑ ΓΕΩΠΟΝΟΣ Τ.Ε. MSc Οικολογία-Διαχείριση & Προστασία Φυσικού Περιβάλλοντος ΠΑΤΡΑ 2013

3 UNIVERSITY OF PATRAS DEPARTMENT OF BIOLOGY DIVISION OF PLANT BIOLOGY «ASSESSMENT OF THE ECOLOGICAL STATUS OF COASTAL LAGOONS OF WESTERN GREECE USING AQUATIC MACROPHYTES AS BIOLOGICAL INDICATORS» PhD Thesis CHRISTIA P. CHRYSOULA AGRICULTURIST MSc Ecology, Management and Protection of Natural Environment PATRAS 2013

4

5 Συμβουλευτική Επιτροπή: 1. Παπαστεργιάδου Ευανθία, Επίκουρος Καθηγήτρια, Τμήμα Βιολογίας, Πανεπιστήμιο Πατρών (Επιβλέπουσα Καθηγήτρια) 2. Ιατρού Γρηγόριος, Καθηγητής, Τμήμα Βιολογίας, Πανεπιστήμιο Πατρών 3. Αρτελάρη Πανωραία, Αναπληρώτρια Καθηγήτρια, Τμήμα Βιολογίας, Πανεπιστήμιο Πατρών Εξεταστική Επιτροπή: 1. Αρτελάρη Πανωραία, Αναπληρώτρια Καθηγήτρια, Τμήμα Βιολογίας, Πανεπιστήμιο Πατρών 2. Ιατρού Γρηγόριος, Καθηγητής, Τμήμα Βιολογίας, Πανεπιστήμιο Πατρών. 3. Παπαθεοδώρου Γεώργιος, Αναπληρωτής Καθηγητής, Τμήμα Γεωλογίας, Πανεπιστήμιο Πατρών. 4. Παπαστεργιάδου Ευανθία: Επίκουρος Καθηγήτρια, Τμήμα Βιολογίας, Πανεπιστήμιο Πατρών. 5. Ρεϊζοπούλου Σοφία, Ερευνήτρια Β, Ελληνικό Κέντρο Θαλασσίων Ερευνών (ΕΛΚΕΘΕ). 6. Τζανουδάκης Δημήτριος, Καθηγητής, Τμήματος Βιολογίας, Πανεπιστημίου Πατρών. 7. Τηνιακού Αργυρώ, Επίκουρος Καθηγήτρια, Τμήματος Βιολογίας, Πανεπιστημίου Πατρών.

6 ΠΙΝΑΚΑΣ ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΩΝ ΠΡΟΛΟΓΟΣ-ΕΥΧΑΡΙΣΤΙΕΣ ΠΕΡΙΛΗΨΗ.. iv SUMMARY ΚΕΦΑΛΑΙΟ 1. ΕΙΣΑΓΩΓΗ Παράκτια ζώνη Σημασία και απειλές της παράκτιας ζώνης Μεταβατικά Ύδατα και Λιμνοθάλασσες στην Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ Μεταβατικά οικοσυστήματα-λιμνοθάλασσες Δημιουργία και μορφολογία λιμνοθαλασσών Αξία των λιμνοθαλασσών και απειλές Υδρόβια μακρόφυτα λιμνοθαλασσών Τα υδρόβια μακρόφυτα ως βιοδείκτες στην Οδηγία 2000/60/ΕΕ Σκοπός της παρούσας Διδακτορικής Διατριβής Βιβλιογραφία 23 ΚΕΦΑΛΑΙΟ ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ 2.2. Αμβρακικός Κόλπος Λιμνοθάλασσες Αμβρακικού Οι λιμνοθάλασσες του Αμβρακικού Κλιματικά στοιχεία Λιμνοθάλασσες Μεσολογγίου-Αιτωλικού Γεωλογία-Ωκεανογραφικά στοιχεία-κλίμα Η λιμνοθάλασσα της Κλείσοβας Η λιμνοθάλασσα του Αράξου Γεωλογία-Ωκεανογραφικά στοιχεία-κλίμα Η λιμνοθάλασσα του Καϊάφα Γεωλογία-Κλίμα Βιβλιογραφία ΚΕΦΑΛΑΙΟ 3. ΥΛΙΚΑ & ΜΕΘΟΔΟΙ Εργασίες Πεδίου και Συλλογή Δεδομένων Επιλογή θέσεων δειγματοληψίας Αβιοτικές παράμετροι Βιοτικές παράμετροι-μακρόφυτα viii

7 Συλλογή και προσδιορισμός φυτικών δειγμάτων Μέθοδοι Αξιολόγησης της τροφικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας Τροφικοί δείκτες Δείκτες Τροφικής Κατάστασης Carlson (Trophic Status Indices, TSI) Τροφικός Δείκτης TRIX (Trophic Index) Βιοτικοί δείκτες Δείκτης Οικολογικής Αξιολόγησης-συνεχής φόρμουλα (Ecological Evaluation Index EEI-c) Ειδικός Δείκτης Ποιότητας Μακροφύτων (Expert-Macrophyte Quality Index, E-MaQI) Συνδυαστικός Δείκτης Αβιοτικών και Βιοτικών παραμέτρων Δείκτης Οικολογικής Εκτίμησης των Μεταβατικών Υδάτων (Transitional Water Quality Index TWQI) Στατιστική Ανάλυση Ανάλυση Διασποράς (ANOVA)-έλεγχος επιπέδων σημαντικότητας (LSD test)-συσχετίσεις Spearman Ταξιθέτηση (Ordination) Ανάλυση Κύριων Συνιστωσών (Principal Component Analysis-PCA) Ανάλυση Βελτιωμένων Αντιστοιχιών DCA (Detrended Correspondence Analysis) Ανάλυση Πλεονασμού (Redundancy Analysis-RDA) Μη παραμετρική πολυδιάστατη ταξινόμηση (Non-metric Multidimensional Scaling-MDS) Ανάλυση Ομοιότητας (Analysis of Similarity-ANOSIM) Ανάλυση Ποσοστών Ομοιότητας (Similarity Percentages-SIMPER Analysis) Εκτίμηση ποικιλότητας Βιβλιογραφία 80 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 4. ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ 84 ΜΕΡΟΣ 4Α: Τυπολογία των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας.. 4.A.1. Εισαγωγή - Σκοπός A1.1.Μεθοδολογία A.2. Αποτελέσματα-Συζήτηση Α Διάκριση των λιμνοθαλασσών της Μεσογείου σε τύπους Α Διάκριση των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας σε τύπους

8 4.Α Ανάλυση Κύριων Συνιστωσών (Principal Component Analysis- PCA). 4.Α.3. Συμπεράσματα Α.4. Βιβλιογραφία 109 ΜΕΡΟΣ 4Β: Εποχικές και χωρικές διακυμάνσεις των αβιοτικών παραμέτρων στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας.. 4.Β.1. Εισαγωγή -Σκοπός Β1.2. Χωρική και χρονική διακύμανση των αβιοτικών παραμέτρων σε κάθε τύπο λιμνοθάλασσας που διακρίθηκε στη Δυτική Ελλάδα 4.Β Βάθος-Διαφάνεια Β Θερμοκρασία-Αλατότητα Β ph Β Διαλυμένο Οξυγόνο Β Φωσφόρος- Άζωτο Β Φωσφορικά ιόντα- Ολικός Ανόργανος Φώσφορος Β Νιτρώδη ιόντα Β Νιτρικά ιόντα-αμμωνιακά ιόντα Β Ολικό Ανόργανο Άζωτο Β Ανθρακικά ιόντα-όξινα ανθρακικά ιόντα Β Χλωροφύλλη-α (Chl-a) Β2.3. Συσχετίσεις Spearman μεταξύ των αβιοτικών παραμέτρων Β3.3. Διαφορές των αβιοτικών παραμέτρων μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. 4.Β Επίδραση των ανθρωπογενών πιέσεων στις αβιοτικές παραμέτρους των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. 4Β.3.4. Διερεύνηση των αβιοτικών παραμέτρων μεταξύ των διαφορετικών τύπων λιμνοθαλασσών ανά εποχή 4.Β Ανάλυση Ομοιότητας (ANOSIM)-Ανάλυση Ποσοστού Ομοιότητας (SIMPER)... 4.Β.4. Συμπεράσματα και Συζήτηση Β.5. Βιβλιογραφία ΜΕΡΟΣ 4Γ: Διερεύνηση της εποχικής και διαχρονικής διακύμανσης των υδρόβιων μακροφύτων στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας.. 4.Γ.1. Εισαγωγή-Σκοπός Γ.2. Αποτελέσματα και Συζήτηση Γ.2.1. Κατάλογος ειδών 167

9 4.Γ.2.1.α. Ροδόφυτα Γ.2.1.β. Ωχρόφυτα Γ.2.γ.Χαρόφυτα ή Στρεπτόφυτα Γ.2.δ. Αγγειόσπερμα Γ.3. Συναθροίσεις μακροφύτων στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. 4.Γ.4. Διαφορές των μακροφυτικών συναθροίσεων σε κάθε τύπο λιμνοθάλασσας της Δυτικής Ελλάδας. 4.Γ4.1. Τύπος λιμνοθάλασσας Ι-Τύπος λιμνοθάλασσας ΙΙ Γ4.2. Τύπος λιμνοθάλασσας Ι-Τύπος λιμνοθάλασσας ΙΙΙ Γ.4.2. Τύπος λιμνοθάλασσας ΙΙ-Τύπος λιμνοθάλασσας ΙΙΙ Γ.5. Δείκτες ποικιλότητας (Univariate variables) Γ.6. Συσχέτιση περιβαλλοντικών παραμέτρων με τις συναθροίσεις μακροφύτων.. 4Γ Ανάλυση Πλεονασμού 195 4Γ.6.1α.Ανάλυση Πλεονασμού (Redundancy Analysis-RDA) στους τύπους λιμνοθαλασσών Ι,ΙΙ,ΙΙΙ. 4Γ.7. Συμπεράσματα & Συζήτηση Γ.8. Βιβλιογραφία. 209 ΜΕΡΟΣ 4.Δ: Δείκτες τροφικής κατάστασης και αξιολόγηση της οικολογικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας 4.Δ.1. Εισαγωγή-Σκοπός Δ.2. Αποτελέσματα και Συζήτηση Δ.1.1. Τροφικοί δείκτες του Carlson Δ.1.2. Τροφικός δείκτης TRIX Δ.1.3. Ειδικός δείκτης ποιότητας μακροφύτων (Expert Macrophyte Quality Index-E-MaQI) 4.Δ.1.4. Δείκτης Οικολογικής Αξιολόγησης-συνεχής φόρμουλα (Ecological Evaluation Index EEI-c)... 4.Δ.1.5. Δείκτης Οικολογικής Εκτίμησης των Μεταβατικών Υδάτων (Transitional Water Quality Index TWQI). 4.Δ Συσχετίσεις αβιοτικών παραμέτρων του δείκτη TWQI Δ Ανάλυση Κύριων Συνιστωσών (PCA) μεταξύ των ποιοτικών τιμών των παραμέτρων του δείκτη TWQI

10 4.Δ.2.. Σύγκριση των αποτελεσμάτων των τροφικών δεικτών που εφαρμόστηκαν στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας.. 4.Δ.2.1. Συσχέτιση των αβιοτικών παραμέτρων με τους τροφικούς δείκτες Δ Σύγκριση του τροφικού δείκτη TWQI με τους υπόλοιπους δείκτες Δ Σύγκριση του τροφικού δείκτη TWQI με τον TRIX Δ Σύγκριση του τροφικού δείκτη TWQI με τον ΕΕΙ Δ.3. Συμπεράσματα Δ.4. Βιβλιογραφία 261 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 5-ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ. 269 GENERAL CONCLUSIONS ΠΑΡΑΡΤΗΜΑΤΑ/ANNEXES... ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ Ι/ANNEX I... ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ ΙΙ /ANNEX II... ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ ΙΙI /ANNEX III i x xxxix

11 Σε όλη τη διάρκεια της Ιστορίας, ο άνθρωπος έπρεπε να παλεύει με τη Φύση για να επιβιώσει. Σ αυτόν τον αιώνα, έχει αρχίσει να συνειδητοποιεί ότι για να επιβιώσει, πρέπει να την προστατέψει. Jacques-Yves Cousteau ( , Γάλλος ωκεανογράφος)

12 ΠΡΟΛΟΓΟΣ-ΕΥΧΑΡΙΣΤΙΕΣ Η παρούσα διδακτορική διατριβή πραγματοποιήθηκε στον Τομέα Βιολογίας Φυτών του Τμήματος Βιολογίας του Πανεπιστημίου Πατρών το χρονικό διάστημα μεταξύ Μαΐου του 2005 και Οκτωβρίου Αντικείμενό της αποτέλεσε η οικολογική εκτίμηση της ποιότητας των υδάτων των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας με τη χρήση των υδρόβιων μακροφύτων, ως βιολογικών δεικτών. Αρχικά, θα ήθελα να ευχαριστήσω θερμά την επιβλέπουσα καθηγήτρια της παρούσας διδακτορικής διατριβής Επίκουρη Καθηγήτρια κ. Εύα Παπαστεργιάδου για την ευκαιρία που μου έδωσε να ασχοληθώ µε ένα τόσο ενδιαφέρον και πρωτότυπο θέµα. Θα ήθελα να την ευχαριστήσω για τη συνεχή καθοδήγηση, υποστήριξη και επίβλεψή της και για τη δυνατότητα που μου έδωσε να επισκεφθώ ερευνητικά κέντρα και Πανεπιστήμια του εξωτερικού, να συμμετέχω σε διεθνή επιστημονικά συνέδρια προκειμένου να ανταλλάξω απόψεις με επιστήμονες που δραστηριοποιούνται στο ίδιο αντικείμενο έρευνας. Ευχαριστώ επίσης τον Ομότιμο καθηγητή κ. Θεόδωρο Γεωργιάδη, ο οποίος τα πρώτα χρόνια της εκπόνησης της διδακτορικής μου διατριβής συμμετείχε ως μέλος της συμβουλευτικής επιτροπής. Θερμές ευχαριστίες στον καθηγητή κ. Γρηγόριο Ιατρού και την αναπληρώτρια καθηγήτρια κ. Πανωραία Αρτελάρη για τη συμμετοχή τους στη συμβουλευτική επιτροπή και τη γενικότερη συνδρομή τους στην ολοκλήρωση της παρούσας διδακτορικής διατριβής. Θα ήθελα να εκφράσω τις θερμές μου ευχαριστίες στα μέλη της επταμελούς εξεταστικής επιτροπής για την υποστήριξή τους και τις παρατηρήσεις τους που συνέβαλαν στη βελτίωση του τελικού κειμένου της διατριβής. Θερμές ευχαριστίες στον διδάκτορα του Τμήματος Βιολογίας κ. Κωνσταντίνο Στεφανίδη για την άψογη συνεργασία και υποστήριξη του καθ όλη τη διάρκεια εκπόνησης της παρούσας διδακτορικής διατριβής. Επίσης, ένα μεγάλο ευχαριστώ στην διδάκτορα του Τμήματος Βιολογίας και αγαπημένη φίλη κ. Παρασκευή Μανωλάκη για την ενθάρρυνση, την προτροπή και την πίστη της σε εμένα ώστε να πραγματοποιήσω την παρούσα διδακτορική διατριβή. Ένα μεγάλο ευχαριστώ στο εργαζόμενο προσωπικό του Τομέα Βιολογίας Φυτών για το ευχάριστο κλίμα συνεργασίας καθ όλη τη διάρκεια εκπόνησης της διδακτορικής μου διατριβής.

13 Θα ήθελα επίσης να ευχαριστήσω τις ερευνήτριες Ester Ceccere και Antonella Petrocelli του Ινστιτούτου «CNR-IAMC-SEZIONE DI TARANTO, ISTITUTO SPERIMENTALE TALASSOGRAFICO A. CERRUTI στο Τάραντο της Ιταλίας, τους ερευνητές Δρ. Susanne Schneider του Λιμνολογικού Σταθμού του Τεχνικού Πανεπιστημίου του Μονάχου (Limnologische Station der Technischen Universität München) σε συνεργασία με τον Dr Uwe Raabe της Κρατικής Υπηρεσίας για τη Φύση, το Περιβάλλον και την Προστασία των Καταναλωτών της Βόρειας Ρηνανίας- Βεστφαλίας, στη Γερμανία (Das Landesamt für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz Nordrhein-Westfalen) και τον καθηγητή Δρ Lefter Kashta, της Ακαδημίας Επιστημών του Πανεπιστημίου των Τιράνων στην Αλβανία, για την καθοδήγησή τους στην αναγνώριση των υδρόβιων μακροφύτων που συλλέχθηκαν στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Ένα μεγάλο ευχαριστώ στον καθηγητή κ. Pierluigi Viaroli και τον ερευνητή κ. Gianmarco Giordani του Τομέα Επιστημών Ζωής του Πανεπιστημίου της Πάρμα στην Ιταλία για τη φιλοξενία στο εργαστήριό τους, για τις συμβουλές και τη βοήθεια που μου προσέφεραν πάνω στα θέματα που αφορούσαν την τυπολογική διάκριση των λιμνοθαλασσών, καθώς και στη μεθοδολογία εκτίμησης της ποιότητας των υδάτων των λιμνοθαλασσών με τη χρήση του πολυμετρικού δείκτη TWQI. Θα ήθελα επίσης να ευχαριστήσω τον Δήμαρχο Αιγιαλείας κ. Ευστάθιο Θεοδωρακόπουλο και τον Διευθυντή της Τεχνικής Υπηρεσίας του Δήμου Αιγιαλείας κ. Ανδρέα Τσιγκρή για τη χορήγηση εκπαιδευτικής άδειας και την αμέριστη συμπαράστασή τους στην προσπάθειά μου να ολοκληρώσω την παρούσα διδακτορική διατριβή. Επιπλέον, θα ήθελα να ευχαριστήσω θερμά την οικογένεια μου και ειδικότερα τους γονείς μου Παντελή και Ζηνοβία, για την υλική και ηθική συμπαράστασή τους, για την βοήθειά τους στις εργασίες πεδίου, καθώς και για την επιμονή τους ώστε να μην εγκαταλείψω ούτε για μια στιγμή την προσπάθεια αυτή. Επίσης οφείλω ένα μεγάλο ευχαριστώ στον σύζυγό μου Θεοφύλακτο και στην οικογένεια Σιδηροπούλου για την υλική και ηθική συμπαράσταση που μου προσφέρανε όλα αυτά τα χρόνια προκειμένου να ολοκληρώσω τη διδακτορική μου διατριβή. Ένα μεγάλο ευχαριστώ στην φιλόλογο κ. Πόλα Βακιρλή για την φιλολογική επιμέλεια και τη βελτίωση του κειμένου της παρούσας διδακτορικής διατριβής. Πάτρα, Ιανουάριος 2013

14 Στον μικρό Τιμολέοντα

15

16 ΠΕΡΙΛΗΨΗ Οι παράκτιες λιμνοθάλασσες ανήκουν στα μεταβατικά ύδατα και αποτελούν αυτόνομα δυναμικά οικοσυστήματα υψηλής παραγωγικότητας που παρουσιάζουν ιδιαίτερα μορφολογικά και οικολογικά χαρακτηριστικά. Τα κύρια χαρακτηριστικά αυτών των συστημάτων είναι οι έντονες χωρικές και χρονικές διακυμάνσεις των αβιοτικών παραμέτρων, αφού ως οικότονοι μεταξύ ξηράς και θάλασσας, δέχονται την ταυτόχρονη επίδραση του χερσαίου και του θαλάσσιου περιβάλλοντος. Τα υδρόβια μακρόφυτα αποτελούν δομικά και λειτουργικά στοιχεία των οικοσυστημάτων αυτών και σύμφωνα με την Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ, αποτελούν βιοτικά ποιοτικά στοιχεία και χρησιμοποιούνται ως βιοδείκτες για την εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας των υδάτινων οικοσυστημάτων. Μέχρι σήμερα ένας σημαντικός αριθμός ερευνητικών εργασιών έχει ασχοληθεί με την παρακολούθηση των αβιοτικών και βιοτικών παραμέτρων (ψάρια, βενθικά μακροασπόνδυλα, φυτοπλαγκτόν, υδρόβια μακρόφυτα) αυτών των οικοσυστημάτων στη Μεσόγειο θάλασσα και στη θάλασσα της Βαλτικής, ενώ στην Ελλάδα η παρακολούθηση των λιμνοθαλασσών είναι ελλιπής και αποσπασματική. Στην παρούσα διδακτορική διατριβή μελετήθηκαν οι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας Ροδιά, Τσουκαλιό και Λογαρού του Αμβρακικού κόλπου, η λιμνοθάλασσα Κλείσοβα του συμπλέγματος λιμνοθαλασσών Μεσολογγίου-Αιτωλικού, η λιμνοθάλασσα του Αράξου και η λιμνοθάλασσα του Καϊάφα με σκοπό να αξιολογηθεί η οικολογική τους κατάσταση με τη χρήση υδρόβιων μακροφύτων ως ειδών δεικτών. Τα αποτελέσματα της διατριβής παρουσιάζονται σε τέσσερα μέρη. Στο πρώτο μέρος γίνεται διάκριση των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας σε τύπους με βάση τα κύρια αβιοτικά και γεωμορφολογικά χαρακτηριστικά τους. Στο δεύτερο μέρος διερευνώνται οι εποχικές και χωρικές διακυμάνσεις των αβιοτικών παραμέτρων που μετρήθηκαν σε κάθε τύπο λιμνοθάλασσας από την άνοιξη του 2005 έως το φθινόπωρο του Στο τρίτο μέρος γίνεται διάκριση των υδρόβιων μακροφύτων των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας σε συναθροίσεις και διερευνώνται οι εποχικές και διαχρονικές τους μεταβολές σε κάθε τύπο λιμνοθάλασσας. Τέλος, στο τέταρτο μέρος της διδακτορικής διατριβής εκτιμήθηκε η οικολογική κατάσταση κάθε τύπου λιμνοθάλασσας με τη χρήση έξι διαφορετικών δεικτών που βασίζονται τόσο σε

17 αβιοτικά (TSI-Chl-a, TSI-TP, TRIX) και βιοτικά κριτήρια (EEI, E-MaQI) ή συνδυασμό και των δύο (TWQI). Στη Μεσόγειο διακρίθηκαν συνολικά πέντε τύποι λιμνοθαλασσών που διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους ως προς το μέγεθος και την αλατότητα. Οι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας συμπεριλαμβάνονται στους τέσσερις από τους πέντε τύπους. Η ανάλυση κύριων συνιστωσών που εφαρμόστηκε ξεχωριστά για τις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας επαληθεύει τα αποτελέσματα που εκτός από το μέγεθος και την αλατότητα θεωρεί ότι το μέσο βάθος, η εισροή γλυκών υδάτων, το μήκος και το πλάτος του φράγματος και ο βαθμός απομόνωσης συμβάλλουν σημαντικά στην τυπολογική τους διάκριση. Οι τιμές των αβιοτικών παραμέτρων που μετρήθηκαν κατά τη διάρκεια των περιόδων παρακολούθησης (άνοιξη 2005-φθινόπωρο 2007), υποδεικνύουν τη χωρική και χρονική διακύμανση των χαρακτηριστικών της στήλης του νερού στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας, με σημαντικότερες μεταβολές να παρατηρούνται κυρίως την άνοιξη και το καλοκαίρι. Από τα αποτελέσματα παρατηρήθηκε ότι οι λιμνοθάλασσες που παρουσιάζουν υψηλό βαθμό απομόνωσης (Τύπος Ι-Ροδιά) εμφανίζουν υψηλές συγκεντρώσεις νιτρικών αλάτων και χαμηλότερες τιμές αλατότητας, σε αντίθεση με τους τύπους λιμνοθαλασσών ΙΙ και ΙΙΙ (Τσουκαλιό, Λογαρού, Κλείσοβα, Άραξος) που εμφανίζουν μεγαλύτερο βαθμό επικοινωνίας με τη θάλασσα. Σε όλες τις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας που μελετήθηκαν, οι μέσες τιμές των συγκεντρώσεων της Chl-a ήταν χαμηλές, παρόλο που οι συγκεντρώσεις των θρεπτικών αλάτων ήταν υψηλές, υποδεικνύοντας έναρξη φαινομένων ευτροφισμού. Τα υδρόβια μακρόφυτα αποτελούν σημαντικά δομικά και λειτουργικά στοιχεία των λιμνοθαλασσών, τα οποία σχηματίζουν εκτεταμένα λιβάδια και υποστηρίζουν την παρουσία πολλών βιολογικών κοινοτήτων. Γενικά, στις λιμνοθάλασσες, η ποικιλότητα των ειδών είναι χαμηλή. Στην παρούσα διδακτορική διατριβή για πρώτη φορά γίνεται συστηματική καταγραφή και παρακολούθηση της υδρόβιας βλάστησης στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Συνολικά συλλέχθηκαν και αναγνωρίστηκαν 40 είδη υδρόβιων μακροφύτων που σχηματίζουν πέντε διαφορετικές συναθροίσεις μακροφύτων. Τα αγγειόσπερμα είδη Zostera noltii, Ruppia cirrhosa, Cymodocea nodosa, Potamogeton pectinatus καθώς και τα χαρόφυτα Lamprothamnium papulosum και Chara hispida f. corfuensis αποτελούν τα κυρίαρχα

18 είδη στους τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας και είναι εκείνα τα οποία συμβάλλουν σημαντικά στην ανομοιότητα (ANOSIM) των συναθροίσεων μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών. Η παρουσία ευκαιριακών ειδών του γένους Ulva και Cladophora και επιφύτων του γένους Chondria ή Ceramium ήταν εντονότερη την άνοιξη και το καλοκαίρι. Κατά τη διάρκεια των περιόδων παρακολούθησης, οι σημαντικές διακυμάνσεις της αλατότητας στη λιμνοθάλασσα Ροδιά προκάλεσαν τη σταδιακή μείωση της αφθονίας του είδους Zostera noltii και την αντικατάστασή του από το αγγειόσπερμο Ruppia cirrhosa. Σύμφωνα με τα αποτελέσματα της Ανάλυσης Πλεονασμού (RDA) διαπιστώνουμε ότι οι αβιοτικές παράμετροι όπως το βάθος, η αλατότητα, το διαλυμένο οξυγόνο, το ph, η Chl-a και η συγκέντρωση του ολικού ανόργανου αζώτου μπορούν να επηρεάσουν την σύνθεση των μακροφυτικών συναθροίσεων. Ο υπολογισμός των δεικτών ποικιλότητας στους τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας παρουσιάζει στατιστικά σημαντικές διαφορές μεταξύ των εποχών και των σταθμών δειγματοληψίας. Οι τύποι λιμνοθαλασσών ΙΙ και ΙΙΙ που έχουν υψηλότερο βαθμό επικοινωνίας με τη θάλασσα παρουσιάζουν μεγαλύτερο αριθμό ειδών και υψηλότερες τιμές του δείκτη Shannon σε σχέση με τους τύπους Ι και IV. Στόχος της Οδηγίας Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ αποτελεί η αξιολόγηση της οικολογικής ποιότητας όλων των υδάτινων σωμάτων και η επίτευξη καλής οικολογικής κατάστασης μέχρι το Από τα αποτελέσματα της παρούσας διδακτορικής διατριβής διαπιστώνουμε πως παρόλο που οι λιμνοθάλασσες αποτελούν τύπο οικοτόπου προτεραιότητας της Οδηγίας 92/43/ΕΕ και προστατεύονται από διεθνείς συμβάσεις, δέχονται ανθρωπογενείς πιέσεις που προκαλούν μεταβολές στη δομή και τη λειτουργία του οικοσυστήματος. Η εντατική αλιεία, οι απορροές οργανικού φορτίου από αγροτικές καλλιέργειες και οι πιέσεις από αστικά και βιομηχανικά απόβλητα, επιδρούν στις φυσικοχημικές παραμέτρους της στήλης του νερού και κατά συνέπεια και στην υδρόβια βλάστηση. Οι δείκτες εκτίμησης της οικολογικής κατάστασης των μεταβατικών οικοσυστημάτων που χρησιμοποιούνται μέχρι σήμερα έχουν σχεδιαστεί είτε για λίμνες είτε για παράκτια ύδατα και η επιλογή του καταλληλότερου αποτελεί πρόκληση για την επιστημονική κοινότητα. Η εφαρμογή δεικτών που βασίζονται σε αβιοτικές παραμέτρους κατατάσσει την τροφική κατάσταση των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας από ολιγοτροφική έως υπερτροφική. Επιπλέον, στην παρούσα

19 διδακτορική διατριβή, η εφαρμογή βιοτικών δεικτών που στηρίζονταν στην υδρόβια βλάστηση παρουσίασε δυσκολίες και περιορισμούς λόγω των διαφορετικών ειδών υδρόβιων μακροφύτων που απαντώνται στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Ο δείκτης E-MaQI μπόρεσε να εφαρμοστεί μόνο σε δύο (Κλείσοβα, Άραξος) από τις έξι λιμνοθάλασσες λόγω περιορισμένου αριθμού ειδών, ενώ ο δείκτης ΕΕΙ-c δεν εφαρμόστηκε στη λιμνοθάλασσα του Καϊάφα λόγω έλλειψης κατάταξης των ειδών σε ομάδες οικολογικής κατάστασης. Παρόλα αυτά, στις περιοχές όπου εφαρμόστηκαν οι παραπάνω δείκτες η τροφική κατάσταση των λιμνοθαλασσών κυμαίνονταν από φτωχή έως άριστη. Στην παρούσα διδακτορική διατριβή ελέγχθηκε και βαθμονομήθηκε ο πολυμετρικός δείκτης TWQI στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας και συγκρίθηκε με άλλα έξι διαφορετικά μεταβατικά οικοσυστήματα της Μεσογείου. Από τα αποτελέσματα προκύπτει ότι η εφαρμογή του πολυμετρικού δείκτη TWQI είναι καταλληλότερη για τα μεταβατικά οικοσυστήματα. Ο δείκτης είναι απλός στη χρήση του και είναι λιγότερο ευαίσθητος στις μεταβολές της Chl-a και των θρεπτικών που μπορεί να προέρχονται από εισροές θρεπτικών λόγω ανθρωπογενών δραστηριοτήτων. Ο πολυμετρικός δείκτης TWQI χαρακτηρίζει την τροφική κατάσταση των τεσσάρων τύπων λιμνοθαλασσών ως καλή και παρουσιάζει σημαντικές διακυμάνσεις σε εποχιακό επίπεδο. Από την ανάλυση πλεονασμού προκύπτει ότι οι παράμετροι που συμβάλλουν σημαντικά στη διαφοροποίηση αυτή είναι το διαλυμένο οξυγόνο, η συγκέντρωση του ολικού ανόργανου αζώτου καθώς και τα ποσοστά κάλυψης των μακροφυκών και βυθισμένων ριζωδών φυτών. Η παρουσία των χαροφύτων Lamprothamnium papulosum και Chara hispida f. corfuensis αλλά και του αγγειοσπέρμου Potamogeton pectinatus στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας τις διαφοροποιεί από τις μέχρι σήμερα περιοχές στις οποίες έχει εφαρμοστεί ο δείκτης και προκάλεσε προβληματισμούς ως προς την ταξινόμησή τους στις δύο κατηγορίες υδρόβιας βλάστησης που εφαρμόζει ο δείκτης. Στην παρούσα διδακτορική διατριβή, έγινε μια προσπάθεια σε συνεργασία με τον Τομέα Επιστημών Ζωής του Πανεπιστημίου της Πάρμα στην Ιταλία, να καταταχθούν τα παραπάνω είδη σε κατηγορίες σύμφωνα με την οικολογική τους κατάσταση. Έτσι, τα χαρόφυτα κατηγοριοποιήθηκαν ως βυθισμένα υδρόβια μακρόφυτα λόγω της εμφάνισής τους σε ύδατα με υψηλή οικολογική κατάσταση, ενώ το είδος Potamogeton pectinatus

20 θεωρήθηκε ως μακροάλγος εξαιτίας της παρουσίας του σε περιοχές με φτωχή ή μέτρια οικολογική κατάσταση. Στην παρούσα διδακτορική διατριβή μελετήθηκαν οι συσχετίσεις του δείκτη TWQI με τον βιοτικό δείκτη ΕΕΙ και τον αβιοτικό δείκτη TRIX. Ο δείκτης TWQI που περιλαμβάνει στον υπολογισμό του τα υδρόβια μακρόφυτα συσχετίζεται θετικά με τον φυτοβενθικό δείκτη ΕΕΙ και αρνητικά με τον αβιοτικό δείκτη TRIX, ο οποίος είναι λιγότερο ευαίσθητος στις μεταβολές που προκαλούνται στα βιοτικά στοιχεία. Σε περιοχές όπου η υδρόβια βλάστηση είναι περιορισμένη ή απουσιάζει, οι τιμές του δείκτη TWQI παρουσιάζουν ομοιότητες με αυτές του TRIX. Η σύγκριση των σχέσεων των παραπάνω δεικτών με άλλες μεσογειακές λιμνοθάλασσες υποδεικνύει ότι οι δείκτες που περιλαμβάνουν δεδομένα από υδρόβια μακρόφυτα μπορούν να εφαρμοστούν και να δώσουν περισσότερο αξιόπιστα αποτελέσματα στην εκτίμηση της οικολογικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών. Η κατανόηση της λειτουργίας των λιμνοθαλασσών απαιτεί τη συνεχή παρακολούθηση των χωρικών και χρονικών μεταβολών τόσο των αβιοτικών παραμέτρων και των βιοτικών στοιχείων. Η συνεχής παρακολούθηση κρίνεται αναγκαία ώστε να ληφθούν τα απαραίτητα μέτρα προστασίας και διατήρησης αυτών των ευαίσθητων οικοσυστημάτων. Η αξία καθώς και οι απειλές που δέχονται οι λιμνοθάλασσες έχει αναγνωριστεί παγκοσμίως. Στην Ελλάδα οι περισσότερες από τις λιμνοθάλασσες όπως και αυτές της Δ. Ελλάδας, ανήκουν σε αντίστοιχους Φορείς Διαχείρισης Προστατευόμενων Περιοχών. Οι υπάρχοντες Φορείς Διαχείρισης θα πρέπει να συμβάλλουν με τη λήψη μέτρων προστασίας στον περιορισμό των ανθρωπογενών πιέσεων, στην ανάδειξη της αξίας των περιοχών αυτών και στην ευαισθητοποίηση του κοινού. Τα αποτελέσματα της παρούσας διδακτορικής διατριβής μπορούν να αποτελέσουν σημαντικό εργαλείο στην κατανόηση των σχέσεων που αναπτύσσονται μεταξύ των φυσικοχημικών παραμέτρων και των υδρόβιων μακροφύτων ως μέρους των δομικών στοιχείων των λιμνοθαλασσών και τα συμπεράσματά της μπορούν να συγκριθούν με αντίστοιχα των λιμνοθαλασσών της Μεσογείου.

21 ABSTRACT Coastal lagoons are transitional waters, characterized as autonomous dynamic ecosystems of high productivity with specific morphological and ecological characteristics. Coastal lagoons are affected both by terrestrial and marine environment showing strong spatial and temporal variations of abiotic parameters, as ecotones between land and sea. Aquatic macrophytes are structural and functional components of these ecosystems and in accordance with the Water Framework Directive 2000/60/EC, they are used as bioindicators for assessing the ecological quality of aquatic ecosystems. Up to date a large number of research papers have dealt with the monitoring of abiotic and biotic parameters (fish, benthic macroinvertebrates, phytoplankton, aquatic macrophytes) of these peculiar ecosystems in the Mediterranean and the Baltic Sea, while in Greece the monitoring of lagoons is incomplete and fragmentary. In the current thesis they were monitored six coastal lagoons positioned at the Western coast of Greece: Rodia, Tsoukalio and Logarou lagoons belonging to the Amvrakikos Gulf lagoonal complex, as well as Kleisova which belong to the Messolonghi-Aitoliko lagoonal complex, Araxos and Kaiafas lagoons in order to assess their ecological status using aquatic macrophytes as indicator species. The results of this study are presented in four parts. Into the first part coastal lagoons were classified into lagoon types according to their main abiotic and geomorphological characteristics. The second part explores the seasonal and spatial variations of abiotic parameters measured in each lagoon type from spring 2005 to autumn Additionally, the third part distinguishes the aquatic macrophytes of Western Greece coastal lagoons in assemblages and investigated the seasonal and temporal changes of them in each lagoon type. Finally, the fourth part of the thesis assessed the trophic status of each lagoon using six different indicators based on both abiotic (TSI-Chl-a, TSI-TP, TRIX) and biotic criteria (EEI-c, E-MaQI) or combination of both (TWQI). In the Mediterranean region coastal lagoons were totally distinguished into five lagoons types which differ significantly in size and salinity. Coastal lagoons of Western Greece belong only to four of them. The principal component analysis

22 applied separately to the lagoons of Western Greece verify the above results and except from size and salinity, considers that the average depth, the freshwater inflow, the length and width of the barrier and the degree of confinement contribute significantly to their differentiation. The values of abiotic parameters measured during the monitoring periods, indicate the spatial and temporal variation of water quality characteristics at four lagoon types of Western Greece, with significant changes mainly occur in spring and summer. Coastal lagoons with high degree of confinement (Type I Rodia) showed high nitrate concentrations and lower salinity values, unlike lagoon Types II and III (Tsoukalio, Logarou, Kleisova, Araxos) that are exposed to higher seawater influence. In all studied lagoons of Western Greece, the mean concentration values of Chl-a were low, although nutrient concentrations were high, indicating ongoing eutrophication phenomena. Benthic macrophytes (macroalgae, angiosperms) are key structural and functional components of many coastal lagoons, forming extensive, highly productive (Sfriso and and spatio-temporally patchy habitats. Generally, coastal lagoons were characterized by low species diversity. The current thesis constitutes the first systematic approach of monitoring the submerged aquatic vegetation of coastal lagoons in Western Greece. They were totally collected and identified 40 submerged aquatic macrophyte species which forming five different macrophytic assemblages. The angiosperm species of Zostera noltii, Ruppia cirrhosa, Cymodocea nodosa, Potamogeton pectinatus, as well as, the charophytes Lamprothamnium papulosum and Chara hispida f. corfuensis are the dominant species of coastal lagoons in Western Greece. These species contribute significantly to the dissimilarity (ANOSIM) of macrophytic assemblages between lagoon types. The presence of opportunistic species of the genus Ulva and Cladophora, as well as epiphytic species of genus Chondria or Ceramium were more pronounced in spring and summer. During the monitoring period they were recorded significant changes in salinity values in Rodia lagoon resulting thus to the decrease of mean abundance of the angiosperm species Zostera noltii which was replaced by Ruppia cirrhosa. The results of Redundancy Analysis (RDA) showed that abiotic parameters such as depth, salinity, dissolved oxygen, ph and concentrations of Chl-a and total inorganic nitrogen affect the composition of macrophytic assemblages. The calculation of diversity indices in

23 coastal lagoons of Western Greece showed statistically significant differences between seasons and sampling stations. Lagoon types that are more influenced by seawater intrusion such as Types II and III showed higher number of species and higher Shannon index values with respect to lagoon Types I and IV. The objective of the Framework Directive 2000/60/EC is the assessment of the ecological quality of all water bodies and the achievement of good ecological status by From the results of this thesis we found out that although coastal lagoons are a priority habitat type of Directive 92/43/EEC and protected by international conventions, they are influenced by anthropogenic pressures that cause changes in the structure and functioning of the ecosystem. Intensive fishing, runoff of organic load from agricultural activities and pressures from urban and industrial wastes affect the physicochemical parameters of the water column and consequently the aquatic vegetation. The selection of an appropriate index for the assessment of the ecological status in coastal lagoons is a challenge for the scientific community, since in recent years the indicators applied in transitional waters and coastal lagoons are designed for either lakes or coastal waters. The application of abiotic indices in coastal lagoons of Western Greece characterized the trophic status of lagoons from oligotrophic to hypertrophic depending on the indicator applied. In this thesis the application of biotic indices based on submerged aquatic vegetation presented difficulties and limitations due to the different species of aquatic macrophytes found in coastal lagoons of Western Greece. The index E-MaQI could be implemented in only two (Kleisova, Araxos) of the six lagoons due to the limited number of species, while the index EEI-c could not be applied in Kaiafas lagoon due to the lack of classification of species Potamogeton pectinatus in an ecological status group. However, into the areas in which both indices applied yielded different results ranging from poor to high ecological condition. The multimetric index TWQI was tested and calibrated in four different lagoon types of Western Greece and compared with other Mediterranean transitional water ecosystems. The results showed that the application of TWQI is appropriate for transitional ecosystems. The index is simple to use and is less sensitive to changes in Chl-a and nutrients that derived from nutrient inputs due to anthropogenic activities.

24 The multimetric index TWQI characterized the trophic status of four lagoons types as good and showed significant variations in seasonal scale. The redundancy analysis showed that the parameters contributing significantly to the dissimilarity between lagoon types are the dissolved oxygen, the concentration of total inorganic nitrogen and the coverage of macroalgae and submerged rooted plants. The presence of the charophyte species of Lamprothamnium papulosum and Chara hispida f. corfuensis, as well as, the angiosperm Potamogeton pectinatus in coastal lagoons of Western Greece distinguishes them from the areas in which the index applied and raises concerns about their classification in categories of aquatic vegetation. In this thesis, an attempt was made in collaboration with the Department of Life Sciences, University of Parma in Italy, to classify the above species into categories according to their ecological status. Thus, charophytes were categorized as submerged aquatic macrophytes due to their occurrence in waters with high ecological status, while the species Potamogeton pectinatus considered as macroalgae due to its presence in areas with poor or moderate ecological status The multimetric TWQI index, which includes the coverage of aquatic macrophytes, is positively correlated with the phytobenthic EEI index and negatively with the abiotic index TRIX, which is less sensitive to changes induced in the biotic elements. In areas where aquatic vegetation is limited or absent, the TWQI index values resemble those of TRIX. The comparison of the relations between the above indices with other Mediterranean lagoons indicate that the indicators include data from aquatic macrophytes could be applied and give more reliable results in assessing the ecological status of coastal lagoons. Into this thesis they were tested the correlations of TWQI index with the biotic index EEI-c and the abiotic index TRIX. The TWQI index which includes in its calculation the aquatic macrophytes was positively correlated with the phytobenthic EEI-c index, while showed a negative correlation with the abiotic index TRIX. TRIX was less sensitive to changes induced in the biotic elements. In areas where aquatic vegetation is limited or absent, the index values of TWQI resemble those of TRIX. The comparison of the relations between the above indices with other Mediterranean lagoons indicates that the indicators include data from aquatic macrophytes can be applied and give more reliable results in assessing the ecological status of the lagoons.

25 In order to understand the function of coastal lagoons a continuous monitoring of spatial and temporal changes of both abiotic parameters and biotic elements is required. Continuous monitoring is necessary for taking the appropriate measurements in order to protect these fragile ecosystems. The results of this thesis could be considered an important tool for understanding the relationships between physicochemical parameters and aquatic macrophytes, as part of the structural elements of the lagoons, while the findings could be compared with other lagoons of the Mediterranean Sea.

26 ΕΙΣΑΓΩΓΗ ΚΕΦΑΛΑΙΟ 1-ΕΙΣΑΓΩΓΗ 1.1. Παράκτια ζώνη Γενικά Παράκτια ζώνη 1 είναι η ζώνη που περιλαμβάνει θαλάσσια 2 και χερσαία τμήματα, τα οποία βρίσκονται σε αλληλεπίδραση μεταξύ τους, και η οποία επεκτείνεται, είτε προς τη θάλασσα, είτε προς την ξηρά, μέχρι το σημείο στο οποίο μηδενίζονται ή ελαχιστοποιούνται οι επιπτώσεις από τις φυσικές διεργασίες ή τις ανθρώπινες δραστηριότητες ή τον συνδυασμό τους. Tο χερσαίο τμήμα της παράκτιας ζώνης μπορεί να συμπεριλαμβάνει ακόμη και ολόκληρη λεκάνη απορροής των επιφανειακών υδάτων, ενώ το θαλάσσιο τμήμα τουλάχιστον μέχρι την ισοβαθή στην οποία διαπιστώνεται η ύπαρξη μεγάλης βιοποικιλότητας, ή μέχρι την ισοβαθή που περιλαμβάνει τη θαλάσσια εκείνη περιοχή που επηρεάζεται από τις χερσαίες ή θαλάσσιες δραστηριότητες και μπορεί να περιλαμβάνει όλη την υφαλοκρηπίδα, δηλαδή να επεκτείνεται μέχρι το βάθος των 200m. Σύμφωνα με το Γενικό Πλαίσιο Χωροταξικού Σχεδιασμού και Αειφόρου Ανάπτυξης (ΦΕΚ 128 Α / ) και τα Ειδικά Πλαίσια Χωροταξικού Σχεδιασμού και Αειφόρου Ανάπτυξης για τις Ανανεώσιμες Πηγές Ενέργειας (ΦΕΚ 2464 Β / ), τη Βιομηχανία (ΦΕΚ 151 ΑΑΠ/ ) και τον Τουρισμό (ΦΕΚ 1138 Β / ) ως παράκτιος χώρος (ή παράκτια περιοχή) ορίζεται ο γεωμορφολογικός χώρος εκατέρωθεν της ακτογραμμής, όπου εκδηλώνεται διαδραστικά η σχέση μεταξύ του θαλάσσιου και του χερσαίου τμήματος, μέσω των σύνθετων οικολογικών συστημάτων πού περιλαμβάνουν βιοτικές και αβιοτικές συνιστώσες. Πρόκειται για μεταβατική ζώνη μεταβλητού πλάτους και κοινωνικοοικονομικών δραστηριοτήτων. 1 Σύμφωνα με το άρθρο 15 του Coastal Protection and Management Act 1995 «The coastal zone means - (a) coastal waters; or (b) all areas to the landward side of coastal waters in which there are physical features, ecological or natural processes or human activities that affect, or potentially affect, the coast or coastal resources». 2 Σύμφωνα με το άρθρο 2 παρ. 2ζ του ν.3199/2003 «παράκτια ύδατα: είναι τα επιφανειακά ύδατα που βρίσκονται στην πλευρά της ξηράς μιας γραμμής, κάθε σημείο της οποίας βρίσκεται σε απόσταση ενός ναυτικού μιλίου προς τη θάλασσα από το πλησιέστερο σημείο της γραμμής βάσης από την οποία μετράται το εύρος των χωρικών υδάτων, και τα οποία, κατά περίπτωση, εκτείνονται μέχρι του απώτερου ορίου των μεταβατικών υδάτων». 1

27 ΕΙΣΑΓΩΓΗ Aκτογραμμή ή αιγιαλός, 3 είναι η γραμμή επαφής της θάλασσας με την ξηρά, η οποία μεταβάλλεται συνεχώς και ορίζεται ως το όριο της θάλασσας προς την ξηρά, που βρέχεται από τη θάλασσα από τις μεγαλύτερες αναβάσεις των κυμάτων της, που συνήθως παρατηρούνται το χειμώνα ή κατά τη διάρκεια καταιγίδας ή θύελλας. O καθορισμός του αιγιαλού μπορεί να στηρίζεται σε χρόνιες παρατηρήσεις, αεροφωτογραφίες, ή σε υπολογισμούς αναπτύγματος κυμάτων και επανακαθορίζεται στις περιπτώσεις διάβρωσης της ακτής. H ανάγκη αντιμετώπισης των θεμάτων που σχετίζονται με τις παράκτιες ζώνες προέκυψε επειδή: α) έχει αναγνωριστεί η σημασία των ζωνών αυτών περιβαλλοντικά και οικονομικά, β) οι επιδράσεις που δέχονται οι ζώνες αυτές, κυρίως από τις δραστηριότητες στην ενδοχώρα, είναι μεγάλες και γ) έπρεπε να ξεπεραστεί η αδυναμία συντονισμού των επιμέρους τμημάτων της διοίκησης που οφείλεται τόσο στο πώς είναι δομημένη η διοίκηση, όσο και στο ότι το κάθε τμήμα της διοίκησης μπορεί να έχει διαφορετικούς στόχους, που πολύ συχνά έρχονται σε σύγκρουση με τους στόχους των άλλων τμημάτων, οι οποίοι δεν συνάδουν με την προστασία των παράκτιων ζωνών. Η ολοκληρωμένη διαχείριση των παράκτιων ζωνών είναι ένα εργαλείο για την ολοκληρωμένη διαχείριση όλων των διαδικασιών χάραξης πολιτικής που αφορούν τις παράκτιες ζώνες, το οποίο αντιμετωπίζει τις αλληλεπιδράσεις θάλασσας-ξηράς των παράκτιων δραστηριοτήτων με συντονισμένο τρόπο, ώστε να εξασφαλίζεται η βιώσιμη ανάπτυξη των παράκτιων και των θαλάσσιων ζωνών. Η διεθνής επιστημονική κοινότητα κινείται στην κατεύθυνση της Ολοκληρωμένης Διαχείρισης των Παράκτιων Ζωνών (ΟΔΠΖ), καταβάλλοντας προσπάθειες για θεσμοθέτηση των προϋποθέσεων και των διαδικασιών, με σκοπό την υλοποίηση μιας τέτοιας διαχείρισης. «Ως OΔΠZ νοείται η διαδικασία η οποία διαμορφώνεται από τη συμμετοχή της διοίκησης και των κοινοτήτων, της επιστήμης και της διαχείρισης των επιμέρους και του δημοσίου συμφέροντος για την υλοποίηση ενός ολοκληρωμένου 3 Tόσο ο όρος αιγιαλός, όσο και ο όρος παραλία χρησιμοποιούνται ώστε να υπάρχει συνέπεια ορολογίας με την υφιστάμενη νομοθεσία, παρά το γεγονός ότι διαφέρουν ως προς τον ορισμό τους. Oι ισχύοντες ορισμοί, σύμφωνα με το άρθρο 1 του ν.2971/2001, έχουν ως εξής: «1. «Αιγιαλός» είναι η ζώνη της ξηράς, που βρέχεται από τη θάλασσα από τις μεγαλύτερες και συνήθεις αναβάσεις των κυμάτων της. 2. «Παραλία» είναι η ζώνη ξηράς που προστίθεται στον αιγιαλό, καθορίζεται δε σε πλάτος μέχρι και πενήντα (50) μέτρα από την οριογραμμή του αιγιαλού, προς εξυπηρέτηση της επικοινωνίας της ξηράς με τη θάλασσα και αντίστροφα.». 2

28 ΕΙΣΑΓΩΓΗ σχεδίου, για την προστασία και ανάπτυξη των παράκτιων οικοσυστημάτων και πόρων». 4 Επιπλέον, σύμφωνα με το Ν. 3983/2011 που αφορά την «Εθνική στρατηγική για την προστασία και διαχείριση του θαλάσσιου περιβάλλοντος Εναρμόνιση με την Οδηγία 2008/56 του Ευρωπαϊκού Κοινοβουλίου και του Συμβουλίου της 17ης Ιουνίου 2008 και άλλες διατάξεις» ενσωματώθηκε στην εθνική νομοθεσία η Οδηγία 2008/56/ΕΕ για τη θαλάσσια στρατηγική (Marine Strategy Framework Directive MSFD), η οποία αποτελεί τον περιβαλλοντικό πυλώνα της μελλοντικής πολιτικής της Ευρωπαϊκής Ένωσης στο θέμα αυτό. Στόχος είναι η προαγωγή της αειφόρου χρήσης των θαλασσών, η διατήρηση των θαλάσσιων οικοσυστημάτων, η προστασία των βασικών πόρων από τους οποίους εξαρτώνται οι κοινωνικές και οικονομικές δραστηριότητες που σχετίζονται με τη θάλασσα και τέλος η διατήρηση και αποκατάσταση της καλής περιβαλλοντικής κατάστασης του θαλάσσιου περιβάλλοντος έως το έτος Σημασία και απειλές της παράκτιας ζώνης Η πιο έντονη δραστηριότητα που αναπτύσσεται στις παράκτιες ζώνες της Ευρώπης, και κυρίως της Μεσογείου, είναι ο τουρισμός. Τα 2/3 του παγκόσμιου τουρισμού καταλήγουν στην Ευρώπη (Barale & Folving, 1996). Το 12% των Ευρωπαίων απασχολούνται με εργασίες που έχουν σχέση με τον τουρισμό, ενώ το 11% του Ακαθάριστου Εθνικού Προϊόντος (ΑΕΠ) στην Ευρώπη πηγάζει από την τουριστική δραστηριότητα 6. Η Ελλάδα διαθέτει τη μεγαλύτερη ακτογραμμή στη Μεσόγειο µε μήκος περίπου Km. Το 70% αυτής αποτελείται από βραχώδεις ακτές, ενώ το υπόλοιπο 30% χαρακτηρίζεται από αμμώδεις παραλίες, αμμοθίνες, έλη, λιμνοθάλασσες, δέλτα ποταμών και εκβολές (Stewart &Morhange, 2009). Η παράκτια ζώνη, αποτελεί μια ιδιαίτερη γεωγραφική ενότητα του ελληνικού χώρου που χαρακτηρίζεται από σημαντικό βιολογικό, γεωφυσικό, αισθητικό, πολιτισμικό και οικονομικό πλούτο, ενώ ταυτόχρονα αποτελεί πολύτιμο φυσικό πόρο 4 GESAMP Reports and Studies No. 61, 1996, σελ

29 ΕΙΣΑΓΩΓΗ και κοινή κληρονομιά, η οποία πρέπει να διασφαλιστεί στα πλαίσια των αρχών της βιώσιμης ανάπτυξης. Ο ελληνικός παράκτιος χώρος συγκεντρώνει το μεγαλύτερο ποσοστό του πληθυσμού της χώρας, πλήθος φυσικών και παραγωγικών πόρων και δραστηριοτήτων, τις υποδομές θαλάσσιων μεταφορών και επικοινωνιών και σημαντικό μέρος λοιπών δικτύων υποδομής. Παράλληλα, παρουσιάζει μεγάλη ιστορική και πολιτισμική ποικιλότητα, τόσο σε αρχαιολογικούς χώρους, ιστορικούς τόπους και μνημεία, όσο και σε νεώτερους οικισμούς. Ειδικότερα, ο ελληνικός παράκτιος χώρος φιλοξενεί οικοσυστήματα που χαρακτηρίζονται από υψηλή παραγωγικότητα και πολυμορφία (ιδίως λιμνοθάλασσες, εκβολές και δέλτα ποταμών, υγροτόπους, λιβάδια Ποσειδωνίας, αμμοθίνες κλπ.) και τα οποία αποτελούν το ενδιαίτημα μεγάλου αριθμού ειδών πανίδας, η επιβίωση των οποίων είναι πολύτιμη για τη διατήρηση της βιολογικής ποικιλότητας (Gehu, 1985). Επίσης, περιλαμβάνει παράκτια δάση και θαμνώδεις εκτάσεις που δημιουργούν, σε συνδυασμό με τη θάλασσα, ένα τοπίο υψηλής αισθητικής αξίας, ενώ συμβάλλει παράλληλα στον έλεγχο των πλημμυρών, των προσχώσεων, στη διατήρηση της καθαρότητας των ακτών και δημιουργεί προϋποθέσεις συμπληρωματικής απασχόλησης του πληθυσμού, πέραν του τουρισμού. Η αύξηση του πληθυσμού και η εξέλιξη των οικονομικών δραστηριοτήτων απειλούν όλο και περισσότερο την παραγωγική και την περιβαλλοντική ισορροπία των παράκτιων ζωνών. Η άναρχη οικιστική και τουριστική ανάπτυξη, η μη επαρκής επεξεργασία λυμάτων και στερεών αποβλήτων, η καταστροφή των ενδιαιτημάτων, η ρύπανση των υδάτων, η μείωση της βιοποικιλότητας, η μείωση των αποθεμάτων ιχθύων και της αλιευτικής ικανότητας, η υπερεκμετάλλευση των παράκτιων υδροφόρων οριζόντων όπως επίσης η υφαλμύρινση και η σημαντική μείωση των διαθέσιμων υδάτινων πόρων, αποτελούν ορισμένους από τους πλέον σημαντικούς τύπους προβλημάτων που απαντώνται στον Μεσογειακό και Ελληνικό παράκτιο χώρο (Aubry & Elliott, 2006). Οι παράκτιες ζώνες, ως ένα πολύπλοκο δυναμικό φυσικό σύστημα, υπόκεινται στις δυνάμεις των υδάτινων ρευμάτων, των ροών των προσχωματικών υλικών και των πλημμυρών σε ορισμένες περιοχές. Οι κίνδυνοι που διατρέχουν οι παράκτιες ζώνες αυξάνονται λόγω της σημαντικής διάβρωσης των ακτών, καθώς και των 4

30 ΕΙΣΑΓΩΓΗ κλιματικών μεταβολών, όπως της ενδεχόμενης ανόδου της στάθμης της θάλασσας, των αλλαγών της συχνότητας και της έντασης των καταιγίδων, αλλά και των πιθανών επιπτώσεων των θερμοκρασιακών μεταβολών στο περιβάλλον και τις αναπτυξιακές δραστηριότητες (McLusky & Elliott, 2004). Για την αντιμετώπιση των πιο πάνω προβλημάτων και απειλών, αλλά και την αποτελεσματική αξιοποίηση των συγκριτικών πλεονεκτημάτων των παράκτιων περιοχών, απαιτείται να εφαρμοσθεί μια βιώσιμη χωροταξική πολιτική για τον παράκτιο χώρο. Η χωροταξική αυτή πολιτική πρέπει να έχει ως στόχο την αειφορική χρήση κι ολοκληρωμένη διαχείριση των φυσικών πόρων και την προστασία της παραγωγικής και βιολογικής ποικιλότητας των παρακτίων περιοχών, τη διατήρηση και ανάδειξη της φυσικής και πολιτιστικής κληρονομιάς τους, την ανάπτυξη οικονομικών και οικιστικών δραστηριοτήτων λαμβάνοντας υπόψη τη φέρουσα ικανότητα και την ιδιαίτερη αρχιτεκτονική και πολεοδομική φυσιογνωμία κάθε περιοχής, καθώς και γενικότερα την προώθηση της εδαφικής, κοινωνικής και οικονομικής συνοχής των παρακτίων περιοχών Μεταβατικά Ύδατα και Λιμνοθάλασσες στην Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ Σύμφωνα με την Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ, ως «μεταβατικά ύδατα» ορίζονται τα συστήματα επιφανειακών υδάτων κοντά σε στόμια εκβολής ποταμών που είναι εν μέρει αλμυρά λόγω της γειτνίασής τους με παράκτια ύδατα, αλλά τα οποία επηρεάζονται ουσιαστικά από τα ρεύματα γλυκών υδάτων (Άρθρο 2, Ορισμός 6). Τα μεταβατικά ύδατα είναι ανοιχτά οικοσυστήματα τα οποία συνεχώς μεταβάλλονται από τα υλικά τα οποία λαμβάνουν τόσο από την ξηρά και τη θάλασσα όσο και από τους ποταμούς και διακρίνονται σε δύο κύριους τύπους: i) τις λιμνοθάλασσες και ii) τα δελταϊκά συστήματα (Tagliapietra κ.α., 2009). Οι συνεχείς μεταβολές που παρατηρούνται στην υδατική ισορροπία, την αλατότητα, τα επίπεδα των θρεπτικών αλάτων, της οργανικής και της ανόργανης ύλης στα οικοσυστήματα αυτά, προκαλούν ενδιαφέρον και μελετώνται σε χωρική και χρονική κλίμακα. Οι μεταβολές των παραπάνω παραμέτρων μέσα στο χρόνο, μπορούν να θέσουν και τα χρονικά όρια διάκρισης των οικολογικών συνθηκών ή των περιβαλλοντικών ορίων, τα οποία μπορούν να υποστηρίξουν διαφορετικές δομές κοινοτήτων. Έτσι, ο 5

31 ΕΙΣΑΓΩΓΗ χρόνος απόκρισης των μεταβατικών κοινοτήτων στις περιβαλλοντικές μεταβολές καθορίζει και τον χρόνο της οικολογικής διαδοχής, ο οποίος αποτελεί σημαντικό παράγοντα στα μεταβατικά οικοσυστήματα, επηρεάζοντας έτσι την πιθανότητα εναλλακτικής ισορροπίας ή μεταβατικής κατάστασης (Odum, 1983, Littler & Littler, 1980). Η εκτίμηση της οικολογικής κατάστασης ενός μεταβατικού οικοσυστήματος όπως οι λιμνοθάλασσες, πραγματοποιείται με την χρήση μίας σειράς αβιοτικών στοιχείων όπως η θερμοκρασία, το διαλυμένο οξυγόνο, η αλατότητα, το ph, οι συγκεντρώσεις των θρεπτικών αλάτων του αζώτου και φωσφόρου, που χαρακτηρίζονται ως αβιοτικά ποιοτικά στοιχεία. Επιπλέον, η Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ απαιτεί τη χρήση βιοτικών ποιοτικών στοιχείων (BQE) όπως το φυτοπλαγκτόν και τα μακρόφυτα που αποτελούν το φυτοβένθος, τα βενθικά ασπόνδυλα και την ιχθυοπανίδα για την εκτίμηση της οικολογικής κατάστασης ενός μεταβατικού οικοσυστήματος (Ευρωπαϊκό Κοινοβούλιο 2000, Πίνακας Ι-Παράρτημα I) Μεταβατικά οικοσυστήματα- Λιμνοθάλασσες Οι παράκτιοι υγρότοποι αποτελούν ιδιαίτερη κατηγορία υγροτόπων. Το κύριο χαρακτηριστικό τους είναι ο μικρότερος ή μεγαλύτερος βαθμός επηρεασμού τους από τη θάλασσα (Guelorget & Perthuisot, 1983, 1992). Παράκτιοι υγρότοποι είναι οι εκβολές και τα δέλτα των ποταμών, οι διαπαλιρροιακές ιλυώδεις, αμμώδεις και αλατούχες περιοχές, τα διαπαλιρροιακά έλη, οι λιμνοθάλασσες (υφάλμυρες και αλμυρές), οι αβαθείς λίμνες και τα έλη γλυκού νερού της παράκτιας ζώνης. Οι λιμνοθάλασσες αποτελούν τύπο οικοτόπου προτεραιότητας της Οδηγίας 92/43/ΕΕ με κωδικό *1150 «λιμνοθάλασσες» και απαντούν σε 33 περιοχές του Δικτύου Natura 2000 (Ντάφης κ.α., 1999). Ορίζονται ως εκτάσεις ρηχών υδάτων στις ακτές, ποικίλης αλατότητας και βάθους νερού, μερικώς ή ολικώς αποκομμένες από τη θάλασσα. Ο πυθμένας είναι αμμώδης ή και με κροκάλες ή και πιο σπάνια βραχώδης. Η αλατότητα μπορεί να ποικίλλει από πολύ χαμηλή (υφάλμυρη) έως πολύ υψηλή (υπερύαλη). Το εύρος της εξαρτάται από τη βροχόπτωση, την εξάτμιση, την εισροή θαλασσινού ή γλυκού νερού από καταιγίδες ή την κατάκλιση από τις πλημμύρες κατά τη διάρκεια του χειμώνα. 6

32 ΕΙΣΑΓΩΓΗ Η υδρόβια βλάστηση που χαρακτηρίζει τον τύπο οικοτόπου *1150 στις περισσότερες περιοχές του Δικτύου Natura 2000 στην Ελλάδα είναι τα υποβρύχια λιβάδια του είδους Ruppia cirrhosa που καλύπτει σημαντικό τμήμα του πυθμένα των λιμνοθαλασσών. Επίσης ο πυθμένας των λιμνοθαλασσών μπορεί να καλύπτεται με βλάστηση των κλάσεων Ruppietea maritimae, Potametea, Zosteretea, Charetea (Corine 91: 23.21, 23.22) και μακροφύκη». α) Οι εκβολές και τα δέλτα των ποταμών Σύμφωνα με την Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ, οι λιμνοθάλασσες, οι εκβολές και τα δέλτα των ποταμών, μοιράζονται περισσότερα κοινά χαρακτηριστικά σε σχέση με τα χερσαία περιβάλλοντα και τα θαλάσσια ύδατα. Η εκβολή ενός ποταμού, είναι το τελικό τμήμα της ροής του, εκεί όπου τα νερά του ποταμού καταλήγουν στη θάλασσα. Οι εκβολές, μπορούν να θεωρηθούν κλειστές εκτάσεις, όπου το γλυκό ποτάμιο και το αλμυρό θαλασσινό νερό συναντώνται και αναμειγνύονται. Η ανάμιξη αυτή έχει ως αποτέλεσμα, η αλατότητα του νερού και του εδάφους να ποικίλει σημαντικά και να επηρεάζει τη βλάστηση και την πανίδα (Perez- Ruzafa κ.α., 2008). Εξαιτίας της παλίρροιας και της ανάμιξης του ποτάμιου με το θαλασσινό νερό, οι εκβολές, παρουσιάζουν ένα μοναδικό συνδυασμό φυσικών και χημικών χαρακτηριστικών. Οι παράγοντες αυτοί καθορίζουν τη διαβίωση των οργανισμών που βρίσκονται εκεί. Η κατανομή της αλατότητας σε μία εκβολή, επηρεάζεται επίσης από το σχήμα της εκβολής, τον βυθό της, τον άνεμο, την εξάτμιση του νερού από την επιφάνειά της, την παλίρροια και τη ροή του ποτάμιου νερού (Perez-Ruzafa κ.α., 2013). Το θαλασσινό νερό, καθώς είναι πυκνότερο, τείνει να καταβυθίζεται καθώς έρχεται σε επαφή με το γλυκό νερό του ποταμού. Ρέει κατά μήκος του βυθού του ποταμού σχηματίζοντας μια σφήνα αλμυρού νερού (ή αλοσφήνα), ενώ το γλυκό νερό ρέει στην επιφάνεια (Ψιλοβίκος & Χαχαμίδου, 1987). Τα δέλτα των ποταμών αποτελούν χαρακτηριστικές μορφές απόθεσης υλικών στο χώρο των εκβολών και σχηματίζονται στο μεταβατικό παράκτιο περιβάλλον λιμνών και θαλασσών. Η προώθηση της ξηράς και η υποχώρηση της θάλασσας στα δέλτα εξαρτάται από την κατάσταση δυναμικής ισορροπίας μεταξύ των παραγόντων που δρουν στον ηπειρωτικό χώρο των λεκανών απορροής των ποταμών (κλίμα, 7

33 ΕΙΣΑΓΩΓΗ γεωμορφολογία, γεωλογία, τεκτονική) και των παραγόντων που δρουν στον παράκτιο χώρο των εκβολών (μορφολογία, τεκτονική, κύματα, ρεύματα, παλίρροια). Η δυναμική αυτή ισορροπία εκφράζεται τελικά στο χώρο απόθεσης των υλικών με το μέγεθος, τη μορφολογική ποικιλία και την ταχύτητα ανάπτυξης των δέλτα. Σε όλες τις εκβολές των ποταμών δεν σχηματίζονται δέλτα, γιατί δεν συνυπάρχουν πάντοτε οι ευνοϊκές προϋποθέσεις δελταϊκής ιζηματογένεσης (Ψιλοβίκος &Χαχαμίδου, 1987). β) Οι αβαθείς κολπίσκοι και κόλποι Οι αβαθείς κολπίσκοι είναι παράκτιες περιοχές καλυμμένες από αλμυρό νερό και προφυλαγμένες από τη δράση των κυμάτων. Το έδαφός τους σχηματίζεται από μια μεγάλη ποικιλία ιζημάτων και υποστρωμάτων. Σχηματίζονται με διαδικασία παρόμοια με αυτή των λιμνοθαλασσών, με τη διαφορά ότι έχουν άμεση επαφή με την ανοικτή θάλασσα. Οι αβαθείς κόλποι και κολπίσκοι αποτελούν τύπο οικοτόπου της Οδηγίας 92/43/ΕΕ με κωδικό *1160 «αβαθείς κολπίσκοι και κόλποι» και περιλαμβάνονται στο Δίκτυο Natura 2000 (Ντάφης κ.α., 1999) γ) Τα έλη Πρόκειται για περιοχές περιοδικά ή μόνιμα κατακλυσμένες με ρηχά νερά. Τα έλη διακρίνονται σε αλμυρά έλη (ή αλοέλη) και σε έλη του γλυκού νερού, ανάλογα με την αλατότητα του νερού. Τα αλμυρά και υφάλμυρα έλη βρίσκονται ως επί το πλείστον δίπλα σε λιμνοθάλασσες και φιλοξενούν είδη φυτών προσαρμοσμένων σε συνθήκες υψηλής αλατότητας (αλόφυτα), όπως αυτά του γένους Salicornia. Καθώς μεταβάλλεται η αλατότητα του εδάφους, μεταβάλλονται αντίστοιχα και τα είδη που κυριαρχούν, με αποτέλεσμα η βλάστηση να μην είναι ενιαία σε όλη την περιοχή, αλλά να σχηματίζει διαφορετικές ζώνες. Η ζώνωση αυτή επίσης είναι συνάρτηση του σχετικού ύψους της παλίρροιας, αλλά ποικίλλει ανάλογα με τη γεωγραφική θέση, τον τύπο του υποστρώματος και άλλους παράγοντες ( δ) Οι λιμνοθάλασσες Κύριο χαρακτηριστικό των παράκτιων περιοχών αποτελούν oι λιμνοθάλασσες, οι οποίες καταλαμβάνουν το 13% της ακτογραμμής (Barnes, 1980). Με τον όρο «λιμνοθάλασσα» εννοούμε παράκτιες λεκάνες μικρού βάθους, με νερό υφάλμυρο έως υπεράλμυρο, που διαχωρίζονται από την παρακείμενη θάλασσα από φράγματα άμμου ή άλλου τύπου υποστρώματος και έχουν ανοίγματα μέσα από τα οποία μπορεί να 8

34 ΕΙΣΑΓΩΓΗ εισχωρεί το θαλασσινό νερό (Ardizonne κ.α.., 1988, Tagliapietra κ.α., 2009). Ο ορισμός αυτός αν και είναι γενικά αποδεκτός δεν καθορίζει ικανοποιητικά το βαθμό διαχωρισμού των παράκτιων περιοχών από την ανοικτή θάλασσα (Danielidis, 1991). Οι λιμνοθάλασσες αποτελούν αυτόνομα δυναμικά συστήματα με υψηλή παραγωγική ικανότητα και παρουσιάζουν μια σειρά από μορφολογικά και οικολογικά χαρακτηριστικά. Τα κύρια χαρακτηριστικά αυτών των συστημάτων είναι οι συνεχείς διακυμάνσεις των αβιοτικών παραμέτρων όπως η θερμοκρασία και η αλατότητα που προκαλούν ραγδαίες μεταβολές στην αφθονία και την κατανομή των ζωικών και φυτικών οργανισμών (Barnes, 1980). Εφόσον οι λιμνοθάλασσες διαθέτουν θαλάσσια ή τουλάχιστον υφάλμυρα ύδατα, είναι φανερό ότι ο αποχωρισμός τους από τη θάλασσα σπανίως είναι πλήρης. Η τυπική λιμνοθάλασσα διαθέτει χαρακτηριστικά μια ή περισσότερες διώρυγες επικοινωνίας μέσω των οποίων επιτυγχάνεται η συνεχής ανταλλαγή υδάτινων μαζών με τη θάλασσα. Το μέγεθος των ανοιγμάτων αυτών είναι πολύ μικρό σε σχέση με το μέγεθος της λιμνοθάλασσας και το μήκος του φράγματος. Σε ακραίες περιπτώσεις μικρών απομονωμένων λιμνοθαλασσών δεν υπάρχει διακριτή διώρυγα επικοινωνίας και η ανταλλαγή γίνεται μέσω υπόγειων διόδων (Kjerfve, 1994). Οι λιμνοθάλασσες είναι συνήθως πλούσιες σε θρεπτικά άλατα (Mee, 1978, McComb, 1995, Nixon, 1995) λόγω της εισροής θρεπτικών από τους ποταμούς, αλλά και εξαιτίας της δράσης της ανακύκλωσης μεταξύ του ιζήματος και της στήλης του νερού, η οποία ευνοείται από τη ρηχία τους (Murphy & Kremer, 1985, Nowicki & Nixon, 1985). Επιπλέον, οι παράκτιες λιμνοθάλασσες παρουσιάζουν μια τάση αύξησης του θρεπτικού τους φορτίου παγκοσμίως εξαιτίας των ανθρωπογενών δραστηριοτήτων στη λεκάνη απορροής τους και των εκτεταμένων χρήσεων γης (Pavoni κ.α., 1990, Sfriso κ.α., 1992). Οι λιμνοθάλασσες αποτελούν ενδιαιτήματα μεγάλης οικολογικής σημασίας για τα αποδημητικά και διαχειμάζοντα πτηνά, καθώς και για τη χλωρίδα και την πανίδα τους (Barnes, 1991). Προωθούν σημαντικά τις τροφικές αλυσίδες και αποτελούν την παλαιότερη μέθοδο εκτροφής αλιευμάτων και εκμετάλλευσης των παράκτιων περιοχών (Ardizzone κ.α., 1988). Η αλατότητα στις λιμνοθάλασσες ποικίλει και το εύρος της εξαρτάται από το ύψος των κατακρημνισμάτων, τον βαθμό εξάτμισης, αλλά και τον ρυθμό εισροής θαλασσινού νερού. Οι συνεχείς αυτές μεταβολές 9

35 ΕΙΣΑΓΩΓΗ συμβάλλουν στην υψηλή παραγωγικότητα αυτών των οικοσυστημάτων και στην υποστήριξη και διατήρηση υψηλών επιπέδων βιοποικιλότητας. Ο χώρος της Μεσογείου συνιστά ένα ιδιαίτερα ευνοϊκό περιβάλλον για το σχηματισμό λιμνοθαλασσών. Το μικρό εύρος παλίρροιας και η ασθενής επιρροή της καθώς επίσης και η αριθμητική υπεροχή των ήρεμων κόλπων, παρέχουν τις ιδανικές γεωμορφολογικές και υδροδυναμικές συνθήκες για τη διαμόρφωση των λιμνοθαλασσών. Οι λιμνοθάλασσες της Μεσογείου καλύπτουν έκταση περίπου km 2 (Pearce & Crivelli, 1994) και στην πλειοψηφία τους συνιστούν σημαντικά αλιευτικά πεδία (Kapetsky, 1984, Ardizonne κ.α., 1988, Aνώνυμος, 2001). Στην Ελλάδα αναφέρονται περί τις 70 λιμνοθάλασσες (Kotsonias, 1984), οι σημαντικότερες εκ των οποίων (περίπου 31) απεικονίζονται στην Εικόνα 1.1 με συνολικό εμβαδόν περίπου στρεμμάτων και οι οποίες αντιπροσωπεύουν το 14,2% της συνολικής έκτασης που καλύπτουν όλοι οι υγρότοποι της Ελλάδας (Ζαλίδης & Μαντζαβέλας, 1994, Nicolaidou κ.α., 2005). Τα πιο εκτεταμένα λιμνοθαλάσσια συστήματα βρίσκονται στην Δυτική Ελλάδα (43,3%) και την Ανατολική Μακεδονία και Θράκη (28,9%). Σε ποσοστό μεγαλύτερο από 72%, ανήκουν στον κλειστό τύπο ενώ μόλις το 8% είναι ανοικτού τύπου (Ανώνυμος, 2001, Christia κ.α., 2013). Η ύπαρξη φράγματος (Εικόνα 1.3) μεταξύ ενός υδάτινου σώματος και της θάλασσας αποτελεί σημείο αναφοράς για τους περισσότερους ορισμούς προκειμένου να χαρακτηριστεί μια περιοχή ως λιμνοθάλασσα (Phleger, 1969, Hayden & Dolan, 1979, UNESCO 1980, Kjerfve, 1994). 10

36 ΕΙΣΑΓΩΓΗ Εικόνα 1.1. Οι κυριότερες λιμνοθάλασσες και τα εκβολικά συστήματα της ελληνικής επικράτειας (Nicolaidou κ.α., 2005). Figure 1.1. Map of Greece showing main transitional coastal ecosystems (estuaries and lagoons) (Nicolaidou et al., 2005). 11

37 ΕΙΣΑΓΩΓΗ Οι λιμνοθάλασσες, από γεωλογική άποψη, ανήκουν σε τρεις κατηγορίες (Ardizzone κ.α., 1988). Η πρώτη κατηγορία περιλαμβάνει τις λιμνοθάλασσες που άλλοτε ήταν τμήματα του ωκεανού, τα οποία αποκόπηκαν αργότερα και χωρίστηκαν απ' αυτόν με προσχώσεις, θίνες και διάφορους άλλους σχηματισμούς που οφείλονται σε μετακίνηση του φλοιού της γης. Η δεύτερη κατηγορία περιλαμβάνει τις λιμνοθάλασσες που άλλοτε ήταν λίμνες γλυκού νερού και στη συνέχεια ενώθηκαν με τη θάλασσα. Τέλος, η τρίτη κατηγορία περιλαμβάνει τις λιμνοθάλασσες που σχηματίστηκαν με μεταφορά αλλουβιακών υλών από ποτάμια. Τρεις κύριοι δομικοί παράγοντες διαχωρίζουν τις λιμνοθάλασσες (διαβάθμιση του μαύρου) από τις εκβολές (μπλε βέλος). Αυτοί είναι η ιοντική σύνθεση του νερού, η αλατότητα και ο βαθμός απομόνωσης (Εικόνα 1.2). Εικόνα 1.2. Η ζώνωση όπως προτείνεται από τους Guelorget & Perthuisot (1983) και Guelorget κ.α. (1983) από I με ισχυρή επίδραση της θάλασσας έως VI έως τις πιο απομονωμένες περιοχές όπως τροποποιήθηκε από τους Pérez-Ruzafa & Marcos (1992). Figure 1.2. The figure synthesises the zonation patterns proposed by Guelorget & Perthuisot (1983) and Guelorget et al. (1983) from I with strong marine influence to VI in the more confined areas as modified from Pérez-Ruzafa & Marcos (1992). 12

38 ΕΙΣΑΓΩΓΗ Τα εκβολικά συστήματα παρουσιάζουν μια εμφανή διακύμανση της αλατότητας από γλυκά έως υφάλμυρα ή αλμυρά νερά, όσο η επίδραση της θάλασσας αυξάνεται, αλλά συνήθως η δράση των ποταμών είναι ισχυρότερη. Αντίθετα, ο συνδυασμός παραμέτρων όπως η επίδραση του θαλασσινού νερού έναντι του γλυκού νερού ή οι βροχοπτώσεις έναντι της εξάτμισης, δεν δημιουργούν ένα ξεκάθαρο ή γραμμικό πρότυπο στις λιμνοθάλασσες (Perez-Ruzafa κ.α., 2011) Δημιουργία και μορφολογία λιμνοθαλασσών Οι λιμνοθάλασσες, παρουσιάζουν σημαντική ποικιλομορφία που είναι άρρηκτα συνδεδεμένη με τη δημιουργία των φραγμάτων ή λουρονησίδων που διαχωρίζουν τις παράκτιες αυτές περιοχές από την ανοικτή θάλασσα. Σύμφωνα με τους Barnes (1980) και Hedgpeth (1983), διακρίνονται δύο βασικοί τρόποι δημιουργίας: ο αποκλεισμός των λιμνοθαλασσών από φράγματα μακριά από την ακτή και ο αποκλεισμός των λιμνοθαλασσών από λουρονησίδες κατά μήκος της ακτής. Οι λιμνοθάλασσες διατηρούν συνήθως μια βιοτική ή/και φυσική σύνδεση με τη θάλασσα, αλλά και με την ευρύτερη λεκάνη απορροής κυρίως μέσω της μετακίνησης των υδάτων, του μικροκλίματος, της βλάστησης και των ζωντανών οργανισμών. Η γεωμορφολογία και η πρόσφατη γεωλογική ιστορία της ευρύτερης περιοχής όπου φιλοξενούνται τα λιμνοθαλάσσια υγροτοπικά οικοσυστήματα, συμμετέχουν σε σημαντικό βαθμό στη διαμόρφωση των χαρακτηριστικών γνωρισμάτων τους. Οι λιμνοθάλασσες (coastal lagoons) της Μεσογείου, αν και ανήκουν στα μεταβατικά οικοσυστήματα, παρουσιάζουν σημαντικές διαφορές οι οποίες οφείλονται στον τρόπο σχηματισμού τους, στο εύρος της παλίρροιας, το κλίμα (Bird, 1994), αλλά και στις επιδράσεις που δέχονται από τις ανθρωπογενείς δραστηριότητες και την εισροή γλυκών υδάτων (Basset κ.α., 2006, Perez-Ruzafa κ.α., 2008, Canu κ.α., 2012). Για παράδειγμα, σε περιοχές όπου κυριαρχούν οι πετρώδεις ακτές, η εισροή του θαλασσινού νερού προς το εσωτερικό είναι μικρή και η δημιουργία λιμνοθαλασσών είναι δύσκολη. Αντίθετα, οι αλλουβιακές ή αμμώδεις ακτές, επιτρέπουν μεγαλύτερο εύρος παλίρροιας και κατά συνέπεια επιτρέπουν την δημιουργία λιμνοθαλασσών λόγω και της απόθεσης φερτών υλικών και της δημιουργίας αναχωμάτων (Pethick, 1984, Bird, 1994). Ο προσανατολισμός των λιμνοθαλασσών εξαρτάται αποκλειστικά από τον τρόπο σχηματισμού τους. Τα 13

39 ΕΙΣΑΓΩΓΗ συστήματα που δημιουργούνται από τον αποκλεισμό αβαθών ακτών, έχουν το μεγαλύτερο άξονα τους παράλληλο προς την ακτή, ενώ αντίθετα εκείνα που προήλθαν από την κατάκλιση κοιλάδων ποταμών κατά την περίοδο της ανόδου του επιπέδου της θάλασσας, παρουσιάζουν ακανόνιστο σχήμα και διεύθυνση κάθετη προς την ακτή (Barnes, 1980). Συχνό είναι το φαινόμενο της δημιουργίας δευτερογενών αναχωμάτων στο εσωτερικό της λιμνοθάλασσας σχεδόν κάθετα στον κύριο άξονα της με τελικό αποτέλεσμα τον κατακερματισμό της σε μικρότερες κυκλικές ή ωοειδής αβαθείς λεκάνες. Η θέση της διώρυγας επικοινωνίας της λιμνοθάλασσας με την ανοικτή θάλασσα, δεν είναι τυχαία αλλά εντοπίζεται στο σημείο εκείνο του φράγματος όπου η ενέργεια των κυμάτων είναι ελάχιστη. Οι διώρυγες διατηρούνται ανοικτές λόγω της μεγάλης ταχύτητας των ρευμάτων που τις διατρέχουν (Barnes, 1980, 1984). Το σημαντικότερο ίσως αίτιο δημιουργίας φραγμάτων και συνεπώς του συνηθέστερου τύπου λιμνοθαλασσών που υπάρχουν σήμερα, είναι η άνοδος της στάθμης του επιπέδου της θάλασσας τα τελευταία χρόνια. Το γεγονός αυτό είχε ως αποτέλεσμα, την κατάκλιση των χαμηλότερων παράκτιων περιοχών και τη δημιουργία εκτεταμένων αβαθών ακτών. Εικόνα 1.3. Διάκριση των λιμνοθαλασσών σε α) εσωτερικές (Chocked) β) περιορισμένες (Restricted-μερικές παλιρροιακές είσοδοι), και γ) ανοιχτές (Leakyπολλές παλιρροιακές εισόδους) ανάλογα με τον βαθμό ανταλλαγής νερού από τη θάλασσα (Kjerfve, 1994). Figure Coastal lagoons can conveniently be subdivided into, a) chocked b) restricted, and c) leaky systems based on the degree of water exchange with the adjacent coastal ocean (Kjerfve, 1994). Οι λουρονησίδες - φράγματα κατά μήκος της ακτής, δημιουργούνται σε ακτές με απότομη κλίση οπού τα κύματα εκτονώνουν την ενέργειά τους επί της ακτής και όχι μακριά από αυτή. Το γεγονός αυτό, σε συνδυασμό με το φαινόμενο της συχνής 14

40 ΕΙΣΑΓΩΓΗ πρόσπτωσης των κυμάτων υπό γωνία, έχει ως αποτέλεσμα την μεταφορά υλικού κατά μήκος της ακτής. Τα κύματα μεταφέρουν νερό και άμμο προς την ακτή με κάποια γωνία πρόσπτωσης, άλλα λόγω της βαρύτητας, απομακρύνονται κάθετα από αυτή. Ο συνδυασμός των δύο αυτών κινήσεων έχει ως αποτέλεσμα την δημιουργία ρεύματος που κινείται κατά μήκος της ακτής, μεταφέροντας άμμο και κροκάλες. Οι δημιουργούμενες, μετά την καθίζηση των υλικών λουρονησίδες, είναι δυνατόν να έχουν σημαντικό μήκος, ενώ τείνουν να διατηρήσουν τον προσανατολισμό τους ανεξάρτητα από τη μορφολογία της ακτής, με αποτέλεσμα τον αποκλεισμό θαλασσίων κόλπων και τον σχηματισμό λιμνοθαλασσών (Κοντόπουλος, 2008). Το συνηθέστερο υλικό δημιουργίας των λουρονησίδων αποτελούν τα χαλίκια τα οποία μπορεί να προέρχονται από τη διάβρωση των βράχων στα σημεία πρόσπτωσης των κυμάτων, από τις εκβολές ποταμών ή από τη διάβρωση της ξηράς, κατά την εποχή των παγετώνων (Barnes, 1980). Στον Πίνακα 1.2 παρουσιάζεται η ταξινόμηση των παράκτιων λιμνοθαλασσών, σύμφωνα με το βαθμό απομόνωσης που προκαλεί η παρουσία φραγμού και απεικονίζονται γραφικά στην Εικόνα 1.3. Η τυπολογία των μεταβατικών οικοσυστημάτων επηρεάζεται και από τις κλιματικές συνθήκες, καθώς αυτές καθορίζουν το υδρολογικό ισοζύγιο μέσω των κατακρημνισμάτων και της εξάτμισης (Nichols & Boon, 1994) Αξία των λιμνοθαλασσών και απειλές Μέχρι τα τέλη του 20 ου αιώνα, οι λιμνοθάλασσες και ιδιαίτερα οι Μεσογειακές, αποτελούσαν χώρους μειωμένου οικονομικού ενδιαφέροντος και για τον λόγο αυτό, πολλές λιμνοθάλασσες αποξηράνθηκαν και δόθηκαν στη γεωργία (Ανώνυμος, 2001). Οι λιμνοθάλασσες σήμερα αποτελούν τα πλέον παραγωγικά συστήματα με μεγάλη οικολογική αξία. Εντός της λεκάνης της Μεσογείου, οι λιμνοθάλασσες της Ελλάδας και ειδικότερα της Δυτικής Ελλάδας είναι από τα πιο σημαντικά, ρηχά, ημίκλειστα οικοσυστήματα. Οι λιμνοθάλασσες στην Ελλάδα καλύπτουν μια έκταση περίπου στρεμμάτων στις οποίες δραστηριοποιούνται 72 αλιευτικές, κυρίως συνεταιριστικές, επιχειρήσεις εκμετάλλευσης. Η μέση παραγωγική απόδοση των ελληνικών λιμνοθαλασσών εκτιμάται σε 10 Kg/στρ (Dimitriou & Rogdakis, 1994), σε αντίθεση με την παραγωγικότητα άλλων μεσογειακών λιμνοθαλασσών που προσεγγίζει αποδόσεις μέχρι και 40 Kg/στρ, όπως τα Ιταλικά valli. Το 56% της 15

41 ΕΙΣΑΓΩΓΗ παραγωγής αποτελούν οι κέφαλοι, περίπου 20% τα χέλια, 10% τα λαβράκια και ακολουθούν τσιπούρες, γοβιοί, γλώσσες και άλλα εμπορεύσιμα είδη (Κουσσουρής, 1998). Τα κυριότερα προβλήματα που έχουν εντοπιστεί στις Μεσογειακές λιμνοθάλασσες εκτιμάται ότι οφείλονται στη μειωμένη παροχή γλυκού νερού από τη λεκάνη απορροής, στις ανθρωπογενείς παρεμβάσεις, στη ρύπανση από σημειακές και μη σημειακές πηγές, στη μεταφορά ρύπων από θαλάσσιες μάζες και στο εισερχόμενο φορτίο θρεπτικών από τα επιφανειακά ή υπόγεια ρεύματα. Λόγω των επεμβάσεων στο υδατικό ισοζύγιο, μπορεί να προκληθεί μείωση της κυκλοφορίας του θαλασσινού νερού μέσα στη λιμνοθάλασσα με επιπτώσεις στην ανανέωση του, στη σταθερότητα των φυσικοχημικών παραμέτρων, στις ανοδικές μεταναστεύσεις των ψαριών, στο φυσικό εμπλουτισμό της λιμνοθάλασσας καθώς και στην ικανότητα αυτοκαθαρισμού της (Perez-Ruzafa κ.α., 2011). Επιπλέον, οι λιμνοθάλασσες είναι ευαίσθητες και θα επηρεαστούν σημαντικά από την κλιματική αλλαγή. Η άνοδος της θερμοκρασίας όσο και η αυξημένη UV ακτινοβολία θα προκαλέσει σημαντικές επιπτώσεις στην τροφική αλυσίδα και στην κατανομή των ειδών. Για παράδειγμα η ενδεχόμενη εξαφάνιση του είδους Zostera marina από τη Μεσόγειο λόγω της κλιματικής αλλαγής θα επιφέρει δραματικές επιπτώσεις στη βιοποικιλότητα των λιμνοθαλασσών (De Wit, 2011). 16

42 ΕΙΣΑΓΩΓΗ Πίνακας 1.2. Ταξινόμηση των παράκτιων λιμνοθαλασσών σύμφωνα με το βαθμό απομόνωσης που προκαλεί η παρουσία φραγμού (Kjerfve, 1994, Duck & Silva, 2012). Table 1.2. Classification of coastal lagoons according to the degree of isolation provided by the barrier (Kjerfve, 1994, Duck & Silva, 2012). Βαθμός απομόνωσης που προκαλείται από την παρουσία φραγμού Κυρίαρχες υδρομορφολογικές συνθήκες Κυρίαρχα γεωμορφολογικά χαρακτηριστικά Απουσία φραγμού-παράκτιος κόλπος Chocked lagoons (εσωτερικές): στενές παλιρροιακές είσοδοι Restricted lagoons (περιορισμένες): μερικές παλιρροιακές είσοδοι Leaky lagoon (ανοιχτές): πολλές παλιρροιακές είσοδοι Μάκρο-παλιρροιακές συνθήκες Μικρο-παλιρροιακές συνθήκες-μικρή παλιρροιακή δράση μέσω των εισόδων Μέσο-παλιρροιακές συνθήκες-η δράση της παλίρροιας μέσω των εισόδων επικοινωνίας περιορίζεται από τη δράση του κυματισμού Μέσο-παλιρροιακές συνθήκες-η δράση της παλίρροιας είναι παρόμοια με του ωκεανού Υπεράκτιες κορυφογραμμές άμμου Χωρίς σύνδεση με τη θάλασσα. Διαχωρισμός με άλλο υδάτινο σώμα ή φαρδύ φράγμα χωρίς φυσική απορροή προς τη θάλασσα. Το υδάτινο σώμα βρίσκεται κυρίως εσωτερικά και περιβάλλεται από ξηρά ή/και το φαρδύ παράκτιο φράγμα. Δημιουργία δέλτα εντός των λιμνοθαλασσών Σχετικά λεπτό αλλά πλήρες φράγμα με τεχνητά ή πολύ στενά ανοίγματα προς τη θάλασσα. Κυριαρχούν τα αλίπεδα Φαρδιά φυσικά ανοίγματα προς τη θάλασσα. Τα φράγματα μοιάζουν με αμμώδεις γλώσσες ή είναι φυσικά διακοπτόμενα, ή υπάρχει ανεμπόδιστο άνοιγμα προς τη θάλασσα. Κυριαρχούν τα παλιρροιακά επίπεδα 17

43 ΕΙΣΑΓΩΓΗ 1.3. Υδρόβια μακρόφυτα των λιμνοθαλασσών Όλα τα φυτικά είδη που στην ανάπτυξή τους σημαντικό ρόλο παίζει το νερό ως υδάτινη μάζα, με εξαίρεση τους μικροσκοπικούς φυτικούς οργανισμούς, που έχουν προσαρμοστεί να ζουν αιωρούμενοι στο νερό και αποτελούν το φυτοπλαγκτόν, ονομάζονται υδρόβια φυτά (van den Berg κ.α., 1998). Ο όρος «υδρόβια μακρόφυτα» (aquatic macrophytes), που χρησιμοποιείται ευρέως, αναφέρεται σε μακροσκοπικές μορφές της υδρόβιας βλάστησης και περιλαμβάνει: μακροφύκη, λίγα είδη βρύων και πτέριδων προσαρμοσμένα στο υδάτινο περιβάλλον, όπως επίσης και τα αγγειόσπερμα (Wetzel, 1983). Υδρόβια μακρόφυτα συναντώνται σε αλμυρά θαλασσινά νερά, σε υφάλμυρα νερά, κυρίως σε δέλτα ποταμών, καθώς και σε μικρές ή μεγάλες υδατοσυλλογές γλυκών νερών. Τα υδρόβια φυτά παίζουν σημαντικό ρόλο, στα υδάτινα οικοσυστήματα γιατί αποτελούν τη βάση των τροφικών πλεγμάτων, συμβάλλουν στην οξυγόνωση των νερών και προσφέρουν καταφύγιο και χώρους αναπαραγωγής σε πολλούς ζωικούς οργανισμούς (van den Berg κ.α., 1998). Τα φυτά που απαντούν σε υφάλμυρα και αλμυρά νερά διακρίνονται σε δύο μεγάλες κατηγορίες, τα φύκη και τα αγγειόσπερμα (Van den Hoek, 1963, Krauze, 1997, Guiry & Guiry, 2013) α) Τα φύκη Τα φύκη ανάλογα με το μέγεθός τους διαχωρίζονται σε μικροφύκη και μακροφύκη. Μικροφύκη ή φυτοπλαγκτό: είναι μικροσκοπικά μονοκύτταρα φύκη που ζουν σε αιώρηση μέσα στο νερό και μεταφέρονται παθητικά από τα κύματα και τα ρεύματα. Ζουν στα ανώτερα επιφανειακά στρώματα, μέχρι εκεί που η ηλιακή ακτινοβολία είναι αρκετή για να μπορούν να φωτοσυνθέτουν (Chapman, 1950). Στα παράκτια νερά, μεγάλο μέρος του φυτοπλαγκτού, αποτελούν συνήθως τα διάτομα και τα δινοφύκη. Στις ανοιχτές θάλασσες και τους ωκεανούς, η πρωτογενής παραγωγή εξαρτάται σχεδόν αποκλειστικά από το φυτοπλαγκτό (van den Hoek κ.α., 1995). Μακροφύκη: είναι πολυκύτταρα φύκη, τα περισσότερα από τα οποία ζουν προσκολλημένα στον πυθμένα. Αν και δεν έχουν τη γνωστή δομή των χερσαίων 18

44 ΕΙΣΑΓΩΓΗ φυτών (ρίζες, φύλλα, κ.ά.), παρουσιάζουν μεγάλη ποικιλομορφία. Το μέγεθός τους ποικίλει και υπάρχουν είδη με μορφή μικροσκοπικών νηματίων και είδη που μπορεί να φθάνουν έως και δύο μέτρα σε μήκος. Σχηματίζουν χαρακτηριστικές φυτοκοινωνίες στον θαλάσσιο πυθμένα, όπως αυτές του φαιοφύκους Cystoseira, οι οποίες φιλοξενούν μεγάλο αριθμό οργανισμών (Giaccone & Bruni, ). i) Χλωροφύκη: Τα πράσινο χρώμα τους οφείλεται στις φωτοσυνθετικές χρωστικές: χλωροφύλλες α και b, β-καροτένιο και διάφορες ξανθοφύλλες. Το πιο γνωστό είδος είναι το γένος Ulva, που συχνά απαντά σε μεγάλες ποσότητες σε ρυπασμένους κόλπους γιατί είναι ανθεκτικό στη ρύπανση, λόγω της ικανότητάς του να απορροφά μεγάλες ποσότητες θρεπτικών αλάτων, αυξάνοντας υπερβολικά τη βιομάζα του (Sfriso, 2010). Μερικά είδη επικρατούν σε κόλπους, εκβολές, καθώς και σε απομονωμένες παλιρροιακές υδατοσυλλογές σε βραχώδεις ακτές (Castro & Huber, 1999). ii) Φαιοφύκη: Το χρώμα των φαιοφυκών ποικίλλει από ελαιοπράσινο μέχρι σκούρο καφέ και οφείλεται στην υπεροχή κίτρινων χρωστικών ιδιαίτερα της φυκοξανθίνης σε σχέση με την χλωροφύλλη. Τα φαιοφύκη είναι πολύ συχνά οι κυρίαρχοι πρωτογενείς παραγωγοί, σε εύκρατες και πολικές βραχώδεις ακτές (Huve, 1972). iii) Ροδοφύκη: Οι φωτοχρωστικές φυκοερυθρίνη και φυκοκυανίνη είναι υπεύθυνες για το κόκκινο χρώμα των ειδών της ομάδας αυτής, αλλά και για την ικανότητα τους να αναπτύσσονται σε μεγάλα βάθη ή σπήλαια. Αυτή η ομάδα είναι κυρίως θαλάσσια.. Ορισμένα παράγωγα τους (άγαρ, καραγενάνες) χρησιμοποιούνται στη βιομηχανία τροφίμων ως συντηρητικά, φαρμάκων και καλλυντικών, στη μικροβιολογία, ενώ κάποια είδη αποτελούν βασική τροφή κυρίως σε χώρες της Ανατολής (π.χ. το είδος Πορφύρα) (Steentoft κ.α., 1995). β) Αγγειόσπερμα ή φανερόγαμα Τα αγγειόσπερμα, σε αντίθεση με τα φύκη έχουν ρίζες, φύλλα, άνθη και καρπούς, όπως τα φυτά της ξηράς (Castro & Huber, 2005). Πολλά στοιχεία δείχνουν ότι τα υδρόβια αγγειόσπερμα κατάγονται από χερσαίες μορφές (Wetzel, 1983). Απόλυτη προσαρμογή και εξειδίκευση στο υδάτινο περιβάλλον επιτεύχθηκε μόνο σε λίγα αγγειόσπερμα (<1%) και πτεριδόφυτα. Μπορεί επομένως να θεωρηθεί ότι ο αριθμός των φυτικών ειδών στο υδάτινο περιβάλλον, είναι σχετικά χαμηλός, συγκρινόμενος με εκείνων των περισσοτέρων κοινωνιών της ξηράς. 19

45 ΕΙΣΑΓΩΓΗ Το σχήμα των φύλλων των αγγειοσπέρμων είναι χαρακτηριστικό και μοιάζει με μακριές κορδέλες. Τα περισσότερα είδη σχηματίζουν εκτεταμένα λιβάδια σε αμμώδη πυθμένα και αποτελούν τα "δάση των θαλασσών". Στη Μεσόγειο απαντούν 7 είδη θαλάσσιων αγγειοσπέρμων (Short κ.α., 2001), τα οποία είναι: Cymodocea nodosa, Halophila stipulacea, Posidonia oceanica, Ruppia cirrhosa, Ruppia maritima, Zostera marina, Zostera noltii. Η Cymodocea nodosa και η Posidonia oceanica είναι τα είδη τα οποία εμφανίζουν εκτεταμένα λιβάδια. Η Ποσειδωνία, (Posidonia oceanica) είναι ενδημικό είδος της Μεσογείου και τα εκτεταμένα λιβάδια της αποτελούν πολύ σημαντικό οικοσύστημα (Council Regulation 1967/2006/EU). Ο ρόλος των υδρόβιων μακροφύτων είναι να: Συμβάλλουν στην καθαρότητα του νερού εμπλουτίζοντάς το με το οξυγόνο το οποίο παράγουν κατά τη διάρκεια της φωτοσύνθεσης. Παρέχουν οργανική ύλη με την αποικοδόμηση των νεκρών τμημάτων τους εμπλουτίζοντας έτσι με θρεπτικά συστατικά το νερό. Σε περιπτώσεις ευτροφισμού παίζουν κύριο ρόλο στον βιογεωχημικό κύκλο του υδάτινου οικοσυστήματος. Η παρουσία μακροφύτων ελαττώνει την ενέργεια του κυματισμού και προκαλεί αλλαγές στις συνθήκες φωτισμού, ενώ σταθεροποιεί το ίζημα στον πυθμένα και προστατεύει τις ακτές από διάβρωση. Παρέχουν καταφύγιο και τροφή για τα ψάρια και τα ασπόνδυλα και καθορίζουν την πρωτογενή παραγωγή στις λίμνες, τα ποτάμια και τα παράκτια οικοσυστήματα. Αποτελούν χαρακτηριστικούς δείκτες της ποιοτικής κατάστασης των υδάτων και περιλαμβάνονται μεταξύ των 4 βιολογικών δεικτών οι οποίοι πρέπει να παρακολουθούνται για την αξιολόγηση των υδάτων με βάση την Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ Τα υδρόβια μακρόφυτα ως βιοδείκτες στην Οδηγία 2000/60/ΕΕ Τα υδρόβια μακρόφυτα αποτελούν κύριο χαρακτηριστικό των μεταβατικών υδάτων και αποτελούν βιολογικά ποιοτικά στοιχεία (BQE) για την εκτίμηση της οικολογικής κατάστασης σε όλες τις κατηγορίες επιφανειακών υδάτων (Οδηγία 20

46 ΕΙΣΑΓΩΓΗ Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ, Πίνακας ΙΙ-Παράρτημα I). Μεγάλος αριθμός μακροφυτικών ειδών σε μια περιοχή αποτελεί ένδειξη απουσίας ρύπανσης. Αντίθετα, μικρός αριθμός ειδών μακροφύτων και ταυτόχρονα μεγάλη ποσότητα βιομάζας ενός ή λίγων ειδών (κυρίως χλωροφυκών, ή ορισμένων φαιοφυκών), αποτελεί ένδειξη παρουσίας ρύπανσης (Sfriso κ.α., 2009, Orfanidis κ.α., 2011). Τα μακρόφυτα, ως δομικά στοιχεία των υδάτινων οικοσυστημάτων, σχηματίζουν υψηλής παραγωγικότητας εκτεταμένους λειμώνες που παρουσιάζουν δυναμικές μεταβολές στην κλίμακα του χώρου και του χρόνου (Calado & Duarte, 2000, Agostini κ.α., 2003). Είναι ευαίσθητα σε ανθρωπογενείς επιδράσεις και χάρη στην συνεχή παρουσία τους στην υδάτινη στήλη, αντιδρούν άμεσα σε αλλαγές του αβιοτικού και βιοτικού περιβάλλοντος (Elliott & Quintino, 2007; Pérez-Ruzafa κ.α., 2007a,b). Τα μακρόφυτα είναι κατά κύριο λόγο σταθερά είδη, τα οποία δεν μπορούν να διαφύγουν, όταν βρίσκονται αντιμέτωπα με ταχείες μεταβολές του περιβάλλοντος. Τα πολυετή είδη μπορούν να ενσωματώσουν τις περιβαλλοντικές μεταβολές για περισσότερο από ένα χρόνια και να δώσουν πληροφορίες σχετικά με την επίδραση συσσωρευμένων περιβαλλοντικών διαταραχών. Οι φυτοκοινωνίες έχουν επίσης μια σειρά από χαρακτηριστικά που μπορούν εύκολα να μετρηθούν και να υπολογιστούν. Επίσης, πολλές φυτοκοινωνίες όπως και μεμονωμένα είδη, έχουν αποδειχθεί ότι είναι ευαίσθητα σε ανθρωπογενείς διαταραχές, όπως η καθίζηση-ιζηματοποίηση (Mahaney κ.α., 2004), ο εμπλουτισμός με θρεπτικά υλικά (Moore, 2004), και οι υδρολογικές τροποποιήσεις (Squires & van der Valk, 1992). Ανθρωπογενείς πιέσεις στα υδάτινα οικοσυστήματα, όπως αυξημένες συγκεντρώσεις θρεπτικών αλάτων αζώτου και φωσφόρου, έχουν ως αποτέλεσμα την αντικατάσταση των ευαίσθητων υδρόβιων αγγειοσπέρμων, από ανθεκτικότερα ευκαιριακά μακρόφυτα όπως διάφορα είδη χλωροφυκών και φαιοφυκών (Orfanidis κ.α., 2001, De Casabianca κ.α., 2002, Berglund κ.α., 2003, Sfriso κ.α., 2003). Τα χαρακτηριστικά αυτά, καθιστούν τα μακρόφυτα ως χρήσιμα εργαλεία για την παρακολούθηση της οικολογικής ποιότητας υδάτινων οικοσυστημάτων. Μάλιστα η χρήση τους για το σκοπό αυτό, είναι ευρέως αποδεκτή και χρησιμοποιούνται σε πολλές χώρες για την μελέτη της οικολογικής κατάστασης των υδάτων (Ευρωπαϊκό κοινοβούλιο 2000, Orfanidis κ.α., 2001, Krause-Jensen κ.α., 2005, Ballesteros κ.α., 2007, Pinedo κ.α., 2007, Sfriso, 2007). 21

47 ΕΙΣΑΓΩΓΗ Τα σημαντικότερα taxa που συναντώνται στις ελληνικές λιμνοθάλασσες ανήκουν στα γένη Ruppia sp., Zostera sp., Cymodocea sp., Chara sp., Ulva sp., Cladophora sp., Chaetomorpha sp. και Gracilaria sp. (Christia κ.α., 2011) Σκοπός της παρούσας διδακτορικής διατριβής Σκοπός της παρούσας διδακτορικής διατριβής είναι η αξιολόγηση της οικολογικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας με τη χρήση υδρόβιων μακροφύτων ως βιολογικών δεικτών. Συνολικά, για την εκπόνηση της ερευνητικής εργασίας επιλέχθηκαν έξι κύριες λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Τρεις αφορούν τις μεγαλύτερες λιμνοθάλασσες του Αμβρακικού κόλπου, τη Ροδιά, την Τσουκαλιό και τη Λογαρού, από το σύμπλεγμα των λιμνοθαλασσών του Μεσολογγίου, επιλέχθηκε η Δυτική Κλείσοβα, ενώ επιπρόσθετα μελετήθηκαν η λιμνοθάλασσα του Αράξου και η λιμνοθάλασσα του Καϊάφα. Η επιλογή των περιοχών μελέτης, βασίστηκε αφενός μεν στη μεγάλη οικολογική τους αξία και αφετέρου στο ιδιαίτερο επιστημονικό ενδιαφέρον το οποίο παρουσιάζουν. Όλες οι περιοχές μελέτης προστατεύονται από διεθνείς συμβάσεις (Ραμσάρ, Βαρκελώνης) και από κοινοτικές Οδηγίες (79/409/ΕΟΚ, 92/43/ΕΟΚ) και περιλαμβάνονται στο Ευρωπαϊκό Δίκτυο Προστατευόμενων περιοχών «ΦΥΣΗ 2000». Οι κύριοι στόχοι της διδακτορικής διατριβής είναι: α) η τυπολογική διάκριση των λιμνοθαλασσών με βάση τα υδρογεωμορφολογικά και αβιοτικά χαρακτηριστικά, β) η παρακολούθηση των εποχικών μεταβολών των αβιοτικών και βιοτικών παραμέτρων στους διαφορετικούς τύπους λιμνοθαλασσών, γ) η ανάλυση της δομής των συναθροίσεων των υδρόβιων μακροφύτων, που απαντούν στις υπό μελέτη λιμνοθάλασσες, δ) η διερεύνηση των σχέσεων των αβιοτικών παραμέτρων και της κατανομής της υδρόβιας βλάστησης στη διάρκεια των βλαστητικών περιόδων (άνοιξη 2005-φθινόπωρο 2007), ε) η αξιολόγηση της οικολογικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών με τη χρήση τροφικών και βιολογικών δεικτών που έχουν προταθεί από την επιστημονική κοινότητα. Το σύνολο των αποτελεσμάτων της παρούσας διδακτορικής διατριβής, εκτιμάται ότι θα συμβάλλει σημαντικά σε μια ολοκληρωμένη προσέγγιση της αξιολόγησης της οικολογικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών στην Ελλάδα. Επίσης, η σύγκριση των 22

48 ΕΙΣΑΓΩΓΗ λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας με αυτές της Μεσογείου μπορεί να δώσει αξιόλογες πληροφορίες για τη λειτουργία των συγκεκριμένων οικοσυστημάτων, αλλά και των διαχρονικών μεταβολών της ποικιλότητας και της τροφικής τους κατάστασης ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ Agostini, S., Pergent, G., Marchand, B., Growth and primary production of Cymodocea nodosa in a coastal lagoon. Aquat. Bot., 76: Ardizzone, G.D., Cataudella, S., Rossi, R., Management of coastal lagoon fisheries and aquaculture in Italy. FAO Fish Tech Pap 293, 103 pp. Aubry, A., Elliott, M., The use of environmental integrative indicators to assess seabed disturbance in estuaries and coasts: application to the Humber Estuary, UK. Mar. Poll. Bull., 53: Ballesteros, E., Torras, X., Pinedo, S., Garcia, M., Mangialajo, L., de Torres, M., A new methodology based on littoral community cartography dominated by macroalgae for the implementation of the European Water Framework Directive. Mar. Poll. Bull., 55: Barale, V., Folving, S., Remote sensing of coastal interactions in the Mediterranean region. Ocean Coast. Manag., 30: Barnes, R.S.K Coastal Lagoons. Cambridge University Press. Cambridge, UK. 106pp. Barnes, R. S. K., European estuaries and lagoons: a personal overview of problems and possibilities for conservation and management. Aquatic Conserv: Mar. Freshw. Ecosyst., 1: Basset, A., Sabetta, L., Fonnesu, A., Mouillot, D., Do Chi, T., Viaroli, P., Giordani, G., Reizopoulou, S., Abbiati, M., Carrada. G.C., Typology in the Mediterranean transitional waters: new challenges and perspectives. Aquatic. Conserv.: Mar. Freshw. Ecosys., 16: Berglund,J., Mattila, J., Ronnberg, O., Heikkila, J., Bonsdorff, E., Seasonal and interannual variation in occurrence and biomass of rooted macrophytes and drift algae in shallow bays. Estuar. Coast. Shelf Sci., 56:

49 ΕΙΣΑΓΩΓΗ Bird, E.C.F., Chapter 2. Physical setting and geomorphology of coastal lagoons. Pages 9-40 in B. Kjerfve, editor. Coastal lagoon processes. Elsevier, Amsterdam, The Netherlands. Castro, P. Huber, M.E., Marine Biology. McGraw Hill Higher Education, New York. 452pp. Chapman, V.J., Seaweeds and their Uses. London: Methuen & Co. Ltd. ISBN Christia, C., Tziortzis, I., Fyttis, G., Kashta, L., Papastergiadou, E., A survey of benthic aquatic flora in the coastal lagoons of Greece and Cyprus. Bot. Mar., 54: Christia, C., Giordani, G., Papastergiadou, E., Viaroli, P., Does water quality change in different lagoon types? Study cases from coastal lagoons of Western Greece. In: Proceeding of VI EUROLAG & VII LAGUNET Conference: Coastal lagoon domain and properties: from fundamental research to policy implementation. Lecce, Italy. Danielidis, D., A systematic and ecological study of diatoms in the lagoons of Messolonghi, Aitoliko and Kleisova (Greece). Dissertation Thesis, 287p. University of Athens (in Greek). De Casabianca, M.L., Barthelemy, N., Serrano, O., Sfriso, A., Growth rate of Ulva rigida in different Mediterranean eutrophicated sites. Bioresour. Technol., 82(1): De Wit, R., Biodiversity of coastal lagoon ecosystems and their vulnerability to global change. Ecosys.Biodiver., Oscar Grillo (eds). 464pp. Dimitriou E., Rogdakis I., Some fisheries aspects of the traditional aquaculture exploitation, in the lagoon of Messolonghi-Etoliko (W. Greece) and development a rational management. 18th Session of FIPAC/FAO. Duck, R.W., da Silva, J.F., Coastal lagoons and their evolution: A hydromorphological perspective. Estuar. Coast. Shelf Sci., 110: Elliott, M., Quintino, V., The estuarine quality paradox, environmental homeostasis and the difficulty of detecting anthropogenic stress in naturally stressed areas. Mar. Poll. Bull. 54 (6): European Parliament., Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the council of 23th October 2000 establishing a framework for Community action in the field of water policy. Calado, G., Duarte, P., Modelling growth of Ruppia cirrhosa. Aquat. Bot., 68:

50 ΕΙΣΑΓΩΓΗ Canu, D.M., Solidoro, C., Umgiesser, G., Cucco, A., Ferrarin, C., Assessing confinement in coastal lagoons. Mar. Poll. Bull., 64: Géhu, J.-M., European dune and shoreline vegetation.nature and Environment Series 32. Council of Europe, Strasbourg. Giaccone, G., Bruni, A., Le Cistoseire e la vegetazione sommersa del Mediterraneo. Atti dell Instituto Veneto de Scienze, 81: Guelorget, O., Perthuisot, J.-P Paralic ecosystems. Biological organization and functioning. Vie et Milieu, 42: Guelorget, O., Frisoni, G.F., Perthuisot, J.P., Zonation biologique des milieux lagunaires: definition d une echelle de confinement dans le domaine paralique méditerranéen. J. Recher.Oceanograph., 8(1): Guelorget, O., Perthuisot, P., Le domaine paralique. Expressions geologiques, biologiques et economiques du confinement. Travaux du Laboratoire de Geologie de l Ecole Normale Superiere, Paris, 16: 136. Guiry, M.D., Guiry, G.M., AlgaeBase. World-wide electronic publication, National University of Ireland, Galway. Hayden, B.P., Dolan, R., Barrier islands, lagoons and marshes. J. Sediment.Petrol., 49: Hedgepeth, J. L Brackish waters, estuaries, and lagoons. In: O. Kinne, Ed. Marine Ecology. Vol. 5: Ocean Management, Part 2: Ecosystems and Organic Resources. John Wiley & Sons, New York, NY, USA. p Huvé, E., Apercu sur la distribution en mer Egeé de quelques espéces du genre Cystoseira (Phaéophycées, Fucales). Soc. Phycol. France, 17: Kapetsky, J.M., Coastal lagoon fisheries around the world: some perspectives on fishery yields, and other comparative fishery characteristics. In: Kapetsky, J.M and Lasserre G. (eds), Management of coastal lagoon fisheries, A management des peches dans les lagunes cotieres, pp Stud. Rev. GFCM/Etud. Rev CGPM (61). Kjerfve, B., Coastal Lagoon Processes, Elsevier Science Publishers, Amsterdam, xx p. Kotsonias, G., The Messolonghi-Etolico lagoon of Greece. Socio-Economic and ecological interactions of cooperative and independent fishermen. Studies and Reviews, General Fisheries Council for the Mediterranean, 61(2):

51 ΕΙΣΑΓΩΓΗ Krause-Jensen, D., Greve, T.M., Nielsen, K., Eelgrass as a Bioindicator under the European Water Framework Directive, Wat. Resour. Manag., 19: Littler, M.M., Littler, D.S., The evolution of thallus form and survival strategies in benthic marine macroalgae: field and laboratory tests of a functional form model. Amer. Nat., 116: Lotze, H. K., Lenihan, H.S., Bourque, B.J., Bradbury, R.H., Cooke, R.G., Kay, M.C., Kidwell, S.M., Kirby, M.X., Peterson, C.H., Jackson J.B.C., Depletion, degradation and recovery potential of estuaries and coastal seas. Science, 312: Mahaney, W. M., Wardrop, D. H., Brooks, R. P., Impacts of sedimentation and nitrogen enrichment on wetland plant community development. Plant Ecol., 175: McComb, A.J., Eutrophic shallow estuaries and lagoons. CRC Press, Boca Raton, 240pp. McLusky, D.S., Elliott, M., The estuarine ecosystem: Ecology, threats and management. New York: Oxford University Press Mee, L.D., Coastal lagoons. In: Chemical Oceanography. Vol. 7, In: J.P. Riley and R. Chester (eds), Academic Press, London, pp Moore, K. A., Influence of seagrasses on water quality in shallow regions of the lower Chesapeake Bay. J.Coast. Res., 45: Murphy, R.C., Kremer, J.N., Bivalve contribution to benthic metabolism in a California lagoon. Estuaries, 8: Nicolaidou, A., Reizopoulou, S., Koutsoubas, D., Orfanidis, S., Kevrekidis, T., Biological components of Greek lagoonal ecosystems: an overview. Med. Mar. Sci., 6: Nixon, S. W., 1995 Coastal marine eutrophication: a definition, social causes, and future concerns. Ophelia, 41: Nowicki, B., Nixon, S., Benthic nutrient remineralization in a coatal lagoon ecosystem. Estuaries, 8: Odum, E. P., Basic Ecology, Saunders College Publ. Philadelphia. Orfanidis, S., Panayotidis, P., Stamatis, N., Ecological evaluation of transitional and coastal waters: A marine benthic macrophytes-based model. Med. Mar. Sci., 2(2): Orfanidis, S., Panayotidis, P., Stamatis, N., An insight to the ecological evaluation index (EEI). Ecol. Indic., 3:

52 ΕΙΣΑΓΩΓΗ Orfanidis, S., Panayotidis, P., Ugland, K., Ecological Evaluation Index continuous formula (EEI-c) application: a step for- ward for functional groups, the formula and reference condition values. Med. Mar. Sci., 12(1): Pavoni, B., Sfriso, A., Donazzolo, R., Orio, A.A., Influence of waste waters from the city of Venice and the hinterland on the eutrophication of the lagoon. Sci. Total Environ., 96: Pearce, F., Crivelli, A.J., Characteristics of Mediterranean Wetlands. MedWet/Tour du Valat Publications, France. 90 pp. Pérez-Ruzafa, A., Marcos, C., Colonization rates and dispersal as essential parameters in the confinement theory to explain the structure and horizontal zonation of lagoon benthic assemblages. Rapp. Comm. Int.Mer. Médit., 33:100. Pérez-Ruzafa, A., Marcos, C., Pérez-Ruzafa, I.M., Barcala, E., Hegazi, M.I., Quispe, J., 2007a. Detecting changes resulting from human pressure in a naturally quickchanging and heterogeneous environment: spatial and temporal scales of variability in coastal lagoons. Estuar. Coast. Shelf Sci., 75 (1/2): Pérez-Ruzafa, A., Mompeán, M.C., Marcos, C., 2007b. Hydrographic, geomorphologic and fish assemblage relationships in coastal lagoons. Hydrobiologia, 577: Pérez-Ruzafa A, Hegazi MI, Pérez-Ruzafa IM, Marcos C, Differences in spatial and seasonal patterns of macrophyte assemblages between a coastal lagoon and the open sea. Mar. Environ. Res., 65: Perez-Ruzafa, A., Marcos, C., Perez-Ruzafa, I.M., Mediterranean coastal lagoons in an ecosystem and aquatic resources management context. Phys. Chem. Earth, 36 (5/6): Pérez-Ruzafa, A., Marcos, C., Pérez-Ruzafa I.M., Pérez-Marcos, M., Are coastal lagoons physically or biologically controlled ecosystems? Revisiting r vs. K strategies in coastal lagoons and estuaries. Estuar. Coast. Shelf Sci., 132: Pethick, J., An introduction to coastal geomorphology. London: Edward Arnold. 260pp. Phleger, F.B.,1969. Some general features of coastal lagoons. In Coastal Lagoons, a Symposium. Memoirs of the International Symposium on Coastal Lagoons (Origin, Dynamics and Productivity), UNAM-UNESCO, Mexico, D.F., 28 30November (Eds A. Ayala-Castañeras and F.B. Phleger.) pp (Ciudad Universitaria: México). 27

53 ΕΙΣΑΓΩΓΗ Pinedo, S., García, M., Satta, M.P., De Torres, M., Ballesteros, E., Rocky-shore communities as indicators of water quality: a case study in the Northwestern Mediterranean. Mar. Poll. Bull., 55 (1/6): Sfriso, A., Pavoni, B., Marcomini, A., Orio, A. A., Macroalgae, nutrient cycles, and pollutants in the Lagoon of Venice. Estuar. Coast., 15(4): Sfriso, A., Facca, C., Ghetti, P.F., Temporal and spatial changes of macroalgae and phytoplankton in a Mediterranean coastal area: the Venice lagoon as a case study. Mar. Environ. Res., 56: Sfriso, A., Facca, C., Ghetti, P. F., Rapid Quality Index (R-MaQI), based mainly on macrophyte associations, to assess the ecological status of Mediterranean transitional environments. Chem. Ecol., 23(6): Sfriso, A., Facca, C., Ghetti, P.F., Validation of the Macrophyte Quality Index (MaQI) set up to assess the ecological status of Italian marine transitional environments. Hydrobiologia, 617: Short, F.T., Coles, R., Pergent-Maartini, C., Global seagrass distribution. In: Seagrass Method Books, Short, F.T. & Coles eds, Elsevier publications Squires, L., Van der Valk, A. G., Water-depth tolerances of the dominant emergent macrophytes of the Delta Marsh, Manitoba. Can. J. Bot., 70: Steentoft, M., Irvine, L.M., Farnham, W.F., Two terete species of Gracilaria and Gracilariopsis (Gracilariales, Rhodophyta) in Britain. Phycol., 34: Stewart, I.S., Morhange, C., Coastal geomorphology and sea-level change. In J.C. Woodward (Eds.). The physical geography of the Mediterranean. Oxford: Oxford University Press. pp Tagliapietra, D., Sigovini, M.,Volpi Ghirardini, A., A review of terms and definitions to categorize estuaries, lagoons and associated environments. Mar. Freshw. Res., 60: UNESCO, Coastal lagoon survey. Technical papers in marine science. Paris. 280pp. van den Berg, M.S., Coops, H., Meijer,M.-L., Scheffer, M., Simons, J., Clear water associated with dense Chara vegetation in the shallow and turbid lake Veluwemeer, The Netherlands. In: Jeppesen, E., Søndergaard, M., Christoffersen, K. (Eds.), The Structuring Role of Submerged Macrophytes in Lakes. Springer, New York, pp van den Hoek, C Revision of the European species of Cladophora. - E.J. Brill, Leiden. 28

54 ΕΙΣΑΓΩΓΗ van den Hoek, C., Mann, D.G., Jahns, H.M., Algae: an introduction to phycology. Cambridge University Press. 623 pp. Wetzel, R.G., Limnology: second edition. Michigan State University. Ανώνυμος, Μελέτη οργάνωσης και λειτουργίας αλιευτικής εκμετάλλευσης λιμνοθαλασσών. ΙΧΘΥΚΑ Α.Ε., Υπουργείο Αγροτικής Ανάπτυξης & Τροφίμων. Τελική έκθεση έργου. Ζαλίδης, Χ.Γ., Μαντζαβέλας, Α.Λ., Απογραφή των ελληνικών υγροτόπων ως φυσικών πόρων (πρώτη προσέγγιση). Ελληνικό Κέντρο Βιοτόπων-Υγροτόπων (ΕΚΒΥ). 587 σελ. Κοντόπουλος, Ν., Σημειώσεις Ιζηματολογίας. Πανεπιστήμιο Πατρών. Πάτρα, 260 σελ. Κουσουρής, Θ., Το νερό στη φύση, στην ανάπτυξη, στην προστασία του περιβάλλοντος. Μονογραφία Θαλάσσιων Επιστημών, Νο 1, Εκδοση ΕΚΘΕ, 188 σελ. Ντάφης, Σ., Παπαστεργιάδου, Ε., Λαζαρίδου, Ε., Τεχνικός οδηγός αναγνώρισης, περιγραφής και χαρτογράφησης τύπων οικοτόπων της Ελλάδας. Ελληνικό Κέντρο Βιοτόπων-Υγροτόπων (ΕΚΒΥ). 180 σελ. +90 σελ. Παράρτημα. Ψιλοβίκος, Α., Χαχαμίδου, Ε., Συμβολή στην έρευνα των Ολoκαινικών Ελληνικών Δέλτα. Θεσσαλονίκη, 462 σελ. 29

55 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ ΚΕΦΑΛΑΙΟ 2-ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ 2.1. ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ Οι περιοχές μελέτης, αφορούν έξι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Κατά τη διάρκεια της παρακολούθησης, διερευνήθηκαν οι τρεις μεγαλύτερες λιμνοθάλασσες του Αμβρακικού κόλπου: Ροδιά, Τσουκαλιό και Λογαρού, η λιμνοθάλασσα της Δυτικής Κλείσοβας που ανήκει στο σύμπλεγμα των λιμνοθαλασσών Μεσολογγίου- Αιτωλικού καθώς και οι λιμνοθάλασσες του Άραξου ή Πάπα στη βορειοδυτική Πελοπόννησο και η λιμνοθάλασσα του Καϊάφα στη νοτιοδυτική ακτή της Πελοποννήσου (Εικόνα 2.1). Οι ερευνητικές εργασίες που έχουν πραγματοποιηθεί μέχρι σήμερα στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας, αφορούν κυρίως στην παρακολούθηση των γεωμορφολογικών τους χαρακτηριστικών (Papatheodorou κ.α., 2002; Kapsimalis κ.α., 2005; Karageorgis, 2007) και των μεταβολών στις φυσικοχημικές παραμέτρους (Kormas κ.α., 2001; Sylaios & Theocharis, 2002; Avramidis κ.α., 2010; Alexakis, 2011). Η παρακολούθηση των βιοτικών παραμέτρων, επικεντρώνεται στα βενθικά μακροασπόνδυλα, στο ζωοπλαγκτόν και τα ψάρια (Nicolaidou κ.α., 2005; Reizopoulou & Nicolaidou, 2007; Simboura & Zenetos, 2002; Katselis κ.α., 2003), ενώ αναφορές για τα υδρόβια μακρόφυτα υπάρχουν μόνο από τις λιμνοθάλασσες της Ανατολικής Μακεδονίας και της Θράκης (Orfanidis κ.α., 2001, 2005, Malea κ.α., 2003, 2004) και επικεντρώνονται κυρίως στα μακροφύκη. Στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας, η παρακολούθηση των υδρόβιων μακροφύτων και των περιβαλλοντικών παραμέτρων, ξεκίνησε από την ερευνητική ομάδα του Εργαστηρίου της Οικολογίας Φυτών του Τμήματος Βιολογίας του Πανεπιστημίου Πατρών το 2003 και συνεχίζεται έως σήμερα (Christia & Papastergiadou, 2007; Christia κ.α., 2011, Christia κ.α., 2013). 30

56 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ Εικόνα 2.1. Δορυφορική εικόνα της Ελλάδας όπου απεικονίζονται οι θέσεις των υπο διερεύνηση λιμνοθαλασσών (Πηγή: Google Earth). Figure 2.1. Satellite image of Greece with the location of the selected coastal lagoons. (Source: Google Earth) Αμβρακικός Κόλπος Ο Αμβρακικός κόλπος βρίσκεται μεταξύ των παραλλήλων 38º 59 και 39º 11 βόρειο γεωγραφικό πλάτος και των μεσημβρινών 20º 44 και 21º 07 ανατολικό γεωγραφικό μήκος. Είναι ο μεγαλύτερος προς βορρά κόλπος της Δυτικής Ελλάδας, με έκταση 405km 2 και μήκος ακτογραμμής 256Km. Ο Αμβρακικός κόλπος, μπορεί να χαρακτηριστεί ως μια σχεδόν κλειστή «εσωτερική θάλασσα», με μέσο βάθος 26m και μέγιστο βάθος 65m (ανατολικό τμήμα) που εισχωρεί βαθιά στη δυτική 31

57 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ ακτογραμμή της Ελλάδας, αλλά διατηρεί την επικοινωνία του με το Ιόνιο πέλαγος, μέσα από ένα πολύ στενό δίαυλο πλάτους 600m περίπου, μήκους 5Km και βάθους που κυμαίνεται από 5 έως 15m. Το βόρειο τμήμα του κόλπου είναι ρηχό και αποτελείται από ένα σχετικά ευρύ υποθαλάσσιο δέλτα/προδέλτα, πλάτους από 1 έως 3Km, το οποίο δημιουργήθηκε από τις αποθέσεις ιζημάτων αρχικά του ποταμού Άραχθου και μεταγενέστερα του ποταμού Λούρου (Poulos κ.α., 1995, Anastasakis κ.α., 2007). Οι εποχικές διακυμάνσεις της θερμοκρασίας (Τ C) και της αλατότητας (S ) στον Αμβρακικό κόλπο, συγκρινόμενες με αυτές του Ιονίου, διαφέρουν μεταξύ τους ως προς την εξάτμιση και τις εισροές γλυκών υδάτων. Ο κόλπος παρουσιάζει τα χαρακτηριστικά μιας λεκάνης διάλυσης (dilution basin) όπου η αλατότητα του κόλπου είναι μικρότερη από την αλατότητα του Ιουνίου καθ όλη τη διάρκεια του έτους, ειδικά κατά τα τέλη του φθινοπώρου και τις αρχές του καλοκαιριού. Το εύρος της παλίρροιας στον κόλπο είναι μικρό (<20cm), ενώ η κίνηση των επιφανειακών υδάτων είναι ασθενής και παρουσιάζει τη φορά των δεικτών του ρολογιού. Το ανώτερο επιφανειακό στρώμα του κόλπου οξυγονώνεται καλά (DO>7mg/l) σε αντίθεση με τα κατώτερα όπου η συγκέντρωση του διαλυμένου οξυγόνου μπορεί να είναι μικρότερη και από 1mg/l. Επιπλέον σε βάθη μεγαλύτερα από 40m, το διαλυμένο οξυγόνο είναι κοντά στο μηδέν, υποδεικνύοντας έτσι τη δημιουργία δυσοξικών συνθηκών (Poulos κ.α., 2008). Ο υγρότοπος του Αμβρακικού, διακρίνεται για την ιδιαίτερη οικολογική του αξία μιας και εμπερικλείει τα δέλτα των ποταμών Λούρου και Άραχθου, καθώς και ένα πολυμορφικό σύμπλεγμα μικρότερων ή μεγαλύτερων λιμνοθαλασσών κυρίως στο βόρειο τμήμα του. Οι κυριότερες λιμνοθάλασσες είναι το σύμπλεγμα «Ροδιά, Τσουκαλιό, Αυλερή» δυτικά του λόφου της Σαλαώρας και η λιμνοθάλασσα Λογαρού ανατολικά του ίδιου λόφου (Εικόνα 2.2). Η δημιουργία τους οφείλεται στη δράση των δύο κύριων ποταμών, του Λούρου και του Άραχθου. Ο ποταμός Άραχθος είναι ένας από τους μεγαλύτερους ποταμούς της Μεσογείου, με την υψηλότερη παραγωγή ιζημάτων (3890tnKm -2, Poulos & Collins, 2002), ενώ η μεταφορά διαλυμένων σωματιδίων από τον ποταμό Λούρο είναι μικρότερη (<0,5x10 6 m 3 a -1, Poulos & Chronis, 1997). Τα φερτά τους υλικά, σχηματίζουν τα δύο δέλτα, που δευτερογενώς μεταφέρονται με τη βοήθεια των κυμάτων και σχηματίζουν επιμήκεις χαμηλές 32

58 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ λουρίδες (λουρονησίδες), χωρίζοντας έτσι τη λιμνοθάλασσα από τον υπόλοιπο κόλπο (Marinos κ.α., 1984, Karageorgis, 2007). Η περιοχή του Αμβρακικού κόλπου προστατεύεται από τη Σύμβαση Ραμσάρ και τη συνθήκη της Βαρκελώνης, όσο και από τις κοινοτικές Οδηγίες 79/409/ΕΟΚ και 92/43/ΕΟΚ. Περιλαμβάνεται στις προτεινόμενες περιοχές στο Ευρωπαϊκό Δίκτυο Προστατευόμενων περιοχών «ΦΥΣΗ 2000» με κωδικό GR και είναι Ζώνη Ειδικής Προστασίας SPA (Special Protection Area). Με την ΚΥΑ /996, ΦΕΚ 364/β/28/3/03 συγκροτήθηκε ο Φορέας Διαχείρισης της περιοχής και με την Κ.Υ.Α (ΦΕΚ Δ' 123/ ) ιδρύθηκε το Εθνικό Πάρκο Υγροτόπων Αμβρακικού. Λόγω της θέσης της, η περιοχή δέχεται την επίδραση των ανθρωπογενών παρεμβάσεων αφού συγκεντρώνει το σύνολο σχεδόν της μεταποιητικής δραστηριότητας των νομών Άρτας και Πρέβεζας, με εργοστάσια κονσερβοποιίας/χυμοποίησης/αλλαντοποιίας, ελαιοτριβεία, τυροκομεία και σφαγεία. Επιπλέον, στην περιοχή υπάρχουν διάσπαρτες μικρές αγελαδοτροφικές μονάδες, των οποίων η λειτουργία δεν δημιουργεί ιδιαίτερα προβλήματα ρύπανσης των υδάτων. Επιπλέον, οι εισροές αγροχημικών, λόγω της ύπαρξης δυναμικών καλλιεργειών όπως, κηπευτικά, εσπεριδοειδή, βαμβάκι, ελιές, μηδική κ.α. είναι αυξημένες. Ακριβείς μελέτες και μετρήσεις των ποσοτήτων των λιπασμάτων που χρησιμοποιούνται στην περιοχή μελέτης δεν υπάρχουν και είναι δύσκολο να γίνουν, διότι οι πηγές προμήθειας και χρήσης τους είναι πολυεστιακές (Φορέας Διαχείρισης Υγροτόπων Αμβρακικού) Οι λιμνοθάλασσες του Αμβρακικού Η δημιουργία των λιμνοθαλασσών της Ροδιάς και της Τσουκαλιό (Εικόνα 2.2) ξεκινάει πριν από 2500 χρόνια όταν ο ποταμός Άραχθος ή ένας κλάδος του, χύνονταν δυτικά της Σαλαώρας. Η εκτροπή του Άραχθου προς τα νότια ή νοτιοανατολικά στέρησε την περιοχή από τα φερτά υλικά, για το λόγο αυτό, οι λουρονησίδες άρχισαν να παρουσιάζουν διαβρωτικά φαινόμενα και να υποχωρούν σε ορισμένα ασθενή σημεία. Αυτό είχε σαν αποτέλεσμα να αυξηθεί το βάθος των δύο λιμνοθαλασσών. (Ε.Κ.Θ.Ε., 1989). 33

59 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ Η λιμνοθάλασσα Λογαρού (Εικόνα 2.2) που το μεγαλύτερο μέρος της καταλαμβάνεται από διαδοχικούς δελταϊκούς σχηματισμούς, άρχισε να σχηματίζεται επίσης πριν από 2500 χρόνια. Η δράση αυτών των σχηματισμών καθώς και οι επικρατούντες νότιο-νοτιοδυτικοί άνεμοι είχαν σαν αποτέλεσμα τη δημιουργία της (Ε.Κ.Θ.Ε., 1989). Η λιμνοθάλασσα της Ροδιάς έχει έκταση 26Km 2, η Τσουκαλιό 29Km 2 και η Λογαρού 49Km 2. Η Ροδιά επικοινωνεί με την λιμνοθάλασσα Τσουκαλιό μέσω ενός μικρού περάσματος πλάτους 10m (Kormas κ.α., 2001). Η λιμνοθάλασσα Τσουκαλιό και η Λογαρού χωρίζονται από το Αμβρακικό κόλπο από ένα στενό σύνορο με ανοίγματα, το οποίο επιτρέπει την ανταλλαγή νερού με τη θάλασσα. Αποστραγγιστικά κανάλια συγκεντρώνουν το νερό από τις παρακείμενες αγροτικές εκτάσεις που περιβάλλουν τη Λογαρού και το διοχετεύουν στον Αμβρακικό (Kormas κ.α., 2001). Οι λιμνοθάλασσες χαρακτηρίζονται ως αβαθείς, με μικρό εύρος παλίρροιας και υπόστρωμα ιλυώδες (Πίνακας ΙΙΙ-Παράρτημα I), ενώ ανάλογα με το εύρος των τιμών της αλατότητας χαρακτηρίζονται από μέσο - ύαλες (Ροδιά) έως πολύ - ύαλες (Τσουκαλιό και Λογαρού) (Kormas κ.α., 2001). Εικόνα 2.2. Δορυφορική εικόνα των λιμνοθαλασσών Ροδιά, Τσουκαλιό και Λογαρού του συμπλέγματος των λιμνοθαλασσών του Αμβρακικού κόλπου. (Πηγή: Google Earth). Figure 2.2. Satellite image of Rodia, Tsoukalio and Logarou lagoons of the Amvrakikos Gulf lagoonal complex. (Source: Google Earth). 34

60 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ Κλιματικά Στοιχεία Στην περιοχή του Αμβρακικού κόλπου παρατηρείται μέση έως υψηλή σχετική υγρασία ακόμη και κατά τη διάρκεια του καλοκαιριού, ενώ το υψηλότερο ποσοστό βροχοπτώσεων καταγράφεται τους μήνες από Οκτώβριο έως Μάρτιο, σύμφωνα με τα στοιχεία της Ε.Μ.Υ. Η ευρύτερη περιοχή μελέτης του Αμβρακικού κόλπου, χαρακτηρίζεται από σημαντικό ύψος κατακρημνισμάτων. Κατά τη διάρκεια των ετών παρακολούθησης, το υψηλότερο μέσο ύψος βροχόπτωσης για την Άρτα καταγράφηκε τον Νοέμβριο του 2005 (210mm), ενώ για το Άκτιο, τον Σεπτέμβριο του 2006 (168,6mm) (Εικόνα 2.3.α). Γενικά η περιοχή της Άρτας χαρακτηρίζεται από υψηλότερες θερμοκρασίες (33,9 C) και βροχοπτώσεις σε αντίθεση με την περιοχή του Ακτίου (30,4 C) (Εικόνα 2.3.β). 35

61 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ Εικόνες 2.3. α, β. Μέση μηνιαία βροχόπτωση και μέση μηνιαία μέγιστη θερμοκρασία του Μ.Σ. Φιλοθέης Άρτας και Ακτίου Πρέβεζας για τα έτη (πηγή: Ε.Μ.Υ., 2010). Figures 2.3. a, b. Mean annual precipitation and mean maximum annual temperature in the meteorological station of Filothei Arta and Aktio Preveza during the years (source: HNMS, 2010). 36

62 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ 2.3. Λιμνοθάλασσες Μεσολογγίου-Αιτωλικού Η λιμνοθάλασσα Μεσολογγίου-Αιτωλικού βρίσκεται στο νοτιοδυτικό άκρο του νομού Αιτωλοακαρνανίας (Aνατολικά: 21 05' και Βόρεια: 38 15' ') και έχει έκταση 147km 2. Έχει ενταχθεί στον κατάλογο των προστατευόμενων υγροτόπων, σύμφωνα με τη διεθνή σύμβαση Ramsar. Η ευρύτερη περιοχή του αποτελείται από το δέλτα του Αχελώου, το σύμπλεγμα των λιμνοθαλασσών Μεσολογγίου Αιτωλικού, τις εκβολές του Ευήνου, τις Εχινάδες νήσους και τη νήσο Πεταλά και εντάσσεται στο Δίκτυο «ΦΥΣΗ 2000» ως Τόπος Κοινοτικής Σημασίας (Sites of Community Importance - SCI) όπως ορίζεται στην Οδηγία 92/43/ΕΟΚ με κωδικό GR Ακόμα αποτελεί τμήμα της ευρύτερης προστατευόμενης περιοχής στην κατηγορία των Εθνικών Πάρκων με την ονομασία «Εθνικό Πάρκο Λιμνοθαλασσών Μεσολογγίου - Αιτωλικού, κάτω ρου και εκβολών ποταμών Αχελώου και Ευήνου και νήσων Εχινάδων», βάσει της ελληνικής νομοθεσίας (Ν.1650/1986, Φ.Ε.Κ. 477/Δ/ ). Το σύμπλεγμα των λιμνοθαλασσών έχει μέγιστο μήκος 27km και μέγιστο πλάτος 15km. Στο μέτωπο με τον Πατραϊκό κόλπο υπάρχει μια σειρά αμμονησίδων μήκους περίπου 12km, μέσω των οποίων εξασφαλίζεται η επικοινωνία με τη θάλασσα (Anagnostou κ.α., 2009). Με βάση τα τοπογραφικά, υδρολογικά και βιολογικά χαρακτηριστικά τους το σύμπλεγμα διακρίνεται σε έξι επιμέρους λιμνοθάλασσες, το βάθος των οποίων κυμαίνεται από 0,30m έως 1,60m, εκτός της λιμνοθάλασσας του Αιτωλικού, όπου το μέγιστο βάθος ξεπερνά τα 30m (Dimitriou κ.α., 1994). Αυτή η διαφοροποίηση οφείλεται στις διαφορετικές διεργασίες σχηματισμού της συγκεκριμένης λιμνοθάλασσας, σε σχέση με τις υπόλοιπες του συμπλέγματος (Αλμπανάκης κ.α., 1995). Οι λιμνοθάλασσες αυτές είναι η βόρεια Κλείσοβα και ο δίαυλος (1), η Κλείσοβα (2), η κεντρική λιμνοθάλασσα του Μεσολογγίου (3), ο Παλαιοπόταμος (4), η Θολή (5) και η λιμνοθάλασσα του Αιτωλικού (6) (Εικόνα 2.4). Η βασικότερη παρέμβαση στο σύστημα έως την δεκαετία του 60 ήταν ο διαχωρισμός της Κλείσοβας από την υπόλοιπη λιμνοθάλασσα και η μετέπειτα κατασκευή του λιμανιού στο Μεσολόγγι. Έως τότε, το οικοσύστημα κάλυπτε μία έκταση στρ. και περιλάμβανε τρεις λιμνοθάλασσες α) τη λιμνοθάλασσα του 37

63 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ Αιτωλικού με βάθος έως 30m, β) τη λιμνοθάλασσα της Κλείσοβας στο ΝΑ μέρος του συγκροτήματος η οποία είχε απομονωθεί από την υπόλοιπη λιμνοθάλασσα, κατά το τέλος του 19 ου αιώνα. Είχε μέγιστο βάθος 1,5m και αποτελούσε ενιαίο τμήμα με τη σημερινή λιμνοθάλασσα της Βόρειας Κλείσοβας και του Διαύλου και γ) την Κεντρική λιμνοθάλασσα στο κεντρικό και νότιο τμήμα του συμπλέγματος που περιελάμβανε και τις περιοχές που σήμερα αποτελούν τις λιμνοθάλασσες της Θολής και του Παλαιοπόταμου (Κatselis κ.α., 2005) Εικόνα 2.4. Δορυφορική εικόνα του συμπλέγματος των λιμνοθαλασσών Μεσολογγίου Αιτωλικού. Η λιμνοθάλασσα με τον αριθμό 2 είναι η Κλείσοβα. (Πηγή: Google Earth). Figure 2.4. Satellite image of Messolonghi-Aitoliko lagoonal complex. Kleisova is the lagoon number two. (Source: Google Earth). Στη λιμνοθάλασσα Μεσολογγίου-Αιτωλικού, στα μέσα της δεκαετίας του 80 μέχρι και το 90 κατασκευάστηκαν, κυρίως, τάφροι διαχείμασης και σύγχρονες ιχθυοσυλληπτικές εγκαταστάσεις στην Κλείσοβα, το Δίαυλο Κλείσοβας, τη Θολή και τον Παλαιοπόταμο. Επίσης, έγιναν κάποιες παρεμβάσεις σε λουρονησίδες και πολύ μικρής κλίμακας επεμβάσεις που αφορούσαν στην κυκλοφορία των νερών. Η λιμνοθάλασσα Μεσολογγίου-Αιτωλικού ανήκει στο Ελληνικό Δημόσιο και από το 1984 παραχωρήθηκε για χρήση στον Δήμο Μεσολογγίου, ο οποίος τη νοικιάζει κατόπιν δημοπρασίας, σε αλιευτικούς συνεταιρισμούς. Σύμφωνα με εκτιμήσεις, η 38

64 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ συνολική ετήσια αλιευτική παραγωγή παρουσιάζει μείωση από tn το 1983 (Dimitriou κ.α., 1994), σε tn σήμερα, όπου το 45% προέρχεται κυρίως από τις ιχθυοσυλληπτικές εγκαταστάσεις (Κatselis κ.α., 2005). Σημαντικό μέρος της αλιευτικής παραγωγής προέρχεται από κεφαλοειδή (46%), τσιπούρες (28%), λαβράκια (11%), χέλια (9%) και από άλλα είδη (6%) (Katselis κ.α., 2005). Παρόλο που η αλιευτική αξία της λιμνοθάλασσας είναι γνωστή, εξακολουθεί να απειλείται από τη μονάδα επεξεργασίας λυμάτων του Δήμου Μεσολογγίου καθώς και τις αποστραγγίσεις των γεωργικών εκμεταλλεύσεων. Αρκετές φορές στο παρελθόν έχουν καταγραφεί περιστατικά μαζικού θανάτου αλιευμάτων. Οι τελευταίες κρίσεις έλαβαν χώρα τον Δεκέμβριο του 2006 και τον Ιούλιο του 2008, (Avramidis κ.α., 2010) στα κανάλια που καταλήγουν στη λιμνοθάλασσα Κλείσοβα και η ζημία εκτιμάται σε τρεις τόνους αλιευμάτων Γεωλογία-Ωκεανογραφικά στοιχεία-κλίμα Η λιμνοθάλασσα Μεσολογγίου μοιάζει περισσότερο με ένα παλιό δελταϊκό σχηματισμό παρά με μια τυπική μεσογειακή λιμνοθάλασσα. Το σύστημα της λιμνοθάλασσας είναι κυρίως προϊόν προσχώσεων των δύο γειτονικών ποταμών, Ευήνου και Αχελώου (Μποναζούντας και συν., 1993). Ο Εύηνος δημιουργεί προσχώσεις στη δεξιά του πλευρά, μετακινούμενος προς τα αριστερά, ενώ αντίθετα ο Αχελώος δημιουργεί προσχώσεις στην αριστερή του πλευρά, μετακινούμενος προς τα δεξιά. Κατά τη διάρκεια του Μεσοζωικού αιώνα η θάλασσα κάλυπτε ολόκληρη την περιοχή και δεχόταν τεράστιες ποσότητες ιζημάτων από τους δύο ποταμούς, με αποτέλεσμα τη συνεχή ελάττωση του βάθους της. Παράλληλα, η μεταφορά ιζημάτων από τους ισχυρούς ΒΔ και ΝΔ ανέμους που ακόμα και σήμερα επικρατούν στην περιοχή, οδήγησε στη δημιουργία πολυάριθμων νησίδων μακράν της ακτής και παράλληλα με αυτήν. Με τον τρόπο αυτό αποκόπηκαν ή περιορίστηκαν οι αβαθείς θαλάσσιες περιοχές από τον ανοικτό Πατραϊκό κόλπο. Η μετεξέλιξη του συστήματος θεωρείται τυπική όλων των ανάλογων γεωγραφικών περιοχών όπου δημιουργούνται εσωτερικές λιμνοθάλασσες, αλμυρά τέλματα και αμμοθίνες. 39

65 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ Το κλίμα της περιοχής χαρακτηρίζεται ως εύκρατο με έντονες βροχοπτώσεις (ετήσιο μέσο ύψος 786mm) κατά τη διάρκεια του χειμώνα και θερμό καλοκαίρι. Λόγω της έντονης εξάτμισης που παρατηρείται το καλοκαίρι, διευκολύνεται η δημιουργία αλμυρόβαλτων σε ορισμένα σημεία και αυξάνεται κατά πολύ η αλατότητα σε άλλα σημεία της λιμνοθάλασσας. Οι άνεμοι είναι συχνά ισχυροί και διαφόρων κατευθύνσεων. Η μέγιστη θερμοκρασία φθάνει ενίοτε τους 40 ο C και η ελάχιστη τους -3 ο C με μέση τους 18 ο C (Εικόνα 2.5). Η περιοχή της λιμνοθάλασσας Μεσολογγίου παρουσιάζει υψηλή εξάτμιση, με μέσο ύψος 1650mm γι αυτό και στην περιοχή έχει αναπτυχθεί εκτεταμένο δίκτυο αλυκών. Εικόνα 2.5. Μέση μηνιαία βροχόπτωση και μέση μηνιαία μέγιστη θερμοκρασία του Μ.Σ. Αγρινίου και Μεσολογγίου για τα έτη (πηγή: Ε.Μ.Υ., 2010). Figure 2.5. Mean annual precipitation and mean maximum annual temperature in the meteorological station of Agrinio and Messolonghi during the years (source: HNMS, 2010). 40

66 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ Η λιμνοθάλασσα της Κλείσοβας Η λιμνοθάλασσα της Κλείσοβας βρίσκεται δίπλα στην πόλη του Μεσολογγίου και έχει έκταση 26km 2. Βρίσκεται στο ΝΑ τμήμα του συμπλέγματος λιμνοθαλασσών Μεσολογγίου Αιτωλικού και περικλείεται μεταξύ των γεωγραφικών συντεταγμένων: Ανατολικά: και Βόρεια: Στο μέτωπό της με τον Πατραϊκό κόλπο, που έχει μήκος περίπου 6km, υπάρχουν δύο δίαυλοι επικοινωνίας (μπούκες) συνολικού μήκους 1,8Km και πλάτους 80m (Πίνακας IV-Παράρτημα Ι). Με το λιμάνι του Μεσολογγίου επικοινωνεί μέσω τριών μικρότερων ανοιγμάτων. Ο τεχνητός διαχωρισμός της λιμνοθάλασσας Κλείσοβας σε δυο τμήματα και η διαφορετική χρήση της κάθε περιοχής, έχει οδηγήσει στην πλήρη διαφοροποίηση τους. Έτσι, η Ανατολική Κλείσοβα παρουσιάζει σχετικά χαμηλή αλατότητα σε όλη τη διάρκεια του έτους. Η λιμνοθάλασσα της Δυτικής Κλείσοβας ως προς τις φυσικοχημικές παραμέτρους, παρουσιάζει μεγαλύτερη ομοιότητα με τη λιμνοθάλασσα Μεσολογγίου και ιδιαίτερα με τις παράκτιες περιοχές της. Το μέσο βάθος της είναι 0,6m, ενώ το μέγιστο βάθος της είναι 1,5m και παρατηρείται κυρίως στο ΝΑ τμήμα της. Η αλατότητα είναι υψηλή, ίση με αυτή της θάλασσας ή ακόμα υψηλότερη κατά την καλοκαιρινή περίοδο. Η θερμοκρασία του νερού ακολουθεί τις διακυμάνσεις της θερμοκρασίας του αέρα (Hotos & Avramidou, 1997). Η λιμνοθάλασσα της Κλείσοβας χαρακτηρίζεται από πλήθος εγκάρσιων αναχωμάτων και έχει 6 εισοδευτικά στόμια μέσου ανοίγματος 12m που κατασκευάστηκαν με σκοπό την αύξηση της αλατότητας για την τροφοδοσία των αλυκών του Μεσολογγίου. Ακόμα, διαθέτει μια φυσική αμμονησίδα μήκους 3,5Km και ένα τεχνητό ανάχωμα μήκους 3,5Km, που δημιουργήθηκε κατά τη διαδικασία κατασκευής του διαύλου στο λιμάνι του Μεσολογγίου (Ανώνυμος, 2001). Στην Κλείσοβα λειτουργούν δύο αντλητικά συστήματα τροφοδοσίας με γλυκό νερό που φτάνουν τα 8,52x10 6 m 3. Η τροφοδοσία του συστήματος είναι σημαντική, γιατί διαφορετικά, όλη η Κλείσοβα, εξαιτίας των αναχωμάτων και του κλεισίματος των στομίων της, θα είχε μετατραπεί σε αλυκή. 41

67 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ 2.4. Η λιμνοθάλασσα του Αράξου Η λιμνοθάλασσα του Αράξου ή Πάπα (Εικόνα 2.6), βρίσκεται στο ΒΔ ακρωτήριο της Πελοποννήσου, σε απόσταση περίπου 40Km δυτικά της Πάτρας (Ανατολικά: και Βόρεια: ). Η λιμνοθάλασσα του Αράξου ανήκει στην ευρύτερα προστατευόμενη περιοχή «Εθνικό Πάρκο Υγροτόπων Κοτυχίου - Στροφυλιάς» και είναι ενταγμένη στο δίκτυο NATURA 2000 με κωδικό GR και προστατεύεται από τη συνθήκη Ramsar. Αποτελεί ιδιοκτησία του Ελληνικού Πολεμικού Ναυτικού και η εκμετάλλευση της παραχωρείται σε ιδιώτη κατόπιν πλειστηριασμού, ο οποίος επαναλαμβάνεται κάθε 5 χρόνια, σύμφωνα με το ΝΔ 420/70 του αλιευτικού κώδικα. Η λιμνοθάλασσα του Άραξου έχει μήκος 5Km, μέσο πλάτος 1Km και χαρακτηρίζεται από την παρουσία μιας διπλής αμμονησίδας (tombolo) που τη χωρίζει από το Ιόνιο Πέλαγος και τον Πατραϊκό κόλπο (Papatheodorou κ.α., 2012). Η λιμνοθάλασσα έχει μέσο βάθος 1,8m, μέγιστο βάθος 3,5m, ενώ καλύπτει έκταση περίπου 6,2Km 2. Η λιμνοθάλασσα χαρακτηρίζεται ως υπερύαλη, με τιμές αλατότητας μεγαλύτερες από 40, ενώ κατά περιόδους εμφανίζονται συνθήκες ανοξίας. Σημαντικό είναι ότι κατά έτη 1979, 1984, 1987, 1996, 1997 (ΕΚΘΕ, 2000) και 2006 (Christia & Papastergiadou, 2007) καταγράφηκαν περιστατικά ακραίας θνησιμότητας ψαριών, εξ αιτίας φυσικού ευτροφισμού και μείωσης του διαλυμένου οξυγόνου στη στήλη του νερού. Η υψηλή ιχθυοπαραγωγή προσδίδει στη λιμνοθάλασσα αντίστοιχα υψηλή οικονομική αξία. Τα κυριότερα είδη που υπόκεινται σε αλιευτική εκμετάλλευση είναι ο κέφαλος (Mugil cephalus), η τσιπούρα (Sparus aurata), το χέλι (Αnquilla anquilla), το χάβαρο (Ruditapes decussates) και σε μικρότερο ποσοστό το λαβράκι (Dicentrachus labrax). Η απόδοση της λιμνοθάλασσας χαρακτηρίζεται ως μέση και την πενταετία κυμαίνονταν κατά μέσο όρο σε 3,78kg/στρέμμα (Ανώνυμος 2001), ενώ ενδεικτικά αναφέρεται ότι η απόδοση το 1996 ήταν 12,3kg/στρέμμα (ΕΚΘΕ 2000). 42

68 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ Εικόνα 2.6. Δορυφορική εικόνα της λιμνοθάλασσας του Αράξου (Πηγή: Google Earth). Figure 2.6. Satellite image of Araxos lagoon (Source: Google Earth) Γεωλογία- Ωκεανογραφικά χαρακτηριστικά-κλίμα Η λιμνοθάλασσα δημιουργήθηκε στους βόρειους πρόποδες των υψωμάτων Μαύρα Βουνά και δυτικά του υψώματος Άγιος Αθανάσιος. Στη δυτική πλευρά της λιμνοθάλασσας αναπτύσσεται αμμολωρίδα, διεύθυνσης ΒΔ-ΝΑ, η οποία την διαχωρίζει από τον Πατραϊκό Κόλπο. Παρόμοιες αποθέσεις χωρίζουν το ΒΔ τμήμα της από το Ιόνιο Πέλαγος. Στην ίδια περιοχή και προς τη πλευρά της λιμνοθάλασσας, εμφανίζονται αποθέσεις ιλύος (Papatheodorou κ.α., 2012). Η επικοινωνία με τη θάλασσα γίνεται μέσο τριών εισοδευτικών στομίων (Μπούκα Ι, ΙΙ, ΙΙΙ). Το εισοδευτικό στόμιο (μπούκα I) βρίσκεται βόρεια της λιμνοθάλασσας και έχει μήκος 170m, πλάτος 24m και βάθος από την στάθμη μέσης ρηχίας 1,2m. Το εισοδευτικό στόμιο (μπούκα ΙI) βρίσκεται στο ΒΑ της λιμνοθάλασσας, έχει μήκος 125m με διαφορετικό πλάτος κατά μήκος του διαύλου (5m στην είσοδο - 15m στους 43

69 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ φραγμούς) και βάθος από την στάθμη μέσης ρηχίας 1,8m. Γενικά οι δύο τάφροι διαχείμασης καταλαμβάνουν έκταση 7 στρεμμάτων περίπου, (ποσοστό 0,15% της συνολικής επιφανειακής έκτασης της λιμνοθάλασσας, αντί του προτεινόμενου ποσοστού έκτασης του 10%-15%). Το εισοδευτικό στόμιο (μπούκα ΙII) βρίσκεται στο ΒΑ τμήμα της λιμνοθάλασσας, έχει μήκος 300m, με διαφορετικό πλάτος κατά μήκος του διαύλου (6m στην είσοδο 12m στον ιχθυοφραγμό 23m στην είσοδο της λιμνοθάλασσας) και βάθος από την στάθμη μέσης ρηχίας 0,80m, το οποίο θεωρείται πολύ μικρό και δεν δημιουργεί ευνοϊκές συνθήκες για τη μετακίνηση των ψαριών. Σε αυτόν τον φραγμό παρατηρήθηκε συσσώρευση μέσα στο δίαυλο, μεγάλης ποσότητας του χλωροφύκους Ulva rigida και του φανερόγαμου Posidonia oceanica, τα οποία φράζουν τα ανοίγματα των θυροφραγμάτων, δημιουργώντας τοπικές δυστροφικές καταστάσεις καθώς και το φαινόμενο του καθρέφτη (μείωση της ποσότητας ανταλλαγής του νερού κατά την πλήμμη ή την ρηχία) (ΕΚΘΕ, 2000). Το παλιρροιακό ρεύμα είναι ημερήσιας περιόδου εύρους 10-15cm. Στη δυτική πλευρά της λιμνοθάλασσας καταλήγουν πηγαία γλυκά νερά, τα οποία έχουν περιοριστεί σημαντικά, τα τελευταία χρόνια. Το νοτιοανατολικό τμήμα της λιμνοθάλασσας καταλήγει σε βαλτώδη περιοχή, συνορεύει με καλλιεργούμενες εκτάσεις και φέρει ανισοβαθή, τα οποία δυσχεραίνουν περαιτέρω την κυκλοφορία των υδάτων (ΕΚΘΕ, 2000). Το κλίμα της περιοχής είναι εύκρατο. Η μέση ελάχιστη μηνιαία θερμοκρασία σημειώνεται τον Ιανουάριο με 6,3 C, ενώ η μέγιστη θερμοκρασία καταγράφεται τον Αύγουστο (31,4 C) (Εικόνα 2.7α). Τα ποσοστά βροχόπτωσης που καταγράφηκαν κατά τη διάρκεια της μελέτης παρουσίασαν μεγάλες διακυμάνσεις από έτος σε έτος (Εικόνα 2.7β). Η χειμερινή περίοδος χαρακτηρίστηκε από έντονες βροχοπτώσεις, ενώ τα έτη 2007 και 2008 χαρακτηρίζονται από χαμηλότερο ύψος κατακρημνισμάτων. Οι άνεμοι που κυριαρχούν στην περιοχή έχουν κυρίως ΒΑ, ΒΔ και ΝΔ κατευθύνσεις σε ποσοστά 20%, 10% και 7% αντίστοιχα (Fourniotis & Horsch, 2010). Στις περιοχές, μακριά από τους διαύλους επικοινωνίας, δεν παρατηρείται κάποιο συγκεκριμένο πρότυπο κυκλοφορίας των υδάτων, ενώ η συσχέτιση μεταξύ της κατεύθυνσης του ανέμου και των ρευμάτων είναι σχεδόν μηδενική (Fourniotis & Horsch, 2010). 44

70 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ Εικόνες 2.7. α, β. Ελάχιστη, Μέση και Μέγιστη μηνιαία θερμοκρασία (περίοδος ) καθώς και η ετήσια βροχόπτωση στο μετεωρολογικό σταθμό Αράξου (περίοδο ). (Πηγή: ΕΜΥ). Figures 2.7.a, b. Minimum, mean and maximum monthly temperature (period ) and mean annual precipitation (period ) in the meteorological station of Araxos. (Source: HNMS) Η λιμνοθάλασσα του Καϊάφα Η λιμνοθάλασσα του Καϊάφα βρίσκεται στις ακτές του Κυπαρισσιακού Κόλπου, στη Δυτική Πελοπόννησο, μέσα στα όρια του Δήμου Ζαχάρως. Είναι ενταγμένη στο δίκτυο ΦΥΣΗ 2000 με κωδικό GR «Θίνες και παραλιακό δάσος Ζαχάρως, λίμνη Καϊάφα, Στροφυλιά, Κακόβατος». Έχει μήκος περίπου 2Km και πλάτος 500m και καταλαμβάνει συνολική έκταση 2Κm 2. Διαχωρίζεται από το Ιόνιο Πέλαγος μέσω 45

71 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ μιας αμμολωρίδας, (φραγματικό νησί) πλάτους 400m (Εικόνα 2.9), ενώ συνδέεται με το Ιόνιο Πέλαγος μέσω ενός τεχνητού καναλιού μήκους 300m και πλάτους που κυμαίνεται από 8 έως 18m. Ο πυθμένας της καλύπτεται κυρίως από αμμώδη ιλύ, ενώ σε ορισμένες θέσεις απαντάται ιλυώδης άμμος (Παπαδάκης, 2007, Christia κ.α., 2013). Η λιμνοθάλασσα του Καϊάφα είναι βαθιά με μέσο βάθος 3,2m και μέγιστο βάθος 8,1m, ενώ η μέση τιμή αλατότητας κυμαίνεται στο 9 (Πίνακας ΙV-Παράρτημα Ι). Δέχεται την επίδραση γλυκών νερών, τόσο από τις ομώνυμες ιαματικές πηγές, όσο και από τις περιοδικές εισροές από τον μικρό Άνυγρο ποταμό, η παρουσία του οποίου χρονολογείται στους ιστορικούς χρόνους και αναφέρεται από τον Παυσανία (Poulos κ.α., 2012). Η εισροή γλυκών υδάτων αλλά και η ανταλλαγή υδάτων με τη λίμνη Αγουλινίτσα, οδήγησε στη δημιουργία συνθηκών γλυκού νερού στη λιμνοθάλασσα του Καϊάφα, η οποία αργότερα μετατράπηκε σε υφάλμυρη λόγω της εκβάθυνσης του καναλιού που συνδέει τη λιμνοθάλασσα με το Ιόνιο Πέλαγος (δεκαετία του 60) και της τεχνητής αποστράγγισης της λίμνης Αγουλινίτσας (Bouzos & Kontopoulos, 2004, Poulos κ.α., 2012). Η λιμνοθάλασσα του Καϊάφα, στα μέσα της δεκαετίας του 1970 υπέστη εκτεταμένες παρεμβάσεις που αφορούσαν την αποξήρανση μικρού τμήματος στο βόρειο άκρο της, την εκβάθυνση στο σύνολό της με απομάκρυνση περίπου 2m ιλύος, τη δημιουργία τσιμεντένιου κρηπιδώματος στα νότια περιθώριά της και την επαναδιευθέτηση της εσωτερικής ακτής της αμμολωρίδας και τη δημιουργία νησίδας τουριστικών εγκαταστάσεων του Ε.Ο.Τ. Τον Αύγουστο του 2007, οι καταστροφικές πυρκαγιές που ξέσπασαν στην περιοχή κατέστρεψαν το μοναδικό σε μορφή και μέγεθος δάσος κουκουναριάς (Pinus pinea) και Χαλέπιου πεύκης (Pinus halepensis) Γεωλογία-Κλίμα Η λιμνοθάλασσα αυτή θα μπορούσε να ενταχθεί στο λιμνοθαλάσσιο σύστημα του ποταμού Αλφειού. Η άμμος που μεταφέρεται από τα παράκτια ρεύματα, από τα δέλτα του ποταμού Αλφειού, έχει σχηματίσει φραγμούς οι οποίοι έχουν απομονώσει μια πλατιά ρηχή λιμνοθάλασσα της οποίας το βάθος δεν ξεπερνούσε ποτέ τα 5m (Kraft κ.α., 2005). 46

72 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ Με βάση το % ποσοστό σε άμμο, πηλό και άργιλο και με τη χρήση του τριγώνου ονοματολογίας κατά Folk κ.α. (1974), το σύνολο σχεδόν των ιζημάτων που καλύπτουν τον πυθμένα της λιμνοθάλασσας ανήκουν στην αμμώδη ιλύ (Bouzos & Kontopoulos, 2004). Το ποσοστό % της άμμου, στο μεγαλύτερο τμήμα της λιμνοθάλασσας, κυμαίνεται από 30-50%. Εικόνα 2.8. Δορυφορική εικόνα της λιμνοθάλασσας του Καϊάφα (Πηγή: Google Earth). Figure 2.8. Satellite image of Kaiafas lagoon (Source: Google Earth). Γενικά το κλίμα στην περιοχή μελέτης θεωρείται ήπιο, με αρκετά υψηλές θερμοκρασίες καθ όλη τη διάρκεια του έτους και αυξημένες τιμές βροχόπτωσης και ηλιοφάνειας. Η περιοχή χαρακτηρίζεται από υψηλή σχετική υγρασία και κατεύθυνση ΒΔ ανέμων. Η υγρή περίοδος κυμαίνεται μεταξύ Οκτώβριου και Μάρτιου, ενώ το μέγιστο ύψος βροχόπτωσης καταγράφηκε τον Νοέμβριο (167,4mm) (Εικόνα 2.9.α). Η μέση μέγιστη θερμοκρασία στον μετεωρολογικό σταθμό του Πύργου είναι 26,5 C τον Αύγουστο, ενώ η μικρότερη 9,9 C τον Ιανουάριο (Εικόνα 2.10.β). 47

73 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ Εικόνες 2.9. α, β. Μέση ετήσια βροχόπτωση (περίοδος ) και μέση ετήσια θερμοκρασία (περίοδος ) στο μετεωρολογικό σταθμό του Π υργου. (Πηγή: ΕΜΥ). Figures 2.9.a, b. Mean annual precipitation (period ) and mean annual temperature (period ) at meteorological station of Pyrgos (Source: HNMS) ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ Alexakis, D., Assessment of water quality in the Messolonghi Etoliko and Neochorio region (West Greece) using hydrochemical and statistical analysis methods. Environ. Monit. Assess., 182 (1/4): Anagnostou, Ch., Karageorgis, A., Hatiris, G., Drakopoulou, P., The deltaic-lagoonal systems of Acheloos and Evinos Rivers (Western Greece): evolution and changes related to anthropogenic activities and sea-level rise. Abstracts, Fourth European Conference on Coastal Lagoon Research, December 14 18, 2009, Montpellier, France, p

74 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ Anastasakis, G., Piper, D.J.W., Tziavos, C., Sedimentological response to neotectonics and sea-level change in a delta-fed, complex graben: Gulf of Amvrakikos, Western Greece. Mar. Geol., 236: Avramidis P, Bekiar V, Tsiotsis E, Kalimani E., Seasonal variation of nutrients, COD and BOD 5 in Klisova lagoon channels (S.E. Mesolonghi-Aetoliko lagoon complex), W. Greece. Fres. Environ. Bull., 19 (12b): 1-7. Bouzos, D., Kontopoulos, N., Oceanographic observations in the lagoon of Kaiafa (W. Peloponnese). Bulletin of Geological Society of Greece. In: Proceedings of the 10th International Congress, Thessaloniki, Vol. XXXVI, pp (in Greek). Christia, C., Papastergiadou, E., Spatial and temporal variations of aquatic macrophytes and water quality in six coastal lagoons of Western Greece. Belg. J. Bot., 140: Christia, C., Tziotzis, I., Fyttis, G., Kashta, L., Papastergiadou, E., A survey of the benthic aquatic flora of transitional water systems of Greece and Cyprus (Mediterranean Sea). Bot. Mar., 54: Christia, C., Papastergiadou, E., Papatheodorou, G., Geraga, M., Papadakis, E., Seasonal and spatial variations of water quality, substrate and aquatic macrophytes based on side scan sonar, in an eastern Mediterranean lagoon (Kaiafas, Ionian Sea). Environ. Earth Sci., doi: /s Council Directive 92/43/EEC of 21 May 1992 on the conservation of natural habitats and of wild fauna and flora. Official Journal L 206, 22/07/1992 P Dimitriou, V., Rogdakis, Y., Some fisheries aspects in the lagoon of Messolongi- Etoliko (W. Greece) and development a rational management. Hellenic Republic, ministry of Agriculture. 18th Session of EIFAC/FAO. Folk, P.L., Petrology of Sedimentary Rocks. Hemphill Publishing Company, Austin, Texas, p Fourniotis, N.T.H., Horsch, G.M., Three-dimensional numerical simulation of windinduced barotropic circulation in the Gulf of Patras. Ocean Engin., 37 (4): Hotos, G., Avramidou, D., A one year monitoring study of Klisova lagoon (Mesolonghi, W. Greece). GeoJournal, 41: Kapsimalis, V., Pavlakis, P., Poulos, S.E., Alexandri, S., Tziavos, C., Sioulas, A., Filippas, D., Lykousis, V., Internal structure and evolution of the late Quaternary sequence in a shallow embayment: the Amvrakikos Gulf, NW Greece. Mar. Geol., (222/223):

75 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ Karageorgis, A., Geochemical study of sediments from the Amvrakikos Gulf lagoon complex, Greece. Transit. Wat. Bull., 1(3): 3-8. Katselis G., C. Koutsikopoulos, I. Rogdakis, E. Dimitriou, Lachanas A., Vidalis, K., A model to estimate the annual production of roes (avgotaracho) of flathead mullet (Mugil cephalus) based on the spawning migration of species. Fisher. Res., 75: Katselis, G., Koutsikopoulos, C., Dimitriou, E., Rogdakis, Y., Spatial and temporal trends in the composition of the fish barriers fisheries production of the Messolonghi- Etoliko lagoon (western Greek coast). Sci. Mar., 67(4): Kormas, K.A., Nicolaidou, A., Reizopoulou, S., Temporal variations of nutrients, chlorophyll a and particulate matter in three coastal lagoons of Amvrakikos Gulf (Ionian Sea, Greece). Mar. Ecol., 22(3): Kraft, J.C., Rapp, G., Gifford, J.A., Aschenbrenner, S.E., Coastal change and archaeological settings in Elis. Hesperia, 74: Malea, P., Mogias, A., Kevrekidis, T., Haritonidis, S., Factors affecting the distribution of macrophytes in three lagoons of the Evros Delta (North Aegean Sea). Proceedings of the 7 th Greek Symposium of Oceanography and Fisheries. P. 375 (in Greek). Malea, P., Kevrekidis, T., Mogias, A., Annual versus perennial growth cycle in Ruppia maritima L.: temporal variation in population characteristics in Mediterranean lagoons (Monolimni and Drana Lagoons, Northern Aegean Sea). Bot. Mar., 47: Marinos, G., Stournaras, G., Karotsieris, Z., A detailed study on the combined utilisation of the water resources of the rivers Louros and Arachthos drainage basins. Technical Report to the Ministry of Energy and Natural Resources, Athens. (in Greek). Nicolaidou, A., Reizopoulou, S., Koutsoubas, D., Orfanidis S., Kevrekidis, Th., Biological components of Greek lagoonal ecosystems: an overview. Med. Mar. Sci., 6: Orfanidis, S., Panayotidis, P., Stamatis, N., Ecological evaluation of transitional and coastal waters: A marine benthic macrophytes-based model. Med. Mar. Sci., 2(2): Papatheodorou, G., Hotos, G., Geraga, M., Avramidou, D., Vorinakis, T., Heavy metal concentrations in sediments of Klisova lagoon (S.E. Mesolonghi-Aitolikon Lagoon complex), W. Greece. Fres. Environ. Bull., 11 (11): Papatheodorou, G., Avramidis, P., Fakiris, E., Christodoulou, D., Kontopoulos, N., Bed diversity in the shallow water environment of Pappas lagoon in Greece. Inter. J. Sedim. Res., 27(1):

76 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ Poulos, S.E., Lykousis, V., Collins, M.B., Late Quaternary deltaic evolution of Amvrakikos Gulf, western Greece. Geo Mar. Lett.,15: Poulos, S., Chronis, G., The importance of the Greek river systems in the evolution of the Greek coastline. In: Briand, F., Maldolado, A. (Eds.), Transformations and evolution of the Mediterranean coastline, CIESM Science Series no. 3, Bulletin de l Institut oceanographique, Monaco, no. 18, pp Poulos, S.E., Collins, M.B., A quantitative evaluation of riverine water/ sediment fluxes to the Mediterranean basin: natural flows, coastal zone evolution and the role the dam construction. In: Jones, S.J., Frostick, L.E. (Eds.), Sediment Flux to Basins: Causes, Controls and Consequences. Journal of the Geological Society, London. Special Publications 191, pp Poulos, S.E., Kapsimalis, V., Tziavos, C., Paramana, T., Origin and distribution of surface sediments and human impacts on recent sedimentary processes. The case of the Amvrakikos Gulf (NE Ionian Sea). Cont. Shelf Res., 28: Poulos, S.E., Gaki-Papanastasiou, K., Gialouris, P., Ghionis, G., Maroukian, H., A geomorphological investigation of the formation and evolution of the Kaiafas sand-dune field (Kyparissiakos Gulf, Ionian Sea, eastern Mediterranean) in the late Holocene. Environ. Earth Sci., 66: Reizopoulou S., Nicolaidou A., Index of Size Distribution (ISD): a method of quality assessment for coastal lagoons. Hydrobiologia, 577: Simboura, N, Zenetos, A., Benthic indicators to use in ecological quality classification of Mediterranean soft bottoms marine ecosystems, including a new biotic index. Med. Mar. Sci., 3(2): Sylaios, G., Theocharis V.S., Hydrology and nutrient enrichment at two coastal lagoon ecosystems in Northern Greece. Wat. Resour. Manag., 16: Αλμπανάκης, Κ., Ψιλοβίκος, Α., Βουβαλίδης, Κ., Παλικαρίδης, Χ., Η ευξεινική λεκάνη του Αιτωλικού σε σχέση με τη λιμνοθάλασσα του Μεσολογγίου. Πρακτικά 4 ου Πανελλήνιου Γεωγραφικού Συνεδρίου, Ανώνυμος, Μελέτη οργάνωσης και λειτουργίας αλιευτικής εκμετάλλευσης λιμνοθαλασσών. Τελική Έκθεση. ΙΧΘΥ.Κ.Α. Α.Ε.. Δ/νση Υδατοκαλλιεργειών και Εσωτ. Υδάτων του Υπουργείου Γεωργίας Ε.Κ.Θ.Ε., Ωκεανογραφική μελέτη του Αμβρακικού κόλπου. Τελική Τεχνική Έκθεση, Τόμοι 1-6, (Εκδ. Χ. Τζιαβός). 51

77 ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ Ε.Κ.Θ.Ε.., Τελική τεχνική έκθεση: Παρακολούθηση του οικοσυστήματος της λιμνοθάλασσας ΠΑΠΑ ακρωτηρίου Αράξου/Αχαΐας και προτάσεις διαχείρισης και προστασίας αυτής. Αθήνα: Αύγουστος Μποναζούντας, Μ., Καλλιδρομίτου, Δ., Περγαντής, Φ. & συνεργάτες, Ολοκληρωμένη διαχείριση συμπλέγματος υγροτόπων Μεσολογγίου-Αιτωλικού Νομού Αιτωλοακαρνανίας. Οριστική μελέτη Επιτροπή Ευρωπαϊκών Κοινοτήτων, ΓΔ ΧΙ Βρυξέλλες. Εθνικό Μετσόβιο πολυτεχνείο. Τμήμα Πολιτικών Μηχανικών, Τομέας Υδατικών Πόρων Υδραυλικών και Θαλάσσιων Έργων. Παπαδάκης, Ε., Ανάλυση Περιβαλλοντικών Παραμέτρων της λιμνοθάλασσας Καϊάφα σε περιβάλλον G.I.S. σελ Ηλεκτρονικές πηγές Φορέας Διαχείρισης Υγροτόπων Αμβρακικού: Φορέας Διαχείρισης λιμνοθάλασσας Μεσολογγίου: Εθνική Μετεωρολογική Υπηρεσία.: 52

78 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ ΚΕΦΑΛΑΙΟ 3-ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ 3.1. Εργασίες Πεδίου και Συλλογή Δεδομένων Επιλογή θέσεων δειγματοληψίας Οι εργασίες πεδίου στις έξι επιλεγμένες λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας, πραγματοποιήθηκαν εποχιακά, από τον Μάϊο του 2005 έως τον Οκτώβριο του Η επιλογή των σταθμών δειγματοληψίας έγινε, λαμβάνοντας υπόψη τα υδρολογικά και γεωμορφολογικά χαρακτηριστικά της κάθε λιμνοθάλασσας, τις ανθρωπογενείς παρεμβάσεις και την παρουσία ή μη υδρόβιων μακροφύτων. Με βάση τα παραπάνω κριτήρια, επιλέχθηκαν συνολικά 31 σταθμοί παρακολούθησης και πραγματοποιήθηκαν 71 δειγματοληψίες πεδίου. Στις λιμνοθάλασσες Ροδιά και Τσουκαλιό επιλέχθηκαν τρεις σταθμοί δειγματοληψίας αντίστοιχα, στη λιμνοθάλασσα Λογαρού, τέσσερις. Στις λιμνοθάλασσες Κλείσοβα, Άραξος και Καϊάφας επιλέχθηκαν αντίστοιχα επτά σταθμοί παρακολούθησης, οι οποίοι απεικονίζονται στην Εικόνα 3.1 και περιγράφονται στους Πίνακες V, Va (Παράρτημα I). Για την χαρτογραφική απεικόνιση των σημείων δειγματοληψίας και των τύπων βλάστησης, σημειώθηκαν οι γεωγραφικές συντεταγμένες των φυτοληψιών με τη χρήση GPS (Global Positioning System). Η ακρίβεια του μοντέλου GPS (GPS Garmin Olathe, USA) που χρησιμοποιήθηκε παρέχει όρια σφάλματος ±3m Αβιοτικές παράμετροι Φυσικοχημικά χαρακτηριστικά του νερού Κατά τη διάρκεια των δειγματοληψιών στο πεδίο, πραγματοποιήθηκαν μετρήσεις των φυσικοχημικών παραμέτρων του νερού σε κάθε θέση και συμπληρώθηκαν τα αντίστοιχα πρωτόκολλα δειγματοληψίας πεδίου. Σε κάθε θέση δειγματοληψίας, πραγματοποιήθηκαν μετρήσεις, με τη χρήση φορητού οργάνου WTW (Multi 340i) οι οποίες περιλάμβαναν τα: ph, διαλυμένο οξυγόνο (DO), θερμοκρασία και αλατότητα του νερού. Μετρήθηκαν επίσης το μέσο βάθος και η διαφάνεια του νερού με δίσκο 53

79 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ Secchi. Τα δείγματα νερού συλλέχθηκαν από επιφανειακό βάθος (0-0,5m) κατά τις πρωινές ώρες (8:00-12:00) και φυλάσσονταν σε φιάλες πολυαιθυλενίου ενός λίτρου. Η μεταφορά τους στο εργαστήριο πραγματοποιούνταν με φορητό ψυγείο. Η θερμοκρασία των δειγμάτων διατηρούνταν σε χαμηλά επίπεδα (5-10 C), με τη χρήση παγοκύστεων. Αμέσως μετά τη μεταφορά τους στο εργαστήριο τα δείγματα διηθούνταν με αντλία κενού και με τη χρήση ηθμών (glass microfiber) 0.45μm GF/C και τοποθετούνταν σε καταψύκτη (-20 C), για περαιτέρω χημικές αναλύσεις. Από κάθε δείγμα όγκου ενός λίτρου (1lt), λαμβάνονταν υποδείγματα, τα οποία χρησιμοποιήθηκαν για τον προσδιορισμό των θρεπτικών αλάτων αζώτου (ΝΟ 2 -Ν, ΝΟ 3 -Ν, ΝΗ 4 -Ν) και φωσφόρου (PO 4 -P, Total P), της Chl-α, της αλκαλικότητας [ανθρακικών (CO = 3 ) και όξινων ανθρακικών ιόντων (HCO - 3 )] σύμφωνα με τις αναλυτικές μεθόδους A.P.H.A (1989). Για τον ποσοτικό προσδιορισμό των νιτρωδών ιόντων (ΝΟ 2 -Ν), χρησιμοποιήθηκε η μέθοδος του σουλφανυλικού οξέως, ενώ για τον ποσοτικό προσδιορισμό των νιτρικών ιόντων (ΝΟ 3 -Ν) εφαρμόστηκε η ίδια μέθοδος αφού πρώτα έγινε αναγωγή των νιτρικών σε νιτρώδη ιόντα, με τη χρήση στήλης αναγωγής καδμίου (Cd/Hg) (A.P.H.A, 1989). Για τον προσδιορισμό των αμμωνιακών ιόντων (ΝΗ 4 -Ν), χρησιμοποιήθηκε η μέθοδος σχηματισμού του κυανού της ινδοφαινόλης και για τον προσδιορισμό των φωσφορικών ιόντων, η μέθοδος του ασκορβικού οξέος (A.P.H.A, 1989). Για τον ποσοτικό προσδιορισμό του ανόργανου αντιδρώντος φωσφόρου (PO 4 - P), εφαρμόστηκε η μέθοδος του ασκορβικού οξέως (A.P.H.A, 1989), ενώ για την εύρεση της συγκέντρωσης του ολικού φωσφόρου (Total P) χρησιμοποιήθηκε η μέθοδος πέψης με υπερθειϊκό οξύ (A.P.H.A., 1989). Για τον υπολογισμό της συγκέντρωσης της Chl-a, τα φίλτρα από τη διήθηση των δειγμάτων του νερού (Whatman GF/C/45μm) επωάζονταν 24 ώρες σε διάλυμα ακετόνης συγκέντρωσης 90%. Με την πάροδο των 24 ωρών, γινόταν φωτομέτρηση σε 4 διαφορετικά μήκη κύματος (750nm, 664nm, 647nm και 630nm) σύμφωνα με τη μεθοδολογία A.P.H.A (1989). Οι τιμές της απορρόφησης του κάθε δείγματος προσαρμόζονταν σε μια πολυπαραγοντική εξίσωση από την οποία τελικά εξάγεται η συγκέντρωση της Chl-a σε mg/m 3 ή μg/l (A.P.H.A, 1989). Ο ποσοτικός προσδιορισμός των ανθρακικών (CO = 3 ) και των όξινων ανθρακικών ιόντων (HCO - 3 ) 54

80 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ έγινε με τιτλοδότηση με θειικό οξύ (H 2 SO 4 ), με χρήση δεικτών φαινολοφθαλεΐνης και πορτοκαλόχρουν του μεθυλίου αντίστοιχα (A.P.H.A., 1989). Για τον ποσοτικό προσδιορισμό των θρεπτικών αλάτων, χρησιμοποιήθηκε το φασματοφωτόμετρο HITACHI DIGILAB No (U-1800 spectrophotometer) του Εργαστηρίου Οικολογίας Φυτών του Πανεπιστημίου Πατρών. 55

81 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ Εικόνα 3.1. Χάρτης των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας με τους σταθμούς δειγματοληψίας. α) Αμβρακικός Κόλπος: Ροδιά, Τσουκαλιό, Λογαρού, β) Κλείσοβα, γ) Άραξος και δ) Καϊάφας. Figure 3.1. Map of coastal lagoons of Western Greece with the sampling stations. A) Amvrakikos Gulf: Rodia, Tsoukalio, Logarou, b) Kleisova, c) Araxos and d) Kaiafas. 56

82 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ Βιοτικές παράμετροι- Μακρόφυτα Συλλογή και προσδιορισμός φυτικών δειγμάτων Για τη συλλογή και την αξιολόγηση των υδρόβιων μακροφύτων, πραγματοποιήθηκαν εποχικές δειγματοληψίες, με τη χρήση αλιευτικού σκάφους, κατά τη διάρκεια των βλαστητικών περιόδων των ετών (Πίνακας 3.1). Οι βιοτικοί παράγοντες αφορούν την παρακολούθηση της αφθονίας και της φυτοκάλυψης των υδρόβιων μακροφύτων που απαντούν στις περιοχές μελέτης. Ως ελάχιστη δειγματοληπτική επιφάνεια χρησιμοποιήθηκε η επιφάνεια των (50cm x 50cm) με χρήση ξύλινου πλαισίου και πραγματοποιήθηκαν τρεις επαναλήψεις. Σε κάθε δειγματοληπτική επιφάνεια (quadrat) καταγράφηκαν όλα τα είδη φυτών με την τιμή κάλυψης - αφθονίας τους, χρησιμοποιώντας την επταβάθμια κλίμακα του Braun-Blanquet (r= πολύ σπάνιο, 1-2 άτομα, += σπάνιο, λίγα άτομα, 1= πολυάριθμα άτομα <5%, 2= οσαδήποτε άτομα με κάλυψη 5-25%, 3= οσαδήποτε άτομα με κάλυψη 25-50%, 4= οσαδήποτε άτομα με κάλυψη 50-75%, 5= οσαδήποτε άτομα με κάλυψη >75%) (Van der Maarel, 1979). Σε σημεία στα οποία ήταν εφικτή η προσέγγιση των δειγμάτων στο βυθό, έγινε πλήρης αποψίλωση της δειγματοληπτικής επιφάνειας. Κάθε φορά σημειωνόταν και η κάλυψη της βλάστησης σε ποσοστό επί τοις εκατό (%). Τα δείγματα τοποθετούνταν σε πλαστικές σακούλες και μεταφέρονταν στο εργαστήριο όπου πλένονταν και διαχωρίζονταν ανάλογα με το είδος και διατηρήθηκαν σε διάλυμα φορμόλης 2% (Moore, 1992). Ο προσδιορισμός των ειδών σε οικογένειες και γένη, έγινε σύμφωνα με τις κλείδες προσδιορισμού που αναφέρονται παρακάτω και τα είδη ταξινομήθηκαν αλφαβητικά σε πέντε μεγάλα φύλα: Ροδόφυτα (Rhodophyta), Ωχρόφυτα (Ochrophyta), Χλωρόφυτα (Chlorophyta), Στρεπτόφυτα ή Χαρόφυτα (Streptophyta ή Charophyta) και Αγγειόσπερμα (Magnoliophyta). Η ταξινόμηση των ειδών σε φύλα έγινε σύμφωνα με την κατάταξη που προτείνουν οι John κ.α., 2002 και οι Guiry & Guiry (2013). Η αναγνώριση των ειδών που ανήκουν στα Ροδόφυτα βασίστηκε στους Steentoft κ.α., (1995) και Furnari κ.α., (2001). Τα είδη τα οποία ανήκουν στα Χλωρόφυτα, διακρίθηκαν σε τέσσερα γένη όπως Chaetomorpha, Cladophora, Rhizoclonium και 57

83 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ Ulva και η αναγνώρισή τους βασίστηκε στην κλείδα προσδιορισμού του Van den Hoek (1963). Επιπλέον, για την αναγνώριση των ειδών που ανήκουν στα Στρεπτόφυτα ή Χαρόφυτα, εξετάστηκαν σημαντικά μορφολογικά ταξινομικά γνωρίσματα όπως ο βλαστός (cortex) και ο βλαστός των πλευρικών διακλαδώσεων (branchlets cortication), ο χαρακτήρας των ακανθόμορφων κυττάρων (spine-cells), η παρουσία, η μορφή και το μέγεθος των παραφυλλόμορφων σχηματισμών (stipulodes), τα γαμετάγγεια (gametangia) κ.α. Η αναγνώριση τους βασίστηκε στους Krause (1997) και Wood & Imahori (1964), σε συνεργασία με τον Καθηγητή Lefter Kashta, της Ακαδημίας Επιστημών του Πανεπιστημίου των Τιράνων, στην Αλβανία. Ο προσδιορισμός του είδους Chara hispida f. corfuensis έγινε από την Δρ. Susanne Schneider του Λιμνολογικού Σταθμού του Τεχνικού Πανεπιστημίου του Μονάχου (Limnologische Station der Technischen Universität München) σε συνεργασία με τον Dr Uwe Raabe της Κρατικής Υπηρεσίας για τη Φύση, το Περιβάλλον και την Προστασία των Καταναλωτών της Βόρειας Ρηνανίας-Βεστφαλίας, στη Γερμανία (Das Landesamt für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz Nordrhein-Westfalen). Επίσης, ο προσδιορισμός των Χλωροφύτων, Ροδοφύτων και Φαιοφύτων πραγματοποιήθηκε στο Ινστιτούτο «CNR-IAMC-Sezione di Taranto, Istituto Sperimentale Talassografico A. CERRUTI σε συνεργασία με τις ερευνήτριες Ester Cecere και Antonella Petrocelli. Η αναγνώριση των αγγειοσπέρμων πραγματοποιήθηκε με βάση κυρίως τους Tutin κ.α. ( , 1993) και τον Fassett (1940). Η ονοματολογία ακολούθησε τους Furnari κ.α. (2003), Sfriso & Curiel (2007) και τη βάση δεδομένων AlgaeBase (Guiry & Guiry, 2013). 58

84 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ 3.2. Μέθοδοι αξιολόγησης της τροφικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας Τροφικοί δείκτες Δείκτες Τροφικής Κατάστασης Carlson (Trophic Status Indices, TSI) Ο δείκτης Carlson (1977) είναι ένας απλός και εύχρηστος δείκτης που απαιτεί μικρό όγκο δεδομένων και είναι κατανοητός τόσο σε θεωρητικό όσο και σε πρακτικό επίπεδο. Η εκτίμηση της τροφικής κατάστασης ενός υδάτινου σώματος, σύμφωνα με τον Carlson (1977), καθορίζεται από τη βιομάζα των φυκών. Χρησιμοποιεί τρεις διαφορετικές παραμέτρους: την χλωροφύλλη-α, το βάθος Secchi και τον Ολικό Φώσφορο. Για την εκτίμηση της τροφικής κατάστασης, ιδιαίτερο ενδιαφέρον δίδεται στην χλωροφύλλη, γιατί η παράμετρος αυτή θεωρείται περισσότερο ακριβής στο να προβλέψει τη βιομάζα των φυκών. Σύμφωνα με τον Carlson (1977), ο Ολικός Φώσφορος μπορεί να θεωρηθεί καλύτερος από την χλωροφύλλη-α στην πρόβλεψη της τροφικής κατάστασης των θερινών μηνών, ενώ η διαφάνεια χρησιμοποιείται όταν καμία από τις άλλες παραμέτρους δεν είναι διαθέσιμη. Παρόλο που η διαφάνεια και ο Ολικός Φώσφορος μπορεί να διαφέρουν ανάλογα με την τροφική κατάσταση, οι αλλαγές στη διαφάνεια μπορεί να προκληθούν από μεταβολές στη βιομάζα των φυκών ενώ, ο ολικός φώσφορος μπορεί να σχετίζεται λιγότερο ή περισσότερο ισχυρά με τις μεταβολές στη βιομάζα (Viaroli κ.α., 2008). Στην παρούσα εργασία δεν υπολογίστηκε ο δείκτης Carlson που σχετίζεται με το βάθος Secchi, μιας και οι περιοχές μας είναι αβαθείς και χαρακτηρίζονται από υψηλή διαφάνεια. Το εύρος του δείκτη κυμαίνεται από μηδέν έως εκατό, παρόλο που ο δείκτης θεωρητικά δεν έχει ανώτατα ή κατώτατα όρια. Η λογαριθμική έκφραση των δεδομένων, κανονικοποιεί την ασυμμετρία αυτών, επιτρέποντας έτσι τη χρήση παραμετρικών στατιστικών όπως μέσες τιμές, τυπική απόκλιση κ.α. Οι δείκτες που προτάθηκαν από τον Carlson, σχεδιάστηκαν αρχικά για την εκτίμηση της τροφικής κατάστασης των λιμνών και οι εξισώσεις που χρησιμοποιούνται για τον υπολογισμό τους δίνονται παρακάτω. 59

85 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ Δείκτης Τροφικής Κατάστασης Carlson-Χλωροφύλλη-α: TSI (Chl-a) TSI (Chl-a) = (9,81 x ln[chl-a]) + 30,6, όπου Chl-a σε mg/m 3 ή μg/l Δείκτης Τροφικής Κατάστασης Carlson-Ολικός Φώσφορος: TSI (TP) TSI (TP) = (14,42 x ln[tp]) + 4,15, όπου TP σε μg/l Κάθε τροφικός δείκτης έχει αξία, όταν μπορεί να συσχετιστεί με συγκεκριμένα γεγονότα που συμβαίνουν μέσα σε ένα υδάτινο σώμα (Carlson & Simpson, 1996). Στον Πίνακα 3.1 δίνονται τα όρια των παραμέτρων που χρησιμοποιήθηκαν καθώς και η τροφική κατάσταση που προκύπτει μετά τον υπολογισμό τους. Πίνακας 3.1: Τα όρια που προτείνονται για τον καθορισμός της τροφικής κατάστασης σύμφωνα με τον δείκτη Carlson (Carlson και Simpson, 1996). Table 3.2. Trophic status scheme according to Carlson s Trophic State Index (TSI) (Carlson & Simpson, 1996) TSI Χλωροφύλλη-α Ολικός Φώσφορος Τροφική Κατάσταση (μg/l) (μg/l) <30 <0,94 <6 Ολιγοτροφική ,94-2, Ολιγο-μεσοτροφικό ,6-6, Μεσοτροφικό , Ευτροφικό Ευτροφικά προς υπερ-εύτροφα > Υπερ-εύτροφα Τροφικός Δείκτης TRIX (Trophic Index) Οι Vollenweider κ.α. (1998) ανέπτυξαν τον τροφικό δείκτη (TRIX), ο οποίος βασίζεται στις συγκεντρώσεις της Χλωροφύλλη-α, του κορεσμένου Οξυγόνου, του Ολικού Αζώτου και του Ολικού Φωσφόρου που χαρακτηρίζουν την τροφική κατάσταση στις παράκτιες θαλάσσιες περιοχές (Nixon, 1995). Η τροφική κατάσταση ενός υδάτινου σώματος, εξαρτάται από τη διαθεσιμότητα του αζώτου και του φωσφόρου η οποία καθορίζει την πρωτογενή παραγωγή, δηλαδή τη βιομάζα του φυτοπλαγκτού καθώς και τον βαθμό κορεσμού του οξυγόνου (Cloern, 2001). Ο 60

86 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ δείκτης TRIX που αναπτύχθηκε για τα Μεσογειακά ύδατα, χρησιμοποιήθηκε από τις Ιταλικές αρχές για την παρακολούθηση της τροφικής κατάστασης της Αδριατικής, αλλά και για την εκτίμηση της τροφικής κατάστασης της Βαλτικής και της Βόρειας Θάλασσας. Ο υπολογισμός του δείκτη γίνεται με την εφαρμογή της πολύ-παραγοντικής εξίσωσης: TRIX = [Log 10 (Chl-α x ad%o x DIN x TP)-(k)]/m όπου η συγκέντρωση της Chl-a υπολογίζεται σε mg/m 3 ή μg/l, το οξυγόνο ως την απόλυτη τιμή του ποσοστού επί τοις εκατό της απόκλισης από τον κορεσμό [abs 100-%O = ad%o. Η συγκέντρωση του ολικού αζώτου ορίζεται ως το άθροισμα των συγκεντρώσεων των νιτρωδών, νιτρικών και αμμωνιακών αλάτων εκφρασμένα σε µg/l, καθώς και η συγκέντρωση του Ολικού Φωσφόρου σε μg/l. Επιπλέον, η σταθερά είναι ίση με -1,5 (k= -1,5) και η σταθερά m είναι ίση με 1,2 (m=1,2) (Vollenweider κ.α., 1998). Τα όρια του δείκτη κυμαίνονται από μηδέν έως δέκα και ορίζουν την τροφική κατάσταση ενός υδάτινου σώματος από φτωχή έως υψηλή. Έτσι, όταν ο δείκτης TRIX κυμαίνεται από 0 έως 4, τότε η ποιότητα των υδάτων χαρακτηρίζεται ως υψηλή. Όταν το εύρος του δείκτη κυμαίνεται από 4 έως 5, είναι καλή, 5 έως 6 μέτρια και από 6 έως 10, φτωχή (Vollenweider κ.α., 1998) Βιοτικοί Δείκτες Δείκτης Οικολογικής Αξιολόγησης-συνεχής φόρμουλα (Ecological Evaluation Index continuous formula-eei-c) Για τη θαλάσσια βενθική βλάστηση αναπτύχθηκε ένας νέος βιοτικός δείκτης, ο Δείκτης Οικολογικής Αξιολόγησης (Ecological Evaluation Index-ΕΕΙ) (Orfanidis κ.α., 2001, 2003, 2011). Η κεντρική ιδέα στην οποία βασίζεται ο Δείκτης Οικολογικής Αξιολόγησης ή ΕΕΙ, είναι ότι η ανθρωπογενής διαταραχή όπως η ρύπανση ή ο ευτροφισμός, μετατοπίζει 61

87 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ το σύστημα από τη φυσική-αδιατάρακτη κατάσταση, στην οποία επικρατούν οι τελικοί αποικιστές (late-successionals), στην υποβαθμισμένη κατάσταση, στην οποία επικρατούν τα καιροσκοπικά είδη (opportunistics). Στην ενδιάμεση κατάσταση, υπάρχει συγκυριαρχία τελικών αποικιστών και καιροσκοπικών ειδών (Orfanidis κ.α., 2001, 2003). Τα θαλάσσια βενθικά μακρόφυτα χρησιμοποιούνται ως βιοδείκτες των μετατοπίσεων του οικοσυστήματος από τη φυσική κατάσταση στην υποβαθμισμένη. Για το σκοπό αυτό, τα θαλάσσια μακρόφυτα, ταξινομούνται σε δυο ομάδες οικολογικής κατάστασης (ESGI, ESGII) που αντιπροσωπεύουν τις δύο ακραίες οικολογικές καταστάσεις, τη φυσική και την υποβαθμισμένη αντίστοιχα (Εικόνα 3.2). Εικόνα 3.2. Ομάδα Οικολογικής Κατάστασης (ESG) I, II των θαλάσσιων βενθικών μακροφύτων (οι απεικονίσεις των μακροφύτων βασίζονται σε διαφορετικές πηγές, Orfanidis κ.α., 2003). Figure 3.2. Ecological State Groups (ESG) I, II of marine benthic macrophytes (macrophyte graphs are based on diverse sources, Orfanidis et al., 2003). Η ομάδα ESGI (είδη k-στρατηγικής) περιλαμβάνει τα μακροφύκη με παχύ θαλλό ή ασβεστοφύκη, με χαμηλό μεταβολικό ρυθμό και πολυετή κύκλο ζωής (τελικοί αποικιστές). Η ομάδα ESGΙΙ (κυρίως είδη r-στρατηγικής) περιλαμβάνει φυλλοειδή και νηματοειδή μακροφύκη, με υψηλούς μεταβολικούς ρυθμούς και ετήσιο κύκλο ζωής (καιροσκοπικά είδη). Όλα τα φανερόγαμα περιλαμβάνονται στην πρώτη 62

88 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ κατηγορία, ενώ τα κυανοφύκη και τα είδη με αδρά διακλαδιζόμενο θαλλό, περιλαμβάνονται στην δεύτερη κατηγορία (Orfanidis κ.α., 2003). Οι δύο αυτές ομάδες οικολογικής κατάστασης (Πίνακας 3.2), διακρίνονται σε τρεις και δύο επιμέρους υποομάδες αντίστοιχα. Έτσι, η oμάδα ESGΙ περιλαμβάνει την ομάδα ESGIA στην οποία ανήκουν τα αγγειόσπερμα, ESGIB στην οποία ανήκουν τα είδη με χοντρό θαλλό, ESGIC στην οποία περιλαμβάνονται είδη προσαρμοσμένα στη σκιά (Littler & Littler, 1980, Orfanidis κ.α., 2001, 2011). Αντίστοιχα, η oμάδα ESGΙΙ διακρίνεται στην ESGIIA, με φυλλοειδή μακροφύκη και ESGIIB, με νηματοειδή μακροφύκη. Επιπλέον, ο δείκτης ΕΕΙ-c σε τροποποίησή του περιλαμβάνει το είδος Potamogeton που απαντάται σε γλυκά έως υφάλμυρα νερά στην ομάδα ESGIIC (Orfanidis κ.α., 2012). Στον Πίνακα 3.2 περιγράφονται τα μορφολογικά χαρακτηριστικά των Ομάδων Οικολογικής Κατάστασης (Orfanidis κ.α., 2011, 2012). Πίνακας 3.2. Μορφολογικά χαρακτηριστικά των Ομάδων Οικολογικής Κατάστασης για τα μεταβατικά ύδατα (Orfanidis κ.α., 2011, 2012). Table 3.2. Key functional traits and names of benthic macrophyte Ecological Status Groups for transitional waters (Orfanidis et al., 2011, 2012). Η εκτίμηση του ποσοστού κάλυψης, για την εφαρμογή του Δείκτη Οικολογικής Αξιολόγησης, έγινε με τη χρήση ενός διάφανου δοχείου από πολυαιθυλένιο το οποίο συμπληρώθηκε με νερό και η τετράγωνη επιφάνειά του διαιρέθηκε σε 100 τετράγωνα. Η επιφάνεια που καλύπτεται σε κατακόρυφη προβολή από κάθε είδος, υπολογίστηκε χρησιμοποιώντας την επτα-βάθμια κλίμακα του Braun-Blanquet (1932) όπου (r (σπάνιο)= 0,01%, + (<1%)= 0,5%, 1 (1-5%)= 3%, 2 (5-25%)= 15%, 3 (25-50%)= 37,5%, 4 (50-75%)= 62,5%, 5 (75-100%)= 87,5%. 63

89 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ Το εύρος διακύμανσης των αποτελεσμάτων του Δείκτη Οικολογικής Αξιολόγησης κυμαίνεται από 2 έως 10 όπου: Κακή=2, Χαμηλή=4, Μέτρια=6, Καλή= 8, Υψηλή=10 (Πίνακας VI-Παράρτημα I). Προκειμένου να ενισχυθεί η συγκρισιμότητα των αποτελεσμάτων, σύμφωνα με την Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ, τα αποτελέσματα μετατράπηκαν σε Λόγο Οικολογικής Ποιότητας (EQR) ο οποίος κυμαίνεται από μηδέν έως ένα. Ως Λόγος Οικολογικής Ποιότητας (EQR) ορίζεται ο λόγος μεταξύ των τιμών των βιολογικών παραμέτρων που παρατηρήθηκαν στην επιφάνεια του υδάτινου σώματος προς την αναμενόμενη τιμή στην περιοχή αναφοράς και υπολογίζεται από την εξίσωση: EEI-c EQR = 1.25*(EEI-c value/rc value)-0.25, όπου RC=10. Στον Πίνακα 3.3 δίνονται τα όρια του Δείκτη Οικολογικής Αξιολόγησης για τα μεταβατικά και παράκτια ύδατα, στηριζόμενα στη συνεχή φόρμουλα του Δείκτη Οικολογικής Αξιολόγησης που εφαρμόστηκε σε 2000 θεωρητικές τιμές (Orfanidis κ.α., 2011). Πίνακας 3.3. Όρια του Δείκτη Οικολογικής Αξιολόγησης για τα μεταβατικά και παράκτια ύδατα στηριζόμενα στη συνεχή φόρμουλα του Δείκτη Οικολογικής Αξιολόγησης που εφαρμόστηκε σε 2000 θεωρητικές τιμές. Table 3.3. Ecological Status Boundaries of transitional and coastal waters based on the Ecological Evaluation Index continuous formula (EEI-c) applied in 2000 theoretical values. Κλάσεις Οικολογικής Κατάστασης ΕΕΙ-c EEI- CEQR Υψηλή 9,72±0,46 0,97±0,06 Καλή-Υψηλή 8,09±0,74 0,76±0,09 Καλή-Μέτρια 5,84±0,70 0,48±0,09 Μέτρια-Χαμηλή 4,04±0,68 0,25±0,08 Κακή 2,34±0,78 0,04±0,10 64

90 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ Ειδικός Δείκτης Ποιότητας Μακροφύτων E-MaQI (Expert-Macrophyte Quality Index) Ο Ειδικός Δείκτης Ποιότητας Μακροφύτων προτάθηκε από τους Sfriso κ.α. (2007) και αποτελεί έναν ποιοτικό δείκτη (qualitative index). Για την εφαρμογή του απαιτείται, στην περιοχή μελέτης, να υπάρχουν τουλάχιστον είκοσι (20) διαφορετικά είδη υδρόβιων μακρόφυτων. Για το λόγο αυτό, είναι σημαντικό όλα τα υδρόβια μακρόφυτα που συλλέγονται να αναγνωρίζονται τουλάχιστον σε επίπεδο είδους. Η αναγνώριση ακόμα και των πιο μικρών επιφύτων όπως τα Corallinaceae που είναι χαρακτηριστικά της καλής-υψηλής οικολογικής κατάστασης, μπορούν να επηρεάσουν, με την παρουσία τους, την οικολογική κατάσταση μιας περιοχής (Πίνακας VI-Παράρτημα I). Μετά την αναγνώριση των μακροφύτων, τα είδη βαθμολογούνται με μηδέν (0), όταν αυτά είναι ανθεκτικά στις μεταβολές, ένα (1), όταν αυτά δεν εμφανίζουν καμία διαφοροποίηση (αδιάφορα) στις μεταβολές και δύο (2), όταν τα είδη είναι ευαίσθητα στις αλλαγές Sfriso κ.α. (2007). Σύμφωνα με την Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ, το εύρος του δείκτη θα πρέπει να κυμαίνεται από μηδέν (0), υποδεικνύοντας την κακή οικολογική κατάσταση έως ένα (1), φανερώνοντας την υψηλή οικολογική κατάσταση που θεωρητικά χαρακτηρίζονται και ως περιοχές αναφοράς. Ο λόγος μεταξύ της μέσης βαθμολογίας των μακροφύτων που εντοπίστηκαν στην περιοχή μελέτης προς τη μέγιστη τιμή που βρέθηκε στον σταθμό αναφοράς, αντιπροσωπεύει τον Λόγο της Οικολογικής Ποιότητα; (Λ.Ο.Π. ή EQR=μέση βαθμολογία/υψηλότερη βαθμολογία). Το εύρος του Λόγου Οικολογικής Κατάστασης κυμαίνεται από μηδέν έως ένα και για πρακτικούς λόγους έχει υποδιαιρεθεί σε πέντε κλάσεις (Sfriso κ.α., 2007): Κακή=0 0,20 Φτωχή=0,21 0,40 Μέτρια=0,41 0,60 Καλή=0,61 0,80 Υψηλή=0,81 1,0 65

91 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ Συνδυαστικός Δείκτης Αβιοτικών και Βιοτικών παραμέτρων Δείκτης Οικολογικής Εκτίμησης των Μεταβατικών Υδάτων TWQI (Transitional Water Quality Index) Ο Δείκτης Οικολογικής Εκτίμησης των Μεταβατικών Υδάτων TWQI προτάθηκε από τους Giordani κ.α., (2009). Ο δείκτης ελέγχθηκε και βαθμονομήθηκε σε έξι διαφορετικά μεταβατικά οικοσυστήματα τα οποία υπόκεινται σε διαφορετικές ανθρωπογενείς πιέσεις και επίπεδα ευτροφισμού. Για την εφαρμογή του χρησιμοποιήθηκαν δεδομένα των ετών 1989 έως 2004, για τις περιοχές Sacca di Goro (Βόρεια Αδριατική, Ιταλία), Lesina (Νότια Αδριατική, Ιταλία), Ria Formosa (Algarve, Νότια Πορτογαλία), Mar Menor (Murcia, Νότια Ισπανία), Etang de Thau (Herault, Νότια Γαλλία) and Κόλπος Γέρας (Λέσβος, Ελλάδα). Στην εφαρμογή του δείκτη χρησιμοποιούνται έξι διαφορετικές παραμέτροι όπως: διαλυμένο οξυγόνο (DO), Χλωροφύλλη-α (Chl-a), διαλυμένο ανόργανο άζωτο (DIN) και διαλυμένος ανόργανος φώσφορος (DIP), κάλυψη των βενθικών φανερόγαμων (Benthic Rooted Plants) και των ευκαιριακών μακροφυκών (Μa). Αυτές οι παράμετροι αντιπροσωπεύουν τους κύριους παράγοντες που επηρεάζουν την πρωτογενή παραγωγικότητα και αποτελούν δείκτες ευτροφισμού σε ένα υδάτινο οικοσύστημα (Viaroli κ.α., 2008, Giordani κ.α., 2009). Ο υπολογισμός του Δείκτη Οικολογικής Εκτίμησης των Μεταβατικών Υδάτων είναι το άθροισμα των ποιοτικών τιμών (Quality Values) της κάθε μιας, από τις παραπάνω παραμέτρους. Η κάθε ποιοτική τιμή πολλαπλασιάζεται με έναν συντελεστή βαρύτητας, όπου για το διαλυμένο οξυγόνο και τη Χλωροφύλλη-α είναι 0,15, για τις συγκεντρώσεις του αζώτου και του φωσφόρου είναι 0,12 και τέλος για την κάλυψη τόσο των βενθικών ριζωδών φυτών, όσο και για τα μακροάλγη, είναι 0,23. Ο δείκτης έχει εύρος από μηδέν (0= κακή κατάσταση) έως εκατό (100= Υψηλή κατάσταση) και περιγράφεται στην παρακάτω εξίσωση (Πίνακας VI-Παράρτημα I): TWQI=QV DO +QV Chl-a +QV DIN +QV TP +QV MA +QV PH Πιο αναλυτικά η οικολογική κατάσταση ενός μεταβατικού οικοσυστήματος μπορεί να χαρακτηριστεί ως κακή όταν η τιμή του δείκτη TWQI κυμαίνεται από 0 66

92 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ έως 40, ως φτωχή όταν η τιμή του δείκτη κυμαίνεται από 41 έως 50, ως μέτρια όταν ο δείκτης βρίσκεται μεταξύ 51-60, ως καλή όταν το αποτέλεσμα του δείκτη κυμαίνεται μεταξύ 61 έως 80 και τέλος ως άριστη όταν ο δείκτης είναι μεγαλύτερος από 81. Η ποιοτική τιμή που καθορίζει το Διαλυμένο Οξυγόνο (QV DO ) αυξάνεται από 0 έως 100, συνδέοντας έτσι με πλήρη ανοξία τις τιμές του κορεσμένου οξυγόνου που κυμαίνονται από % (Εικόνα 3.6). Τιμές Διαλυμένου Οξυγόνου μεγαλύτερες από 125% είναι συχνές σε υψηλά παραγωγικά οικοσυστήματα όπως είναι τα μεταβατικά ύδατα και θεωρούνται σημαντικές, γιατί, συνήθως ο υπερκορεσμός, συνοδεύεται και από αύξηση της βιομάζας του φυτοπλαγκτού. Όταν ο κορεσμός του οξυγόνου είναι υψηλότερος από 125% τότε η ποιοτική τιμή μειώνεται και μηδενίζεται, όταν ο κορεσμός φτάνει το 250%,σύμφωνα με προηγούμενες μελέτες (Vollenweider κ.α., 1998, Cude, 2001). Η τιμή της Χλωροφύλλης α μετράται ως ενεργή βιομάζα του φυτοπλαγκτού, παρόλο που το κυτταρικό περιεχόμενο της Χλωροφύλλης α εξαρτάται από τη φυσιολογική κατάσταση των κυττάρων του φυτοπλαγκτού (Felip & Catalan, 2000). Έτσι, η ποιοτική τιμή της Χλωροφύλλης-α είναι μηδέν, όταν η συγκέντρωση της είναι >30mg/m 3, ενώ η υψηλότερη ποιοτική τιμή της είναι εκατό, όταν η συγκέντρωση είναι<6mg/m 3. Τα όρια των συγκεντρώσεων που προτείνονται είναι τυπικά των Μεσογειακών περιοχών (Giordani κ.α., 2005, EPA, 2005). Οι συγκεντρώσεις του διαλυμένου ανόργανου αζώτου και φωσφόρου που προκύπτουν είτε από εξωτερικές εισροές, είτα από ανακύκλωση, είναι κριτήρια τα οποία έχουν χρησιμοποιηθεί ευρέως για την εκτίμηση της τροφικής κατάστασης των υδάτων (Vollenweider & Kerekes, 1982). Το διαλυμένο ανόργανο άζωτο θεωρείται ως ο κυριότερος παράγοντας ευτροφισμού στα μεταβατικά ύδατα, ενώ συνήθως ο φώσφορος, θεωρείται ως περιοριστικός παράγοντας (de Jonge κ.α., 2002). Η ποιοτική τιμή του διαλυμένου ανόργανου αζώτου σχετίζεται αντίστροφα με τη συγκέντρωσή του. Έτσι, QV DIN =100 όταν η συγκέντρωση είναι 0μΜ και QV DIN =0 όταν DIN>100μΜ. 67

93 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ Εικόνα 3.6. Σχέσεις μεταξύ των αναλυτικών μετρήσεων α) κορεσμός Διαλυμένου Οξυγόνου (DO), β) Χλωροφύλλη-α (Chl-a), γ) διαλυμένο ανόργανο και ολικό άζωτο (DIN-TN), δ) διαλυμένος ανόργανος και ολικός φώσφορος (DIP-TP), ε) κάλυψη μακροφυκών (Ma), στ) κάλυψη φανερόγαμων (Ph ή BRP) και αντίστοιχα οι ποιοτικές τιμές (QV) και οι συντελεστές βαρύτητας που χρησιμοποιήθηκαν για τον υπολογισμό του TWQI. Figure 3.6: Relationships among analytical measurements of (a) dissolved oxygen saturation (DO), (b) chlorophyll-a (Chl-a), (c) dissolved inorganic and total nitrogen (DIN-TN), (d) dissolved inorganic and total phosphorus (DIP-TP), (e) macroalgal coverage (Ma), (f) phanerogam coverage (Ph) and respective TWQI Q values (QV). wf: weighting factors used in TWQI calculation. 68

94 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ Η πιο σημαντική μείωση της ποιοτικής τιμής QV DIN σημειώνεται, όταν η συγκέντρωση κυμαίνεται από 0-20μΜ, κυρίως γιατί οι μεταβολές στην παραγωγικότητα συνήθως λαμβάνουν χώρα μέσα σε αυτό το εύρος (Viaroli κ.α., 2008). Αντίστοιχη συσχέτιση παρατηρείται και με τον διαλυμένο ανόργανο φώσφορο όπου QV DIP =100 όταν DIP=0μΜ και QV DIP =0 όταν DIP>6μΜ. Οι συγκεντρώσεις του ολικού αζώτου (TN) και Ολικού Φωσφόρου (TP) μπορούν επίσης να χρησιμοποιηθούν, εάν υπάρχουν δεδομένα και ακολουθούν το ίδιο πρότυπο, με το διαλυμένο ανόργανο άζωτο και φώσφορο. Σε ότι αφορά τις βιολογικές παραμέτρους, η κάλυψη εκφράζεται σε ποσοστό επί τοις εκατό (%) της επιφάνειας που εποικίζεται από ετήσια ή πολυετή λιβάδια και η εκτίμηση γίνεται σύμφωνα με την κλίμακα του Braun-Blanquet. Στην εφαρμογή του δείκτη θεωρείται ότι το μέγιστο ποσοστό συνολικής κάλυψης της επιφάνειας της λιμνοθάλασσας δεν ξεπερνάει το 80%, με το 20% να θεωρείται, όταν καταλαμβάνεται από κανάλια, νησίδες κα. Έτσι, στην περίπτωση των ευκαιριακών ειδών QVMa=0, όταν η κάλυψη τους είναι >80%. Αντίθετα, η υψηλότερη ποιοτική τιμή QVMa θεωρείται, όταν το ποσοστό κάλυψης είναι <10%. Στα φανερόγαμα ή βενθικά ριζώδη φυτά QVBRP=100, όταν το ποσοστό κάλυψης είναι 80%, ενώ αντίθετα QVBRP=0 όταν το ποσοστό κάλυψης κυμαίνεται από 0-10% (Giordani κ.α., 2009) Στατιστική Ανάλυση Ανάλυση Διασποράς (ANOVA)-έλεγχος επιπέδων σημαντικότητας (LSD test)- Συσχετίσεις Spearman Προκειμένου να γίνει έλεγχος των αβιοτικών παραμέτρων που διαφέρουν στατιστικά σημαντικά μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών, αλλά και για να εξεταστούν ποιες παράμετροι συμβάλλουν στατιστικά σημαντικά στη διαφοροποίηση των μακροφυτικών συναθροίσεων που χαρακτηρίζουν τους τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας πραγματοποιήθηκε η Ανάλυση Διασποράς (ANOVA). Επιπλέον, προκειμένου να διαπιστωθούν, ποιοι δείκτες διαφέρουν στατιστικά σημαντικά μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών εφαρμόστηκε η Ανάλυση διασποράς και ο έλεγχος των επιπέδων σημαντικότητας σε όλες τις περιπτώσεις 69

95 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ πραγματοποιήθηκε σύμφωνα με το post hoc LSD test. Οι στατιστικά σημαντικές συσχετίσεις μεταξύ του συνόλου των αβιοτικών παραμέτρων υπολογίστηκαν με τον συντελεστή συσχέτισης Spearman, ενώ εξετάστηκε και η αλληλεπίδραση (interaction) μεταξύ των αβιοτικών παραμέτρων σε σχέση με τους παράγοντες εποχή και έτος. Η αλληλεπίδραση των παραγόντων εποχή, έτος και σταθμός εξετάστηκε στα αποτελέσματα που προέκυψαν από την εφαρμογή των δεικτών βιολογικής ποικιλότητας. Με την εφαρμογή του συντελεστή συσχέτισης Spearman ελέγχθηκαν οι συσχετίσεις των παραμέτρων (αβιοτικών ή βιοτικών) που συμμετείχαν σε κάθε τροφικό δείκτη που χρησιμοποιήθηκε για την εκτίμηση της τροφικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών Για τη στατιστική ανάλυση χρησιμοποιήθηκαν τα στατιστικά πακέτα SPSS v. 15.0, Canoco 4.55, PC-ORD 5, PRIMER V.6 και τα δεδομένα από τις δειγματοληψίες των φυτικών οργανισμών εισήχθηκαν στη βάση δεδομένων του λογισμικού Turboveg for Windows Ταξιθέτηση (Ordination) Η τεχνική ταξιθέτησης αποτελεί μέθοδο διερεύνησης και μείωσης μεγάλου όγκου δεδομένων. Είναι ουσιαστικά, μια περιγραφική μέθοδος η οποία επιτρέπει στους ερευνητές να διατυπώσουν ιδέες για τη δομή της βιοκοινότητας, καθώς και τις πιθανές αιτιατές σχέσεις μεταξύ της διακύμανσης της βλάστησης και των περιβαλλοντικών μεταβλητών. Η υποκείμενη δομή των βιολογικών δεδομένων μπορεί να είναι η απόκριση της βιοκοινότητας σε κάποιες μεταβλητές. Αυτές οι μεταβλητές καλούνται «θεωρητικές» και κατασκευάζονται από τη μέθοδο με τέτοιο τρόπο ώστε να εξηγούν κατά τον καλύτερο δυνατό τρόπο τα βιολογικά δεδομένα. Ο αλγόριθμος ο οποίος χρησιμοποιείται για την ταξιθέτηση δειγμάτων, μπορεί να είναι γραμμικός (γραμμική απόκριση των δειγμάτων) ή μονοκόρυφος (Unimodal). Εάν δεν υπάρχουν διαθέσιμα δεδομένα από επεξηγηματικές μεταβλητές (Explanatory variables, Predictors), τότε οι θεωρητικές μεταβλητές που κατασκευάζει η μέθοδος, μπορούν να συσχετιστούν έμμεσα με τα όσα είναι γνωστά για το περιβάλλον των οργανισμών, χρησιμοποιώντας περαιτέρω στατιστική ανάλυση π.χ. Ανάλυση Συσχέτισης (Correlation Analysis). Οι ταξιθετήσεις αυτού του τύπου ονομάζονται Έμμεσες Αναλύσεις Διαβάθμισης (Indirect Gradient 70

96 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ Analysis). Στην περίπτωση όπου υπάρχουν δεδομένα επεξηγηματικών μεταβλητών, γίνεται συσχέτιση των συγκεκριμένων μεταβλητών με τα βιολογικά δεδομένα και διερευνάται η επίδραση τους στην κατανομή των δειγμάτων. Η μέθοδος αυτή καλείται Άμεση Ανάλυση Διαβάθμισης (Direct Gradient Analysis) και οι θεωρητικές τιμές κατασκευάζονται με κριτήριο να εξηγούν κατά τον καλύτερο δυνατό τρόπο τα βιολογικά δεδομένα και επιπλέον να αποτελούν γραμμικούς συνδυασμούς των περιβαλλοντικών μεταβλητών που έχουν μετρηθεί και χρησιμοποιηθεί στην ανάλυση (Lepš & Šmilauer, 2003). α. Έμμεσες αναλύσεις διαβάθμισης (Indirect Gradient Analyses) Ως γραμμικές και μονοκόρυφες μέθοδοι έμμεσης ανάλυσης διαβάθμισης ορίζονται εκείνες οι μέθοδοι οι οποίες αναζητούν μία ή περισσότερες διαβαθμίσεις που αντιπροσωπεύουν τις ιδανικές επεξηγηματικές (Explanatory) μεταβλητές οι οποίες ταιριάζουν στο μοντέλο της παλινδρόμησης, είτε με γραμμική είτε με μονοκόρυφη απόκριση των ειδών (Species). Η βελτιστοποίηση των τιμών περιορίζεται από τις υποθέσεις των εν λόγω μεθόδων και κρίνεται επί του συνόλου των ειδών στα πρωτογενή δεδομένα (Lepš & Šmilauer, 1999) Ανάλυση Κύριων Συνιστωσών (Principal Component Analysis, PCA) Η Ανάλυση Κύριων Συνιστωσών (PCA), είναι η πρώτη και η πιο βασική μέθοδος ταξιθέτησης η οποία βασίζεται σε ιδιοτιμές (eigenvalues) και προτάθηκε από τους Pearson (1901) και Hotelling (1933). Η Ανάλυση Κύριων Συνιστωσών (PCA) είναι η ταξιθέτηση που χρησιμοποιεί γραμμικό αλγόριθμο και ανήκει στην κατηγορία της έμμεσης ανάλυσης διαβάθμισης. Όπως αναφέρθηκε και πιο πάνω, η μέθοδος αναζητεί εκείνες τις θεωρητικές επεξηγηματικές μεταβλητές, οι οποίες ελαχιστοποιούν το άθροισμα τετραγώνων υπολοίπου (γραμμική παλινδρόμηση) (residual sum of squares), μετά την εφαρμογή ευθειών στα δεδομένα (Ter Braak, 1995). Αυτό γίνεται με την κατάλληλη επιλογή των τιμών στα δείγματα, οι οποίες απαρτίζουν τους άξονες της ταξιθέτησης. Στη συγκεκριμένη ανάλυση, οι άξονες ταξιθέτησης ονομάζονται κύριες συνιστώσες (Principal Components). Για κάθε είδος εφαρμόζονται οι προσαρμοσμένες ευθείες 71

97 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ (fitted lines), οι οποίες παρουσιάζουν κάποια κλίση σε σχέση με τις κύριες συνιστώσες (Ter Braak, 1995). Οι τιμές των δειγμάτων στις κύριες συνιστώσες (άξονες ταξιθέτησης) είναι τέτοιες ώστε αυτό το άθροισμα να είναι το ελάχιστο δυνατό (Ter Braak & Smilauer, 2002). Η Ανάλυση Κύριων Συνιστωσών (PCA) φαίνεται να εφαρμόζεται καλύτερα σε περιβαλλοντικές μεταβλητές και δείγματα, παρά σε ζωντανούς οργανισμούς, κυρίως λόγω της μορφής των δεδομένων. Στην παρούσα Διδακτορική Διατριβή, εφαρμόστηκε η έμμεση ανάλυση διαβάθμισης (Indirect Gradient Analysis), προκειμένου να ομαδοποιηθούν οι λιμνοθάλασσες της Μεσογείου και της Δυτικής Ελλάδας σε τύπους. Τα δεδομένα αφορούσαν γεωμορφολογικές παραμέτρους και ελέγχθηκε ο βαθμός που επηρεάζει η κάθε μία παράμετρος την κάθε θέση δειγματοληψίας. Τα δεδομένα πριν τη χρήση τους έχουν υποστεί λογαριθμική (Log(x+1)) μετατροπή. Η Ανάλυση Κύριων Συνιστωσών (Principal Component Analysis, PCA), η οποία πραγματοποιήθηκε με τις κύριες αβιοτικές και γεωμορφολογικές παραμέτρους, βασίστηκε στο μήκος της πρώτης θεωρητικής μεταβλητής, το οποίο ήταν μικρότερο από τέσσερις φορές και φαίνεται να αποκρίνεται περισσότερο γραμμικά στις θεωρητικές μεταβλητές. Κατά την εφαρμογή της μεθόδου, έγινε εστίαση της κλίμακας (focus scaling) στις μεταξύ των δειγματοληπτικών θέσεων αποστάσεις (inter-sample distances). Οι τιμές των αβιοτικών παραμέτρων διαιρέθηκαν με την τυπική απόκλιση ( Divided by Standard Deviation ) για να μειωθεί η διακύμανση στις τιμές των μεταβλητών και επιλέχθηκε ο μετασχηματισμός «Center and Standardize». Η επιλογή αυτή είναι κατάλληλη, όταν οι περιβαλλοντικές μεταβλητές έχουν διαφορετικές κλίμακες μέτρησης (Ter Braak & Smilauer, 2002). β. Άμεσες αναλύσεις διαβάθμισης (Direct Gradient Analysis) Οι μέθοδοι άμεσης ανάλυσης διαβάθμισης καλούνται και μέθοδοι κανονικής ταξιθέτησης (Canonical ordination) ή περιορισμένες (Constrained). Στην άμεση ανάλυση, τα δεδομένα και από τους δύο πίνακες, των επεξηγηματικών μεταβλητών (Χ) και των μεταβλητών απόκρισης (Υ), αναλύονται ταυτόχρονα, προκειμένου να εντοπιστούν τα κοινά σημεία. Ο πίνακας με τις επεξηγηματικές μεταβλητές Χ παρεμβαίνει στους υπολογισμούς, οδηγώντας την ταξιθέτηση των βελών εκεί όπου οι 72

98 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ σχετικοί συνδυασμοί με τις μεταβλητές Χ να είναι μέγιστοι (Legendre & Legendre, 1998) Ανάλυση Βελτιωμένων Αντιστοιχιών DCA (Detrended Correspondence Analysis) Η εφαρμογή της DCA μας δίνει τη δυνατότητα να επιλέξουμε την κατάλληλη μεθόδο ταξιθέτησης (γραμμικής ή μονοκόρυφης) (Linear ή Unimodal). Γίνεται έλεγχος της απόκρισης των βιολογικών δεδομένων (γραμμική ή όχι) στα περιβαλλοντικά δεδομένα. Σύμφωνα με τους Ter Braak & Šmilauer (2002) και Lepš & Šmilauer (1999) ο έλεγχος αυτός μπορεί να πραγματοποιηθεί με την εφαρμογή, αρχικά της Βελτιωμένης Ανάλυσης Αντιστοιχιών DCA. Με την ανάλυση αυτή, μπορεί να ελεγχθεί, εάν τα βιολογικά δεδομένα αποκρίνονται γραμμικά στις θεωρητικές μεταβλητές που κατασκευάζει η μέθοδος (άξονες ταξιθέτησης) ή αν αυτές έχουν την καλύτερη απόκριση, γύρω από κάποιες βέλτιστες τιμές των θεωρητικών μεταβλητών. Στην περίπτωση, όπου το μήκος της πρώτης θεωρητικής μεταβλητής (Length of gradient) (του πρώτου άξονα ταξιθέτησης) είναι μικρότερο από τρεις φορές της τυπικής απόκλισης της αφθονίας των ειδών, (Standard Deviation, SD) μέσα στα δείγματα, τότε τα είδη αποκρίνονται περισσότερο γραμμικά στις θεωρητικές μεταβλητές. Εάν είναι μεγαλύτερο από τέσσερις φορές, τότε σίγουρα είναι μονοκόρυφη (Ter Braak & Smilauer, 2002; Lepš & Šmilauer, 1999). Για την επεξεργασία του συνόλου των δειγματοληπτικών επιφανειών της υδρόβιας βλάστησης στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας, εφαρμόστηκε η Βελτιωμένη Ανάλυση Αντιστοιχιών (DCA). Εφαρμόστηκε, προκειμένου να διαπιστωθεί, αν η απόκριση των υδρόβιων μακροφύτων, ως προς τις περιβαλλοντικές παραμέτρους, είναι γραμμική ή μονοκόρυφη (Ter Braak & Šmilauer, 1998). Με την παραπάνω ανάλυση απεικονίζεται γραφικά η ομαδοποίηση των φυτοληψιών, ως προς τη σύνθεση των υδρόβιων μακροφύτων. Σύμφωνα με τα αποτελέσματα DCA που πραγματοποιήθηκε μεταξύ των δεδομένων των υδρόβιων μακροφύτων και περιβαλλοντικών παραμέτρων, το μήκος της πρώτης θεωρητικής μεταβλητής είναι μικρότερο από τρεις φορές την τυπική 73

99 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ απόκλιση της αφθονίας των ειδών μακροφύτων. Συνεπώς, ως πλέον κατάλληλη μέθοδος ταξιθέτησης, επιλέχθηκε η Ανάλυση Πλεονασμού (RDA) Ανάλυση Πλεονασμού (Redundancy analysis, RDA) Η ανάλυση πλεονασμού RDA, είναι μια μέθοδος ανάλυσης δεδομένης διαβάθμισης που χρησιμοποιεί γραμμικό αλγόριθμο για την ταξιθέτηση των ταξινομικών ομάδων και δειγμάτων. Για την επιλογή των περιβαλλοντικών μεταβλητών που συμπεριλαμβάνονται σε κάθε ανάλυση πλεονασμού, λαμβάνονται υπόψη τα αποτελέσματα που προκύπτουν από τον έλεγχο αντιμετάθεσης Monte- Carlo (permutation test) και η τιμή του παράγοντα συγγραμμικότητας (inflation factor). Ο έλεγχος αντιμετάθεσης υποδεικνύει, αν υπάρχει στατιστικά σημαντική συσχέτιση μεταξύ των περιβαλλοντικών παραμέτρων και των ειδών που εξετάζονται, ενώ ο παράγοντας διόγκωσης διακύμανσης εξετάζει, αν κάποια περιβαλλοντική μεταβλητή επηρεάζεται ισχυρά από κάποια άλλη, οπότε δεν συνεισφέρει στην ανάλυση. Συγκεκριμένα, αν η τιμή του παράγονται διόγκωσης διακύμανσης για μια μεταβλητή είναι μεγαλύτερη από 20, τότε θα πρέπει η μεταβλητή αυτή να εξαιρείται από την ανάλυση (Ter Braak & Šmilauer, 1998). Η Ανάλυση Πλεονασμού (RDA) είναι η κανονική εκδοχή της Ανάλυση Κύριων Συνιστωσών, διότι τα κανονικά βέλη ταξιθέτησης (Vectors) είναι γραμμικοί συνδυασμοί των μεταβλητών απόκρισης (Y). Αυτό σημαίνει ότι κάθε κανονικό βέλος είναι μονοδιάστατη προβολή της κατανομής του αντικειμένου στο χώρο που διατηρεί μεταξύ τους η Ευκλείδεια απόσταση. Η ταξιθέτηση αυτή διαφέρει φυσικά από της κύριες συνιστώσες που θα μπορούσαν να υπολογιστούν για τον πίνακα δεδομένων Υ, διότι πρέπει να υπάρχει γραμμικός συνδυασμός των μεταβλητών Χ, αφού πρόκειται για άμεση ανάλυση διαβάθμισης (Ter Braak & Šmilauer, 1998). Η ανάλυση πλεονασμού RDA διατηρεί την Ευκλείδεια απόσταση μεταξύ των αντικειμένων στον πίνακα που περιέχει τις τιμές του Υ οι οποίες έχουν προσαρμοστεί από το μοντέλο της παλινδρόμησης στις επεξηγηματικές μεταβλητές X. Έτσι οι μεταβλητές είναι σε γραμμικό συνδυασμό με τις μεταβλητές Χ. Στα διαγράμματα της ανάλυσης πλεονασμού RDA οι συντεταγμένες των ειδών και των δειγμάτων συμβολίζονται με σημεία. Κάθε σημείο από τα είδη ενώνεται με 74

100 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ την αρχή των αξόνων, με ένα βέλος (Vector). Το κάθε βέλος δείχνει προς την κατεύθυνση της μέγιστης διακύμανσης της τιμής του είδους και το μήκος του βέλους είναι ανάλογο με το μέγιστο ρυθμό αλλαγής της τιμής. Επομένως, τα είδη τα οποία βρίσκονται στην άκρη του διαγράμματος συνεισφέρουν σημαντικά στις διαφορές μεταξύ των δειγμάτων, ενώ τα είδη τα οποία βρίσκονται κοντά στην αρχή των αξόνων έχουν ελάχιστη σημαντικότητα (Ter Braak & Prentice, 1988). Κατά τον ίδιο τρόπο σχεδιάζονται και ερμηνεύονται τα βέλη των περιβαλλοντικών μεταβλητών (το βέλος δείχνει την κατεύθυνση κατά την οποία παρατηρείται η μέγιστη διακύμανση της περιβαλλοντικής μεταβλητής). Τα βέλη των ειδών και των περιβαλλοντικών παραμέτρων που δείχνουν προς την ίδια κατεύθυνση, έχουν μεταξύ τους θετική συσχέτιση. Βέλη που σχηματίζουν μεταξύ τους ορθή γωνία, δεν συσχετίζονται και τα βέλη που δείχνουν προς την αντίθετη κατεύθυνση δείχνουν αρνητική συσχέτιση (Ter Braak & Prentice, 1988). Όσο πιο μεγάλο είναι ένα βέλος, τόσο πιο ισχυρή η συσχέτιση μεταξύ των οργανισμών που μελετώνται, των περιβαλλοντικών μεταβλητών και των δειγμάτων (Ter Braak & Prentice, 1988). Στην παρούσα διδακτορική διατριβή η Ανάλυση Πλεονασμού πραγματοποιήθηκε προκειμένου να συσχετιστούν οι αβιοτικές παράμετροι με τις συναθροίσεις των υδρόβιων μακροφύτων που διακρίθηκαν στους τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Επιπλέον, η Ανάλυση Πλεονασμού εμφάνισε τις συσχετίσεις των αβιοτικών παραμέτρων με τα βιολογικά ποιοτικά στοιχεία που περιλαμβάνονται στον δείκτη οικολογικής αξιολόγησης (ΕΕΙ-c) Μη παραμετρική πολυδιάστατη ταξινόμηση (Non-metric Multi-dimensional Scaling, MDS) Η μέθοδος της μη-παραμετρικής πολυδιάστατης ταξινόμησης αναφέρεται για πρώτη φορά, από τους Shepard (1962) και Kruskal (1964). Η πολυδιάστατη ταξινόμηση αναφέρεται σε ένα ευρύ φάσμα διαδικασιών που ταξινομούν τα δείγματα βασιζόμενα σε ένα μικρότερο πίνακα από νέες παραμέτρους, οι οποίες προκύπτουν από τις αρχικές μεταβλητές. Όπως, αναφέρει και το όνομα της, η τεχνική έχει σχεδιαστεί ειδικά για να απεικονίζει γραφικά τις σχέσεις μεταξύ των δειγμάτων, (π.χ. σταθμών) στον πολυδιάστατο χώρο. Τα δείγματα απεικονίζονται μέσα σε ένα 75

101 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ πλαίσιο, με άξονες τις νέες μεταβλητές. Οι σχέσεις μεταξύ των δειγμάτων μέσα στο πλαίσιο θα πρέπει να αντιπροσωπεύουν την βασική τους ανομοιότητα. Για παράδειγμα, αν το δείγμα 1 έχει μεγαλύτερη ομοιότητα με το δείγμα 2, από ότι με το δείγμα 3, τότε το δείγμα 1 θα βρίσκεται πιο κοντά στο δείγμα 2 από ότι στο 3. Οι πίνακες ομοιότητας αποτελούν τη βάση για πολλές πολυπαραγοντικές μεθόδους και χρησιμοποιούνται α) για τη διάκριση των δειγμάτων μεταξύ τους, β) την ομαδοποίηση των δειγμάτων σε ομάδες που έχουν κοινά χαρακτηριστικά γ) τη γραφική απεικόνιση της διαβάθμισης των δειγμάτων. Δύο δείγματα είναι «όμοια» (S κοντά στο 1) εάν έχουν σημαντική αντιπροσώπευση στην ίδια ομάδα δειγμάτων. Αντίθετα, είναι ανόμοια όταν S=1 και δεν συνυπάρχουν. Από τους διάφορους συντελεστές ομοιότητας, ο πιο διαδεδομένος στην οικολογία είναι ο συντελεστής ομοιότητας Bray-Curtis (Bray & Curtis, 1957). Μπορεί να πάρει την τιμή 100 όταν τα δύο δείγματα είναι όμοια. Παίρνει την τιμή μηδέν, όταν τα δύο δείγματα δεν έχουν κανένα κοινό είδος. Ο συντελεστής συσχέτισης Bray-Curtis μεταξύ των ειδών i και l υπολογίζεται από τον τύπο: S il =100 1-Σ n j=1 y ij -y lj Σnj=1 y ij +y lj Τα πλεονεκτήματα του συντελεστή ομοιότητας Bray-Curtis σε σχέση με άλλους συντελεστές, εντοπίζονται στο ότι α) οι μεταβολές στις μονάδες μέτρησης δεν επηρεάζουν το αποτέλεσμα, β) η τιμή μπορεί να παραμείνει αμετάβλητη είτε περιλαμβάνοντας, είτε εξαιρώντας ένα είδος το οποίο δεν υπάρχει και στα δύο δείγματα, ενώ γ) η εισαγωγή ενός τρίτου δείγματος στον πίνακα δεν θα προκαλέσει καμία διαφορά στην ομοιότητα μεταξύ των δύο προηγούμενων δειγμάτων. Στην εκτίμηση της ομοιότητας των ειδών με τον συντελεστή συσχέτισης Bray- Curtis, προτείνεται η απομάκρυνση των σπάνιων ειδών από τον πίνακα, ώστε να υπάρχει η πιθανότητα ερμηνείας της ομαδοποίησης ή της ταξιθέτησης. Ο Field κ.α. (1982) προτείνουν την απομάκρυνση όλων των ειδών όπου η συνολική αφθονία τους δεν ξεπερνά το 3%. 76

102 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ Στο πλαίσιο της απεικόνισης της ομοιότητας των δειγμάτων εμφανίζεται και μια τιμή stress. Αν η τιμή είναι <0,05, τότε η μη-παραμετρική πολυδιάστατη ταξινόμηση δείχνει μια τέλεια αντιπροσώπευση των δειγμάτων. Αν η τιμή είναι <0,1, τότε έχουμε μια καλή ταξιθέτηση, χωρίς περιθώρια παραπλανητικής ερμηνείας. Αν η τιμή είναι <0,2, εξακολουθεί να δίνει μια χρήσιμη απεικόνιση σε δύο διαστάσεις, ενώ συστήνεται και μια διασταύρωση των αποτελεσμάτων με την εφαρμογή και μιας άλλης τεχνικής. Τέλος, τιμή >0,3 υποδεικνύει ότι τα σημεία είναι σχεδόν αυθαίρετα τοποθετημένα στην κλίμακα των δύο διαστάσεων Ανάλυση Ομοιότητας (ANOSIM Analysis of Similarity) Προκειμένου να διαπιστωθούν οι διαφορές μεταξύ των διακεκριμένων τύπων λιμνοθαλασσών και των μακροφυτικών συναθροίσεων, εφαρμόστηκε η ανάλυση ομοιότητας. Η ανάλυση ομοιότητας λειτουργεί ως μια μονοπαραγοντική ανάλυση διασποράς (ANOVA) η οποία ελέγχει τις διαφορές ανάμεσα στις ομάδες των δειγμάτων στο χρόνο, τον χώρο και τις διαφορετικές πειραματικές εφαρμογές. Από την ANOSIM ανάλυση προκύπτει ένας συντελεστής R όπου R=(r B r W )/1/2M. Το r W καθορίζεται ως ο μέσος όρος όλων των κατατασσόμενων ομοιοτήτων μεταξύ των επαναλήψεων, μέσα στις περιοχές δειγματοληψίας, ενώ το r B είναι ο μέσος όρος των κατατασσόμενων ομοιοτήτων που προκύπτουν από όλα τα ζεύγη των επαναλήψεων μεταξύ διαφορετικών σημείων δειγματοληψίας. Μ= n(n-1)/2 όπου n είναι ο συνολικός αριθμός των δειγμάτων. Η τιμή του R δεν μπορεί να ξεπερνά τα όρια -1, 1. H τιμή του R=1 όταν όλες οι επαναλήψεις μέσα στην ίδια περιοχή δειγματοληψίας είναι όμοιες μεταξύ τους σε σχέση με οποιεσδήποτε άλλες επαναλήψεις από διαφορετικές περιοχές. Η τιμή R=0, αν η μηδενική υπόθεση είναι αληθής, που σημαίνει ότι οι ομοιότητες ανάμεσα και μέσα στις περιοχές δειγματοληψίας έχουν τον ίδιο μέσο όρο. Συνήθως, οι τιμές του R κυμαίνονται μεταξύ 0 και 1, υποδεικνύοντας κάποιο βαθμό διάκρισης μεταξύ των περιοχών. Αρνητικές τιμές του R δεν είναι σύνηθες φαινόμενο και υποδεικνύει λάθος στην επισήμανση των δειγμάτων (Clarke. & Gorley, 2006). 77

103 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ Ανάλυση Ποσοστών Ομοιότητας (Similarity Percentages - SIMPER analysis) Η ανάλυση των ποσοστών ομοιότητας εφαρμόστηκε, προκειμένου να διαπιστωθούν τα επίπεδα ανομοιότητας (dissimilarity) μεταξύ των μακροφυτικών συναθροίσεων και να διαπιστωθεί ποιο είδος μακροφύτου συμβάλλει σημαντικά στην διαφοροποίηση αυτή. Ο έλεγχος πραγματοποιήθηκε σε χρονική και εποχιακή κλίμακα. Η θεμελιώδης πληροφορία στην πολυπαραγοντική δομή του πίνακα αφθονίας μεταξύ των δειγμάτων αθροίζεται σύμφωνα με τις Bray-Curtis ομοιότητες και αυτό γίνεται, επιμερίζοντας αυτές και διαχωρίζοντας τη μια, που προσδιορίζει με μεγαλύτερη ακρίβεια το είδος ή τα είδη που είναι υπεύθυνα για την πολυπαραγοντική εικόνα. Πρώτα υπολογίζεται ο μέσος όρος ανομοιότητας (average dissimilarity) μεταξύ όλων των ζευγών, μέσα στις ομάδες των δειγμάτων. Στη συνέχεια, αυτός ο μέσος όρος διακρίνει τη συμβολή του κάθε είδους. Η ανάλυση των ποσοστών ομοιότητας έχει δύο κύριους περιορισμούς. Πρώτον, εφαρμόζεται μόνο σε ανομοιότητες Bray-Curtis. Για παράδειγμα, όταν η μεταβλητή δεν είναι η αφθονία των ειδών αλλά κάποια περιβαλλοντική παράμετρος, τότε η μεταβλητή ανομοιότητας δεν ορίζεται σύμφωνα με τους Bray-Curtis αλλά με την Ευκλείδεια απόσταση. Δεύτερον, μπορεί να συγκρίνει δύο ομάδες δειγμάτων σε μια συγκεκριμένη χρονική στιγμή, αναγνωρίζοντας την επίδραση των ειδών μόνο για κάθε μια συγκεκριμένη σύγκριση. 78

104 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ 3.4. Εκτίμηση ποικιλότητας Η ποικιλότητα αποτελεί ένα μέτρο της ετερογένειας των ειδών ή των taxa (είδη και υποείδη) που απαρτίζουν μια βιοκοινότητα. Υπάρχουν διάφορες μέθοδοι εκτίμησης της ποικιλότητας οι οποίες εξαρτώνται, τόσο από τον αριθμό των ειδών ή των taxa όσο και από την αφθονία τους. Η εκτίμηση της ποικιλότητας έγινε με χρήση του δείκτη Shannon Weaver. O δείκτης Shannon Weaver (1963) έχει ως προϋπόθεση ότι όλα τα άτομα πάρθηκαν τυχαία από τον πληθυσμό και ότι όλα τα είδη της κοινότητας αντιπροσωπεύονται στο δείγμα. Ο δείκτης Shannon Weaver υπολογίστηκε από τον τύπο: όπου S= ο αριθμός των ειδών, p i = η αναλογία των ατόμων ή η αφθονία του i είδους εκφρασμένη σε % ποσοστό κάλυψη, ln= ln με βάση το e Επίσης υπολογίστηκε ο πλούτος των ειδών (species richness-margalef) σύμφωνα με τον τύπο d= (S-1)/Log(N) όπου S= ο αριθμός των ειδών σε κάθε δείγμα, Ν= ο αριθμός των ατόμων σε κάθε δείγμα και εκφράζει τον αριθμό των ατόμων σε ένα τετράγωνο ή μια επιφάνεια για κάθε είδος. Επίσης υπολογίστηκε ο δείκτης ομοιομορφίας ή ομοιοκατανομής (Pielou Evenness), σύμφωνα με τον τύπο J=H/Log(S). Ο δείκτης ομοιομορφίας παίρνει τιμές από 0 έως 1 και εκφράζει το βαθμό ισομερούς κατανομής των ειδών εντός μιας δειγματοληπτικής επιφάνειας. Όσο μεγαλύτερη είναι η τιμή του δείκτη ομοιομορφίας, τόσο περισσότερο ομοιόμορφη ή ισομερής είναι η κατανομή των ειδών, εντός της δειγματοληπτικής επιφάνειας. S H = - p i Ln p i i = 1 79

105 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ 3.5. ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ A.P.H.A., Standard methods for the examination of water and waste water. In: American Public Health Association. 18 th Edition. N. York. Brawn-Blanquet, J., Plant Sociology. New York. Bray, J.R., Curtis, J.T., An ordination of the upland forest communities of southern Wisconsin. Ecol. Monogr., 27: CANOCO 4.5., CANOCO version 4.5 for WINDOWS. Software for Canonical Community Ordination. Distributed by SCIENTIA Publishing, Budapest. Carlson, R.E., A trophic state index of lakes. Limnol. Oceanogr., 22: Carlson, R.E., Simpson, J., A Coordinator s Guide to Volunteer Lake Monitoring Methods. North American Lake Management Society, 96pp. Clarke, K.R., Gorley, R.N., PRIMER v6: User Manual Tutorial. PRIMER-E Ltd, Plymouth, UK. Cloern, J. E., Our evolving conceptual model of thecoastal eutrophication problem. Mar. Ecol. Prog. Ser., 210: Cude, C.G., Oregon Water Quality Index: a tool for evaluating water quality management effectiveness. J. Am. Wat. Resour. Asses., 37: de Jonge, V.N., Elliott, M., Orive, E., Causes, historical development, effects and future challenges of a common environmental problem: eutrophication. Hydrobiologia, 475/476: EPA, National Coastal Condition, Report II. Report of U.S. Environmental Protection Agency, 286 pp. Available at: Fassett, N.C., A manual of aquatic plants. Mc Graw-Hill book Company, New York.: Felip, M., Catalan, J., The relationship between phytoplankton biovolume and chlorophyll in a deep oligotrophic lake: decoupling in their spatial and temporal maxima. J. Plankton Res., 22: Furnari, G., Cormaci, M., Serio, D., The Laurencia complex (Rhodophyta, Rhodomelaceae) in the Mediterranean Sea: an overview. Cryptog. Algol., 22 (4): Furnari, G., Giaccone, G., Cormaci, M., Alongi, G., Serio, D., Biodiversita marina delle coste italiane: catalogo del macrofitobenthos. Biol. Mar. Med., 10:

106 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ John, J.M., Whitton, B.A., Brook, A.J., The freshwater algal flora of the British Isles. An identification guide to freshwater and terrestrial algae. The Natural History Museum and The British Phycological Society Cambridge University Press, United Kingdom. 702pp. Giordani, G., Viaroli, P., Swaney, D.P., Murray, C.N., Zaldivar, J.M., Marshall Crossland, J.I., (Eds.), Nutrient fluxes in transitional zones of the Italian coast. LOICZ Reports & Studies No. 28, LOICZ, Texel, the Netherlands, ii pp. Giordani, G., Zaldivar, J.M., Viaroli, P., Simple tolls for assessing water quality and trophic status in transitional water ecosystems. Ecol. Indic., 9: Guiry, M.D., Guiry, G.M., AlgaeBase. World-wide electronic publication, National University of Ireland, Galway. Hotelling, H., Analysis of a complex of statistical variables into principal components. J. Educ. Psychol., 24: , Krause, W., Charales, Charophyceae. In: Ettl H., Gartner G., Heynig H. and D. Mollenhauer (eds). Susswaserflora von Mitteleuropa, Bd. 18. Fischer, Jena. Kruskal, J.B., Multidimensional Scaling by Optimizing Goodness-of-Fit to a Nonmetric Hypothesis. Psychometrika, 29:1 28. Legendre, P., Legendre, L., Numerical ecology. 2nd English edition. Elsevier Science BV,Amsterdam. xv pages. Lepš J., Šmilauer P., Multivariate analysis of ecological data, (accessed ). Lepš J., Šmilauer, P., Multivariate analysis of Ecological data using CANOCO. Cambridge, United Kingdom. p 21. Moore, J.A., The Collection and Curation of Algae in Bridson and Forman. In The Herbarium Handbook. pp Nixon, S. W., Coastal marine eutrophication: a definition, social causes, and future concerns. Ophelia, 41: Orfanidis, S., Panayotidis, P., Stamatis, N., Ecological evaluation of transitional and coastal waters: A marine benthic macrophytes-based model. Med. Mar. Sci., 2(2): Orfanidis, S., Panayotidis, P., Stamatis, N., An insight to the ecological evaluation index (EEI). Ecol. Indic., 3:

107 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ Orfanidis, S., Panayotidis, P., Ugland, K.I., Ecological Evaluation Index continuous formula (EEI-c) application: a step forward for functional groups, the formula and reference condition values. Med. Mar. Sci., 12 (1): Orfanidis, S., Dencheva, K., Nakou, K., Basset, A., Benthic macrophyte changes across an anthropogenic pressures gradient in Mediterranean and Black Sea water systems: structural vs. functional approaches. In: Current questions in water management. Book of Abstracts to the WISER (Water bodies in Europe- Integrative Systems to assess Ecological Status and Recovery) final conference. Tallinn, Estonia, January. Pp Pearson K., On lines and planes of closest fit to systems of points in space, Philosoph. Magaz., 6(2): Sfriso, A, Facca, C., Ghetti, P.F., Validation of the Macrophyte Quality Index (MaQI) set up to assess the ecological status of Italian marine transitional environments. Hydrobiologia, 617: Sfriso, A., Curiel, D., Check-list of marine seaweeds recorded in the last 20 years in Venice lagoon and a comparison with the previous records. Bot. Mar., 50: Sfriso, A., Facca, C., Ghetti, P.F., Rapid Quality Index, based mainly on Macrophyte associations (R-MaQI), to assess the ecological status of the transitional environments. Chem. Ecol., 23 (6): Shannon, C.E., Weaver, W., The Mathematical Theory of Communication. University of Illinois Press. Shepard, R.N., The analysis of proximities: Multidimensional scaling with an unknown distance function, I. Psychometrika, 27(2): Steentoft, M., Irvine, L.M., Farnham, W.F., Two terete species of Gracilaria and Gracilariopsis (Gracilariales, Rhodophyta) in Britain. Phycol., 34 (2): Ter Braak, C.J.F. & Prentice, I.C., A theory of gradient analysis, Adv. Ecol. Res. 18: Ter Braak, C.J.F., Ordination.In: Jongman, R.H.G., Ter Braak, C.J.F. & Van Tongeren, O.F.R., (eds): Data analysis in community and landscape ecology, Cambridge University Press,Cambridge pp Ter Braak, C.J.F., Smilauer, P., CANOCO Reference Manual and CanoDraw for Window s User s guide: Software for Canonical Community Ordination, Version 4.5. Microcomputer Power, Ithaca, New York, USA, 500pp. 82

108 ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ Tutin, T.G., Heywood, V.H., Burges, N.A., Valentine, D.H., Walters, S.M., Webb, D.A., Flora Europaea. 2-5, Cambridge, Univ. Press. Tutin, T.G., Flora Europea 1, Cambridge University Press, 629pp. van den Hoek, C., Revision of the European species of Cladophora. E.J. Brill. Leiden: Van der Maarel, E., Vegetation dynamics: patterns in time and space. Vegetatio 77: Viaroli, P., Bartoli, M., Giordani G., Naldi, M., Orfanidis S., Zaldivar J.M., Community shifts, alternative stable states, biogeochemical controls and feedbacks in eutrophic coastal lagoons: a brief overview. Aquat. Conserv.: Freshw. Mar. Ecosys., 18: Vollenweider, R.A., Giovanardi, F., Montanari, G., Rinaldi, A., Characterization of the trophic conditions of marine coastal waters with special reference to the NW Adriatic Sea: proposal for a trophic scale, turbidity and generalized water quality index. Environmetrics, 9: Vollenweider, R.A., Kerekes, J.J., Eutrophication of Waters, Monitoring Assessment and Control. O.E.C.D. Paris, 154 pp. Wood, R.D., Imahori, K., A revision of the Characeae. New York: Weinheim, Verlag Von J. Cramer. 83

109 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α ΚΕΦΑΛΑΙΟ 4-ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ ΜΕΡΟΣ Α 4.Α. Τυπολογία των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας 4.Α1. Εισαγωγή-Σκοπός Η Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ απαιτεί την εφαρμογή τυπολογίας για τα υδάτινα σώματα (Παράγραφος 1.2, Παράρτημα ΙΙ της Οδηγίας), βάσει των φυσικών τους χαρακτηριστικών. Σύμφωνα με τα φυσικά χαρακτηριστικά, (γεωγραφικά ή υδρομορφολογικά) όλες οι κατηγορίες υδάτων πρέπει να οριοθετηθούν σε υδατικά σώματα που αποτελούν τη βασική μονάδα διαχείρισης στα πλαίσια της Οδηγίας. Έτσι, ως υδατικό σώμα ορίζεται ένα διακεκριμένο και σημαντικό στοιχείο των επιφανειακών υδάτων, όπως μια λίμνη, ένας ταμιευτήρας, ένα ρεύμα, ένας ποταμός ή μια διώρυγα, ένα τμήμα ρεύματος, ποταμού ή διώρυγας, τα μεταβατικά ύδατα ή ένα τμήμα παράκτιων υδάτων (Άρθρο 2, Ορισμός 10). Όλα τα υδατικά σώματα τόσο των μεταβατικών, όσο και των παράκτιων υδάτων, θα πρέπει να διακριθούν σε τύπους με βάση τα Συστήματα Α και Β, όπως αυτά προτείνονται στο Παράρτημα ΙΙ της Οδηγίας 2000/60/ΕΕ. Σύμφωνα με το Σύστημα Α (Πίνακας 4.Α1.1.), τα υδάτινα σώματα μπορούν να διαχωριστούν: α) στις αντίστοιχες οικοπεριοχές (χάρτης Α, Παράρτημα ΧΙ της Οδηγίας 2000/60/ΕΕ) ή β) σε τύπους συστημάτων με βάση τους πίνακες της Παραγράφου (Παραρτήματος ΙΙ της Οδηγίας 2000/60/ΕΕ). Στον Πίνακα 4.Α1.2 αναφέρονται τα χαρακτηριστικά τα οποία περιλαμβάνονται στο Παράρτημα ΙΙ (Annex II) της Οδηγίας και διαχωρίζουν τα παράκτια και μεταβατικά ύδατα σύμφωνα με το Τυπολογικό Σύστημα Β. Η διάκριση των μεταβατικών υδάτων σε τύπους αποτελεί πρόκληση για την επιστημονική κοινότητα, εξαιτίας του μωσαϊκού των ενδιαιτημάτων τους και της ιδιαίτερα υψηλής φυσικής μεταβλητότητας τους, στο χώρο και στο χρόνο (Reizopoulou & Nicolaidou, 2004; Basset κ.α., 2006; Barbone κ.α., 2012). Η τυπολογία θα πρέπει να είναι εύκολη και να βασίζεται σε ορισμένα θεμελιώδη χαρακτηριστικά. 84

110 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Η διάκριση των υδατικών σωμάτων σε διαφορετικούς τύπους είναι ουσιαστικής σημασίας γιατί συμβάλλει στον καθορισμό των τυπο-χαρακτηριστικών συνθηκών (συνθήκες αναφοράς), επιβεβαιώνει ότι οι συνθήκες αναφοράς για κάθε τύπο οικοσυστήματος είναι αξιόπιστες, βοηθάει στο σχεδιασμό των κατάλληλων προγραμμάτων παρακολούθησης και θέτει τις βάσεις για τα προγράμματα διαχείρισης (Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ). Πίνακας 4.Α1.1. Χαρακτηρισμός των μεταβατικών υδάτων με βάση το Σύστημα Α όπως αυτό προτείνεται από την Οδηγία 2000/60/ΕΕ. Table 4.Α1.1. Characterization of transitional water ecosystems based on System A as it is proposed by the WFD 2000/60. Σταθερή Τυπολογία- Σύστημα Α Οικοπεριοχή Τύπος Περιγραφή Βαλτική θάλασσα Θάλασσα του Μπάρεντς Νορβηγική θάλασσα Βόρεια θάλασσα Βόρειος Ατλαντικός Ωκεανός Μεσόγειος Θάλασσα Βάσει της μέσης ετήσιας αλατότητας <0,5 γλυκό νερό 0,5-5 μικρής αλατότητας 5-18 μέσης αλατότητας υψηλής αλατότητας μεγάλου εύρους αλατότητας Πίνακας 4.Α1.2 Χαρακτηρισμός των μεταβατικών υδάτων με βάση το Σύστημα Β όπως αυτά αναφέρονται στην Οδηγία 2000/60/ΕΕ. Table 4.Α1.2. Characterization of transitional water ecosystems based on System B as it is proposed by the WFD 2000/60. Τυπολογικό σύστημα B Παράρτημα II Μεταβατικά Ύδατα Εναλλακτικός χαρακτηρισμός Υποχρεωτικοί παράγοντες Προαιρετικοί παράγοντες Φυσικοί και Χημικοί παράγοντες καθορίζουν τα χαρακτηριστικά των μεταβατικών υδάτων ως εκ τούτου τη δομή και τη σύνθεση των βιολογικών πληθυσμών Γεωγραφικό πλάτος Γεωγραφικό μήκος Παλιρροϊκό εύρος Αλατότητα Βάθος Τρέχουσα ταχύτητα Έκθεση στον κυματισμό Χρόνος παραμονής Μέση θερμοκρασία νερού Χαρακτηριστικά ανάμιξης Θολερότητα Σύνθεση υποστρώματος Σχήμα Φάσμα θερμοκρασίας νερού 85

111 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Για να καθοριστεί η διάκριση των μεταβατικών συστημάτων σε τύπους, θα πρέπει να επιτευχθεί η μέγιστη δυνατή ομοιογένεια των βιοτικών και αβιοτικών παραμέτρων, γεγονός δύσκολο σε αυτά τα συνεχώς μεταβαλλόμενα οικοσυστήματα (π.χ. δέλτα ποταμών, λιμνοθάλασσες) με τις συνεχείς διακυμάνσεις των φυσικοχημικών τους παραμέτρων (Perez-Ruzafa κ.α., 2008). Οι πρώτες προσπάθειες ταξινόμησης των μεταβατικών οικοσυστημάτων της Μεσογείου σε τύπους, χρησιμοποίησαν το εύρος αλατότητας (Σύστημα της Βενετίας: Battaglia, 1959) και τον βαθμός απομόνωσης (Guelorget & Perthuisot, 1983, 1992) ως παράγοντες διαχωρισμού. Εκτός από την αλατότητα, (Boix κ.α., 2005, Basset κ.α., 2007, Lucena-Moya κ.α., 2009, Barbone κ.α., 2012), η παλίρροια αποτελεί ένα ακόμα χαρακτηριστικό που μπορεί να χρησιμοποιηθεί για την ταξινόμηση των λιμνοθαλασσών σε τύπους (Basset κ.α., 2006, 2007, Barbone & Basset, 2010). Το εύρος της παλίρροιας μπορεί να επηρεάσει τόσο τις τιμές της αλατότητας, σε μια λιμνοθάλασσα, όσο και τον βαθμό απομόνωσής της (Guelorget & Perthuisot, 1983). Η Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ καθορίζει το εύρος της παλίρροιας ως μικροπαλιρροιακό, όταν είναι <2m, μεσοπαλιρροιακό, όταν κυμαίνεται από 2-4m και μακροπαλιρροιακό όταν είναι >4m. Η κατηγοριοποίηση αυτή, όπως προτείνεται από την Οδηγία, είναι κατάλληλη για τις ακτές της Βόρειας Ευρώπης, ενώ για τις Μεσογειακές ακτές, θεωρείται ελλιπής. Για το λόγο αυτό, το εύρος της παλίρροιας στις Μεσογειακές περιοχές διακρίνεται επίσης σε νανοπαλιρροιακό <0,5m και σε μικροπαλιρροιακό 0,5-1,0m (Basset κ.α., 2006). Επιπλέον, η έκταση των λιμνοθαλασσών έχει προταθεί ως ένας σημαντικός παράγοντας διάκρισης των λιμνοθαλασσών σε τύπους (Dufour & Harmelin-Vivien, 1997, Basset κ.α., 2006, 2007), όμως το θεωρητικό υπόβαθρο της νησιωτικής βιογεωγραφίας (MacArthur & Wilson, 1967) υποστηρίζει ότι η έκταση θα πρέπει να χρησιμοποιηθεί ως δευτερεύων παράγοντας διάκρισης των μεταβατικών οικοσυστημάτων ο οποίος μπορεί να επηρεάσει την ετερογένεια των βιολογικών δεδομένων μεταξύ των οικοσυστημάτων. Έτσι, παράμετροι όπως το μέγεθος της λιμνοθάλασσας, ο βαθμός απομόνωσης, το εύρος της παλίρροιας και η αλατότητα, θεωρούνται καθοριστικές για τη διάκριση των λιμνοθαλασσών της Μεσογείου και της Μαύρης Θάλασσας και παρουσιάζουν συγκριτικά πλεονεκτήματα και μειονεκτήματα, όπως αυτά αναφέρονται στον Πίνακα 4Α1.2α. 86

112 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Πίνακας 4.Α1.2α. Λίστα με τα κυριότερα πλεονεκτήματα και μειονεκτήματα των παραμέτρων που χρησιμοποιούνται για την τυπολογική διάκριση των Μεσογειακών λιμνοθαλασσών (Basset κ.α., 2011). Table 4.Α1.2α. List of advantages and disadvantages of main drivers used to define Mediterranean transitional water typology (Basset et al., 2011). Παράμετρος Πλεονεκτήματα Μειονεκτήματα Βαθμός Θεωρητικό θεμέλιο για τις Μικρή δυνατότητα διάκρισης και απομόνωσης ποιοτικές διακυμάνσεις κατανόησης του καθορισμού των στο ενδο-οικοσύστημα ποσοτικών ορίων μεταξύ των τύπων Καθορίζει τις μεταβολές Ισχυρότερη μεταβλητότητα μέσα στις των δομικών και λιμνοθάλασσες παρά μεταξύ των λειτουργικών λιμνοθαλασσών χαρακτηριστικών μέσα Ενδέχεται να προκληθεί σύγχυση του στις λιμνοθάλασσες αποτελέσματος λαμβάνοντας υπόψη και τη διακύμανση της αλατότητας Μικρή διαθεσιμότητα δεδομένων Αλατότητα Θεωρητικό θεμέλιο για τις ποιοτικές διακυμάνσεις στο ενδο-οικοσύστημα Καλά καθορισμένα όρια μεταξύ των τύπων Μεγάλη διαθεσιμότητα δεδομένων Μέγεθος Θεωρητικό θεμέλιο Μεγάλη διαθεσιμότητα δεδομένων Καλά καθορισμένες συσχετίσεις με τον πλούτο των ειδών Εύρος παλίρροιας Ισχυρή επίδραση στις ιδιότητες μιας λιμνοθάλασσας Ισχυρή επίδραση στις περιβαλλοντικές παραμέτρους μιας λιμνοθάλασσας Μη καθορισμένες σχέσεις με απλές μετρικές που απαιτούνται από την Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ Μικρή δυνατότητα διάκρισης και κατανόησης του καθορισμού των ποσοτικών ορίων μεταξύ των τύπων Μη καθορισμένες σχέσεις με μετρικές που απαιτούνται από την Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ, εκτός από τον πλούτο των ειδών Μικρή δυνατότητα διάκρισης και κατανόησης του καθορισμού των ποσοτικών ορίων μεταξύ των τύπων στη Μεσόγειο Μη καθορισμένες σχέσεις με μετρικές που απαιτούνται από την Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ, εκτός από τον πλούτο των ειδών Μικρή διαθεσιμότητα συγκριτικών δεδομένων που αφορούν μετρικές οι οποίες απαιτούνται από την Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ Κάθε κράτος μέλος στην Ευρωπαϊκή Ένωση ανέπτυξε την δική του τυπολογία και χρησιμοποίησε διαφορετικά κριτήρια (Basset κ.α., 2013). Για παράδειγμα, στην Ιταλία το μέγεθος της λιμνοθάλασσας, το εύρος της παλίρροιας και η αλατότητα θεωρούνται κύριες παράμετροι για την ταξινόμηση των λιμνοθαλασσών της (ISPRA, 2007). Συνολικά διακρίθηκαν 20 υποτύποι λιμνοθαλασσών, οι οποίοι ομαδοποιήθηκαν σε τρεις μεγαλύτερους τύπους (ISPRA, 2010). Τα κριτήρια διαχωρισμού τους βασίστηκαν σε: i) δύο διαφορετικά επίπεδα εύρους της παλίρροιας, 87

113 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α ii) δύο επίπεδα μεγέθους των λιμνοθαλασσών και iii) σε πέντε επίπεδα εύρους της αλατότητας (ISPRA, 2007). Πρόσφατα, η Ιταλία αναθεώρησε την εθνική της τυπολογία και χρησιμοποιεί τον όρο Coastal lagoons για όλες τις λιμνοθάλασσες που έχουν πολύ μικρό εύρος παλίρροιας. Η Ελληνική τυπολογία ακολουθεί τη Μεσογειακή Ομάδα Διαβαθμονόμησης, (Mediterranean Geographical Intercalibration Group-MEDGIG) χρησιμοποιώντας τον βαθμό απομόνωσης και την αλατότητα ως κύρια κριτήρια τυπολογικής διάκρισης και κατατάσσει τις λιμνοθάλασσες σε έναν και μόνο τύπο και τις χαρακτηρίζει Coastal lagoons (HCMR, 2010). Στη Δυτική Ελλάδα όλες οι λιμνοθάλασσες ανήκουν στα μεταβατικά ύδατα. Το ορεινό γεωμορφολογικό ανάγλυφο της χώρας (οροσειρά της Πίνδου), με τη συνεχή τεκτονική δραστηριότητα, καθώς και η δράση του κυματισμού και των ποταμών (Λούρος, Άραχθος, Αχελώος, Αλφειός) συνέβαλαν ουσιαστικά στη δημιουργία μεγάλου αριθμού λιμνοθαλασσών (Ψιλοβίκος & Χαχαμίδου, 1987). Κάθε λιμνοθάλασσα μπορεί να αποτελέσει ξεχωριστή περίπτωση παρακολούθησης, καθώς λιμνοθάλασσες που ανήκουν στην ίδια χώρα ή στον ίδιο γεωγραφικό χώρο μπορεί να παρουσιάζουν σημαντικές διαφορές (Comin κ.α., 2004). Σκοπός του κεφαλαίου αυτού είναι να διακρίνει και να κατηγοριοποιήσει τις λιμνοθάλασσες Ροδιά, Τσουκαλιό, Λογαρού (Πίνακας III-Παράρτημα I), Κλείσοβα, Άραξο και Καϊάφα (Πίνακας ΙV- Παράρτημα I) σε τύπους με βάση τα γεωμορφολογικά και αβιοτικά τους χαρακτηριστικά τα οποία προτείνονται από το Σύστημα Β της Οδηγίας Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ. Επιπλέον, στο συγκεκριμένο κεφάλαιο, πραγματοποιήθηκε τυπολογική διάκριση των λιμνοθαλασσών της λεκάνης της Μεσογείου και εξετάστηκαν οι παράμετροι οι οποίες συμβάλλουν σημαντικά στον διαχωρισμό των λιμνοθαλασσών σε τύπους. Στη συνέχεια, πραγματοποιήθηκε σύγκριση των μεσογειακών τύπων λιμνοθαλασσών με αυτούς της Δυτικής Ελλάδας, προκειμένου να διαπιστωθούν οι παράμετροι εκείνες που συμβάλλουν στη διαφοροποίηση. 88

114 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α 4.Α1.1. Μεθοδολογία Για την τυπολογική διάκριση των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας χρησιμοποιήθηκαν δεδομένα που αφορούσαν σε γεωμορφολογικά και αβιοτικά χαρακτηριστικά, τόσο από τις λιμνοθάλασσες της Ελλάδας, όσο και της ευρύτερης λεκάνης της Μεσογείου όπως το μέγεθος της λιμνοθάλασσας, το υπόστρωμα του πυθμένα κ.α. (Πίνακας 4Α.1.3). Συνολικά επιλέχθηκαν είκοσι οχτώ (28) διαφορετικές λιμνοθάλασσες όπως αυτές απεικονίζονται στην Εικόνα 4.Α1.1. Οι λιμνοθάλασσες που επιλέχθηκαν αποτελούν τις κυριότερες και περισσότερο μελετημένες περιοχές στη Μεσόγειο, για τις οποίες προκύπτουν δεδομένα από πλήθος βιβλιογραφικών αναφορών. Σε αυτές περιλαμβάνονται 12 λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας (Ροδιά, Τσουκαλιό, Λογαρού, Κλείσοβα, Άραξος, Καϊάφας, Αλυκή Αιγίου, Πρόκοπος, Κοτύχι και Γιάλοβα, Λούτσα-Παπαδιά και Ρηχό), 6 λιμνοθάλασσες της Ανατολικής Μακεδονίας-Θράκης (Ερατεινό, Βάσσοβα, Αγίασμα, Βιστωνίδα, Δράνα και Μονολίμνι), 8 λιμνοθάλασσες της Ιταλίας (Alimini, Lesina, Valli di Comacchio, Fogliano, Mar Grande, Mar Piccolo, Orbetello και Varano), 1 της Ισπανίας (Mar Menor) και 1 του Μαρόκου (Nador). Οι λιμνοθάλασσες που ανήκουν στην Ελλάδα βρίσκονται μεταξύ των γεωγραφικών πλατών Β και των γεωγραφικών μηκών Α , ενώ οι υπόλοιπες Μεσογειακές λιμνοθάλασσες οριοθετούνται μεταξύ των γεωγραφικών πλατών Β και των γεωγραφικών μηκών Α (Εικόνα 4Α.1.1). Οι κατηγορίες των στοιχείων που ελήφθησαν υπόψη για την διάκριση των λιμνοθαλασσών σε τύπους, αφορούσαν τις γεωγραφικές συντεταγμένες, την έκταση των λιμνοθαλασσών (Km 2 ), το μήκος της λιμνοθάλασσας (Km), το πλάτος της λιμνοθάλασσας (Km), το μέσο και μέγιστο βάθος του νερού (m), τον βαθμό απομόνωσης, των αριθμό των εισόδων επικοινωνίας με τη θάλασσα και το εμβαδό αυτών, την εισροή γλυκών υδάτων, τη μέση και μέγιστη τιμή αλατότητας στη στήλη του νερού, το μήκος (Km) και πλάτος (Km) του φράγματος που χωρίζει τη λιμνοθάλασσα από τη θάλασσα, καθώς και τον τύπο του υποστρώματος (άμμος %, ιλύς %, άργιλος %). 89

115 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Πίνακας 4.Α1.3. Οι κατηγορίες των στοιχείων που ελήφθησαν υπόψη στην τυπολογική ταξινόμηση των λιμνοθαλασσών. Table 4.Α1.3 Parameters used for the typological classification of coastal lagoons. Μεταβλητή Μονάδες Περιγραφή Συντεταγμένες Γεωγραφικό μήκος Γεωγραφικό πλάτος Έκταση Km 2 Εκτιμώμενη έκταση της λιμνοθάλασσας από βιβλιογραφικά ή πρωτογενή δεδομένα. Ταξινόμηση μεγέθους Κατηγορία Πολύ μεγάλη: >3Km 2, Μεγάλη: 1-3 Km 2, Μικρή: 0,5-1 Km 2 Μήκος Λιμνοθάλασσας Km Εκτιμώμενο μήκος της λιμνοθάλασσας από βιβλιογραφικά ή πρωτογενή δεδομένα. Πλάτος λιμνοθάλασσας Km Εκτιμώμενο πλάτος της λιμνοθάλασσας από βιβλιογραφικά ή πρωτογενή δεδομένα. Μέσο βάθος Μέτρα Εκτιμώμενο μέσο λιμνοθαλάσσιο βάθος από βιβλιογραφικές αναφορές και δεδομένα Μέγιστο βάθος Μέτρα Μέγιστο λιμνοθαλάσσιο βάθος από βιβλιογραφικές αναφορές και πρωτογενή δεδομένα Σύνδεση με τη θάλασσα (confinement) Κατηγορία Ειδική εκτίμηση άλλης σχετικής σύνδεσης με τη θάλασσα βασισμένη σε προκαταρκτικό γεωμορφολογικό και φυσιογραφικό χαρακτηρισμό: 1: πολύ συνδεδεμένη, 2: ενδιάμεση, 3: χωρίς σύνδεση Αριθμός εισόδων επικοινωνίας Αριθμός Εκτίμηση του αριθμού εισόδων επικοινωνίας με τη θάλασσα από βιβλιογραφικά δεδομένα ή επί τόπου παρατηρήσεις Επιφάνεια των εισόδων επικοινωνίας Μέτρα Εκτιμώμενη επιφάνεια των εισόδων επικοινωνίας από βιβλιογραφικά ή πρωτογενή δεδομένα. Εισροή γλυκού νερού Κατηγορία Ειδική εκτίμηση άλλης σχετικής εισροής γλυκού νερού βασισμένη σε προϋπάρχουσα γνώση άλλης επιφανειακής απορροής κλπ. 1: αξιόλογη ροή γλυκού ύδατος λόγο εγγύτητας του στομίου ποταμού και καρστικών πηγών ή άλλης φυσικής απορροής, 2: Ενδιάμεση, 3: χωρίς εισροή γλυκού ύδατος Μέση Αλατότητα Τιμή <0,5 γλυκό νερό 0,5-5 μικρής αλατότητας 5-18 μέσης αλατότητας υψηλής αλατότητας μεγάλου εύρους αλατότητας (Battaglia, 1959). Από βιβλιογραφικές αναφορές και πρωτογενή δεδομένα Μέγιστη Αλατότητα Τιμή Από βιβλιογραφικές αναφορές και πρωτογενή δεδομένα Μήκος φράγματος Μέτρα Μήκος των αμμωδών γλωσσών ή άλλου φράγματος από το σημείο σύνδεσης με την ξηρά. Όταν το φράγμα δεν περιλαμβάνει λιμνοθάλασσα δεν μετράται. Από βιβλιογραφικές αναφορές και πρωτογενή δεδομένα Πλάτος φράγματος Μέτρα Πλάτος των αμμωδών γλωσσών ή άλλου φράγματος από το σημείο σύνδεσης με την ξηρά. Από βιβλιογραφικές αναφορές και πρωτογενή δεδομένα Τύπος υποστρώματος Τιμή % άμμος, %ιλύς, %άργιλος. Από βιβλιογραφικές αναφορές και πρωτογενή δεδομένα 90

116 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Εικόνα 4.Α1.1. Χάρτης με τις λιμνοθάλασσες της Μεσογείου που χρησιμοποιήθηκαν για την τυπολογική διάκριση των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Οι αριθμοί απεικονίζουν τις λιμνοθάλασσες (1, 2, 3: Ροδιά, Τσουκαλιό, Λογαρού 4: Κλείσοβα 5, 8: Άραξος, Πρόκοπος 7: Αλυκή Αιγίου 9, 6: Κοτύχι, Καϊάφας 10: Γιάλοβα 11,12: Λούτσα-Παπαδιά, Ρηχό 13,14,15: Ερατεινό, Βάσσοβα, Αγίασμα 16: Βιστωνίδα 17,18: Δράνα, Μονολίμνι 19: Alimini- 20: Lesina 21: Valli di Comacchio 22: Fogliano 23, 24: Mar Grande, Mar Piccolo 25: Orbetello 26: Varano 27: Mar Menor 28: Nador). Figure 4.Α1.1. Map with coastal lagoons of the Mediterranean Sea used for the typological classification of coastal lagoons of Western Greece. Numbers showed coastal lagoons (1, 2, 3: Rodia, Tsoukalio, Logarou 4: Kleisova 5, 8: Araxos, Prokopos 7: Alyki Aigiou, 9, 6: Kotychi, Kaiafas 10: Gialova 11,12: Loutsa-Papadia, Richo 13,14,15: Erateino, Vassova, Agiasma 16: Vistonis 17,18: Drana, Monolimni 19: Alimini- 20: Lesina 21: Valli di Comacchio 22: Fogliano 23, 24: Mar Grande, Mar Piccolo 25: Orbetello 26: Varano 27: Mar Menor 28: Nador). Το εύρος της παλίρροιας δεν χρησιμοποιήθηκε στα δεδομένα για την τυπολογική διάκριση των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας αφού είναι μικρό για όλες τις περιοχές και συνήθως μικρότερο από 0,5m (νανο-παλιρροιακές) (Basset κ.α., 2006) (Πίνακας 4Α.1.4). Για την τυπολογική διάκριση των λιμνοθαλασσών της Μεσογείου εφαρμόστηκε η Ανάλυση Κύριων Συνιστωσών (PCA) (Ter Braak, & Smilauer, 2002), ενώ η επαλήθευση των παραπάνω αποτελεσμάτων πραγματοποιήθηκε με την πολυδιάστατη 91

117 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Ανάλυση Ταξινόμησης (MDS) (Clarke & Gorley, 2006). Η Ανάλυση Ομοιότητας (ANOSIM) εφαρμόστηκε για να διαπιστώσουμε αν οι τύποι λιμνοθαλασσών διαφέρουν στατιστικά σημαντικά μεταξύ τους, ενώ η Ανάλυση του Ποσοστού Ομοιότητας (SIMPER) διέκρινε τα ποσοστά διαφοροποίησης μεταξύ κάθε ζεύγους λιμνοθαλασσών καθώς και το ποσοστό συμβολής της κάθε παραμέτρου στη διαφοροποίηση αυτή. 4.Α.2. ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ 4.Α Διάκριση των λιμνοθαλασσών της Μεσογείου σε τύπους Η Ανάλυση Κύριων Συνιστωσών (PCA) βασίστηκε στα γεωμορφολογικά και αβιοτικά χαρακτηριστικά των λιμνοθαλασσών της Μεσογείου όπως αυτά αναφέρονται στον Πίνακα 4Α.1.4. Το άθροισμα των δύο πρώτων συνιστωσών εξηγεί το 73,7% της συνολικής διακύμανσης. Ο πρώτος κύριος άξονας (ΑΧ1) εξηγεί το 58,6% της διακύμανσης, ενώ ο δεύτερος (AX2) το 15,1% αντίστοιχα (Πίνακας 4.Α1.5). Πιο συγκεκριμένα, ο πρώτος κύριος άξονας σχετίζεται αρνητικά με την έκταση της λιμνοθάλασσας, το μήκος του φράγματος, καθώς και το μήκος και το πλάτος της λιμνοθάλασσας. Η σχέση αυτή υποδεικνύει την τάση εμφάνισης από το αρνητικό τμήμα του γραφήματος προς το θετικό μεγάλων σε έκταση λιμνοθαλασσών, με μεγάλο μήκος φράγματος. Σε ότι αφορά τον δεύτερο κύριο άξονα, αυτός σχετίζεται αρνητικά με τον βαθμό απομόνωσης, την μέση τιμή αλατότητας και τον αριθμό των εισόδων επικοινωνίας. Έτσι, η δεύτερη συνιστώσα αντιπροσωπεύει τη διακύμανση των λιμνοθαλασσών με υψηλότερες τιμές αλατότητας και μικρό βαθμό απομόνωσης, προς περιοχές με μικρότερες τιμές αλατότητας οι οποίες δέχονται μεγαλύτερες ποσότητες γλυκού νερού και επηρεάζονται λιγότερο από την εισροή θαλασσινού νερού. Από τα αποτελέσματα της Ανάλυσης Κύριων Συνιστωσών προέκυψε ότι παράμετροι όπως το γεωγραφικό μήκος και πλάτος αλλά και η περιεκτικότητα του υποστρώματος σε άμμο, ιλύ και άργιλο δεν παίζουν σημαντικό ρόλο στην τυπολογική διάκριση των λιμνοθαλασσών της Μεσογείου. 92

118 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Πίνακας 4.A.1.4. Υδρογεωμορφολογικές και αβιοτικές παράμετροι των λιμνοθαλασσών της λεκάνης της Μεσογείου που χρησιμοποιήθηκαν για την διάκριση τους σε τύπους, όπου 1: υψηλός, 2: μέτριος, 3: μικρός. Table 4.A.1.4. Hydromorphological and abiotic parameters used for the typological classification of Mediterranean coastal lagoons in which 1: high, 2: medium, 3: small. Λιμνοθάλασσες Χώρα Συντεταγμένες Επιφάνεια (Km 2 ) Μέσο Βάθος (m) Βαθμός Απομόνωσης Εισροή γλυκών υδάτων Μέση Αλατότητα ( ) Μήκος Φράγματος (Km) Πλάτος Φράγματος (Km) Επιφάνεια εισόδων επικοινωνίας (Km 2 ) Ροδιά Ελλάδα N39 05 Ε , ,1 7, ,07 6,27 0 Τσουκαλιό Ελλάδα N39 03 Ε ,83 0,015 0,0241 6,95 4,61 8 Λογαρού Ελλάδα N39 02 Ε , ,6 8,13 0,01 0,0074 7,17 7,74 5 Κλείσοβα Ελλάδα N39 19 Ε , ,0 7,00 0,05 0,0525 8,04 4,79 2 Άραξος Ελλάδα N38 11 Ε , ,5 3,40 0,25 0, ,98 1,25 3 Καϊάφας Ελλάδα N37 30 Ε , ,4 2,80 0,45 0,003 2,63 0,63 1 Αλυκή Αιγίου Ελλάδα N38 15 Ε ,2 0, ,5 0,61 0,02 0,0002 0,61 0,38 1 Πρόκοπος Ελλάδα N38 09 Ε , ,1 3,42 0,2 0,0161 3,42 1,97 1 Κοτύχι Ελλάδα N38 00 Ε ,5 0, ,0 4,50 0,05 0,006 4,2 1,6 1 Γιάλοβα Ελλάδα N36 57 Ε ,5 0, ,0 3,30 0,25 0,001 2,77 1,33 1 Λούτσα- Ελλάδα N39 32 Ε ,7 0, ,9 2,23 0,12 0,006 2,77 1,37 1 Παπαδιά Ρηχό Ελλάδα N36 30 Ε , ,4 2,26 0,05 0,0004 1,61 0,81 1 Ερατεινό Ελλάδα N40 54 Ε , ,4 5,78 0,04 0, ,5 3 Βάσσοβα Ελλάδα N40 56 Ε , ,2 1,79 0,1 0,0027 1,74 0,98 2 Αγίασμα Ελλάδα N40 53 Ε ,67 0, ,3 0,08 0,0178 4,93 1,28 2 Βιστωνίδα Ελλάδα N41 02 Ε ,7 5,78 1,24 0,3217 8,35 8,13 2 Δράνα Ελλάδα N41 02 Ε ,2 0, ,5 0 3,12 2,7 0 Μονολίμνι Ελλάδα N40 46 Ε ,12 0, ,3 1,12 0,66 0,129 2,31 1,24 1 Alimini Ιταλία N40 12 Ε ,5 1, ,3 5,77 1,48 0,0028 5,13 1,46 1 Lesina Ιταλία N41 53 Ε , ,7 18,93 1,1 0, ,06 2,79 2 Μήκος λ/θ (Km) Πλάτος λ/θ (Km) Αριθμός εισόδων επικοινωνίας Valli di Comacchio Ιταλία N44 36 Ε , ,4 11,41 2,29 0, ,09 11,

119 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Fogliano Ιταλία N41 24 Ε , ,8 4,41 0,31 0,0292 4,72 0,83 2 Mar Grande Ιταλία N40 29 Ε ,28 1, ,5 1,36 0,3 0,0992 3,23 3,42 2 Mar Piccolo Ιταλία N40 29 Ε ,72 0, ,0 0,68 0,02 0 4,98 3,33 0 Orbetello Ιταλία N42 26 Ε ,25 0, ,0 13,97 0,64 0,0773 4,12 5,47 3 Varano Ιταλία N41 52 Ε ,5 0, ,0 10,19 0,72 0,134 7,12 9,74 2 Mar Menor Ισπανία N37 43 Ε , ,9 21,52 0,32 0, ,01 10,86 2 Nador Μαρόκο N35 09 Ε , ,9 22,80 0,41 0,17 23,09 7,16 1 Επιλεγμένη Βιβλιογραφία: Αμβρακικός Κόλπος (Ροδιά, Τσουκαλιό, Λογαρού): Kormas κ.α., 2001; Nicolaidou κ.α., 2006; Christia & Papastergiadou, 2007, Karageorgis, 2007, Κλείσοβα: Nicolaidou & Reizopoulou, 2005, Hotos & Avramidou, 1997, Άραξος: Krasakopoulou & Pagou, 2011; Papatheodorou κ.α., 2012, Καϊάφας: Bouzos & Kontopoulos, 2004; Christia κ.α., 2013, Αλυκή Αιγίου: Christia κ.α., 2011, Πρόκοπος, Κοτύχι: Kalivas κ.α., 2003, Avramidis κ.α., 2008, Φυττής, 2011, Christia κ.α., 2011, Γιάλοβα: Koutsoubas κ.α., 2000, Λούτσα- Παπαδιά, Ρηχό: Sylaios & Theocharis, 2002, Ερατεινό, Βάσσοβα, Αγίασμα: Orfanidis κ.α., 2007, 2008, Βιστωνίδα: Gikas κ.α., 2005, Δράνα-Μονολίμνη: Malea κ.α., 2004, Alimini: Basset κ.α., 2013, Barbone κ.α., 2012, Lesina: Borja κ.α., 2011, Valli di Comacchio: Munari & Mistri, 2012, Fogliano: Prato κ.α., 2009, Mar Grande-Mar Piccolo: Lenzi κ.α., 2003, Orbetello: Barnes & Ellwood, 2012, Varano: Specchuili κ.α., 2008, Mar Menor: Ruzafa κ.α., 2005, Nador: Ruzafa κ.α., Selected references: Amvrakikos gulf (Rodia, Tsoukalio, Logarou): Kormas et. al., 2001; Nicolaidou et. al., 2006; Christia & Papastergiadou, 2007, Karageorgis, 2007, Kleisova: Nicolaidou & Reizopoulou, 2005, Hotos & Avramidou, 1997, Araxos: Krasakopoulou & Pagou, 2011; Papatheodorou et. al., 2012, Kaiafas: Bouzos & Kontopoulos, 2004; Christia et. al., 2013, Alyki Aigiou: Christia et. al., 2011, Prokopos, Kotychi: Kalivas et. al., 2003, Avramidis et. al., 2008, Φυττής, 2011, Christia et. al., 2011, Gialova: Koutsoubas et. al., 2000, Loutsa-Papadia, Richo: Sylaios & Theocharis, 2002, Erateino, Vassova, Agiasma: Orfanidis et. al., 2007, 2008, Vistonis: Gikas et. al., 2005, Drana-Monolimni: Malea et. al., 2004, Alimini: Basset et. al., 2013, Barbone et. al., 2012, Lesina: Borja et. al., 2011, Valli di Comacchio: Munari & Mistri, 2012, Fogliano: Prato et. al., 2009, Mar Grande-Mar Piccolo: Lenzi et. al., 2003, Orbetello: Barnes & Ellwood, 2012, Varano: Specchuili et. al., 2008, Mar Menor: Ruzafa et. al., 2005, Nador: Ruzafa et. al.,

120 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Στο αριστερό άνω τμήμα του γραφήματος βρίσκονται οι λιμνοθάλασσες Ροδιά και Δράνα της Ελλάδας, καθώς και η λιμνοθάλασσα Mar Piccolo της Ιταλίας. Οι λιμνοθάλασσες αυτές αποτελούν τον Μεσογειακό Τύπο Ι (Εικόνα 4.Α1.2.) όπου κύριο χαρακτηριστικό τους είναι το μεγάλο μέγεθος, οι μικρές μέσες τιμές αλατότητας και ο υψηλός βαθμός απομόνωσης που μπορεί να τις χαρακτηρίσει και ως εσωτερικές κλειστές λιμνοθάλασσες (chocked). Εικόνα 4.Α1.2. Γράφημα της Ανάλυσης Κύριων Συνιστωσών με βάση τα σημαντικότερα γεωμορφολογικά και αβιοτικά χαρακτηριστικά που χρησιμοποιήθηκαν για την τυπολογική ταξινόμηση των Μεσογειακών λιμνοθαλασσών. Figure 4.Α1.2. Principal Component Analysis conducted on most important geomorphological and abiotic parameters selected for the typological classification of Mediterranean coastal lagoons. 95

121 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Αντίστοιχα, στο αριστερό κάτω τμήμα του γραφήματος τοποθετούνται οι λιμνοθάλασσες Τσουκαλιό, Λογαρού και Κλείσοβα της Δυτικής Ελλάδας, οι λιμνοθάλασσες Varano, Lesina, Mar Grande, Orbetello και Valli di Comacchio της Ιταλίας, καθώς και η λιμνοθάλασσες Mar Menor και Nador της Ισπανίας και του Μαρόκου αντίστοιχα. Κύριο χαρακτηριστικό των λιμνοθαλασσών αυτών οι οποίες αποτελούν τον Μεσογειακό Τύπο ΙΙ (Εικόνα 4.Α1.2.), είναι το μεγάλο μέγεθος, οι υψηλές τιμές αλατότητας και ο μικρός βαθμός απομόνωσης (Πίνακας 4.Α1.6). Επιπλέον, στο δεξιό κάτω τμήμα του γραφήματος, τοποθετούνται οι λιμνοθάλασσες Κοτύχι, Γιάλοβα, Άραξος, Αλυκή Αιγίου, Λούτσα-Παπαδιά, Ρηχό της Δυτικής Ελλάδας, Βάσσοβα, Αγίασμα και Ερατεινό της Βόρειας Ελλάδας, καθώς και οι λιμνοθάλασσες Fogliano και Alimini της Ιταλίας. Το σύνολο αυτών των λιμνοθαλασσών αποτελούν τον Μεσογειακό Τύπο ΙΙΙ (Εικόνα 4.Α1.2.) όπου κύριο χαρακτηριστικό τους είναι το μικρό μέγεθος, οι υψηλές τιμές αλατότητας και ο μέτριος βαθμός απομόνωσης. Αντίστοιχα, στο αριστερό τμήμα του γραφήματος, εμφανίζονται οι λιμνοθάλασσες Καϊάφας και Πρόκοπος της Δυτικής Ελλάδας και Μονολίμνι της Βόρειας Ελλάδας. Οι λιμνοθάλασσες αυτές σχηματίζουν τον Μεσογειακό Τύπο ΙV. Τα κύρια χαρακτηριστικά των λιμνοθαλασσών αυτών είναι το μικρό μέγεθος, οι μικρότερες τιμές αλατότητας και ο μεγάλος βαθμός απομόνωσης από τη θάλασσα. Τέλος, στο αριστερό τμήμα του γραφήματος, τοποθετείται η λιμνοθάλασσα Βιστωνίδα, η οποία αποτελεί τον Μεσογειακό Τύπο V (Πίνακας 4.Α1.6). Η λιμνοθάλασσα αυτή αποτελεί έναν ξεχωριστό τύπο αφού παρουσιάζει πολύ μεγάλο μέγεθος, χαμηλές τιμές αλατότητας και μεσαίο έως υψηλό βαθμό απομόνωσης (Εικόνα 4.Α1.2.). Από τα αποτελέσματα διαπιστώνουμε ότι οι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας παρουσιάζουν διαφορές σε σχέση με αυτές της Βόρειας Ελλάδας. Στον Μεσογειακό Τύπο ΙΙ στον οποίο ανήκουν μεγάλες σε έκταση λιμνοθάλασσες, με υψηλές τιμές αλατότητας και μεγάλο βαθμό επικοινωνίας με τη θάλασσα, δεν κατηγοριοποιείται καμία λιμνοθάλασσα της Βόρειας Ελλάδας. Αντίθετα, οι περισσότερες από αυτές ανήκουν στον Μεσογειακό Τύπο ΙΙΙ και εμφανίζουν κοινά χαρακτηριστικά με τη Γιάλοβα, τον Άραξο και το Κοτύχι της Δυτικής Ελλάδας. Επιπλέον, η Μονολίμνι ανήκει στην ίδια ομάδα με τον Καϊάφα και τον Πρόκοπο, ενώ η Δράνα φαίνεται να ομαδοποιείται μαζί με τη Ροδιά (Πίνακας 4.Α1.6). 96

122 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Πίνακας 4.Α1.5. Οι ιδιοτιμές των δύο κύριων συνιστωσών της Ανάλυσης Κύριων Συνιστωσών που πραγματοποιήθηκε στις αβιοτικές παραμέτρους των Μεσογειακών λιμνοθαλασσών. Table 4.Α1.5. Eigenvectors of the first two principal components of Principal Component Analysis conducted on the abiotic parameters of Mediterranean coastal lagoons. Μεταβλητή AX1 AX2 % διακύμανση 58,6 15,1 Επιφάνεια (Surface area) (Km 2 ) -0,977 0,107 Μέσο Βάθος (Mean depth) (m) -0,219 0,097 Βαθμός Απομόνωσης (Confinement) -0,103-0,805 Εισροή γλυκών υδάτων (Fresh water inputs) -0,319-0,254 Μέση Αλατότητα (Mean salinity) ( ) -0,176-0,589 Μήκος φράγματος (Barrier length) (Km) -0,856-0,184 Πλάτος φράγματος (Barrier width) ( Km) -0,387 0,180 Μήκος λιμνοθάλασσας (Lagoon length) (Km) -0,913 0,014 Πλάτος λιμνοθάλασσας (Lagoon width) (Km) -0,899 0,242 Αριθμός εισόδων επικοινωνίας (No of inlets) -0,349-0,875 Πίνακας 4.Α1.6. Οι πέντε χαρακτηριστικοί Τύποι λιμνοθαλασσών που διακρίθηκαν στη Μεσόγειο. Table 4.Α1.6. The five characteristic lagoonal Types distinguished in the Mediterranean region. Τύποι λιμνοθαλασσών της Μεσογείου Λιμνοθάλασσες Χαρακτηριστικά MedType I Ροδιά,Δράνα, Mar Piccolo Μεγάλο μέγεθος, μέση αλατότητα, υψηλός βαθμός απομόνωσης MedType II MedType III MedType IV Τσουκαλιό, Λογαρού, Κλείσοβα, Orbetello, Mar Grande, Lesina, Valli di Commacchio, Varano, Mar Menor, Nador Άραξος, Γιάλοβα, Κοτύχι, Αλυκή Αιγίου, Αγίασμα, Ερατεινό, Βάσσοβα, Ρηχό, Λούτσα-Παπαδιά, Alimini, Fogliano Καϊάφας, Πρόκοπος, Μονολίμνι Μεγάλο μέγεθος, υψηλή αλατότητα, μικρός βαθμός απομόνωσης Μικρό μέγεθος, υψηλή αλατότητα, μικρός βαθμός απομόνωσης Μικρό μέγεθος, μέση αλατότητα, μεσαίος βαθμός απομόνωσης MedType V Βιστωνίδα Μεγάλο μέγεθος, μικρή αλατότητα, υψηλός βαθμός απομόνωσης 97

123 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Προκειμένου να γίνει επαλήθευση των αποτελεσμάτων της Ανάλυσης Κύριων Συνιστωσών (PCA), πραγματοποιήθηκε η πολυδιάστατη Ανάλυση Ταξινόμησης (MDS). Τα αποτελέσματα έδειξαν τιμή stress 0,13 γεγονός που ανταποκρίνεται σε μια καλή ταξιθέτηση, χωρίς περιθώρια παραπλανητικής ερμηνείας (Εικόνα 4.Α.1.3). Έτσι, στο άνω μέρος του γραφήματος, τοποθετούνται οι λιμνοθάλασσες με υψηλές τιμές αλατότητας (MedType II, III), ενώ στο κατώτερο τμήμα, αυτές που παρουσιάζουν μικρότερες τιμές (MedType I, IV,V). Επιπλέον, από τη δεξιά προς την αριστερή πλευρά του γραφήματος, εμφανίζονται οι λιμνοθάλασσες με μεγάλο μέγεθος και μεγάλο ή μεσαίο βαθμό επικοινωνίας με τη θάλασσα (MedType II, ΙΙΙ), ενώ προς τα αριστερά, εμφανίζονται οι λιμνοθάλασσες με μικρότερο μέγεθος και μεσαίο έως μεγάλο βαθμό απομόνωσης (MedType I, IV,V). Η Ανάλυση Ομοιότητας (ANOSIM) έδειξε ότι οι Μεσογειακών τύποι λιμνοθαλασσών που διακρίθηκαν διαφέρουν στατιστικά σημαντικά (R= 0,78) ως προς τα γεωμορφολογικά τους χαρακτηριστικά και τις αβιοτικές τους παραμέτρους. Υψηλά στατιστικά σημαντική διαφορά διαπιστώθηκε μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών Ι και ΙΙΙ (R=1, p<0,001) και ΙV και V (R=1). Επιπλέον, ο τύπος ΙΙ διαφέρει στατιστικά σημαντικά από τον ΙΙΙ (R=0,742, p<0,001) και τον ΙV (R=0,919, p<0,001), ενώ ο τύπος ΙII διαφέρει από τον ΙV (R=0,640, p<0,001). Η Ανάλυση του ποσοστού Ομοιότητας (SIMPER analysis) η οποία στηρίχθηκε στην Ευκλείδεια απόσταση μεταξύ των γεωμορφολογικών και αβιοτικών παραμέτρων των Μεσογειακών τύπων λιμνοθαλασσών, έδειξε ότι οι σημαντικότερες διαφορές παρατηρούνται μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών ΙΙΙ - V (14,44) και ΙV V (13,93). Η κυριότερη παράμετρος η οποία συμβάλλει σημαντικά στη διαφοροποίηση των Μεσογειακών τύπων λιμνοθαλασσών είναι η επιφάνεια (μέγεθος λιμνοθάλασσας) σε ποσοστό 60,79% (MedType IV-V) και 56,74% (MedType II-III). Επιπλέον, η μέση τιμή αλατότητας (Πίνακας 4.A.1.7.) συμβάλλει στην ανομοιογένεια των λιμνοθαλασσών από 56,85% (MedType III-IV) έως 15,14% (MedType I-V). 98

124 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Transform: Log(X+1) Normalise Resemblance: D1 Euclidean distance Alyki Erateino Kotychi Klisova Tsoukalio Logarou 2D Stress: 0,13 Lagoon Type I II III IV V Gialova Araxos Richo Agiasma Fogliano Loutsa-Papadia Vassova Mar Grande Kaiafas Alimini Prokopos Orbetello Mar Menor Lesina Varano Nador Valli di Comacchio Monolimni Mar Piccolo Drana Rodia Vistonis Εικόνα 4.Α1.3. Γράφημα της Πολυδιάστατης Ανάλυσης Ταξινόμησης (MDS) με βάση τα γεωμορφολογικά και αβιοτικά χαρακτηριστικά που χρησιμοποιήθηκαν για την τυπολογική ταξινόμηση των Μεσογειακών λιμνοθαλασσών. Figure 4.Α1.3. Multidimensional Scaling (MDS) conducted on the geomorphological and abiotic parameters selected for the typological classification of Mediterranean coastal lagoons. 99

125 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Πίνακας 4.A.1.7. Ανάλυση του Ποσοστού Ομοιότητας των τύπων λιμνοθαλασσών της λεκάνης της Μεσογείου. Table4.A.1.7. Similarity percentage analysis of Mediterranean coastal lagoon types. MedType II MedType III MedType IV MedType V MedType I Av. Sq.Dis= 11,23 Επιφάνεια 29,36% Μήκος φράγματος 20,20% Αρ. εισόδων επικοινωνίας 16,39% Μέση αλατότητα 15,77% Μήκος λ/θ 8,31% Av. Sq.Dis= 7,68 Επιφάνεια 35,32% Μέση αλατότητα 23,46% Αρ. εισόδων επικοινωνίας 11,39% Πλάτος λ/θ 10,47% Μήκος φράγματος 8,98% Βαθμός επικοινωνίας 3,26% MedType II Av. Sq.Dis= 13,14 Επιφάνεια 56,74% Πλάτος λ/θ 13,39% Μήκος φράγματος 12,12% Μέση αλατότητα 23,46% Μήκος λ/θ 10,59% Av. Sq.Dis= 7,55 Επιφάνεια 45,93% Μέση αλατότητα 20,34% Πλάτος λ/θ 10,19% Μήκος φράγματος 7,77% Αρ. εισόδων επικοινωνίας 6,36% Av. Sq.Dis= 18,10 Επιφάνεια 51,13% Μέση αλατότητα 13,53% Μήκος φράγματος 11,48% Πλάτος λ/θ 9,36% Μήκος λ/θ 7,92% MedType III Av. Sq.Dis= 4,41 Μέση αλατότητα 56,85% Επιφάνεια 11,54% Μήκος φράγματος 7,79% Μέσο βάθος 6,99% Μήκος λ/θ 5,04% Αρ. εισόδων επικοινωνίας 2,66% Av. Sq.Dis= 8,67 Επιφάνεια 30,57% Μέση αλατότητα 15,14% Αρ. εισόδων επικοινωνίας 13,92% Μήκος φράγματος 13,69% Μέσο βάθος 7,49% Πλάτος λ/θ 5,48% Av. Sq.Dis= 5,64 Μέση αλατότητα 46,72% Μέσο βάθος 11,89% Επιφάνεια 9,37% Μήκος φράγματος 6,36% Πλάτος φράγματος 5,22% Πλάτος λ/θ 3,67% Av. Sq.Dis= 14,44 Επιφάνεια 46,41% Μέση αλατότητα 18,73% Πλάτος λ/θ 14,89% Μήκος λ/θ 5,75% Μέσο βάθος 4,6% MedType IV Av. Sq.Dis= 13,93 Επιφάνεια 60,79% Πλάτος λ/θ 14,84% Πλάτος φράγματος 6,79% Μήκος λ/θ 6,07% Μέσο βάθος 3,79% 100

126 ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ 4.Α Διάκριση των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας σε τύπους Η τυπολογική διάκριση των λιμνοθαλασσών της Μεσογείου εντάσσει τις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας σε τέσσερις από τους πέντε τύπους. Οι κύριες παράμετροι που οδήγησαν στον διαχωρισμό τους ήταν το μέγεθος της λιμνοθάλασσας, η αλατότητα και ο βαθμός απομόνωσης. Προκειμένου να εξεταστεί εάν υπάρχουν κάποιες άλλες παράμετροι που μπορεί να οδηγήσουν σε μια περαιτέρω τυπολογική διάκριση των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας πραγματοποιήθηκε μια ξεχωριστή Ανάλυση Κύριων Συνιστωσών που περιλαμβάνει τις λιμνοθάλασσες Ροδιά, Τσουκαλιό, Λογαρού, Κλείσοβα, Αλυκή Αιγίου, Άραξος, Πρόκοπος, Κοτύχι και Γιάλοβα. Με βάση τις υποχρεωτικές παραμέτρους του Συστήματος Β, οι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας βρίσκονται μεταξύ των γεωγραφικών πλατών Ν έως N και των γεωγραφικών μηκών Ε έως E και το εύρος της αλατότητάς τους κυμαίνεται από μέσο έως υψηλό. Επίσης, το εύρος της παλίρροιας είναι μικρό και συνήθως είναι μικρότερο από 0,5m (νανο-παλιρροιακό). 4.Α Ανάλυση Κύριων Συνιστωσών (Principal Component Analysis, PCA) Η εφαρμογή της Ανάλυσης Κύριων Συνιστωσών στις λιμνοθάλασσες της Μεσογείου έδειξε ότι οι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας εντάσσονται στους Μεσογειακούς τύπους Ι (Ροδιά), ΙΙ (Τσουκαλιό, Λογαρού, Κλείσοβα), ΙΙΙ (Άραξος, Πρόκοπος, Κοτύχι, Γιάλοβα) και IV (Καϊάφας). Η Ανάλυση Κύριων Συνιστωσών που εφαρμόστηκε στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας (Ροδιά, Τσουκαλιό, Λογαρού, Κλείσοβα, Άραξος, Πρόκοπος, Κοτύχι, Αλυκή Αιγίου, Καϊάφας και Γιάλοβα) δεν έδειξε κάποια μεταβολή στην ταξιθέτηση των λιμνοθαλασσών, σε σύγκριση με αυτή που πραγματοποιήθηκε με τους Μεσογειακούς τύπους λιμνοθαλασσών. Ο κύριος άξονας 1 (ΑΧ1) της Ανάλυσης Κύριων Συνιστωσών εξηγεί το 70,02% της συνολικής διακύμανσης των δεδομένων και ο άξονας 2 (ΑΧ2) το 17,3% ενώ η αθροιστική ποσοστιαία διακύμανση είναι 87,32% (Πίνακας 4.Α1.7.). Σύμφωνα με τα

127 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α αποτελέσματα, ο κύριος άξονας (ΑΧ1) ο οποίος εξηγεί και το μεγαλύτερο ποσοστό της συνολικής διακύμανσης, διαχωρίζει τις λιμνοθάλασσες, σύμφωνα με τα αβιοτικά τους χαρακτηριστικά, σε τέσσερις τύπους. MedType I MedType IV MedType II MedType III Εικόνα 4.Α1.4. Διγράφημα της Ανάλυσης Κύριων Συνιστωσών (PCA) με τη χρήση των αβιοτικών χαρακτηριστικών των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Το γράφημα παρουσιάζει τα αβιοτικά χαρακτηριστικά και τις λιμνοθάλασσες. Figure 4.Α1.4. Principal Component Analysis plot, using the abiotic characteristics of coastal lagoons of Western Greece. Graph shows the abiotic characteristics and the coastal lagoons. 102

128 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Στο αριστερό τμήμα του γραφήματος, από την αρνητική προς τη θετική πλευρά και κατά μήκος του κύριου άξονα (ΑΧ1), τοποθετούνται οι λιμνοθάλασσες με μεγάλη έκταση, μεγάλη επιφάνεια εισόδων επικοινωνίας που διαθέτουν μεγάλο μήκος φράγματος και μικρό πλάτος. Κατά μήκος του δεύτερου άξονα (ΑΧ2) και από το κατώτερο προς το ανώτερο τμήμα τοποθετούνται οι λιμνοθάλασσες με μικρό βάθος, υψηλή μέση τιμή αλατότητας, μικρή εισροή γλυκών υδάτων και μικρό βαθμό απομόνωσης. Πίνακας 4.Α1.8. Περίληψη των αποτελεσμάτων της Ανάλυσης Κύριων Συνιστωσών (PCA) με τα αβιοτικά χαρακτηριστικά των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Table 4.Α1.8. Summary of Principal Component Analysis results of abiotic characteristics of coastal lagoons of Western Greece. Άξονας 1 Άξονας 2 Ιδιοτιμές (Eigenvalues) 0,7002 0,1730 Αθροιστική ποσοστιαία διακύμανση (Cumulative variance) % 70,02 17,3 Έκταση (Surf _area) (Km 2 ) -0,9943 0,0556 Μέσο Βάθος (Mean_Depth) (m) 0,0508 0,7096 Βαθμός Απομόνωσης (Confinement) -0,2506-0,7392 Εισροή γλυκών υδάτων (Freshwater input) 0,2546-0,5205 Μέση Αλατότητα (Mean_Salinity) ( ) -0,0191-0,8513 Μήκος Φράγματος (Length _ barrier) (Km) -0,9454 0,2110 Πλάτος Φράγματος (Width_barrier) (Km) 0,5467 0,2438 Επιφάνεια εισόδων επικοινωνίας (Inlet surf area) (Km 2 ) -0,4489-0,2538 Αριθμός εισόδων επικοινωνίας (No_inlets ) -0,5154-0,6432 Έτσι, η λιμνοθάλασσα Ροδιά η οποία χαρακτηρίζεται από μεγάλη έκταση, μικρό μέσο βάθος, χαμηλή μέση τιμή αλατότητας, μεγάλη εισροή γλυκών υδάτων και υψηλό βαθμό απομόνωσης τοποθετείται στο αριστερό άνω τμήμα του διγραφήματος και αποτελεί τον Τύπο λιμνοθάλασσας Ι που διακρίνεται στη Δυτική Ελλάδα. Αντίθετα, οι λιμνοθάλασσες Τσουκαλιό, Λογαρού και Κλείσοβα που ταξινομούνται στο αριστερό κάτω τμήμα του διγραφήματος, χαρακτηρίζονται ως μεγάλου μεγέθους λιμνοθάλασσες, με μικρό μέσο βάθος, υψηλή έως μεγάλου εύρους αλατότητα με μεσαίο ή μικρό βαθμό απομόνωσης και μικρή εισροή γλυκών υδάτων. Οι 103

129 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α λιμνοθάλασσες αυτές αποτελούν τον Τύπο ΙΙ των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας (Πίνακα 4.Α1.9). Επιπλέον, οι λιμνοθάλασσες Άραξος, Γιάλοβα, Κοτύχι και Αλυκή Αιγίου που βρίσκονται στο δεξιό κάτω τμήμα του διγραφήματος της ανάλυσης κύριων συνιστωσών, αντιπροσωπεύουν λιμνοθάλασσες με μικρό μέγεθος, μικρό μέσο βάθος, υψηλές μέσες τιμές αλατότητας, περιορισμένες εισροές γλυκών υδάτων και μεγάλο φράγμα διαχωρισμού από τη θάλασσα. Έτσι, οι λιμνοθάλασσες αυτές αποτελούν τον Τύπο ΙΙΙ των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Τέλος, οι λιμνοθάλασσες Καϊάφας και Πρόκοπος με μικρό μέγεθος, μεγάλο μέσο βάθος, μεσο-ύαλες τιμές αλατότητας και μεγάλο φράγμα διαχωρισμού από την ανοιχτή θάλασσα, αποτελούν τον Τύπο IV που τοποθετείται στο δεξιό άνω τμήμα του διγραφήματος (Πίνακα 4.Α1.9). Πίνακας 4.Α1.9. Οι τέσσερις χαρακτηριστικοί Τύποι λιμνοθαλασσών που διακρίθηκαν στη Δυτική Ελλάδα. Table 4.Α1.9. The four characteristic lagoonal sub- Types distinguished for ten coastal lagoons of Western Greece. Τύποι λιμνοθαλασσών Λιμνοθάλασσες Χαρακτηριστικά Δυτικής Ελλάδας Τύπος I Ροδιά Μεγάλο μέγεθος, μεγάλο βάθος, μέση αλατότητα, υψηλός βαθμός απομόνωσης Τύπος II Τσουκαλιό, Λογαρού, Κλείσοβα Μεγάλο μέγεθος, μικρό βάθος, υψηλή αλατότητα, μικρός βαθμός απομόνωσης Τύπος III Άραξος, Γιάλοβα, Κοτύχι, Μικρό μέγεθος, μικρό βάθος, υψηλή Αλυκή Αιγίου αλατότητα, μικρός βαθμός απομόνωσης Τύπος IV Καϊάφας, Πρόκοπος Μικρό μέγεθος, μεγάλο βάθος, μέση αλατότητα, μεσαίος βαθμός απομόνωσης Από τα παραπάνω, γίνεται φανερό ότι το μέσο βάθος, η έκταση (μέγεθος) της λιμνοθάλασσας (μήκος και πλάτος αυτής), η μέση τιμή αλατότητας, η εισροή γλυκών υδάτων και ο βαθμός απομόνωσης αποτελούν τις κυριότερες παραμέτρους που θεωρούνται υπεύθυνες για την κατηγοριοποίηση των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας σε τέσσερις διαφορετικούς τύπους (Εικόνα 4Α.1.4). 104

130 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Η εφαρμογή της μη παραμετρικής πολυδιάστατης ταξινόμησης (MDS) με τιμή stress μηδέν δείχνει μια τέλεια αντιπροσώπευση των δειγμάτων και επιβεβαιώνει τα αποτελέσματα της Ανάλυσης Κύριων Συνιστωσών, αφού ανέδειξε τους ίδιους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών (Εικόνα 4.Α1.5). Επιπλέον, η εφαρμογή της Ανάλυσης Ομοιότητας (ANOSIM analysis) έδειξε ότι όλοι οι τύποι λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας διαφέρουν στατιστικά σημαντικά μεταξύ τους (R=1, p<0,001). Rodia Transform: Log(X+1) Normalise Resemblance: D1 Euclidean distance 2D Stress: 0 Lagoon type I II III IV Logarou Kaiafas Tsoukalio Kleisova Araxos Εικόνα 4.Α1.5. Γράφημα της Πολυδιάστατης Ανάλυσης Ταξινόμησης (MDS) με βάση τα γεωμορφολογικά και αβιοτικά χαρακτηριστικά που χρησιμοποιήθηκαν για την τυπολογική ταξινόμηση των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Figure 4.Α1.5. Multidimensional Scaling (MDS) conducted on the geomorphological and abiotic parameters selected for the typological classification of coastal lagoons of Western Greece. Ακόμα, η Ανάλυση του ποσοστού Ομοιότητας (SIMPER analysis) η οποία στηρίχθηκε στην Ευκλείδεια απόσταση μεταξύ των γεωμορφολογικών και αβιοτικών παραμέτρων των τύπων λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας (Πίνακας 4.Α.1.10.), έδειξε ότι ο Τύπος ΙV διαφέρει σημαντικά από τον Ι (27,92) και τον ΙΙ (37,94). Οι σημαντικότερες παράμετροι οι οποίες συμβάλλουν σημαντικά στη διάκριση των τύπων λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας είναι ο βαθμός επικοινωνίας με τη 105

131 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α θάλασσα κατά 34,11% (Τύποι Ι-ΙΙ), η μέση τιμή αλατότητας κατά 34,5% στους τύπους ΙΙΙ-ΙV και 18,63% στους τύποι Ι-ΙΙΙ. Επιπλέον, η εισροή γλυκών υδάτων συμβάλλει κατά 23,51%, 20,12% και 19,83% στη διαφοροποίηση των τύπων ΙΙΙ-ΙV, Ι-ΙΙ και ΙΙ-ΙΙΙ αντίστοιχα. Ακόμα, το βάθος φαίνεται να συμβάλλει σημαντικά στη διαφοροποίηση του τύπου ΙV από τους άλλους τύπους, ενώ χαρακτηριστικά όπως το πλάτος και το μήκος του φράγματος συμβάλλουν στη διάκριση των λιμνοθαλασσών αλλά σε μικρότερα ποσοστά. Πίνακας 4.A1.10. Ανάλυση του Ποσοστού Ομοιότητας των τύπων λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Table 4.A Similarity Percentage analysis of coastal lagoon types of Western Greece. Tύπος II Tύπος III Tύπος IV Tύπος I Av. Sq. Dis= 18,64 Av. Sq. Dis= 15,8 Βαθμός επικοινωνίας Πλάτος λ/θ 18,99% 34,11% Μέση αλατότητα 18,63% Εισροή γλυκών υδάτων Μήκος φράγματος 17,15% 20,12% Επιφάνεια 14,63% Επιφάνεια εισόδων Βαθμός επικοινωνίας επικοινωνίας 15,57% Μήκος λ/θ 11,28% 13,77% Πλάτος φράγματος 13,57% Μέση αλατότητα 10,35% Tύπος II Av. Sq.Dis= 18,91 Εισροή γλυκών υδάτων 19,83% Μήκος φράγματος 16,17% Επιφάνεια 14,94% Πλάτος λ/θ 13,72% Επιφάνεια εισόδων επικοινωνίας 10,02% Πλάτος φράγματος 9,05% Βαθμός επικοινωνίας 5,79% Μήκος λ/θ 5,08% Av. Sq. Dis= 27,92 Πλάτος φράγματος 21,3% Μήκος λ/θ 17,46% Μήκος φράγματος 14,13% Επιφάνεια 14,05% Εισροή γλυκών υδάτων 13,43% Βαθμός επικοινωνίας 7,79% Μέσο βάθος 6,97% Av. Sq. Dis= 37,94 Μέσο βάθος 16,15% Μήκος λ/θ 15,27% Πλάτος φράγματος 13,7% Επιφάνεια 12,0% Μήκος φράγματος 11,46% Πλάτος λ/θ 11,14% Μέση αλατότητα 10,57% Tύπος III Av. Sq. Dis= 15,95 Μέση αλατότητα 34,8% Εισροή γλυκών υδάτων 23,51% Μέσο βάθος 18,95% Μήκος λ/θ 12,89% 106

132 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α 4.Α.3. ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ Η ομαδοποίηση των Μεσογειακών λιμνοθαλασσών σε τύπους αποτελεί σημαντικό εργαλείο για την εφαρμογή της Οδηγίας Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ και για την ανάληψη σημαντικών μέτρων διαχείρισης και προστασίας των συγκεκριμένων οικοσυστημάτων (Comin κ.α., 2004). Πολλοί ερευνητές υποστηρίζουν πως η τυπολογία των μεταβατικών υδάτων θα πρέπει να βασίζεται σε διακριτά φυσικά χαρακτηριστικά τα οποία καθορίζουν τη δομή και τη μορφολογία τους, όπως είναι το μέγεθος, ο βαθμός απομόνωσης και η αλατότητα (Carstens κ.α., 2004, Basset κ.α., 2006, Tagliapietra & Volpi Ghirardini, 2006, Basset κ.α., 2013). Η ανάπτυξη μιας λεπτομερούς τυπολογίας που θα περιλαμβάνει πολλούς τύπους λιμνοθαλασσών είναι απαραίτητη προκειμένου να μελετηθούν σε χωρική και χρονική κλίμακα τα βιοτικά ποιοτικά στοιχεία αυτών των συνεχώς μεταβαλλόμενων οικοσυστημάτων. Έχει παρατηρηθεί ότι η σημαντική χωρική ετερογένεια που παρατηρείται μέσα σε κάθε λιμνοθάλασσα και αφορά τα φυσικοχημικά και υδρογεωμορφολογικά στοιχεία, καταλήγει σε ένα μωσαϊκό οικοτόπων που υποστηρίζει πολλές μορφές υδρόβιας ζωής (Escavarage κ.α., 2004). Στην παρούσα διδακτορική διατριβή επιβεβαιώθηκε η συμβολή των παραπάνω παραμέτρων, όπως αυτοί προτείνονται και από τη Μεσογειακή Ομάδα Διαβαθμονόμησης, στην διάκριση των λιμνοθαλασσών της Μεσογείου σε τύπους και η ανάλυση κύριων συνιστωσών που εφαρμόστηκε στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας ανέδειξε ως επιπλέον σημαντικές παραμέτρους το βάθος (De Casabianca & Posada, 1998, Blanchet κ.α., 2003), την εισροή γλυκών υδάτων και το μέγεθος του φραγμού που διαχωρίζει τη λιμνοθάλασσα από τη θάλασσα. Έτσι, οι λιμνοθάλασσες της Μεσογείου διακρίθηκαν σε πέντε διαφορετικούς τύπους, στους τέσσερις από τους οποίους ανήκουν και οι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Έτσι, ακόμα και λιμνοθάλασσες που ανήκουν στην ίδια γεωγραφική περιοχή, όπως οι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας, μπορεί να διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους και να ομαδοποιούνται σε διαφορετικούς τύπους, αναδεικνύοντας έτσι την ιδιαιτερότητα των συγκεκριμένων οικοσυστημάτων. 107

133 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Στην περιοχή της Δυτικής Ελλάδας, οι λιμνοθάλασσες οι οποίες δημιουργήθηκαν από τη δράση μεγάλων ποταμών, όπως αυτές του Αμβρακικού και του Μεσολογγίου- Αιτωλικού είναι μεγαλύτερες σε μέγεθος και παρουσιάζουν μεγαλύτερο βαθμό επικοινωνίας με τη θάλασσα και δέχονται εντονότερα την επίδραση των γλυκών υδάτων. Αντίθετα, λιμνοθάλασσες οι οποίες έχουν προκύψει από τη δράση του κυματισμού ή τεκτονικών διεργασιών όπως η λιμνοθάλασσα του Αράξου ή του Καϊάφα (Kraft κ.α., 2005, Papatheodorou κ.α., 2012, Poulos κ.α., 2012) είναι μικρότερες σε μέγεθος. Οι λιμνοθάλασσες της Βόρειας Ελλάδας ομαδοποιούνται στον Τύπο ΙΙΙ παρουσιάζοντας ομοιότητες με τη λιμνοθάλασσα του Άραξου, του Κοτυχίου και της Γιάλοβας στη Δυτική Ελλάδα. Κύριο χαρακτηριστικό τους αποτελεί το μικρό μέγεθος, το μήκος και το πλάτος του φράγματος και η μέση τιμή της αλατότητας. Το πετρώδες ανάγλυφο των ακτών της Βόρειας Ελλάδας και η απότομη υφαλοκρηπίδα του Αιγαίου ενισχύουν τη δημιουργία μικρότερων σε έκταση λιμνοθαλασσών (Kjerfve, 1994, Ψιλοβίκος & Χαχαμίδου, 1997). Η ανάπτυξη λεπτομερούς τυπολογίας είναι απαραίτητη και για τη συστηματική παρακολούθηση των μεταβολών των βιολογικών ποιοτικών στοιχείων στις λιμνοθάλασσες. Σημαντικός αριθμός δημοσιευμένων εργασιών υποστηρίζει ότι τα διαφορετικά αβιοτικά και γεωμορφολογικά χαρακτηριστικά μπορούν να επηρεάσουν σημαντικά τα βιολογικά ποιοτικά στοιχεία, όπως τα ψάρια (Perez-Ruzafa κ.α., 2011), την υδρόβια βλάστηση (Galuppo κ.α., 2007, Barbone κ.α., 2012) και τους βενθικούς οργανισμούς (Reizopoulou & Nicolaidou, 2004, Basset κ.α., 2007, Basset κ.α., 2008). Για παράδειγμα, κατά τη διάρκεια της παρακολούθησης των βενθικών οργανισμών σε πέντε λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας διαπιστώθηκε ότι ο βαθμός απομόνωσης που επηρεάζει την αλατότητα και οδηγεί στη διάκριση διαφορετικών τύπων λιμνοθαλασσών, προκαλεί μεταβολές στην ποικιλότητα των ειδών και τη σύνθεση τους (Reizopoulou & Nicolaidou, 2004). Έτσι, οι υψηλότερες τιμές ποικιλότητας παρατηρήθηκαν στα σημεία όπου η επικοινωνία με τη θάλασσα ήταν εντονότερη (Joyce κ.α., 2005, Perez-Ruzafa κ.α., 2011, Roselli κ.α., 2013). 108

134 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α 4.Α.4. ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ Avramidis, P., Bouzos, D., Antoniou, V., Kontopoulos, N., Application of grain- size trend analysis and spatio-temporal changes of sedimentation, as a tool for lagoon management. Case study: the Kotychi lagoon (western Greece). Geol. Carpath., 59: Barbone, E., Basset, A., Hydrological constraints to macrobenthic fauna biodiversity in transitional waters ecosystems. Rendiconti Lincei, 21: Barbone, E., I. Rosati, S. Reizopoulou, Basset, A., Linking classification boundaries to sources of natural variability in transitional waters: a case study of benthic macroinvertebrates. Ecol. Indic., 12: Barnes, R.S.K., European coastal lagoons, macrotidal versus microtidal contrasts. Biol. Mar. Mediter., 2: 3-7. Barnes, R.S.K., Ellwood, M.D.F., Spatial variation in the macrobenthic assemblages of intertidal seagrass along the long axis of an estuary. Estuar. Coast. Shelf Sci., 112: Basset, A., Barbone, E., Borja, A., Elliott, M., Jona-Lasinio, G., Marques, J.C., Mazik, K., Muxika, I., Neto, J.M.., Reizopoulou, S., Rossati, I., Teixeira, H., Natural variability and reference conditions: setting type-specific classification boundaries for lagoon macroinvertebrates in the Mediterranean and Black Seas. Hydrobiologia, 704(1): Basset, A., Barbone, E., Borja, A., Carlos Marques, J., Mazik, K., Muxika, I., Neto, J.M., Rosati, I., Teixeira, H., WISER-Deliverable 4.3-2: Manuscript on: Methodological approaches to the definition of type-specific reference conditions for benthic macroinvertebrates in transitional waters: the case study of Mediterranean lagoons. Pp. 53. Basset, A., Sabetta, L., Sangiorgio, F., Pinna, M., Migoni, D., Fanizzi, F., Barbone, E., Galuppo, N., Fonda Umani, S., Reizopoulou, S., Nicolaidou, A., Arvanitidis, C., Moncheva,, S., Trajanova, A., Georgescu, L., Beqiraj, S., Biodiversity conservation in Mediterranean and Black Sea lagoons: a trait-oriented approach to benthic invertebrate guilds. Aquatic Conserv.: Mar. Freshw. Ecosys., 18: Basset, A., Galuppo, N., Sabetta, L., Environmental heterogeneity and benthic macroinvertebrate guilds in Italian lagoons. Trans. Wat. Bull., 1:

135 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Basset, A., Sabetta, L., Fonnesu, A., Mouillot, D., Do Chi, T., Viaroli, P., Giordani, G., Reizopoulou, S., Abbiati, M., Carrada. G.C., Typology in the Mediterranean transitional waters: new challenges and perspectives. Aquatic Conserv.: Mar. Freshw. Ecosys., 16: Battaglia, B., Final resolution of the symposium on the classification of brackish waters. Arch. Oceanogr. Limnol., 11: Blanchet, H., de Montaudouin, X., Lucas, A., Chardyet, P., Heterogeneity of macrozoobenthic assemblages within a Zostera noltii seagrass bed: diversity, abundance, biomass and structuring factors. Estuar. Coast. Shelf Sci., 61: Boix, D., Cascon, S., Sla, J. Martinoy, M., Gifre, J., Quintana, X.D., A new index of water quality assessment in Mediterranean wetlands based on crustacean and insect assemblages: the case of Catalunya (NE Iberian Peninsula). Aquatic Conserv.: Mar. Freshw. Ecosys., 15: Borja, A., Barbone, E., Basset, A., Borgersen, G., Brkljacic, M., Elliott, M., Garmendia, J.M., Marques, J.C., Mazik, K., Muxika, I., Magalhães Neto, J., Norling, K., Rodríguez, J.G., Rosati, I., Rygg, B., Teixeira, H., Trayanova, A., Response of single benthic metrics and multi-metric methods to anthropogenic pressure gradients, in five distinct European coastal and transitional ecosystems. Mar. Pollut. Bull., 62(3): Borja, A., Elliott, M., Henriksen, P., Marbà, N., Transitional and coastal waters ecological status assessment: advances and challenges resulting from implementing the European Water Framework Directive. Hydrobiologia, 704(1): Bouzos, D., Kontopoulos, N., Oceanographic observations in the lagoon of Kaiafa (W. Peloponnese). Bulletin of Geological Society of Greece. In: Proceedings of the 10th International Congress, Thessaloniki, Vol. XXXVI, pp (in Greek) Carstens, M., Claussen. U., Bergemann, M., Gaumert, T., Transitional waters in Germany: the Elbe estuary as an example. Aquatic Conserv.: Mar.. Freshw. Ecosys., 14 (1): Christia, C., Papastergiadou, E., Spatial and temporal variations of aquatic macrophytes and water quality in six coastal lagoons of Western Greece. Belg. J. Bot. 140:

136 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Christia, C., Tziotzis, I., Fyttis, G., Kashta, L., Papastergiadou, E., A survey of the benthic aquatic flora of transitional water systems of Greece and Cyprus (Mediterranean Sea). Bot. Mar., 54: Christia, C., Papastergiadou, E., Papatheodorou, G., Geraga, M., Papadakis, E., Seasonal and spatial variations of water quality, substrate and aquatic macrophytes based on side scan sonar, in an eastern Mediterranean lagoon (Kaiafas, Ionian Sea). Environ. Earth Sci., doi: /s Comin, F.A., M. Menendez, Herrera, J.A., Spatial and temporal scales for monitoring coastal aquatic ecosystem. Aquatic Conserv.: Mar. Freshw. Ecosys., 14: Council Directive 92/43/EEC of 21 May 1992 on the conservation of natural habitats and of wild fauna and flora. Official Journal L 206, 22/07/1992 P De Casabianca, Posada, F., Effect of environmental parameters on the growth of Ulva rigida (Thau Lagoon, France). Bot. Mar., 41: Dufour P., Harmelin-Vivien, M., A research program for a typology of atoll lagoons: strategy and first results. Proc. 8th Int. Coral Reefs Symp. Panama, H.A. Lessios (ed.), Allen Press, N.Y., 1: Escavarage, V., Ysebaert, T., Herman, P., Description of the maximal and good ecological potentials (MEP/GEP) for the benthic macrofauna for the European Water Framework Directive (WFD), the Westerschelde. Report of the Koninklijke Nederlandse Academie van Wetenschappen Nederland Instituut voor Ecologie, Yerseke, The Netherlands. Galuppo, N., Maci, S., Pinna, M., Basset, A., Habitat types and distribution of benthic macroinvertebrates in a transitional water ecosystem: Alimini Grande (Puglia, Italy). Transit. Wat. Bull., 1: Gikas, G.D., Yiannakopoulou, T., Tsihrintzis, V., Modeling of non-point source pollution in a Mediterranean drainage basin. Environ. Model. Assess., 11(3): Guelorget, O., Perthuisot, J.P., Le Domaine Paralique. Expression Geologiques du Confinement. Travaux du Laboratoire de Geologie de l Ecole Normale Superieure, Paris 16, France : pp 136. Guelorget, O., Perthuisot. J.P., Paralic Ecosystems. Biological Organizations and Functioning. Vie Milieu, 42:

137 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Hotos, G., Avramidou, D., A one year monitoring study of Klisova lagoon (Mesolonghi, W. Greece). GeoJournal, 41: ISPRA, Guida alla tipizzazione dei corpi idrici di transizione ed alla definizione delle condizioni di riferimento ai sensi della direttiva 2000/60/CE. ISPRA, Classificazione dello stato ecologico dei corpi idrici delle acque marino costiere e di transizione. Implementazione della Direttiva 2000/60/CE. Joyce, C.B., Vina-Herbon, C., Metcalfe, D.J., Biotic variation in coastal water bodies in Sussex, England: Implications for saline lagoons. Estuar. Coast. Shelf Sci., 65: Kalivas, D P, Kollias, V.J., Karantounias, G., A GIS for the Assessment of the Spatio- Temporal Changes of the Kotychi Lagoon, Western Peloponnese, Greece. Wat. Res. Manag., 17: Karageorgis, A., Geochemical study of sediments from the Amvrakikos Gulf lagoon complex, Greece. Transit. Wat. Bull., 1(3): 3-8. Kjerfve, B., Coastal Lagoon Processes, Elsevier Science Publishers, Amsterdam, 577p. Kormas, K.A., Nicolaidou, A., Reizopoulou, S., Temporal variations of nutrients, chlorophyll a and particulate matter in three coastal lagoons of Amvrakikos Gulf (Ionian Sea, Greece). Mar. Ecol., 22 (3): Koutsoubas, D., Dounas, C., Arvanitidis, C., Kornilos, S., Petihakis, G., Triantafyllou, G., Eleftheriou, A., Macrobenthic community structure and disturbance assessment in Gialova lagoon, Ionian Sea. ICES J. Mar. Sci., 57: Kraft, J.C., Rapp, G., Gifford, J.A., Aschenbrenner, S.E., Coastal change and archaeological settings in Elis. Hesperia, 74:1 39. Krasakopoulou, Ε., Pagou, Κ., Seasonal steady-state budgets of nutrients and stoichiometric calculations in an Eastern Mediterranean lagoon (Papas Lagoon-Greece). Med. Mar. Sci., 12(1): Lenzi, M., Palmieri, R., Porrello, S., Restoration of the eutrophic Orbetello lagoon (Tyrrhenian Sea, Italy): water quality management. Mar. Pollut. Bull., 46(12): Lucena-Moya, P., Pardo, I., Alvarez, M., Development of a typology for transitional waters in the Mediterranean ecoregion: the case of the islands. Estuar. Coast. Shelf Sci., 82:

138 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α MacArthur, R.H., Wilson, E.O., The Theory of Island Biogeography. Princeton, N.J.: Princeton University Press. Malea, P., Kevrekidis, T., Mogias, A., Annual versus perennial growth cycle in Ruppia maritima L.: temporal variation in population characteristics in Mediterranean lagoons (Monolimni and Drana Lagoons, Northern Aegean Sea). Bot. Mar., 47: Munari, C., Mistri, M., Ecological status assessment and response of benthic communities to environmental variability: the Valli di Comacchio (Italy) as a study case. Mar. Envir. Res., 81: Nichols, M.M., Boon, J.D., Chapter 7. Sediment transport processes in coastal lagoons. Pages In: B. Kjerfve, editor. Coastal lagoon processes. Elsevier, Amsterdam, The Netherlands. Nicolaidou, A., Reizopoulou, S., Koutsoubas, D., Orfanidis, S., Kevrekidis, T., Biological components of Greek lagoonal ecosystems: an overview. Med. Mar. Sci., 6: Nicolaidou, A., Petrou, K., Kormas, K., Reizopoulou, S., Inter-Annual Variability of Soft Bottom Macrofaunal Communities in Two Ionian Sea Lagoons. Hydrobiologia, 555(1): Orfanidis, S., Papathanasiou, V., Sabetta, L., Pinna, M., Gigi, V., Gounaris, S., Tsiagga, E., Nakou, K., Theodosiou, Th., Benthic macrophyte communities as bioindicators of transitional and coastal waters: relevant approaches and tools. Trans. Wat. Bull., 3: Orfanidis, S., Pinna, M., Sabetta, L., Stamatis, N., Nakou, K., Variation of structural and functional metrics in macrophyte communities within two habitats of eastern Mediterranean coastal lagoons: natural versus human effects. Aquatic Conserv.: Mari. and Freshw. Ecosys., 18 (1): Papatheodorou, G., Avramidis, P., Fakiris, E., Christodoulou, D., Kontopoulos, N., Bed diversity in the shallow water environment of Pappas lagoon in Greece. Inter. J. Sedim. Res., 27(1): Pérez-Ruzafa, A., Fernández, A., Marcos, C., Gilabert, J., Quispe, J.I., García-Charton, J.A., Spatial and temporal variations of hydrological conditions, nutrients and chlorophyll-a in a Mediterranean coastal lagoon (Mar Menor, Spain). Hydrobiologia, 550(1):

139 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Pérez-Ruzafa, A., Mompeán Carmen, M.., Marcos, C., Hydrographic, geomorphologic and fish assemblage relationships in coastal lagoons. Hydrobiologia, 577(1): Pérez-Ruzafa A, Hegazi MI, Pérez-Ruzafa IM, Marcos C, Differences in spatial and seasonal patterns of macrophyte assemblages between a coastal lagoon and the open sea. Mar. Environ. Res., 65: Pérez-Ruzafa, A., Marcos, C., Pérez-Ruzafa, I. M., Pérez-Marcos, M., Coastal lagoons: transitional ecosystems between transitional and coastal waters. J. Coast. Conserv., 15: Pethick, J., An introduction to coastal geomorphology. London: Edward Arnold. 260pp. Poulos, S.E., Gaki-Papanastasiou, K., Gialouris, P., Ghionis, G., Maroukian, H., A geomorphological investigation of the formation and evolution of the Kaiafas sand-dune field (Kyparissiakos Gulf, Ionian Sea, eastern Mediterranean) in the late Holocene. Environ. Earth Sci., 66: Prato, S., Morgana, J.G., La Valle, P., Finoia, M.G., Lattanzi, L., Nicoletti, L., Ardizzone, G.D., Izzo, G., Application of biotic and taxonomic distinctness indices in assessing the Ecological Quality Status of two coastal lakes: Caprolace and Fogliano lakes (Central Italy). Ecol. Indic., 9(3): Reizopoulou, S., Nicolaidou, A., Benthic Diversity of Coastal Brackish Water Lagoons in Western Greece. Aquatic Concerv.: Mar. Freshw. Ecosys., 14: Roselli, L., Cañedo-Argüelles, M., Costa Goela, P.,Cristina, S., Rieradevall, M., D'Adamo, R., Newton, A., Do lagoon physiography and hydrology determine the physicochemical properties and trophic status of coastal lagoons? A comparative approach. Estuar. Coast. Shelf Sci., 117: Specchiulli, A., Focardi, S., Renzi, M., Scirocco, T., Cilenti, L., Breber, P., Environmental heterogeneity patterns and assessment of trophic levels in two Mediterranean lagoons: Orbetello and Varano, Italy. Sci. Total Envir., 402: Sylaios, G., Theocharis, V., Hydrology and nutrient enrichment at two coastal lagoon systems in Greece. Wat. Resour. Manag., 16: Tagliapietra, D., Volpi Ghirardini, A., Notes on coastal lagoon typology in the light of the EU Water Framework Directive: Italy as a case study Aquatic Concerv.: Mar. Freshw. Ecosys., 16:

140 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Α Ter Braak, C.J.F., Smilauer, P., Canoco User s Guide, Version 4.5. Wangeningen and Ceske Budejovice (eds). Αλμπανάκης, Κ., Βουβαλίδης, Κ., Κομματά, Π., Σπανού, Σ. και Ψιλοβίκος, Αρ., Μορφολογική αποτύπωση του πυθμένα της λιμνοθάλασσας του Μεσολογγίου με την χρήση ΓΣΠ και διαστημικών φωτογραφιών. Δελτίο της Ελληνικής Γεωλογικής Εταιρίας τομ. XXXVI, Πρακτικά 10ου Διεθνούς Συνεδρίου, Θεσ/νίκη Απρίλιος 2004: ΕΚΘΕ-Ινστιτούτο Ωκεανογραφίας, Παρακολούθηση του οικοσυστήματος της λιμνοθάλασσας Πάπα, Ακρωτηρίου Αράξου Αχαΐας και προτάσεις διαχείρισης και προστασίας αυτής. Σελ Φυττής, Γ., Παρακολούθηση της οικολογικής ποιότητας των λιμνοθαλασσών Κοτύχι και Πρόκοπος της Δυτικής Ελλάδας: ανάλυση των βιοκοινωνιών των υδρόβιων μακροφύτων και μακροασπονδύλων στα πλαίσια της εφαρμογής της Οδηγίας 2000/60/ΕΕ για τα ύδατα. Μεταπτυχιακή Διατριβή. Πανεπιστήμιο Πατρών, σελ Ψιλοβίκος, Α., Χαχαμίδου, Ε., Συμβολή στην έρευνα των Ολoκαινικών Ελληνικών Δέλτα. Θεσσαλονίκη, 462 σελ. 115

141 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β ΚΕΦΑΛΑΙΟ 4-ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ ΜΕΡΟΣ Β 4Β. Εποχικές και χωρικές διακυμάνσεις των αβιοτικών παραμέτρων στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. 4Β.1. Εισαγωγή-Σκοπός Οι λιμνοθάλασσες ως μεταβατικά οικοσυστήματα, παρουσιάζουν συνεχείς μεταβολές ως προς τα αβιοτικά τους χαρακτηριστικά. Οι διαφορές αυτές μπορεί να οφείλονται τόσο στην εισροή γλυκών υδάτων, όσο και στην επίδραση της θάλασσας. Το σύνολο των αβιοτικών παραμέτρων χρησιμοποιείται ευρύτατα στην παρακολούθηση της ποιότητας των υδάτων των λιμνοθαλασσών (Reizopoulou & Nicolaidou, 2004; Viaroli κ.α., 2008, Panigrahi κ.α., 2009) και αποτελεί τις κύριες παραμέτρους γα την εκτίμηση της τροφικής τους κατάστασης (Carlson, 1977; Vollenweider κ.α., 1998, Giordani κ.α., 2009). Επίσης, οι παράμετροι αυτές παρέχουν σημαντικές πληροφορίες και για τη σύνθεση των μακροφυτικών ομάδων που απαντούν στα συγκεκριμένα οικοσυστήματα (Christia & Papastergiadou 2006, 2007; Orfanidis κ.α., 2008). Στο συγκεκριμένο κεφάλαιο ερευνώνται οι χωρικές και χρονικές μεταβολές των φυσικοχημικών παραμέτρων (βάθος, διαφάνεια, θερμοκρασία, αλατότητα, ph, συγκεντρώσεις των αλάτων αζώτου και φωσφόρου, αλκαλικότητα) στους τέσσερις διαφορετικούς τύπους λιμνοθαλασσών. Προκειμένου να διαπιστωθούν οι διαφορές των αβιοτικών παραμέτρων μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας, εφαρμόστηκε η Ανάλυση Διασποράς (ANOVA), ενώ ο έλεγχος των επιπέδων σημαντικότητας πραγματοποιήθηκε σύμφωνα με το post hoc LSD test. Οι στατιστικά σημαντικές συσχετίσεις μεταξύ του συνόλου των αβιοτικών και βιοτικών παραμέτρων υπολογίστηκε με τον συντελεστή συσχέτισης Spearman, ενώ εξετάστηκε και η αλληλεπίδραση (interaction) μεταξύ των αβιοτικών παραμέτρων, σε σχέση με τους παράγοντες εποχή και έτος. Ακόμα, στο κεφάλαιο αυτό, υποθέσαμε ότι οι αβιοτικές παράμετροι των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας επηρεάζονται από τις ανθρωπογενείς πιέσεις 116

142 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β όπως π.χ. το ψάρεμα ή η εισροή οργανικού φορτίου και ελέγξαμε μέσω της εφαρμογής της Ανάλυσης Κύριων Συνιστωσών ποιες πιέσεις είναι οι σημαντικότερες. Επιπλέον, η δισδιάστατη αποτύπωση των περιοχών δειγματοληψίας, με βάση τα φυσικοχημικά τους χαρακτηριστικά, έγινε με την εφαρμογή της Πολυδιάστατης Ανάλυσης Ταξινόμησης (MDS) βασιζόμενη στην Ευκλείδεια απόσταση. Τέλος, ο μέσος όρος ανομοιότητας μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών αλλά και το ποσοστό συμβολής της κάθε παραμέτρου στη διαφοροποίηση των τύπων λιμνοθαλασσών ελέγχθηκε με την Ανάλυση Ομοιότητας (SIMPER). 4Β.1.2. Χωρική και χρονική διακύμανση των αβιοτικών παραμέτρων σε κάθε τύπο λιμνοθάλασσας που διακρίθηκε στη Δυτική Ελλάδα. 4Β Βάθος-Διαφάνεια Το βάθος και η διαφάνεια στη στήλη του νερού αποτελούν τους κυριότερους παράγοντες που καθορίζουν τη διαθεσιμότητα της ηλιακής ακτινοβολίας η οποία θεωρείται απαραίτητη για την πρωτογενή παραγωγή στα εκβολικά και μεταβατικά οικοσυστήματα (Cloern, 1999). Στις υπό μελέτη λιμνοθάλασσες, το βάθος του νερού ακολουθεί την τυπική εποχική διακύμανση και η μεταβολή του αποτελεί ένα περιοδικό φαινόμενο όπου την άνοιξη και το φθινόπωρο παρατηρούνται μεγαλύτερες τιμές λόγω των βροχοπτώσεων και των αυξημένων εισροών γλυκού νερού, ενώ το καλοκαίρι μειώνεται σημαντικά, λόγω της εξάτμισης και των μειωμένων εισροών από τη λεκάνη απορροής (Perez-Ruzafa κ.α., 2011). Από τα αποτελέσματα της παρακολούθησης των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας, διαπιστώθηκε πως οι λιμνοθάλασσες Ροδιά και Καϊάφας που ανήκουν στους Τύπους Ι και IV αντίστοιχα, με κύριο χαρακτηριστικό τους τον μεγάλο βαθμό απομόνωσης από την θάλασσα, χαρακτηρίζονται από σχετικά μεγάλα μέσα βάθη σε σύγκριση με τους τύπους II και ΙΙΙ, οι οποίοι διαθέτουν περισσότερες διόδους επικοινωνίας με τη θάλασσα (Εικόνα 4.Β.1.). 117

143 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Το μέσο βάθος νερού για τον Τύπο Ι ήταν 1,06m και το μέγιστο 1,5m (Εικόνα 4.B.1.), ενώ η διαφάνεια παρέμενε υψηλή καθ όλη τη διάρκεια των ετών παρακολούθησης (Πίνακες 4Β.I, 4Β.II Παράρτημα II). Οι τιμές του βάθους δεν διαφέρουν σημαντικά από τα αποτελέσματα της Χρηστιά (2005), όπου το μέγιστο βάθος κατά τη διάρκεια των ετών παρακολούθησης ήταν 2m. Σύμφωνα με τους Kormas κ.α. (2001), στη λιμνοθάλασσα της Ροδιάς έχουν καταγραφεί βάθη που κυμαίνονται από 1m έως 3,5m, ενώ σύμφωνα με τις Reizopoulou και Nicolaidou (2004) κατά τη διάρκεια των ετών παρακολούθησης το μέγιστο βάθος ήταν 5,2m. Εικόνα 4Β.1. Θηκογράμματα όπου απεικονίζονται οι διακυμάνσεις του βάθους στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων Figure 4Β.1. Boxplots of depth ranges into four lagoon types during the sampling period. Ο Τύπος ΙΙ που αποτελείται από τις λιμνοθάλασσες Τσουκαλιό, Λογαρού και Κλείσοβα χαρακτηρίζεται από μικρό μέσο βάθος (0,62m) και υψηλή διαφάνεια (Πίνακες 4Β.III έως 4Β.VIII - Παράρτημα II). Έτσι, το μέσο βάθος στη λιμνοθάλασσα Τσουκαλιό ήταν 0,78m, στη Λογαρού 0,53m και στην Κλείσοβα 118

144 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β 0,62m. Το βάθος στη λιμνοθάλασσα Κλείσοβα θα ήταν υψηλότερο αν δεν είχαν δημιουργηθεί τα αναχώματα, ενώ φαίνεται επίσης να επηρεάζεται τόσο από τις κατακρημνίσεις όσο και από τον ημερήσιο ρυθμό ανανέωσης των υδάτων λόγω της παλίρροιας (Αλμπανάκης κ.α., 2004; Katselis κ.α., 2003; Marazioti κ.α., 2010; Karageorgis, 2011). Από τα αποτελέσματα προγενέστερων εργασιών, (Kormas κ.α., 2001; Reizopoulou & Nicolaidou, 2004; Χρηστιά, 2005, Christia &Papastergiadou, 2007) διαπιστώνουμε ότι το βάθος για τις λιμνοθάλασσες Τσουκαλιό και Λογαρού, έχει μειωθεί σημαντικά, λόγω πιθανόν τον φερτών υλικών που μεταφέρονται από τη λεκάνη απορροής και τον υψηλό βαθμό εξάτμισης που παρατηρείται τους θερινούς μήνες (Sylaios κ.α., 2006). Αντίθετα οι τιμές της διαφάνειας παραμένουν υψηλές και ίσες σχεδόν με το βάθος. Οι μικρότερες τιμές διαφάνειας παρατηρούνται κυρίως την άνοιξη, πιθανόν λόγω της εισροής φερτών υλικών από τις βροχοπτώσεις, αλλά και των ανέμων που προκαλούν επαναιώριση του ιζήματος του πυθμένα (Duarte, 1995). Η λιμνοθάλασσα του Αράξου (Τύπος ΙΙΙ) μπορεί να χαρακτηριστεί ως μια αβαθής λιμνοθάλασσα με μέσο βάθος 0,66m, και μέγιστο 1,4m. Σε σχέση με προηγούμενες εργασίες (Μπούζος & Κοντόπουλος, 1998, Krasakopoulou & Pagou, 2011) το μέσο βάθος της λιμνοθάλασσας ήταν υψηλότερο και κυμαίνονταν από 1,8m έως 1,2m. Τέλος, η λιμνοθάλασσα του Καϊάφα (Τύπος IV) χαρακτηρίζεται ως η πιο βαθιά λιμνοθάλασσα, με μέσο βάθος 2,85m και μέγιστο βάθος 3,75m, ενώ η μέση τιμή διαφάνειας είναι 0,70m. Η λιμνοθάλασσα του Καϊάφα έχει μελετηθεί ως προς τα αβιοτικά της χαρακτηριστικά μόνο από τους Bouzos & Kontopoulos (2004), σύμφωνα με τους οποίους το εύρος διακύμανσης της παραμέτρου κυμαίνονταν από 2,40m έως 3,30m. 4Β Θερμοκρασία-Αλατότητα Η θερμοκρασία και η αλατότητα αποτελούν τους κυριότερους παράγοντες που μπορούν να επηρεάσουν τόσο τις βιολογικές διεργασίες σε ένα υδάτινο οικοσύστημα όσο και τη διαλυτότητα των θρεπτικών στοιχείων (Nixon, 1982). Σύμφωνα με τους de Casabianca κ.α. (2002) η θερμοκρασία μπορεί να επηρεάσει την παρουσία ορισμένων υδρόβιων μακροφύτων όπως για παράδειγμα του χλωροφύκους Ulva rigida. H μέγιστη θερμοκρασία για την ανάπτυξη του παραπάνω είδους είναι 17 C, 119

145 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β ενώ περιορισμένη ανάπτυξη έχει διαπιστωθεί σε θερμοκρασίες κάτω από 7 C και πάνω από 25 C. Στα μεταβατικά οικοσυστήματα, οι μεταβολές στην αλατότητα μπορεί να οδηγήσουν σε σημαντικές αλλαγές στην κατανομή και την παρουσία των υδρόβιων οργανισμών (Zeiman, 1975, Prado κ.α., 2013). Στις λιμνοθάλασσες της Μεσογείου, η αλατότητα επηρεάζεται σημαντικά από τις φυσικές μεταβολές και τις ανθρωπογενείς παρεμβάσεις (Fernandez-Torquemada & Sanchez-Lisazo, 2011). Τα αποτελέσματα από τις μέχρι σήμερα μελέτες δείχνουν ότι οι μεταβολές στην αλατότητα επηρεάζουν τον μεταβολισμό των φυτών, την ανάπτυξη, την αναπαραγωγή αλλά και την κατανομή τους (Zeiman 1975; Vermaat κ.α., 2000; Chesnes & Montague, 2001), ενώ σχετίζονται θετικά με τη θερμοκρασία και παρουσιάζουν το ίδιο εποχικό πρότυπο. Κατά τη διάρκεια των περιόδων παρακολούθησης, η θερμοκρασία σε όλους τους τύπους λιμνοθαλασσών ακολούθησε το τυπικό εποχικό πρότυπο με ελάχιστες τιμές κατά τη διάρκεια της άνοιξης και μέγιστες τιμές κατά τη διάρκεια του καλοκαιριού. Η ελάχιστη τιμή θερμοκρασίας ήταν 15,3 C την άνοιξη στη λιμνοθάλασσα του Καϊάφα (Τύπος IV), ενώ οι μέγιστες θερμοκρασίες κυμαίνονταν από 31,1 C έως 32,5 C κατά τη διάρκεια της θερινής περιόδου (Εικόνα 4Β.2, Πίνακες 4Β.I έως 4Β.XII-Παράρτημα III). Η αλατότητα στους τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας παρουσιάζει στατιστικά σημαντικές διαφορές (Πίνακας 4Β.1) και αποτελεί ένα από τα κυριότερα αβιοτικά χαρακτηριστικά που οδήγησαν στη διάκρισή τους. Σύμφωνα με τα αποτελέσματα η μέση τιμή της αλατότητας στη λιμνοθάλασσα της Ροδιάς (Τύπος Ι) ήταν 14,1. Στη συγκεκριμένη λιμνοθάλασσα η ελάχιστη τιμή (4,2 ) σημειώθηκε την άνοιξη του 2006, ενώ η μέγιστη (22,4 ) καταγράφηκε το καλοκαίρι του 2007 (Εικόνα 4Β.3). Τα εύρη των τιμών της αλατότητας παρουσιάζουν ομοιότητες και διαφορές ως προς τις μέγιστες και ελάχιστες τιμές τους συγκρίνοντας τα με προηγούμενες εργασίες, σύμφωνα με τις οποίες οι ελάχιστες τιμές κυμαίνονταν από 5 (Reizopoulou & Nicolaidou, 2004), κατά τη διάρκεια των ετών παρακολούθησης έως 11,7 (Kormas κ.α., 2001, Χρηστιά, 2005), ενώ οι μέγιστες τιμές κυμαίνονταν από 25 (Kormas κ.α., 2001) έως 35 (Reizopoulou & Nicolaidou, 2004, Χρηστιά, 2005). 120

146 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Εικόνα 4Β.2. Θηκογράμματα όπου απεικονίζονται οι διακυμάνσεις της Θερμοκρασίας ( C) στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων Figure 4Β.2a, b. Boxplots of temperature ( C) into four lagoon types during the sampling periods between 2005 and Το εύρος των τιμών αλατότητας στον Τύπο ΙΙ κυμαίνονταν από 8,8 στη λιμνοθάλασσα Τσουκαλιό (Άνοιξη 2005) έως 56,1 στην Κλείσοβα (Φθινόπωρο 2007). Η μέση τιμή αλατότητας στον Τύπο ΙΙ ήταν 35,26 και είναι υψηλότερη σε σχέση με τους Τύπους Ι και ΙV, οι οποίοι παρουσιάζουν μεγαλύτερο βαθμό απομόνωσης από τη θάλασσα και δέχονται εντονότερα την επίδραση από την εισροή γλυκών υδάτων. Σύμφωνα με την υπάρχουσα βιβλιογραφία, στη λιμνοθάλασσα Τσουκαλιό, παρατηρείται μια τάση μείωσης των τιμών της αλατότητας από το 1994 έως σήμερα τόσο ως προς την ελάχιστη η οποία ήταν 8,8, όσο και ως προς τη μέγιστη τιμή, η οποία ήταν 31,3. Η ελάχιστη τιμή αλατότητας σύμφωνα με τους Kormas κ.α. (2001) καθώς και τις Reizopoulou & Nicolaidou, 2004 κυμαίνονταν από 13, έως 14 αντίστοιχα, ενώ η Χρηστιά (2005) αναφέρει ως ελάχιστη τιμή την τιμή 10,9. Στη λιμνοθάλασσα Τσουκαλιό, η υψηλότερη τιμή ήταν 40 και μετρήθηκε κατά τα έτη (Χρηστιά, 2005), ενώ έχουν αναφερθεί και τιμές 121

147 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β που κυμαίνονται από 28,9 (Kormas κ.α., 2001) έως 36,5 (Reizopoulou & Nicolaidou, 2004). Εικόνα 4Β.3. Θηκογράμματα όπου απεικονίζονται οι διακυμάνσεις της αλατότητας ( ) στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων Figure 4Β.3. Boxplots of salinity ( ) ranges into four lagoon types during the sampling period. Οι τιμές της αλατότητας για τη λιμνοθάλασσα Λογαρού κυμαίνονταν από 15,3 (Άνοιξη 2006) έως 45,5 (Καλοκαίρι 2007) και φαίνεται να συμφωνούν με αυτές που αναφέρουν οι Reizopoulou & Nicolaidou (2004) καθώς και η Χρηστιά (2005), ενώ οι Kormas κ.α. (2001) αναφέρουν ως μέγιστη τιμή την τιμή 26,6. Υψηλές τιμές αλατότητας οφείλονται στην μικρότερη εισροή γλυκών υδάτων, στον μεγαλύτερο βαθμό εξάτμισης αλλά και στη μείωση του βάθος της λιμνοθάλασσας (Smith, 1994). Τέλος, η λιμνοθάλασσα της Κλείσοβας χαρακτηρίζεται από υψηλότερες τιμές αλατότητας που κυμαίνονταν από 33,2 (Άνοιξη 2006) έως 56,1 (Φθινόπωρο 2007). Οι τιμές της αλατότητας στην Κλείσοβα είναι υψηλότερες σε σχέση με την Τσουκαλιό και την Λογαρού και σε σύγκριση με προηγούμενες εργασίες 122

148 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β παρουσιάζεται μια τάση αύξησης στην τιμή της παραμέτρου, όπου σύμφωνα με τους Hotos & Avramidou (1997) και τους Marazioti κ.α. (2010) η μέγιστη τιμή αλατότητας που καταγράφηκε ήταν 40. Υψηλές τιμές αλατότητας μετρήθηκαν και στον Τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙΙ (Άραξος) που κυμαίνονταν από 30,9 (άνοιξη 2006) έως 45,1 (φθινόπωρο 2007). Η μέση τιμή αλατότητας του Τύπου ΙΙΙ (40,55 ) είναι υψηλότερη σε σύγκριση με τους υπόλοιπους τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Το γεγονός αυτό οφείλεται στο ότι η λιμνοθάλασσα δέχεται έντονα την επίδραση της θάλασσας από τις τρεις εισόδους επικοινωνίας, ενώ μοναδική πηγή εισροής γλυκών υδάτων αποτελούν οι βροχοπτώσεις κατά τη διάρκεια του χειμώνα (Reizopoulou & Nicolaidou, 2004, Krasakopoulou & Pagou, 2011). Τέλος, στον τύπο λιμνοθάλασσας IV (Καϊάφας), η μέση τιμή αλατότητας που σημειώθηκε ήταν 9,36, ενώ η μέγιστη ήταν 14,24. Η λιμνοθάλασσα του Καϊάφα λόγω του λιμναίου χαρακτήρα της, του βαθμού απομόνωσής της από τη θάλασσα, του μεγάλου βάθους της και της εισροής γλυκών υδάτων παρουσιάζει μικρότερες τιμές αλατότητας (Canedo-Arguelles & Rieradevall, 2010) σε σχέση με τους υπόλοιπους τύπους λιμνοθαλασσών που διακρίθηκαν στη Δυτική Ελλάδα. 4Β ph Η επίδραση των κατιόντων του Η + δεν λειτουργεί άμεσα άλλα έμμεσα στην ανάπτυξη των υδρόβιων μακροφύτων, δεδομένου ότι το ph επηρεάζει ένα πλήθος παραμέτρων και ειδικότερα τη συγκέντρωση του νερού σε ανόργανο άνθρακα (Hutchinson, 1975). Επίσης, η μείωση ή η αύξηση του ph είναι άμεσα συνδεδεμένη με τη φωτοσύνθεση και την αναπνοή των διαφόρων οργανισμών και επομένως σχετίζεται άμεσα με την παραγωγή βιομάζας (Greve κ.α., 2004; Orfanidis κ.α., 2005). Η δράση των φωτοσυνθετικών οργανισμών επηρεάζει σημαντικά το ph ιδιαίτερα στα στάσιμα ή χαμηλής κυκλοφορίας ύδατα. Αυτό συμβαίνει γιατί κατά τη διάρκεια της ημέρας όπου τα φυτά φωτοσυνθέτουν, απορροφούν το διαλυμένο διοξείδιο του άνθρακα (CO 2 ) που υπάρχει στο νερό και απελευθερώνουν ιόντα υδροξυλίου (-ΟΗ-) τα οποία αυξάνουν το ph (Specchiulli κ.α., 2008). 123

149 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Στις λιμνοθάλασσες, το εύρος διακύμανσης του ph συνήθως κυμαίνεται από 6-9 (Moore, 1989). Το περιβάλλον των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας μπορεί να χαρακτηριστεί ως αλκαλικό με εύρος διακύμανσης από 7,27 έως 9 (Εικόνα 4Β.4), ενώ παρατηρούνται στατιστικά σημαντικές διαφορές μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών (Πίνακας 4Β.1). Εικόνα 4Β.4. Θηκογράμματα όπου απεικονίζονται οι διακυμάνσεις του ph στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων Figure 4Β.4. Boxplots of ph ranges into four lagoon types during the sampling period. Η υψηλότερη μέση τιμή του ph σημειώθηκε στον τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙ (8,47), ενώ η μικρότερη στον Τύπο IV (8,15). Κατά τη διάρκεια των ετών παρακολούθησης όμως η μεγαλύτερη τιμή (9,0) καταγράφηκε στον σταθμό Kf 7 της λιμνοθάλασσας του Καϊάφα (καλοκαίρι 2007) που βρίσκεται στο σημείο όπου απορρέει ο βιολογικός καθαρισμός της Ζαχάρως (Εικόνα 4.Β.4). Σύμφωνα με τους Coehlo κ.α. (2007) τιμές του ph μεγαλύτερες από 9 θεωρούνται ενδεικτικές της υποβάθμισης των υδάτων, αφού υψηλές τιμές ph μπορεί να συνδέονται με ευτροφισμό που έχει προκληθεί από ανθρωπογενείς δραστηριότητες ή υψηλές συγκεντρώσεις φωσφόρου. 124

150 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β 4Β Διαλυμένο Οξυγόνο Το διαλυμένο οξυγόνο αποτελεί μια από τις σημαντικότερες φυσικοχημικές παραμέτρους που υποστηρίζουν τους βιολογικούς παράγοντες (Viaroli κ.α., 1995). Σύμφωνα με την Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ, οι κύριοι φυσικοί παράγοντες οι οποίοι επηρεάζουν τη συγκέντρωση του διαλυμένου οξυγόνου στα μεταβατικά οικοσυστήματα είναι η θερμοκρασία και η αλατότητα. Έτσι, η διαλυτότητα του διαλυμένου οξυγόνου μειώνεται με την αύξηση της θερμοκρασίας και της αλατότητας (OSPAR, 2005). Η συγκέντρωση του διαλυμένου οξυγόνου μπορεί επίσης να επηρεαστεί και από τη βιολογική δραστηριότητα. Έτσι, κατά τη διάρκεια της φωτοσύνθεσης παράγεται οξυγόνο από CO 2 και νερό με την επίδραση του φωτός, ενώ κατά τη διαδικασία της νιτροποίησης ή της διαπνοής, καταναλώνεται οξυγόνο (Best κ.α., 2007). Έχει διαπιστωθεί ότι κάτω από υποξικές ή ανοξικές συνθήκες η διαδικασία της νιτροποίησης μπορεί να παράγει οξυγόνο. Επίσης, η άνθηση του φυτοπλαγκτού μπορεί να προκαλέσει υπερκορεσμό με διαλυμένο οξυγόνο, όταν τα αποθέματα θρεπτικών και φωτός είναι επαρκή, ενώ κατά τη διάρκεια της νύχτας σημειώνονται χαμηλότερες συγκεντρώσεις διαλυμένου οξυγόνου (Best κ.α., 2007). Η μέση τιμή του διαλυμένου οξυγόνου στις περιοχές μελέτης, κυμαίνεται από 6,99mg/l έως 8,47mg/l (Πίνακας 4Β.2). Στον Τύπο λιμνοθάλασσας Ι (Ροδιά) η μέση τιμή του διαλυμένου οξυγόνου ήταν 7,11mg/l, ενώ ανοξικές συνθήκες (1,90mg/l), παρατηρήθηκαν κατά τη διάρκεια της άνοιξης του Σύμφωνα με τη βιβλιογραφία (Χρηστιά 2005; Reizopoulou & Nicolaidou, 2004) χαμηλές συγκεντρώσεις διαλυμένου οξυγόνου έχουν αναφερθεί στη λιμνοθάλασσα της Ροδιάς κατά τις περιόδους και οι οποίες κυμαίνονταν από 3,15mg/l έως 3,5mg/l αντίστοιχα. Οι τιμές αυτές πιθανόν να οφείλονται στις υψηλές τιμές οργανικού άνθρακα (9,05%) που έχουν καταγραφεί στο ίζημα της λιμνοθάλασσας της Ροδιάς και υποδηλώνουν περιστατικά ανοξίας στον πυθμένα της (Karageorgis, 2007). 125

151 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Εικόνα 4Β.5. Θηκογράμματα όπου απεικονίζονται οι διακυμάνσεις του Διαλυμένου Οξυγόνου (mg/l) στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων Figure 4Β.5. Boxplots of Dissolved Oxygen (mg/l) ranges into four lagoon types during the sampling period. Επιπλέον στον Τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙ, η μέση τιμή του διαλυμένου οξυγόνου ήταν 6,99mg/l. Ανοξικές συγκεντρώσεις διαλυμένου οξυγόνου καταγράφηκαν τόσο στη λιμνοθάλασσα Τσουκαλιό (3,8mg/l), όσο και στη λιμνοθάλασσα Λογαρού (1,9mg/l) και την Κλείσοβα (3,9mg/l). Στη λιμνοθάλασσα Λογαρού παρατηρείται μια τάση μείωσης της συγκέντρωσης του διαλυμένου οξυγόνου, σε σχέση με προηγούμενες βιβλιογραφικές αναφορές (Kormas κ.α., 2001), που πιθανόν να οφείλεται είτε σε μεταβολές στον βαθμό ανάμιξης με τη θάλασσα είτε στη μείωση των υδρόβιων μακροφύτων (Marcomini κ.α., 1995). Χαμηλές συγκεντρώσεις διαλυμένου οξυγόνου έχουν παρατηρηθεί και σε άλλες Μεσογειακές λιμνοθάλασσες όπως στις Lesina (Specchiulli κ.α., 2009) και Sacca di Goro (Giordani κ.α., 1996) της Ιταλίας καθώς και στη Ria Formosa της Ισπανίας (Newton κ.α., 2003) και Ria de Aveiro της Πορτογαλίας (Lopes κ.α., 2005). Οι χαμηλές τιμές διαλυμένου οξυγόνου σχετίζονται είτε με την επικράτηση ανοξικών 126

152 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β συνθηκών στον πυθμένα των λιμνοθαλασσών (Viaroli κ.α., 2008), ή μπορεί να οφείλονται σε βιολογικές διεργασίες (Viaroli κ.α., 1995). Η ισχυρή αρνητική συσχέτιση του διαλυμένου οξυγόνου με τη θερμοκρασία (Πίνακας 4Β.1) συνδέεται άμεσα με τη μείωση του διαλυμένου οξυγόνου λόγω της ανταλλαγής του με την ατμόσφαιρα (Lopes κ.α., 2005). Στη λιμνοθάλασσα της Κλείσοβας, η μέση τιμή του διαλυμένου οξυγόνου ήταν 7,82mg/l, ενώ η μέγιστη τιμή (11,9mg/l) αναφέρεται την άνοιξη του Σύμφωνα με τους Hotos & Avramidou (1997) στη λιμνοθάλασσα της Κλείσοβας η συγκέντρωση του διαλυμένου οξυγόνου κυμαίνονταν από 7,5mg/l έως 15,7mg/l κατά την περίοδο παρακολούθησης Στον Τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙΙ (Άραξος), η μέση τιμή του διαλυμένου οξυγόνου ήταν 8,26mg/l, ενώ η ελάχιστη τιμή (0,58mg/l) που καταγράφηκε τον Αύγουστο του 2005 (Christia & Papastergiadou, 2007) συνοδεύτηκε και από μαζικό θάνατο ψαριών. Στη λιμνοθάλασσα του Αράξου, έχουν αναφερθεί και παλαιότερα συγκεντρώσεις διαλυμένου οξυγόνου μικρότερες από 2,5 mg/l κατά τη διάρκεια του καλοκαιριού του 1998 (Krasakopoulou & Pagou, 2011) οι οποίες προκάλεσαν επίσης τον μαζικό θάνατο ψαριών στη λιμνοθάλασσα. Ο υπερκορεσμός των υδάτων με διαλυμένο οξυγόνο κατά τη διάρκεια της ημέρας, μπορεί να προκαλέσει τα αντίστροφα αποτελέσματα κατά τη διάρκεια της νύχτας όταν η φωτοσύνθεση σταματά και η διαπνοή λαμβάνει χώρα. Κατά τη φάση της διαπνοής, τα ποσοστά του διαλυμένου οξυγόνου στη στήλη του νερού μειώνονται δραματικά και μπορούν να προκαλέσουν τους μαζικούς θανάτους ψαριών που συχνά παρατηρούνται τις καλοκαιρινές μέρες (Breitburg, 1992). Ομοίως και στον Τύπο IV οι συγκεντρώσεις που μετρήθηκαν κυμαίνονταν από 4,92mg/l (άνοιξη 2006) έως 12,65mg/l (καλοκαίρι 2005), ενώ η μέση συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου ήταν 8,47mg/l (Εικόνα 4.Β.4). Οι Bouzos & Kontopoulos (2004) στην ωκεανογραφική μελέτη που πραγματοποίησαν στη λιμνοθάλασσα του Καϊάφα το κατέγραψαν τιμές διαλυμένου οξυγόνου που κυμαίνονταν από 3,3mg/l έως 7,4mg/l. 127

153 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β 4Β Φωσφόρος- Άζωτο Οι παράκτιες περιοχές είναι συχνά δέκτες σημαντικών ποσοτήτων θρεπτικών αλάτων, τα οποία κυρίως προέρχονται από ανθρώπινες δραστηριότητες. Ανεπεξέργαστα βιομηχανικά και αστικά απόβλητα, καθώς και υπολείμματα φυτοφαρμάκων και λιπασμάτων, καταλήγουν στους παράκτιους αποδέκτες και προκαλούν συνθήκες ευτροφισμού (Sutcliffe, 1992; Harper, 1992). Η παραπάνω πρακτική επιφέρει αλλαγή στην τροφική κατάσταση των υδατικών συστημάτων και ευνοεί την εμφάνιση ευτροφισμού. Οι λιμνοθάλασσες θεωρούνται οι πλέον επιρρεπείς στην εμφάνιση του φαινομένου αυτού λόγω της σχετικά περιορισμένης ανανέωσης των υδάτων τους (McLusky & Elliot, 2005). Τα φορτία των θρεπτικών που εισέρχονται στις λιμνοθάλασσες από εξωτερικές πηγές (χείμαρροι, επιφανειακές απορροές) είναι μεγαλύτερα κατά τη διάρκεια της υγρής περιόδου, ενώ σχεδόν μηδενίζονται κατά τη ξηρή περίοδο, και σ αυτήν την περίπτωση κύρια πηγή φόρτισης σε θρεπτικά είναι τα ιζήματα του πυθμένα. Η ικανότητα των ιζημάτων να δεσμεύουν ή να απελευθερώνουν θρεπτικά, ανάλογα με τις συνθήκες περιβάλλοντος που επικρατούν, έχει καταγραφεί σε πολλές εργασίες (Gomez κ.α., 1999; Frascari κ.α., 2002). Η διαθεσιμότητα των θρεπτικών παίζει σημαντικό ρόλο στη λειτουργία των βιοκοινοτήτων που διαβιούν στις λιμνοθάλασσες και μπορεί να επηρεάσει την παραγωγή των μακροφύτων, τη βιομάζα τους και την περιεκτικότητα των ιστών τους σε άζωτο και φώσφορο (Valiela κ.α., 1992). 4Β Φωσφορικά ιόντα- Ολικός Ανόργανος Φώσφορος Ο ολικός φώσφορος στο νερό αποτελεί σημαντικό παράγοντα που επηρεάζει την παραγωγικότητα ενός υδάτινου οικοσυστήματος και, εκτός από τη μορφή των ορθοφωσφορικών ιόντων (PO 4 -P), συναντάται και με τη μορφή του διαλυμένου οργανικού φωσφόρου. Ο διαλυμένος οργανικός φώσφορος περιλαμβάνει τις ορθοφωσφορικές ρίζες (PO 3-4 ), τις πολυφωσφορικές ρίζες, οργανικά κολλοειδή και φωσφορικούς εστέρες (Wetzel, 2001). 128

154 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Οι ορθοφωσφορικές ρίζες αποτελούν τις κύριες αξιοποιήσιμες μορφές του διαλυμένου ανόργανου φωσφόρου. Οι φωσφορικές ρίζες είναι πολύ δραστικές και αλληλεπιδρούν με διάφορα κατιόντα όπως του Ca ή του Fe δημιουργώντας κυρίως κάτω από οξειδωτικές συνθήκες σχετικά αδιάλυτες ενώσεις οι οποίες κατακρημνίζονται ως ίζημα (Søndergaard κ.α., 2003). Η συγκέντρωση των φωσφορικών ιόντων δεν παρουσιάζει στατιστικά σημαντικές διαφορές μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας (Πίνακας 4Β.1), καθώς η μέση τιμή της συγκέντρωσής τους είναι χαμηλή και κυμαίνεται μεταξύ 5,92μg/l και 12,49μg/l (Πίνακας 4B.2). Στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας, δεν ακολουθείται ένα συγκεκριμένο εποχιακό πρότυπο, όμως παρατηρήθηκε μια τάση υψηλότερων συγκεντρώσεων κατά τη διάρκεια της θερινής (23,49μg/l- Κλείσοβα-Τύπος ΙΙ) αλλά και της φθινοπωρινής περιόδου (42,15μg/l-Τύπος ΙΙΙ), γεγονός που παρατηρείται και σε άλλες Μεσογειακές λιμνοθάλασσες (Sylaios & Theocharakis, 2002, Coehlo κ.α., 2007; Antunes κ.α., 2012). Κατά τη διάρκεια της περιόδου παρακολούθησης η υψηλότερη συγκέντρωση φωσφορικών ιόντων καταγράφηκε το καλοκαίρι του 2007 (274,48μg/l) στη λιμνοθάλασσα του Καϊάφα (Τύπος ΙV). Σύμφωνα με τους Nixon κ.α. (1980) αυξημένη συγκέντρωση των φωσφορικών, κατά τη διάρκεια του καλοκαιριού, υποδεικνύει την μακρόχρονη επίδραση των εισροών των γλυκών υδάτων στη λιμνοθάλασσα και την καθίζηση των φωσφορικών, τα οποία επανεμφανίζονται στη στήλη του νερού κατά την επανοργανοποίηση που λαμβάνει χώρα, κατά τη διάρκεια του καλοκαιριού. Επιπλέον, ο εμπλουτισμός των υδάτων με φωσφορικά που εισρέουν σε ένα οικοσύστημα είναι αποτέλεσμα της έντονης αγροτικής και αστικής δραστηριότητας στην περιοχή. Στις λιμνοθάλασσες Τσουκαλιό και Λογαρού, παρατηρήθηκε μια τάση αύξησης των συγκεντρώσεων ως προς τις μέγιστες τιμές σε σχέση με αυτές που αναφέρονται από τους Kormas et al. (2001) και Χρηστιά (2005), ενώ στη λιμνοθάλασσα της Κλείσοβας μια εξαιρετικά υψηλή τιμή (415μg/l) καταγράφηκε τον Απρίλιο του 1993, σε σταθμό που βρίσκονταν κοντά στην πόλη του Μεσολογγίου (Hotos & Avramidou, 1997). Στη λιμνοθάλασσα του Αράξου, δεν παρατηρήθηκαν σημαντικές μεταβολές στη συγκέντρωση των φωσφορικών ιόντων σε σχέση με αυτές που αναφέρονται για την περίοδο (ΕΚΘΕ 2000). Στη λιμνοθάλασσα του 129

155 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Καϊάφα η υψηλότερη συγκέντρωση φωσφορικών ιόντων που έχει καταγραφεί ήταν 2,9μg/l το φθινόπωρο του 1995 (Bouzos & Kontopoulos, 2004). Εικόνα 4B.6. Θηκογράμματα όπου απεικονίζονται οι διακυμάνσεις του ολικού φωσφόρου (TP) στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων Figure 4B.6. Boxplots of Total Phosphorous (TP) concentrations into four lagoon types during the sampling period. Οι συγκεντρώσεις του ολικού ανόργανου φωσφόρου δεν παρουσιάζουν στατιστικά σημαντικές διαφορές μεταξύ των διαφορετικών τύπων λιμνοθαλασσών (Πίνακας 4Β.1) της Δυτικής Ελλάδας, διαφέρουν όμως στατιστικά σημαντικά μεταξύ των εποχών (Πίνακες 4Β.I και 4ΒIII-4ΒVII-Παράρτημα III). Στην Εικόνα 4Β.6 παρουσιάζονται οι μέσες τιμές και το εύρος διακύμανσης των συγκεντρώσεων του ολικού φωσφόρου. Στον Τύπο Ι η μέση τιμή της συγκέντρωσης του ολικού ανόργανου φωσφόρου ήταν 107,6μg/l, ενώ η μέγιστη τιμή (534,16μg/l) αναφέρεται το φθινόπωρο του Στον τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙ η μέση τιμή της συγκέντρωσης του ολικού φωσφόρου ήταν 112,68μg/l. Οι υψηλότερες συγκεντρώσεις ολικού ανόργανου αζώτου μετρήθηκαν στις λιμνοθάλασσες 130

156 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Τσουκαλιό (623μg/l) το φθινόπωρο του 2005 και Κλείσοβα (853,1 μg/l) το καλοκαίρι του Τέλος, στον Τύπο IV, η μέση τιμή της συγκέντρωσης του ολικού φωσφόρου ήταν μικρότερη σε σχέση με τους υπόλοιπους τύπους και το εύρος διακύμανσης κυμαίνονταν από 12,5μg/l το καλοκαίρι του 2005 έως 493,3μg/l κατά τη διάρκεια του φθινοπώρου του Οι υψηλότερες συγκεντρώσεις μετρήθηκαν κατά τη διάρκεια του καλοκαιριού και του φθινοπώρου, όπως συνέβη και με τις συγκεντρώσεις των φωσφορικών ιόντων. Αντίστοιχες συγκεντρώσεις και παρόμοιο εποχιακό πρότυπο διαπιστώθηκε και σε άλλες Μεσογειακές λιμνοθάλασσες, όπως στη λιμνοθάλασσα Orbetello στη δυτική ακτή της Ιταλίας (Specchiulli κ.α., 2008) και στη λιμνοθάλασσα Lesina στη νότια ακτή της Αδριατικής (Roselli κ.α., 2009). Οι χαμηλές συγκεντρώσεις φωσφόρου στις λιμνοθάλασσες οφείλονται κυρίως στην ικανότητα που έχει το ίζημα να προσλαμβάνει και να διατηρεί τον διαλυμένο ενεργό φώσφορο (Vidal, 1994). Γενικότερα, σύμφωνα με τους Tournier κ.α. (1981) ο φώσφορος ανακυκλώνεται στο νερό, κατά τη διάρκεια του καλοκαιριού, όταν η δραστηριότητα των υδρόβιων οργανισμών, ψαριών και μικροοργανισμών είναι έντονη και δεν επιτρέπουν στο συγκεκριμένο θρεπτικό στοιχείο να επιστρέψει στο ίζημα. Επίσης έχει παρατηρηθεί ότι η συγκέντρωση των φωσφορικών ιόντων σχετίζεται θετικά με το ph (Πίνακας 4Β.1). Έτσι, για παράδειγμα αύξηση του ph από 8 σε 9 μπορεί να διπλασιάσει την απελευθέρωση του φωσφόρου από το ίζημα στη στήλη του νερού (Boers, 1991). 4Β Νιτρώδη ιόντα Τα νιτρώδη αποτελούν ένα ενδιάμεσο τμήμα του κύκλου του αζώτου στη φύση, επομένως υπάρχουν στα φυσικά ύδατα. Συνήθως, δεν συναντώνται σε υψηλές συγκεντρώσεις στα φυσικά υδάτινα οικοσυστήματα (<1mg/l), αλλά ως μέρος του κύκλου του αζώτου αποτελούν βασικό συστατικό της υδάτινης στήλης, αφού με την δράση νιτροποιητικών βακτηρίων οξειδώνονται και μετατρέπονται σε νιτρικά ιόντα (Nixon, 1986). Υψηλές συγκεντρώσεις νιτρωδών ιόντων, ενδεχομένως να οφείλονται σε λιπάσματα, απορρίμματα και ζωικά ή ανθρώπινα απόβλητα. Υπάρχουν ακόμη και 131

157 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β στον αέρα λόγω της ατμοσφαιρικής ρύπανσης, με αποτέλεσμα να παρασύρονται από τη βροχή και να αποτίθενται στο έδαφος (Duarte, 1995). Στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας, οι μέγιστες συγκεντρώσεις νιτρωδών αλάτων παρατηρήθηκαν κατά τη διάρκεια της άνοιξης, ενώ οι ελάχιστες κατά τη διάρκεια του φθινοπώρου. Στους τύπους λιμνοθαλασσών Ι (Πίνακας 4Β.I- Παράρτημα II) και IV (Πίνακας 4Β.XII-Παράρτημα II) οι συγκεντρώσεις των νιτρωδών ιόντων δεν παρουσιάζουν στατιστικά σημαντικές διαφορές μεταξύ των ετών και των εποχών. Αντίθετα οι τύποι λιμνοθαλασσών ΙΙ (Πίνακες 4Β.III έως 4Β.VIII-Παράρτημα II) και ΙΙΙ (Πίνακας 4Β.IX-Παράρτημα II) εμφανίζουν στατιστικά σημαντικές διαφορές στη διάρκεια των περιόδων παρακολούθησης. Σύμφωνα με τα αποτελέσματα, στον Τύπο Ι η μέση συγκέντρωση των νιτρωδών ιόντων ήταν 21,28μg/l, ενώ αντίστοιχα η μέγιστη (108,16μg/l) μετρήθηκε κατά τη διάρκεια της άνοιξης του Από την εργασία της Χρηστιά (2005) υψηλές μέσες τιμές συγκεντρώσεων νιτρωδών ιόντων έχουν καταγραφεί κατά τη διάρκεια της άνοιξης του 2003 (608μg/l) και της άνοιξης του 2004 (279μg/l) στη λιμνοθάλασσα της Ροδιάς. Στον τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙ, η μέση συγκέντρωση των νιτρωδών ιόντων ήταν 16,45μg/l. Από τις τρεις λιμνοθάλασσες που απαρτίζουν τον τύπο αυτό, η λιμνοθάλασσα Κλείσοβα παρουσιάζει τη μικρότερη μέση συγκέντρωση νιτρωδών ιόντων (2,29μg/l), ενώ η μέγιστη (21,16μg/l) καταγράφηκε την άνοιξη του 2006 Στη λιμνοθάλασσα Τσουκαλιό, η μέγιστη τιμή νιτρωδών (198,3μg/l) μετρήθηκε την άνοιξη του 2006, ενώ σύμφωνα με τη Χρηστιά (2005), αντίστοιχες συγκεντρώσεις σημειώθηκαν τόσο κατά την άνοιξη του 2003 (184μg/l), όσο και κατά την άνοιξη του 2004 (205μg/l). Επιπρόσθετα, στη λιμνοθάλασσα Λογαρού, η μέση συγκέντρωση των νιτρωδών ήταν 28,78μg/l, ενώ η μέγιστη τιμή (157,31μg/l) σημειώθηκε κατά τη διάρκεια της άνοιξης του Στη λιμνοθάλασσα Λογαρού, παρατηρείται μια τάση αύξησης των νιτρωδών ιόντων σε σχέση με τις συγκεντρώσεις που αναφέρονται από τη Χρηστιά (2005). Και στις τρεις λιμνοθάλασσες, παρατηρείται το ίδιο εποχιακό πρότυπο όπου οι μέγιστες τιμές σημειώνονται κατά τη διάρκεια της άνοιξης. Το γεγονός αυτό συνδέεται άμεσα με τις εισροές θρεπτικών στο υδάτινο οικοσύστημα από τα προϊόντα απόπλυσης των γεωργικών λιπασμάτων που είναι συχνά την περίοδο της άνοιξης. 132

158 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Στον τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙΙ, οι συγκεντρώσεις των νιτρωδών ιόντων ήταν πάντα <10μg/l, ενώ στον τύπο ΙV η μέγιστη τιμή (153,8μg/l) σημειώθηκε το φθινόπωρο του Υψηλές συγκεντρώσεις νιτρωδών (280μg/l) αναφέρονται για τη λιμνοθάλασσα του Καϊάφα από τους Bouzos & Kontopoulos (2004) τον Οκτώβριο του Β Νιτρικά ιόντα-αμμωνιακά ιόντα Τα φυτά όταν αναπτύσσονται, απορροφούν αμμωνιακά και νιτρικά άλατα. Τα νιτρικά λόγω της υψηλής διαλυτότητας στο νερό, εκπλένονται προς τα υδάτινα συστήματα όπου και συγκεντρώνονται. Η έκπλυση νιτρικών εξαρτάται από την κοκκομετρική σύσταση του εδάφους (Addiscott, 1996). Σημαντικές ποσότητες νιτρικών εκπλένονται και με τη βροχή, ενώ ένα τμήμα απονιτροποιείται από βενθικούς μικροοργανισμούς προς άζωτο (Ν 2 ) και υποξείδιο του αζώτου (Ν 2 Ο). Τα νιτρικά ιόντα είναι απαραίτητα για τα υδρόβια μακρόφυτα, αφού τα χρησιμοποιούν ως προϊόν αφομοίωσης και αύξησης της βιομάζας τους, ιδιαίτερα κατά την καλοκαιρινή περίοδο όπου παρουσιάζουν τη μέγιστη ανάπτυξή τους. Όμως, αυξημένες συγκεντρώσεις νιτρικών σε συνδυασμό με υψηλές συγκεντρώσεις φωσφόρου έχουν ως αποτέλεσμα την δημιουργία ευτροφικών φαινόμενων (Duarte, 1995; Marcomini κ.α., 1995; Sfriso & Marconimi, 1996, 1997). Σε πολλές περιπτώσεις, τα υδρόβια φυτά εκτίθενται σε αυξημένες συγκεντρώσεις που είναι τοξικές για την αναπτυξιακή τους πορεία (Duarte, 1995; Menendez κ.α., 2002), αλλά και οι άλλοι υδρόβιοι και αμφίβιοι οργανισμοί επηρεάζονται σε σημαντικό βαθμό από συγκεντρώσεις της τάξης των 2,5-100mg/l (Rouse κ.α., 1999; Driscoll κ.α., 2003). Σύμφωνα με τα αποτελέσματα, (Πίνακας 4Β.1) στατιστικά σημαντικές διαφορές παρατηρούνται μεταξύ των διαφορετικών τύπων λιμνοθαλασσών σε ότι αφορά τη συγκέντρωση τόσο των νιτρικών, όσο και των αμμωνιακών ιόντων. Ο Τύπος Ι χαρακτηρίζεται από υψηλότερες μέσες συγκεντρώσεις νιτρικών (395,97μg/l) και αμμωνιακών ιόντων (185,71μg/l). Η υψηλότερη συγκέντρωση νιτρικών ιόντων (1734μg/l) καταγράφηκε την άνοιξη του 2006, ενώ η υψηλότερη συγκέντρωση αμμωνιακών σημειώθηκε το καλοκαίρι του 2005 (357,82μg/l) (Πίνακας 4Β.Ι.- Παράρτημα II). Αντίστοιχα, υψηλές μέσες συγκεντρώσεις νιτρικών ιόντων 133

159 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β καταγράφηκαν από τη Χρηστιά (2005) στη λιμνοθάλασσα της Ροδιάς την άνοιξη του 2003 (1154μg/l) καθώς και αμμωνιακών ιόντων (589μg/l) κατά τη διάρκεια της ίδιας περιόδου. Σε σχέση με τους Kormas et al. (2001), παρατηρείται μια σημαντική αύξηση της συγκέντρωσης των αλάτων του αζώτου στη λιμνοθάλασσα της Ροδιάς η οποία πιθανώς να οφείλεται τόσο στις εισροές γεωργικών λιπασμάτων, αλλά και στις μεταβολές της αλατότητας η οποία παρουσιάζει ισχυρή αρνητική συσχέτιση με τα άλατα του αζώτου (Πίνακας 4Β.1). Η αλατότητα αποτελεί σημαντικό ρυθμιστικό παράγοντα για την απελευθέρωση του Ν από το ίζημα, κυρίως σε λιμνοθάλασσες με χαμηλές συγκεντρώσεις Chl-a, ενώ αύξηση της αλατότητας προκαλεί πιο γρήγορη απελευθέρωση του αζώτου στη στήλη του νερού (Santoro & Enrich-Prast, 2009). Στον Τύπο ΙΙ, η μέση συγκέντρωση νιτρικών ιόντων (171,03μg/l) ήταν χαμηλότερη σε σχέση με τον Τύπο Ι (Εικόνα 4.Β.6α). Όπως στη λιμνοθάλασσα Ροδιά, έτσι και στην Τσουκαλιό που επικοινωνεί με τη Ροδιά μέσω ενός στενού διαύλου πλάτους 10m, την άνοιξη του 2006 καταγράφηκαν υψηλές συγκεντρώσεις νιτρικών ιόντων (1742μg/l), ενώ η μέση τιμή ήταν 374,39μg/l. Επιπλέον, η μέγιστη συγκέντρωση αμμωνιακών αλάτων (449,8μg/l) σημειώθηκε το καλοκαίρι του Στη λιμνοθάλασσα Λογαρού, οι συγκεντρώσεις των νιτρικών ιόντων ήταν χαμηλότερες από τις λιμνοθάλασσες Ροδιά και Τσουκαλιό και η μέγιστη τιμή που καταγράφηκε ήταν 689,2μg/l (Άνοιξη 2006), ενώ υψηλή τιμή αμμωνιακών ιόντων (848,8μg/l) σημειώθηκε την άνοιξη του Από τη βιβλιογραφία παρατηρείται αύξηση της συγκέντρωσης τόσο των νιτρικών, όσο και των αμμωνιακών ιόντων και στις δύο λιμνοθάλασσες σε σχέση με τις τιμές που αναφέρονται από τους Kormas κ.α. (2001) και τη Χρηστιά (2005). Τέλος, στη λιμνοθάλασσα της Κλείσοβας παρατηρούμε ότι η μέση συγκέντρωση των νιτρικών (53,1μg/l) και των αμμωνιακών ιόντων (32,88μg/l) ήταν μικρότερη σε σχέση με τις λιμνοθάλασσες Τσουκαλιό και Λογαρού. Η μέγιστη συγκέντρωση των νιτρικών παρατηρήθηκε την άνοιξη του 2005 (163,16μg/l), ενώ η μέγιστη συγκέντρωση αμμωνιακών ιόντων (279,45μg/l) (Εικόνα 4.Β.6β) σημειώθηκε το φθινόπωρο του ίδιου έτους. Οι Hotos & Avramidou (1997) αναφέρουν υψηλές συγκεντρώσεις των νιτρικών ιόντων που κυμαίνονταν από 500μg/l έως 700μg/l τόσο στην Τουρλίδα, όσο και στη Δυτική Κλείσοβα. Σε σταθμούς όπου η κυκλοφορία των υδάτων δεν ήταν ικανοποιητική, παρατηρήθηκαν συγκεντρώσεις οι οποίες κυμαίνονταν από 100μg/l έως 900μg/l, ενώ μετρήθηκαν και συγκεντρώσεις από 134

160 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β 1300μg/l έως και 2500μg/l. Συγκεντρώσεις αμμωνιακών ιόντων μεγαλύτερες από 100μg/l έχουν καταγραφεί στην Τουρλίδα και έχουν αποδειχθεί τοξικές για τους υδρόβιους οργανισμούς και κυρίως τα ψάρια. Στον Τύπο ΙΙΙ, κατά τη διάρκεια της άνοιξης του 2006, καταγράφηκε η υψηλότερη συγκέντρωση νιτρικών ιόντων (608,54μg/l), ενώ αντίστοιχα το φθινόπωρο του 2005, αναφέρεται η υψηλότερη συγκέντρωση αμμωνιακών ιόντων (117,6μg/l). Σύμφωνα με τα αποτελέσματα της παρακολούθησης των Krasakopoulou & Pagou (2011), η μέγιστη συγκέντρωση νιτρικών ιόντων αναφέρεται τον Ιούνιο του 1998 (268,4μg/l), ενώ αντίστοιχα οι υψηλότερες συγκεντρώσεις αμμωνιακών καταγράφηκαν κατά τον Απρίλιο του 1999 (129,2μg/l) και τον Ιούνιο του 1998 (121,8μg/l). 135

161 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Εικόνες 4B.6α, β. Θηκογράμματα όπου απεικονίζονται οι διακυμάνσεις των νιτρωδών (ΝΟ 3 -Ν) και αμμωνιακών ιόντων (ΝH 4 -Ν) στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων Figures 4B.6a, b. Boxplots of nitrites (ΝΟ 3 -Ν) and ammonium (ΝH 4 -Ν) ranges into four lagoon types during the sampling period. 136

162 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Στη λιμνοθάλασσα του Καϊάφα, η υψηλότερη συγκέντρωση νιτρικών ιόντων σημειώθηκε το φθινόπωρο του 2006 (453,21 μg/l), ενώ παρατηρείται αύξηση της συγκέντρωσης των νιτρικών σε σχέση με αυτές που αναφέρονται από τους Bouzos & Kontopoulos (2004). Το καλοκαίρι του 2007, σημειώθηκε πολύ υψηλή συγκέντρωση αμμωνιακών ιόντων (2097,6 μg/l) στον σταθμό που βρίσκεται στο νότιο τμήμα της λιμνοθάλασσας κοντά στο σημείο του βιολογικού καθαρισμού της Ζαχάρως. Το γεγονός αυτό υποδηλώνει την επιβάρυνση του υδάτινου οικοσυστήματος από αστικά απόβλητα (Bouzos & Kontopoulos, 2004, Coehlo κ.α., 2007). 4Β Ολικό Ανόργανο Άζωτο Το ολικό ανόργανο άζωτο υπολογίζεται σαν το άθροισμα των συγκεντρώσεων των νιτρωδών, νιτρικών και αμμωνιακών ιόντων. Σύμφωνα με τον Πίνακα 4Β.1, οι τέσσερις τύποι λιμνοθαλασσών διαφέρουν στατιστικά σημαντικά μεταξύ τους τόσο μεταξύ των εποχών όσο και των ετών. Η υψηλότερη μέση συγκέντρωση (602,95μg/l) ολικού ανόργανου αζώτου αναφέρεται στον Τύπο Ι (Πίνακας 4Β.Ι-Παράρτημα II), ενώ από τις τρεις διαφορετικές λιμνοθάλασσες οι οποίες ανήκουν στον Τύπο ΙΙ, η λιμνοθάλασσα Τσουκαλιό (Πίνακας 4Β.ΙΙΙ-Παράρτημα II) παρουσιάζει την υψηλότερη μέση συγκέντρωση (518,1μg/l). Στον Τύπο ΙΙΙ, η μέγιστη τιμή (640,95μg/l) της παραμέτρου σημειώνεται την άνοιξη του 2006 (Πίνακας 4Β.ΙΧ-Παράρτημα II), ενώ στον Τύπο IV (Πίνακας 4Β.ΧΙ-Παράρτημα II) η μέγιστη τιμή αναφέρεται το καλοκαίρι του 2007 (2276,5μg/l). 4Β Ανθρακικά ιόντα-όξινα ανθρακικά ιόντα Το διοξείδιο του άνθρακα (CO 2 ) είναι η μορφή του άνθρακα η οποία προτιμάται από όλους τους αυτότροφους οργανισμούς (Raven, 1970). Οι δεσμοί του ανόργανου άνθρακα διαφέρουν μεταξύ των διαφορετικών μορφών ανάπτυξης και των ταξινομικών ομάδων και αυτό επιδρά σημαντικά στη συνολική κατανομή των μακροφύτων, στα υδάτινα οικοσυστήματα (Hutchinson, 1975; Spence & Maberly, 1985; Vestergaard & Sand-Jensen, 2000). 137

163 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Η επάρκεια των όξινων ανθρακικών ιόντων και η φωτοσυνθετική δραστηριότητα μπορούν να καθορίσουν την επιτυχία εγκατάστασης των μακροφύτων σε ένα οικοσύστημα. Επιπλέον, η επάρκεια ανόργανου άνθρακα επιτρέπει στα φυτά όχι μόνο να αυξήσουν τη φωτοσυνθετική τους δραστηριότητα αλλά και να μειώσουν την αναποτελεσματικότητα αφομοίωσης του άνθρακα, επιτρέποντας στα φυτά να εκμεταλλευτούν άλλους πόρους, περισσότερο αποτελεσματικά (Bowes, 1993). Έτσι, η αποτελεσματικότητα με την οποία τα φυτά είναι σε θέση να χρησιμοποιήσουν τα όξινα ανθρακικά ιόντα (HCO - 3 ), ως πηγή ανόργανου άνθρακα, μπορεί να επηρεάσει τις ανταγωνιστικές αλληλεπιδράσεις τους και συνεπώς την κατανομή των βυθισμένων μακροφύτων σε οικοσυστήματα, κυρίως γλυκού νερού (Sand-Jensen, 1983). Σύμφωνα με τα αποτελέσματα, σε όλους τους τύπους λιμνοθαλασσών, οι συγκεντρώσεις των ανθρακικών ιόντων ήταν χαμηλές και κυμαίνονταν από 17,6mg/l στον τύπο Ι έως 24,92mg/l στον Τύπο ΙΙΙ. Αντίθετα, οι συγκεντρώσεις των όξινων ανθρακικών ιόντων ήταν πάντα υψηλότερες και κυμαίνονταν από 82,09mg/l στον Τύπο ΙΙΙ έως 93,43mg/l στον Τύπο IV. 4Β Χλωροφύλλη-α (Chl-a) Η Χλωροφύλλη-α (Chl-a) αποτελεί την κύρια φωτοσυνθετική χρωστική όλων των φωτοσυνθετικών οργανισμών που εκλύουν οξυγόνο. Ο προσδιορισμός της αποτελεί μια εύκολη και γρήγορη διαδικασία που χρησιμοποιείται για την εκτίμηση της συνολικής φυτοπλαγκτονικής βιομάζας, ενώ πολλοί τροφικοί δείκτες τη χρησιμοποιούν ως μέσο εκτίμησης της τροφικής κατάστασης ενός οικοσυστήματος. Σύμφωνα με τα αποτελέσματα της παρούσας εργασίας, η διακύμανση της συγκέντρωσης της Chl-a ακολούθησε παρόμοιο εποχιακό πρότυπο σε όλους τους τύπους λιμνοθαλασσών, όπου οι μέγιστες συγκεντρώσεις παρατηρήθηκαν κυρίως κατά τη διάρκεια της άνοιξης και του καλοκαιριού, ενώ μικρότερες τιμές αναφέρονται κατά τη διάρκεια του φθινοπώρου. Σύμφωνα με τα αποτελέσματα, οι μέσες συγκεντρώσεις Chl-a (1,18μg/l έως 3,22μg/l) στις λιμνοθάλασσες που μελετήθηκαν στην παρούσα εργασία, (Εικόνα 4.Β.7) ήταν μικρότερες σε σχέση με άλλες λιμνοθάλασσες τόσο της Δυτικής Ελλάδας όπως ο Πρόκοπος (39,23 μg/l) ή το Κοτύχι (10,45μg/l, Φυττής, 2011), όσο και της Ανατολικής Ελλάδας όπως η 138

164 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Βιστωνίδα (27,8μg/l), το Ερατεινό (8,6μg/l) και η Βάσσοβα (6,3μg/l, Χαραλαμπίδου κα, 2005). Στον Τύπο Ι, η μέση τιμή της συγκέντρωσης της Chl-a ήταν 1,18μg/l με την ελάχιστη συγκέντρωση να σημειώνεται το καλοκαίρι του 2005 (0,03μg/l) και η μέγιστη κατά τη διάρκεια της άνοιξης του 2006 (4,72μg/l). Ανάλογες συγκεντρώσεις αναφέρονται για τη λιμνοθάλασσα της Ροδιάς από τους Kormas κ.α. (2001) κατά τη διάρκεια του Μαρτίου 1993 (6,5 μg/l). Αντίστοιχα, στον Τύπο ΙΙ, η μέση τιμή της συγκέντρωσης της Chl-a ήταν 1,29μg/l. Πιο αναλυτικά, στη λιμνοθάλασσα Τσουκαλιό, η μέση συγκέντρωση ήταν 1,46μg/l με την ελάχιστη τιμή (0,21μg/l) να αναφέρεται το καλοκαίρι του 2006 και τη μέγιστη τιμή (4,16μg/l) την άνοιξη του 2006 (Εικόνα 4.Β.7). Στη λιμνοθάλασσα Λογαρού η μέση συγκέντρωση Chl-a ήταν 1,34μg/l, ενώ η μέγιστη τιμή (3,47μg/l) σημειώθηκε κατά τη διάρκεια του καλοκαιριού του Σύμφωνα με τους Kormas κ.α. (2001), οι συγκεντρώσεις της Chl-a παρέμεναν σε χαμηλά επίπεδα, τόσο στη λιμνοθάλασσα Ροδιά, την Τσουκαλιό και τη Λογαρού. Εξαίρεση αποτελεί η υψηλή συγκέντρωση (20,9μg/l) που αναφέρεται για τη Λογαρού κατά τη διάρκεια της χειμερινής περιόδου. Τέλος, στη λιμνοθάλασσα Κλείσοβα, η μέση συγκέντρωση Chl-a ήταν μικρότερη (1,15μg/l) σε σχέση με τις άλλες δύο λιμνοθάλασσες που ανήκουν στον ίδιο τύπο ενώ η μέγιστη συγκέντρωση (6,55μg/l) αναφέρεται κατά τη διάρκεια του καλοκαιριού του Στον Τύπο ΙΙΙ, η μέση συγκέντρωση Chl-a είναι (3,22μg/l) υψηλότερη σε σχέση με τους υπόλοιπους τύπους λιμνοθαλασσών, ενώ η μέγιστη τιμή (16,47μg/l) παρατηρήθηκε το φθινόπωρο του Τέλος στον Τύπο IV, και στη λιμνοθάλασσα του Καϊάφα, η μέση συγκέντρωση Chl-a ήταν 2,49μg/l, ενώ η μέγιστη τιμή (15,36μg/l) καταγράφηκε το καλοκαίρι του 2007, στο νότιο τμήμα της λιμνοθάλασσας και στο σημείο όπου δέχεται την επίδραση του βιολογικού καθαρισμού της Ζαχάρως. 139

165 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Εικόνα 4B.7. Θηκογράμματα όπου απεικονίζονται οι διακυμάνσεις της Χλωροφύλλης α (Chl-a) στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων Figure 4B.7. Boxplots of Chlorophyll a (Chl-a) ranges into four lagoon types during the sampling period. 4B.2.3. Συσχετίσεις Spearman μεταξύ των αβιοτικών παραμέτρων Οι αβιοτικές παράμετροι που μετρήθηκαν στους τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας εμφανίζουν στατιστικά σημαντικές συσχετίσεις όπως υποδεικνύουν τα αποτελέσματα που προκύπτουν από την εφαρμογή του συντελεστή συσχέτισης Spearman (Πίνακας 4B.1). Οι πιο σημαντικές αρνητικές συσχετίσεις που παρατηρήθηκαν, αφορούσαν αυτές του βάθους με την αλατότητα, καθώς και της αλατότητας και του ph με τις συγκεντρώσεις των ενώσεων του αζώτου (νιτρώδη, νιτρικά και αμμωνιακά ιόντα). Επιπλέον, αρνητική σχέση παρουσιάζει το διαλυμένο οξυγόνο με την αλατότητα και τον ολικό φώσφορο, ενώ θετική συσχέτιση παρατηρήθηκε με την Chl-α (p<0,05). Οι υψηλές τιμές θερμοκρασίας σχετίζονται με τις υψηλές τιμές αλατότητας αλλά και με τις μειωμένες συγκεντρώσεις διαλυμένου οξυγόνου. Έχει παρατηρηθεί ότι κατά τη διάρκεια του καλοκαιριού που επικρατούν υψηλές θερμοκρασίες, η 140

166 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β διαδικασία αποικοδόμησης των μακροφυκών, όπως π.χ. των ειδών του γένους Ulva, είναι εντονότερη (Sfriso κ.α., 2003) και έτσι απαιτούνται μεγαλύτερες ποσότητες οξυγόνου (De Casabianca κ.α., 2002). Επιπλέον, χαμηλές συγκεντρώσεις διαλυμένου οξυγόνου μπορούν να προκαλέσουν αύξηση της συγκέντρωσης του ολικού φωσφόρου προκαλώντας την απελευθέρωση του από το ίζημα (Lovely, 1993). Επιπλέον, η έντονη αναπνευστική δραστηριότητα κατά την περίοδο αύξησης της βιομάζας του φυτοπλαγκτού, (Chl-a) μπορεί να προκαλέσει μείωση της συγκέντρωσης του διαλυμένου οξυγόνου (Viaroli κ.α., 1995, Castel κ.α., 1996). Οι συγκεντρώσεις των νιτρικών ιόντων συσχετίζονται αρνητικά με τη θερμοκρασία, το ph (p<0,05) και την αλατότητα (p<0,001) όπως διαπιστώνεται και σε άλλες λιμνοθάλασσες της Μεσογείου (Tournier κ.α., 1981, Lartigue κ.α., 2003). Αυτό υποδεικνύει την προέλευση των νιτρικών ιόντων ως απόπλυση της ξηράς, η οποία ενισχύεται από τη βροχή, που με τη σειρά της μειώνει την αλατότητα. Επιπλέον, τα νιτρικά ιόντα χρησιμοποιούνται άμεσα από το φυτοπλαγκτόν τους εαρινούς μήνες, γεγονός που δικαιολογεί την αρνητική τους σχέση με τη θερμοκρασία (Sfriso & Marconimi, 1997). Ο κύριος ρυθμιστικός παράγοντας για την συγκέντρωση των φωσφορικών ιόντων είναι η θερμοκρασία, η οποία αυξάνει τη συγκέντρωσή τους μέσω της μετατροπής τους σε μεταλλικά άλατα (Kormas κ.α., 2001) και υποδηλώνει την αρνητική τους σχέση με τη θερμοκρασία. Τέλος, οι συγκεντρώσεις τόσο των φωσφορικών ιόντων, όσο και του ολικού φωσφόρου συσχετίζονται θετικά με τη συγκέντρωση της Chl-α και αρνητικά με τις συγκεντρώσεις των ενώσεων του αζώτου, υποδηλώνοντας έτσι την επίδραση του φωσφόρου ως περιοριστικού παράγοντα για την αύξηση της φυτοπλαγκτονικής βιομάζας που συχνά χρησιμοποιείται ως δείκτης της τροφικής κατάστασης των υδάτινων οικοσυστημάτων (Molot & Dillon, 1991, Roselli κ.α., 2009). Στα αβαθή οικοσυστήματα, το ίζημα επηρεάζεται από την επιφανειακή διαταραχή και η συσχέτιση της Chl-a με τον ολικό φώσφορο εξαρτάται στενά από την παρουσία των αιωρούμενων σωματιδίων. Η υψηλή θολερότητα, λόγω της αιώρησης των στερεών σωματιδίων, μπορεί να προκαλέσει τη μείωση της πρωτογενούς παραγωγής (Chl-a) περιορίζοντας τόσο τη διάθεση του φωτός για φωτοσύνθεση, όσο και του διαλυμένου φωσφόρου (Ferris & Tyler, 1985). 141

167 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Πίνακας 4B.1. Συσχετίσεις Spearman μεταξύ των περιβαλλοντικών παραμέτρων στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας (* στατιστικά σημαντική συσχέτιση p<0,05, ** στατιστικά σημαντική συσχέτιση p<0,001). Table 4B.1. Spearman correlations between the environmental variables measured during the current study in the four lagoon types of Western Greece (* significance level p<0.05; ** significance level p<0.001). Διαφάνεια θερμοκρασία ph Διαλυμ. Οξυγ. Αλατότητα PO 4-P TP NO 2-N NO 3-N NH 4-N CO 3 HCO 3 Αλκαλ Chl-a Βάθος (m),916**,154* -,296**,141* -,653**,236**,263** -,276** Διαφάνεια (m),137* -,216**,178** -,624**,215** -,165* Θερμοκρασία ( C) -,246** -,318** -,139* -,149* -,195** ph,294**,138*,177** -,325** -,164* -,155*,309** -,257** -,174** Διαλυμένο Οξυγόνο(mg/l) -,140* -,254**,193**,155*,157* Αλατότητα ( ),205**,152* -,488** -,333** -,540**,378** PO 4-P (μg/l),239** TP (μg/l) -,163* -,219**,263** NO 2-N (μg/l),681**,636** -,443**,177** -,170** NO 3-N (μg/l),514** -,423**,176** NH 4-N (μg/l) CO 3 (mg/l) HCO 3 (mg/l) -,311** -,229** -,247**,962** 142

168 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β 4B.3.3. Διαφορές των αβιοτικών παραμέτρων μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας Η μέση τιμή και η τυπική απόκλιση των σημαντικότερων αβιοτικών παραμέτρων, μαζί με τα αποτελέσματα από την εφαρμογή της απλής Ανάλυσης Διασποράς (One- Way AVOVA) και του ελέγχου σημαντικών διαφορών (Post Hoc Tests, LSD) για κάθε τύπο λιμνοθάλασσας παρουσιάζονται στον Πίνακα 4.B.2. Επιπλέον, στον Πίνακα 4Β.3 παρουσιάζονται τα αποτελέσματα του ελέγχου αλληλεπίδρασης (interaction) των παραγόντων i) εποχή και ii) έτος και iii) εποχή*έτος στις αβιοτικές παραμέτρους των τύπων λιμνοθαλασσών (Πίνακας 4Β.3). Τα αποτελέσματα της Ανάλυσης Διασποράς δείχνουν ότι το βάθος, η διαφάνεια, το ph, το διαλυμένο οξυγόνο, η αλατότητα και τα άλατα του αζώτου διαφέρουν στατιστικά σημαντικά (p<0,001) μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών. Αντίθετα, οι συγκεντρώσεις των φωσφορικών ιόντων, του ολικού φωσφόρου, των όξινων ανθρακικών ιόντων και της αλκαλικότητας δεν παρουσιάζουν καμία στατιστική διαφορά μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών. Τα αποτελέσματα αυτά ενισχύουν τον ισχυρισμό ότι ο φώσφορος αποτελεί τον περιοριστικό παράγοντα ανάπτυξης στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Αυτό έχει ως αποτέλεσμα, τα φυτά να καταναλώνουν φώσφορο ο οποίος προέρχεται από το ίζημα του πυθμένα. Το βάθος και η διαφάνεια διαφέρουν στατιστικά σημαντικά μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών, ενώ δεν φαίνεται να επηρεάζονται από την αλληλεπίδραση εποχής*έτους (p>0,05) παρά μόνο στον Τύπο Ι (Πίνακας 4Β.3). Στον Τύπο ΙΙ η τιμή του ph είναι υψηλότερη σε σχέση με τους υπόλοιπους τύπους και φαίνεται να αλληλεπιδρά με τους παράγοντες εποχή*έτος. Τα αποτελέσματα του ελέγχου LSD έδειξαν ότι οι Τύποι Ι και IV δεν παρουσιάζουν στατιστικά σημαντικές διαφορές σε ότι αφορά το διαλυμένο οξυγόνο και την αλατότητα, ενώ οι παράγοντες εποχή*έτος παρουσιάζουν σημαντική αλληλεπίδραση. Ο υψηλός βαθμός απομόνωσης που χαρακτηρίζει τους Τύπους Ι και και IV, καθώς και η εισροή γλυκών υδάτων επηρεάζουν τις τιμές αλατότητας και του διαλυμένου οξυγόνου (Guelorget & Perthuisot, 1983, Basset κ.α., 2006) όπως έδειξαν και τα αποτελέσματα του συντελεστή συσχέτισης Spearman. Τέλος, οι συγκεντρώσεις της Chl-a αλληλεπιδρούν με την εποχή και το έτος και παρουσιάζουν 143

169 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β στατιστικά σημαντικές διαφορές μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών (Pugnetti κ.α., 1992). Πίνακας 4B.2. Μέσες τιμές ± Μέση Διακύμανση (ελάχιστες-μέγιστες τιμές) των τυπικών παραμέτρων και της Chl-a για κάθε τύπο λιμνοθάλασσας κατά τη δειγματοληπτική περίοδο και τα αποτελέσματα του ελέγχου ANOVA. Όπου εμφανίζεται κοινό γράμμα δεν υπάρχει στατιστικά σημαντική διαφορά (p<0,05; LSD test). Table 4B.2. Mean ± SD (minimum-maximum) values and F- ratios derived from One-Way ANOVA of physicochemical parameters and Post Hoc multiple comparisons LSD test during the survey campaign. Parameters with the same letters do not have any statistical difference for the four different lagoonal Types of Western Greece. Τύπος I Τύπος II Τύπος III Τύπος IV F Sig. Βάθος (m) Διαφάνεια (m) Θερμοκρασία ( C) ph Διαλυμένο Οξυγόνο (mg/l) Αλατότητα ( ) PO 4 -P (μg/l) TP (μg/l) NO 2 -N (μg/l) NO 3 -N (μg/l) NH 4 -N (μg/l) DIN (μg/l) CO 3 (mg/l) HCO 3 (mg/l) Αλκαλικότητα (mg/l) Chl-a (μg/l) 1,06±0,05 a (0,60-1,50) 1,03±0,05 a (0,30-1,50) 24,20±0,80 abcd (17,70-32,50) 8,23±0,05 acd (7,70-8,80) 7,11±0,46 abcd (1,90-11,80) 14,09±1,06 ad (4,10-22,40) 7,32±1,31 abcd (0,82-27,20) 107,57±21,22a bcd (22,26-543,13) 21,28±4,19 abcd (1,87-108,16) 395,97±93,28 a (27, ) 185,71±17,66 ad (8,80-357,82) 602,95±85,53 a (178, ) 17,60±1,46 abd (6,30-42,00) 89,69±8,05 abcd (12,20-219,60) 107,29±7,81 abcd (37,50-232,20) 1,18±0,22 ab (0,03-4,72) 0,62±0,02 bc (0,40-1,10) 0,58±0,02 bc 0,20-1,10 23,72±0,34 abc (16,90-31,50) 8,47±0,02 b (7,83-8,91) 6,99±0,20 ab (1,90-11,90) 35,26±1,12 b (8,80-56,10) 5,92±0,50 abcd (0,82-32,15) 122,68±11,69 abcd (5,00-853,12) 16,45±3,45 ab (0, ,31) 171,03±24,46 bcd (6, ) 74,06±11,16 bc (0,85-848,82) 261,53±28,90 bd (17, ) 22,02±0,82 abcd (6,30-47,40) 87,54±3,70a bcd (12,20-231,80) 109,56±3,57 abcd (31,20-257,0) 1,29±0,10 ab (0,17-6,55) 0,66±0,03 bc (0,40-1,40) 0,60±0,02 bc (0,040-1,30) 24,23±0,46 abcd (18,20-32,50) 8,28±0,04 abcd (7,85-8,92) 8,26±0,37 acd (4,04-14,75) 40,55±0,53 c (30,90-45,10) 12,49±1,37 abcd (1,91-41,52) 119,23±12,32 abcd (12,50-493,32) 2,50±0,35 abc (0,35-9,58) 70,15±16,91 bcd (5,58-608,54) 17,77±3,14b c (0,85-117,63) 90,42±17,55 c (7,95-640,95) 24,92±1,20 bc (9,50-56,88) 82,09±5,44 abcd (12,20-201,30) 107,01±5,52 abcd (46,50-232,90) 3,22±0,39 cd (0,02-16,47) 2,85±0,06 d (1,50-3,75) 1,98±0,10 d (1,00-3,25) 25,59±0,55 acd (15,30-31,10) 8,15±0,07 abd (7,27-9,00) 8,47±0,29 abcd (4,92-12,65) 9,36±0,32 ad (7,25-14,24) 11,80±6,18 abcd (1,00-274,48) 92,91±12,93 acd (10,00-464,89) 28,23±7,13 abd (0,47-153,81) 103,06±17,53 bcd (6,54-453,21) 154,31±48,64 ad (5, ,63) 285,59±57,36 bd (18, ,48) 18,26±1,38 abd (6,32-37,92) 93,43±5,43 abcd (30,50-183,0) 111,69±5,19 abcd (39,98-201,96) 2,49±0,45 cd (0,03-15,36) 921,26, ,34,000 2,85,038 14,53,000 6,99, ,40,000 1,92,127 0,86,461 4,92,002 10,66,000 8,75,000 15,75,000 6,71,000 0,70,555 0,15,932 13,08,

170 ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ Πίνακας 4Β.3. Αποτελέσματα της συνδυασμένης ανάλυσης διακύμανσης στην οποία παρουσιάζονται η επίδραση των παραγόντων εποχή, έτος και η αλληλεπίδρασή τους (εποχή*έτος) στις αβιοτικές παραμέτρους των τύπων λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Table 4Β.3. Results of mixed analysis of variance showing the effects of the factors Season, Year and their interaction (Season*Year) on the abiotic parameters of coastal lagoon types of Western Greece. Τύπος Ι Τύπος ΙΙ Τύπος ΙΙΙ Τύπος ΙV Αλληλεπίδραση Εποχή Έτος Εποχή Έτος Εποχή Έτος Εποχή Έτος Εποχή*Έτος Ποσοστό σημαντικότητας (Sig.) Βάθος (m) 0,000 ns ns ns ns ns ns ns ns Διαφάνεια (m) 0,000 ns ns ns ns ns ns 0,001 ns Θερμοκρασία ( C) 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000 ns ns 0,000 ph 0,000 0,000 0,000 0,000 0,002 0,000 ns 0,001 0,000 DO (mg/l) 0,000 0,000 0,000 0,006 0,000 0,001 0,002 ns 0,000 Αλατότητα ( ) 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000 PO 4 -P (μg/l) 0,000 0,001 0,000 0,001 0,003 0,003 ns ns 0,001 TP (μg/l) 0,000 ns ns ns ns ns ns 0,000 0,007 NO 2 -N (μg/l) 0,000 0,001 0,000 0,010 0,000 0,006 ns 0,000 0,001 NO 3 -N (μg/l) 0,000 0,001 0,004 0,007 ns 0,007 ns 0,000 0,001 NH 4 -N (μg/l) 0,000 0,000 0,001 0,017 0,000 0,013 ns 0,000 0,000 Αλκαλικότητα (mg/l) 0,000 0,000 0,000 0,001 0,003 0,001 ns ns 0,002 Chl-a (μg/l) 0,000 0,000 0,003 0,000 ns 0,000 0,002 0,000 0,000 4B Επίδραση των ανθρωπογενών πιέσεων στις αβιοτικές παραμέτρους των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Οι ανθρωπογενείς πιέσεις μπορούν να επηρεάσουν σημαντικά τις τιμές των αβιοτικών παραμέτρων (Aubry & Elliot, 2006, Boix κ.α., 2005, Basset κ.α., 2013). Οι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας δεν θεωρούνται επιβαρυμένες από τις ανθρωπογενείς δραστηριότητες, όπως συμβαίνει σε άλλες Μεσογειακές λιμνοθάλασσες. Στο κεφάλαιο αυτό αναφέρονται οι κυριότερες πιέσεις που δέχονται οι λιμνοθάλασσες και περιλαμβάνουν την αλιεία (διβάρι), την εισροή οργανικού φορτίου από αγροτικές καλλιέργειες, την εισροή βιομηχανικών αποβλήτων που προέρχονται κυρίως από τον πρωτογενή τομέα (τυροκομεία, ελαιουργεία κ.α.) και

171 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β την εισροή αστικών αποβλήτων από οικισμούς και τουριστικές δραστηριότητες (Παράρτημα Ι, Πίνακας Vb). Σύμφωνα με τα αποτελέσματα της Ανάλυσης Κύριων Συνιστωσών μεταξύ των αβιοτικών παραμέτρων και των ανθρωπογενών πιέσεων, οι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας διαφοροποιούνται. Ο άξονας 1 εξηγεί το 60,31% της συνολικής διακύμανσης και σχετίζεται θετικά με το βάθος (ιδιοτιμή =0.95), τη διαφάνεια (0.90) και τις συγκεντρώσεις των αμμωνιακών ιόντων (0.72), ενώ αρνητική συσχέτιση παρουσιάζει με τον ολικό φώσφορο (-0.64), την αλατότητα (-0.94) και το ph (-0.72). Ανθρωπογενείς πιέσεις όπως η αλιεία (-0.96), η εισροή βιομηχανικών αποβλήτων (- 0.83) και οργανικού φορτίου (-0.67) σχετίζονται αρνητικά με τον άξονα 1. Επιπρόσθετα, ο άξονας 2 εξηγεί το 34,66% της διακύμανσης και συσχετίζεται θετικά με τις εισροές από αστικά απόβλητα (0.97), το διαλυμένο οξυγόνο (0.80) και τη Chl-a (0.60), ενώ αρνητική σχέση εμφανίζει με τη συγκέντρωση των νιτρικών ιόντων (-0.93). Εικόνα 4Β.8. Αποτελέσματα της Ανάλυσης Κανονικών Αντιστοιχιών μεταξύ των αβιοτικών παραμέτρων και των ανθρωπογενών πιέσεων στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Fig. 4B.8. Results of PCA ordination conducted in coastal lagoons of Western Greece between abiotic parameters and human pressures. 146

172 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Έτσι, οι απορροές από αστικά απόβλητα στη λιμνοθάλασσα Καϊάφα που τοποθετείται στο δεξιό άκρο του γραφήματος μπορούν να επηρεάσουν τις τιμές της Chl-a, του ph και του διαλυμένου οξυγόνου. Επιπλέον, οι απορροές από βιομηχανικά απόβλητα και η εισροή οργανικού φορτίου, κυρίως από τις αγροτικές καλλιέργειες, μπορεί να σχετίζεται με τις αυξημένες συγκεντρώσεις των ενώσεων του αζώτου και του φωσφόρου που καταγράφηκαν στις λιμνοθάλασσες Ροδιά, Τσουκαλιό και Λογαρού. Τέλος, η αλιεία και η εισροή οργανικού φορτίου σε συνδυασμό με τις υψηλές τιμές αλατότητας, φαίνεται να επηρεάζουν την τροφική κατάσταση των λιμνοθαλασσών της Κλείσοβας και του Αράξου. 4B.3.4. Διερεύνηση των αβιοτικών παραμέτρων μεταξύ των διαφορετικών τύπων λιμνοθαλασσών ανά εποχή 4B Ανάλυση Ομοιότητας (ANOSIM)-Ανάλυση Ποσοστού Ομοιότητας (SIMPER) Τα αποτελέσματα της Ανάλυσης Ομοιότητας (ΑΝΟSIM) μεταξύ των αβιοτικών παραμέτρων, των εποχών (άνοιξη, καλοκαίρι, φθινόπωρο) και των ετών (2005, 2006, 2007) για τους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας παρουσιάζονται στον Πίνακα 4Β.3. Οι σημαντικότεροι παράγοντες όπως το βάθος, η διαφάνεια, η αλατότητα, ο ολικός φώσφορος, το ολικό ανόργανο άζωτο και η Chl-a στη στήλη του νερού επιλέχθηκαν και χρησιμοποιήθηκαν για τη διεξαγωγή της Ανάλυσης Ομοιότητας, ύστερα και από τα αποτελέσματα της Ανάλυσης Διασποράς (ANOVA). Σύμφωνα με τα αποτελέσματα της Ανάλυσης Ομοιότητας, παρατηρούνται σημαντικές διαφορές στις αβιοτικές παραμέτρους μεταξύ των εποχών. Την άνοιξη, η τιμή του R ήταν 0,631 (με επίπεδο σημαντικότητας 0,1%), και υποδηλώνει σημαντικές μεταβολές στις αβιοτικές παραμέτρους Οι μεγαλύτερες διαφορές παρατηρήθηκαν μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών ΙΙ και ΙV (R=0,815). Το καλοκαίρι η τιμή του R ήταν επίσης υψηλή (R= 0,617, με επίπεδο σημαντικότητας 0,1%) με αποτέλεσμα να παρατηρούνται σημαντικές διαφορές μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών. Οι τύποι λιμνοθαλασσών Ι και ΙΙΙ (R= 0,938) παρουσιάζουν τη μεγαλύτερη διαφοροποίηση. Τέλος, το φθινόπωρο, παρατηρούνται οι μικρότερες διαφοροποιήσεις μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών, καθώς η τιμή του R ήταν 147

173 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β μικρότερη (R= 0,357). Η σημαντικότερη διαφοροποίηση παρατηρείται μεταξύ των τύπων Ι και ΙΙΙ (R= 0,979). Η εφαρμογή της Ανάλυσης Ομοιότητας μεταξύ των ετών παρακολούθησης και των τύπων λιμνοθαλασσών δεν έδειξε σημαντική διαφοροποίηση αφού η τιμή του R ήταν χαμηλή και κυμαίνονταν μεταξύ 0,219 και 0,312. Οι μεγαλύτερες διαφορές στις αβιοτικές παραμέτρους παρατηρήθηκαν μεταξύ της άνοιξης του 2005 και της άνοιξης του 2007 (R =0,526). Πίνακας 4B.3. Αποτελέσματα της Ανάλυσης Ομοιότητας ΑΝΟSIM (τιμή R, επίπεδο σημαντικότητας %) για τους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια των περιόδων παρακολούθησης. Table 4B.3. ANOSIM Analysis results (R statistic, significance level %) for the four lagoon types during the sampling period. Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Τιμή R (Global R): 0,631 0,617 0,357 Επίπεδο 0,1% 0,1% 0,1% σημαντικότητας % Αριθμός συνδυασμών Τύπος Λιμνοθάλασσας Τιμή R Επίπεδο σημαντικότητας % Τιμή R Επίπεδο σημαντικότητας % Τιμή R Επίπεδο σημαντικότητας % Τύπος I-Τύπος II 0,531 0,1 0,536 0,1 0,347 0,1 Τύπος I- Τύπος III 0,748 0,1 0,938 0,1 0,979 0,1 Τύπος I-Τύπος IV 0,767 0,1 0,457 0,2 0,394 2,5 Τύπος II-Τύπος III 0,311 0,1 0,201 1,2 0,097 7,5 Τύπος II-Τύπος IV 0,815 0,1 0,896 0,1 0,395 0,1 Τύπος III-Τύπος IV 0,795 0,1 0,889 0,1 0,825 0,1 Τιμή R (Global R): 0,312 0,219 0,238 Έτη ,237 2,3 0,022 25,8 0,261 0,1 2005, ,526 0,1 0,332 0,1 0,329 0,2 2006, ,293 0,1 0,285 0,1 0,179 0,3 Η επαλήθευση των αποτελεσμάτων της Ανάλυσης Ομοιότητας πραγματοποιήθηκε με την εφαρμογή της πολυδιάστατης ανάλυσης ταξινόμησης (MDS Analysis). Με την MDS Analysis επιτυγχάνεται η δισδιάστατη απεικόνιση των τύπων λιμνοθαλασσών η οποία βασίζεται στις μεταβολές των αβιοτικών παραμέτρων σε κάθε εποχή. Η τιμή του stress ισούται με 0,16 και υποδηλώνει μια ικανοποιητική και χρήσιμη δισδιάστατη απεικόνιση των αποτελεσμάτων, η οποία δεν περιέχει καμία πραγματική προοπτική παραπλανητικής ερμηνείας (Εικόνα 4B.9α,β,γ). 148

174 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Άνοιξη Transform: Log(X+1) Normalise Resemblance: D1 Euclidean distance 2D Stress: 0,16 Τύπος Λ/θ I II III IV Καλοκαίρι Transform: Log(X+1) Normalise Resemblance: D1 Euclidean distance 2D Stress: 0,15 Τύπος Λ/θ Ι ΙΙ ΙΙΙ ΙV Εικόνα 4B.9α,β. Αποτελέσματα της MDS Analysis που πραγματοποιήθηκε με βάση τις περιβαλλοντικές παραμέτρους στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια της άνοιξης και του καλοκαιριού των βλαστητικών περιόδων Figure 4B.9a,b. Seasonal (spring-summer) MDS Analysis results according the environmental parameters measured into four lagoon types during the sampling period

175 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Φθινόπωρο Transform: Square root Resemblance: S17 Bray Curtis similarity 2D Stress: 0,09 Τύπος Λ/θ I II III IV Εικόνα 4B.9γ. Αποτελέσματα της MDS Analysis που πραγματοποιήθηκε με βάση τις περιβαλλοντικές παραμέτρους στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια του φθινοπώρου των βλαστητικών περιόδων Figure 4B.9c. Seasonal (autumn) MDS Analysis results according the environmental parameters measured into four lagoon types during the sampling period Την άνοιξη και το καλοκαίρι, παρατηρείται ένας σαφής διαχωρισμός των τύπων λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας, με τον Τύπο IV να διαφοροποιείται σημαντικά λόγω του βάθους και της αλατότητας. Οι Τύποι ΙΙ και ΙΙΙ εμφανίζουν μια τάση αλληλοεπικάλυψης γεγονός που επαληθεύεται και από τις μικρές τιμές του R, ενώ ο Τύπος Ι τοποθετείται σε όλες τις εποχές πλησιέστερα με τον Τύπο IΙ, υποδεικνύοντας μεγαλύτερο ποσοστό ομοιότητας, γεγονός που ενισχύεται και από τις τιμές του R της ANOSIM, οι οποίες κυμαίνονται από 0,347 το φθινόπωρο, έως 0,536 το καλοκαίρι. Επιπλέον, η εφαρμογή της Ανάλυσης του Ποσοστού Ομοιότητας (SIMPER Analysis) υποδεικνύει τις παραμέτρους εκείνες οι οποίες συμβάλλουν σημαντικά στη διαφοροποίηση των τύπων λιμνοθαλασσών (Πίνακας 4B.4) και σε τι ποσοστό. Έτσι, σύμφωνα με τα αποτελέσματα, ο Τύπος Ι διαφοροποιείται από τους Τύπους ΙΙ και ΙΙΙ εξαιτίας της αλατότητας και της συγκέντρωσης του ολικού ανόργανου αζώτου, ενώ η παράμετρος του βάθους συμβάλλει σε μεγαλύτερο ποσοστό στην διαφοροποίησή του Τύπου Ι από τον Τύπο IV. Επιπλέον το βάθος, συμβάλλει στην διαφοροποίηση του Τύπου IV από τους Τύπους ΙΙ και ΙΙΙ. Τέλος, οι συγκεντρώσεις της Chl-a και του ολικού ανόργανου αζώτου συμβάλλουν σε μεγαλύτερο ποσοστό στη διαφοροποίηση του τύπου ΙΙ από τον ΙΙΙ. 150

176 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Πίνακας 4B.4. Αποτελέσματα της SIMPER Analysis που πραγματοποιήθηκαν μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών με βάση τις κύριες αβιοτικές παραμέτρους που μετρήθηκαν κατά τη διάρκεια των βλαστητικών περιόδων Table 4B.4. SIMPER Analysis results among lagoon types according the abiotic parameters measured during the vegetative periods of 2005 to Τύπος λιμνοθάλασσας Ποσοστό συμβολής αβιοτικών παραμέτρων Τύπος Ι Τύπος ΙΙ Αλατότητα (28,87%), DIN (20,55%), TP (19,42%) Τύπος Ι Τύπος ΙΙΙ DIN (29,55%), Αλατότητα (22,52%), Chl-a (22,15%) Τύπος Ι Τύπος ΙV Βάθος (25,34%), Chl-a (19,57%), Διαφάνεια (19,45%), DIN (17,25%) Τύπος ΙI Τύπος ΙΙI Chl-a (33,06%), DIN (27,8%), TP (25,67%) Τύπος ΙΙ Τύπος ΙV Βάθος (28,14%), Διαφάνεια (25,42%), Αλατότητα (18,31%) Τύπος ΙII Τύπος ΙV Βάθος (25,87%), Διαφάνεια (22,88%), Αλατότητα (21,6%) 4B.4. Συμπεράσματα και Συζήτηση Οι τιμές των αβιοτικών παραμέτρων που μετρήθηκαν στους τέσσερις διαφορετικούς Τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας υποδεικνύουν τη χωρική και χρονική μεταβολή των χαρακτηριστικών της στήλης του νερού. Οι σημαντικότερες διαφορές των αβιοτικών παραμέτρων μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών παρατηρήθηκαν την άνοιξη και το καλοκαίρι, ενώ μικρότερες διαφορές εμφανίστηκαν κατά τη διάρκεια του φθινοπώρου. Αυτή η μεταβολή είναι χαρακτηριστική των μεταβατικών οικοσυστημάτων (Sylaios & Theocharis, 2002, Perez-Ruzafa κ.α., 2005, Velasco κ.α., 2006, Diamantopoulou κ.α., 2008) και επηρεάζεται συνήθως από την εισροή γλυκών υδάτων, την ανάμιξη των υδάτων των λιμνοθαλασσών με το θαλασσινό νερό, τις βιολογικές διεργασίες και τις ανθρωπογενείς παρεμβάσεις (Viaroli κ.α., 2005, Lucena κ.α., 2002, Specchiulli κ.α., 2010). Από τα αποτελέσματα της παρακολούθησης, διαπιστώνουμε ότι τα αβιοτικά χαρακτηριστικά των λιμνοθαλασσών όπως το μέγεθος και ο βαθμός απομόνωσης, επηρεάζουν σε σημαντικό βαθμό τις αβιοτικές παραμέτρους του νερού (π.χ. 151

177 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β αλατότητα, βάθος, διαλυμένο οξυγόνο) και τις συγκεντρώσεις των θρεπτικών αλάτων του αζώτου και του φωσφόρου (Smith & Atkinson, 1984, Dufour κ.α., 2001, Sousa κ.α., 2003). Στις λιμνοθάλασσες όπου ο βαθμός απομόνωσης είναι υψηλός ή σχετικά υψηλός, όπως συμβαίνει στους Τύπους Ι (Ροδιά) και IV (Καϊάφας), παρατηρήθηκαν μικρότερες τιμές αλατότητας, μεγαλύτερο μέσο βάθος και υψηλότερες συγκεντρώσεις νιτρικών και αμμωνιακών ιόντων. Οι λιμνοθάλασσες αυτές δέχονται περισσότερο έντονα τις επιδράσεις από τις ανθρωπογενείς δραστηριότητες (γεωργικές, τουριστικές) και το οργανικό φορτίο που καταλήγει σε αυτές μέσω των ρεμάτων ή αποστραγγιστικών αυλάκων (Kormas κ.α., 2001, Christia κ.α., 2013) έχει σαν αποτέλεσμα, κατά την υγρή περίοδο, να παρατηρούνται υψηλές συγκεντρώσεις θρεπτικών ιόντων που οδηγούν περιοδικά και σε φαινόμενα ευτροφισμού (Canedo- Arguelles & Rieradevall, 2009; 2010). Επιπλέον, οι υψηλές συγκεντρώσεις ολικού ανόργανου αζώτου που παρατηρήθηκαν στον Τύπο λιμνοθάλασσας Ι κυρίως κατά τη διάρκεια της άνοιξης, είναι κυρίως αποτέλεσμα της επίδρασης των αγροτικών δραστηριοτήτων που αναπτύσσονται στην ευρύτερη περιοχή. Οι εισροές των θρεπτικών σε ένα υδάτινο οικοσύστημα αυξάνονται όσο αυξάνεται και ο βαθμός απομόνωσης του οικοσυστήματος (Scheffer, 2009, Rosqvist κ.α., 2010). Οποιαδήποτε μορφή ανθρωπογενούς πίεσης, όπως είναι η εισροή θρεπτικών αλάτων, παρουσιάζει ποικίλες επιπτώσεις στα διαφορετικά οικοσυστήματα, κυρίως λόγω των διαφορετικών επιπέδων ευαισθησίας στην εισροή θρεπτικών (Bricker κ.α., 1999). Η θεωρία αυτή βασίζεται στην ικανότητα διάλυσης και έκπλυσης των θρεπτικών σε ένα υδάτινο σώμα. Στα στρωματοποιημένα οικοσυστήματα όπως είναι οι λιμνοθάλασσες που δέχονται την επίδραση της παλίρροιας αλλά και των γλυκών υδάτων, τα θρεπτικά ιόντα που λαμβάνονται στα ανώτερα στρώματα νερού, διαθέτουν μεγαλύτερη ικανότητα διάλυσης, επομένως οι συγκεντρώσεις τους είναι συνήθων χαμηλότερες από τα κάθετα στρωματοποιημένα συστήματα (Bricker κ.α., 1999). Μέχρι σήμερα, πολλές μελέτες έχουν αποδείξει τη σημασία της ανανέωσης των υδάτων και της επικοινωνίας των λιμνοθαλασσών με τη θάλασσα, προκειμένου να αποφευχθούν συμπτώματα ευτροφισμού. Έτσι, περιοχές που δέχονται έντονα την επίδραση της θάλασσας, παρουσιάζουν μικρότερες συγκεντρώσεις θρεπτικών αλάτων (Tett κ.α., 2003; Mudge κ.α., 2007). Στα μικροπαλιρροιακά οικοσυστήματα, 152

178 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β η παλίρροια παίζει σημαντικό ρόλο επηρεάζοντας την αλατότητα, τα διαλυμένα αιωρούμενα σωματίδια και τα θρεπτικά άλατα (Sfriso κ.α., 1992, Zaldivar κ.α., 2008). Στο κεφάλαιο αυτό αποδείχθηκε η αρνητική σχέση της αλατότητας με τη συγκέντρωση του διαλυμένου οξυγόνου και των αλάτων του αζώτου. Παρατεταμένες περίοδοι ανοξίας δεν παρατηρήθηκαν κατά τη διάρκεια παρακολούθησης των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Συγκεντρώσεις διαλυμένου οξυγόνου < 5mg/l αναφέρθηκαν στον Άραξο το καλοκαίρι του 2005 όπου συνοδεύτηκαν και με μαζικό θάνατο ψαριών. Όπως αναφέρθηκε, το φαινόμενο αυτό είναι τυπικό στις Μεσογειακές λιμνοθάλασσες και σχετίζεται με τον υπερκορεσμό των υδάτων με διαλυμένο οξυγόνο κατά τη διάρκεια της ημέρας, ενώ κατά τη διάρκεια της νύχτας που η φωτοσύνθεση σταματά και η διαπνοή λαμβάνει χώρα, τα αποθέματα διαλυμένου οξυγόνου μειώνονται δραματικά (Koutsoubas κ.α., 2000, Sfriso κ.α., 2003, Roselli κ.α., 2009). Επιπλέον, από τα αποτελέσματα της παρούσας εργασίας, διαπιστώνεται πως ο φώσφορος αποτελεί περιοριστικό παράγοντα ανάπτυξης σε σχέση με το άζωτο τόσο στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας όσο και σε άλλες λιμνοθάλασσες (Souza κ.α., 2003, Murrell κ.α., 2006, Souchu κ.α., 2010). Κύριο χαρακτηριστικό των λιμνοθαλασσών που μελετήθηκαν, αλλά και των περισσοτέρων Μεσογειακών λιμνοθαλασσών αποτελεί η εισροή γλυκών υδάτων. Τα γλυκά ύδατα με τα οποία εμπλουτίζονται οι λιμνοθάλασσες, είναι πλούσια σε ενώσεις του αζώτου και σε συνδυασμό με τη μικρή παλιρροιακή δράση ενισχύουν την αύξηση της συγκέντρωσης του αζώτου και την κατακράτηση του φωσφόρου. Τα αποθέματα φωσφορικών που βρίσκονται στις λιμνοθάλασσες, χρησιμοποιούνται είτε από το φυτοπλαγκτόν και τα υδρόβια μακρόφυτα για παραγωγή βιομάζας, είτε παγιδεύονται στο ίζημα (Taylor κ.α., 1995, Souchu κ.α., 2010). Τέλος, στην παρούσα εργασία, διαπιστώθηκε μια τάση αύξησης στις συγκεντρώσεις των ενώσεων του αζώτου κυρίως στις λιμνοθάλασσες του Αμβρακικού κόλπου σε σχέση με προηγούμενες εργασίες (Kormas κ.α., 2001, Reizopoulou & Nicoloaidou, 2004, Χρηστιά, 2005), γεγονός που υποδηλώνει ότι τα συστήματα αυτά τόσο στη Δυτική Ελλάδα, όσο και στη Μεσόγειο, δέχονται έντονα τις πιέσεις από τις ανθρωπογενείς δραστηριότητες παρόλο που προστατεύονται από διάφορες συμβάσεις και συνθήκες (de Wit, 2011). 153

179 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β 4.Β.5. ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ Addiscott, T.M.B., Fertilizers and nitrate leaching. In: Hester, R.E., Harrison, R.M. (Eds.), Agricultural Chemicals and the Environment. Royal Society of Chemistry, Letchworth, UK, 127 pp. Antunes, C., Correia, O., Marques da Silva, J., Cruces, A., Freitas, M.D.C., Branquinho, C., Factors involved in spatiotemporal dynamics of submerged macrophytes in a Portuguese coastal lagoon under Mediterranean climate. Estuar. Coast. Shelf Sci., 110: Aubry, A., Elliott, M., The use of environmental integrative indicators to assess seabed disturbance in estuaries and coasts: Application to the Humber Estuary, UK. Mar. Poll. Bull., 53: Basset, A., Barbone, E., Borja, A., Elliott, M., Jona-Lasinio, G., Marques, J.C., Mazik, K., Muxika, I., Neto, J.M.., Reizopoulou, S., Rossati, I., Teixeira, H., Natural variability and reference conditions: setting type-specific classification boundaries for lagoon macroinvertebrates in the Mediterranean and Black Seas. Hydrobiologia, 704(1): Basset, A., Sabetta, L., Fonnesu, A., Mouillot, D., Do Chi, T., Viaroli, P., Giordani, G., Reizopoulou, S., Abbiati, M., Carrada. G.C., Typology in the Mediterranean transitional waters: new challenges and perspectives. Aquatic Conserv.: Mar. Freshw. Ecosys. 16: Best, M.A., Wither, A.W., Coates, S., Dissolved oxygen as a physicochemical supporting element in the water framework directive. Mar. Pollut. Bull., 55: Boers, P., 1991.The influence of ph on phosphate release from lake sediments. Wat. Res., 25, (3): Boix, D., Cascon, S., Sla, J. Martinoy, M., Gifre, J., Quintana, X.D., A new index of water quality assessment in Mediterranean wetlands based on crustacean and insect assemblages: the case of Catalunya (NE Iberian Peninsula). Aquatic Conserv.: Mar. Freshw. Ecosys., 15: Bouzos, D., Kontopoulos, N., Oceanographic observations in the lagoon of Kaiafa (W. Peloponnese). Bulletin of Geological Society of Greece. In: Proceedings of the 10th International Congress, Thessaloniki, Vol. XXXVI, pp (in Greek). Bowes, G., Facing the inevitable: plants and increasing atmospheric CO 2. Annual Review of Plant Physiology. Plant Mol. Biol., 44:

180 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Breitburg, D.L., Episodic hypoxia in Chesapeake Bay: interacting effects of recruitment, behaviour, and physical disturbance. Ecol. Monogr., 62: Bricker, S.B., Clement, C.G., Pirhalla, D.E., Orlando, S.P., Farrow, D.R.G., National Estuarine Eutrophication Assessment: Effects of Nutrient Enrichment in the Nation s Estuaries. NOAA, National Ocean Service, Special Projects Office and the National Centers for Coastal Ocean Science, Silver Spring, MD, 71 pp. Cañedo-Argüelles, M., Rieradevall, M., Quantification of environment-driven changes in epiphytic macroinvertebrate communities associated to Phragmites australis. J. Limnol., 68: Cañedo-Argüelles, M., Rieradevall, M., Disturbance caused by freshwater releases of different magnitude on the aquatic macroinvertebrate communities of two coastal lagoons. Estuar. Coast. Shelf Sci., 88: Carlson, R.E., A trophic state index for lakes. Limnol. Oceanogr., 22: Castel, J., Caumette, P., Herbert, R Eutrophication gradients in coastal lagoons as exemplified by the basin d Arcachon and the Etang du Provost. Hydrobiologia, 329: Chesnes, T. C., Montague, C. L., The effects of salinity fluctuation on the productivity and osmoregulation of two seagrass species. Estuarine Research Federation Conference Abstracts, November 4 8, 2001, St. Petersburg, Florida. Christia, C., Papastergiadou, E.S., Ecological study of three lagoons of Amvrakikos Ramsar site, Greece. Fresen. Environ. Bull., 15 (9b): Christia, C, Papastergiadou, E., Spatial and temporal variations of aquatic macrophytes and water quality in six coastal lagoons of Western Greece. Bel. J. Bot., 140(1): Christia, C., Papastergiadou, E., Papatheodorou, G., Geraga, M., Papadakis, E., Seasonal and spatial variations of water quality, substrate and aquatic macrophytes based on side scan sonar, in an eastern Mediterranean lagoon (Kaiafas, Ionian Sea). Environ. Earth Sci., doi: /s Cloern, E., The relative importance of light and nutrient limitation of phytoplankton growth: A simple index of coastal ecosystem sensitivity to nutrient enrichment. Aquat. Ecol., 33(1): Coelho, S., Gamito, S., Pérez-Ruzafa, A., Trophic state of Foz de Almargem coastal lagoon (Algarve, South Portugal) based on the water quality and the phytoplankton community. Estuar. Coast. Shelf Sci., 71:

181 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β De Casabianca,M.L., Barthelemy, N., Serrano, O., Sfriso, A., Growth rate of Ulva rigida in different Mediterranean eutrophicated sites. Biores. Technol., 82: De Wit, R., Biodiversity of coastal lagoon ecosystems and their vulnerability to global change. In Grillo O., Venore G. Ecosystems Biodiversity. Chapter 2, pages InTech Open Access Publisher. ISBN: Diamantopoulou, E., Dassenakis, M., Kastritis, A., Tomara, V., Paraskevopoulou, V., Poulos, S., Seasonal fluctuations of nutrients in a hypersaline Mediterranean lagoon. Desalination, 224(1/3): Driscoll, C., Whitall, D., Aber, J., Boyer, E., Castro, M., Nitrogen pollution: sources and consequences in the U.S. northeast. Environment, 45: Duarte, C.M., Submerged aquatic vegetation in relation to different nutrient regimes. Ophelia, 41: Dufour, P., Andréfouët, S., Charpy, L., Garcia, N., Atoll morphometry controls lagoon nutrient regime. Limnol. Oceanogr., 46(2): Fernandez-Torquemada, Y., Sanchez-Lisazo, J.L., Responses of two Mediterranean seagrasses to experimental changes in salinity. Hydrobiologia, 669: Ferris, J.M., Tyler, P.A., Chlorophyll a -total phosphorus relationships in Lake Burragorang, New South Wales, and some other Southern Hemisphere lakes. Australian J. Mar. Freshw. Res., 36: Frascari, F., Matteucci, G., Giordano, P., Evaluation of a Eutrophic Coastal Lagoon Ecosystem from the Study of Bottom Sediments. Hydrobiologia, 475/476: Giordani, G., M. Bartoli, M. Cattadori, Viaroli, P., Sulphide release from anoxic sediments in relation to iron availability and organic matter recalcitrance and its effects on inorganic phosphorus recycling. Hydrobiologia, 329: Giordani, G., Zaldívar, J.M., Viaroli, P., Simple tools for assessing water quality and trophic status in transitional water ecosystems. Ecol. Indic., 9: Gomez, E., Durillon, C., Rofes, G, Picot, B., Phosphate Adsorption and Release from Sediments of Brackish Lagoons: ph, O 2 and Loading Influence. Wat. Res., 33 (10): Greve, T.M., Binzer, T., Which factors regulate sea grass growth and distribution? In: Borum, J., Duarte, C.M., Krause-Jensen, D. and Greve, T.M., (Eds) European sea grasses: an introduction to monitoring and management. The M & MS project. ISBN:

182 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Guelorget, O., Perthuisot, J.P., Le Domaine Paralique. Expression Geologiques du Confinement. Travaux du Laboratoire de Geologie de l Ecole Normale Superieure, Paris 16, France: pp 136. Harper, D.M., Eutrophication of Freshwaters. Chapman and Hall, London. Hotos, G., Avramidou, D., A one year monitoring study of Klisova lagoon (Messolonghi, W. Greece). GeoJournal, 41(1): Hutchinson, G.E., A Treatise on Limnology, Vol. III: Limnological Botany. Wiley, New York. Karageorgis, A., Anagnostou, C., Sioulas, A., Hatiris, G., Krasakopoulou, E., Kyriakidou, H., Vailopoulos, K Geochemistry of surface sediments and heavy metal contamination assessment: Messolonghi lagoon complex, Greece. Environ. Earth Sci., 65 (6): Karageorgis, A., Geochemical study of sediments from the Amvrakikos Gulf lagoon complex, Greece. Transit. Wat. Bull., 1(3): 3-8. Katselis, G., Koutsikopoulos, C., Dimitriou, E., Rogdakis, Y., Spatial and temporal trends in the composition of the fish barriers fisheries production of the Messolonghi- Etoliko lagoon (western Greek coast). Sci. Mar., 67(4): Kormas, K.A., Nicolaidou, A., Reizopoulou, S., Temporal variations of nutrients, chlorophyll a and particulate matter in three coastal lagoons of Amvrakikos Gulf (Ionian Sea, Greece). Mar. Ecol., 22(3): Krasakopoulou, Ε., Pagou, Κ., Seasonal steady-state budgets of nutrients and stoichiometric calculations in an Eastern Mediterranean lagoon (Papas Lagoon-Greece). Med. Mar. Sci., 12(1): Koutsoubas, D., Dounas, C., Arvanitidis, C., Kornilos, S., Petihakis, G., Triantafyllou, G., Eleftheriou, A., Macrobenthic community structure and disturbance assessment in Gialova lagoon, Ionian Sea. ICES J. Mar. Sci., 57: Lartigue, J., Neill, A., Hayden, B.L., Pulfer, J., Cebrian, J., The impact of salinity fluctuations on net oxygen production and inorganic nitrogen uptake by Ulva lactuca (Chlorophyceae). Aquat. Bot., 75: Lovely, D.R., Dissimilatory metal reduction. Ann. Rev. Microbiol., 47: Lopes, J.F., Dias, J.M., Cardoso, C., Silva, C.I.V., The water quality of the Ria de Aveiro lagoon, Portugal: from the observations to the implementation of a numerical model. Mar. Environ. Res., 60(5):

183 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Lucena, J.R., Hurtado, J., Comín, F.A., Nutrients related to the hydrologic regime in the coastal lagoons of Viladecans (NE Spain). Hydrobiologia, 475/476(1): Marazioti, C. E., Flessia, G., Vlachos, P., Koutrouli, E., Ntaikou, I., Antonopoulou, G., κ.α., On the environmental state of the Messolongi lagoon in Greece. Fresen. Environ. Bull., 19 (6): McLusky, D.S., Elliott, M., The Estuarine Ecosystem: Ecology, Threats and Management. Oxford University Press, Oxford. Marcomini, A., Sfriso, A., Pavoni, B., Orio, A.A., Eutrophication of the lagoon of Venice: Nutrient loads and exchanges Ed. CRC Press. Menendez, M., Hernandez, O., Comin, F.A., Spatial distribution and ecophysiological characteristics of macrophytes in a Mediterranean coastal lagoon. Estuar. Coast. Shelf Sci., 55: Molot, L.A., Dillon, P.J., Nitrogen to phosphorous ratios and the prediction of chlorophyll in phosphorous limited lakes in Central Ontario. Can. J. Fish. Aquat. Sci., 48 (1): Moore, J.A., Charophytes of Great Britain and Ireland. BSBI Handbook No5, London, pp 140. Mudge, S.M., Icely, J.D., Newton, A., Oxygen depletion in relation to water residence times. J. Environ. Monit., 9: Murrell, M.C., Stanley, R.S., Lores, E.M., DiDonato, G.T., Smith, L.M., Flemer, D.A., Evidence that phosphorus limits phytoplankton growth in a Gulf of Mexico estuary: 485 Pensacola Bay, Florida, USA. Bull. Mar. Sci., 70: Nixon, S.W., Nutrient dynamics, primary production and fisheries yields of lagoons. Oceanologica Acta, Special edition, Nixon, S.W., C.A. Oviatt, J. Frithsen, Sullivan, B., Nutrients and the productivity of estuarine and coastal marine ecosystems. J. Limnol. Soc. S. Africa, 12: Nixon, S.W., Between coastal marshes and coastal waters : a review of twenty years of speculation and research on the role of salt marshes in estuarine productivity and water chemistry. In Estuarine and Wetland Processes with Emphasis on Modelling, Hamilton P, MacDonald KB (eds). Plenum Press: London; Newton, A., Icely, J.D., Falcao, M., Nobre, A., Nunes, J.P., Ferreira, J.G., Vale, C., Evaluation of eutrophication in the Ria Formosa coastal lagoon, Portugal. Continent. Shelf Res., 23 (17/19):

184 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Orfanidis, S., Pinna, M., Sabetta, L., Stamatis, N., Nakou, K Variation of structural and functional metrics in macrophyte communities within two habitats of eastern Mediterranean coastal lagoons: natural versus human effects. Aquatic Conserv.: Mari. and Freshw. Ecosys., 18 (1): Orfanidis, S., Stamatis, N., Ragias, V., Schramm, W Eutrophication patterns in an eastern Mediterranean coastal lagoon: Vassova, Delta Nestos, Macedonia, Greece. Med. Mar. Sci., 6 (2): OSPAR Commission, Synergies between the OSPAR Comprehensive Procedure, the integrated set of OSPAR EcoQOs for eutrophication and the EC Water Framework Directive Panigrahi, S., Wikner, J., Panigrahy, R. C., Satapathy, K. K., Acharya, B. C., Variability of nutrients and phytoplankton biomass in a shallow brackish water ecosystem (Chilika Lagoon, India). Limnol., 10(2): Pugnetti, A., Viaroli, P., Ferrari, I., Processes leading to dystrophy in a Po river delta lagoon (Sacca di Goro): phytoplankton- macroalgae interactions. p In: Marine Coastal Eutrophication, R.A. Vollenweider, R. Marchetti & R. Viviani (Eds). Elsevier, Amsterdam. Pérez-Ruzafa, A., Fernandez, A., Marcos, C., Gilabert, J., Quispe, J., Garcia-Charton, A., Spatial and temporal variations of hydrological conditions, nutrients and chlorophyll a in a Mediterranean coastal lagoon (Mar Menor, Spain). Hydrobiologia, 550: Pérez-Ruzafa, A., Marcos, C., Pérez-Ruzafa, I. M., Pérez-Marcos, M., Coastal lagoons: transitional ecosystems between transitional and coastal waters. J. Coast. Conserv., 15: Prado, P., Caiola, N., Ibanez, C., Spatio-Temporal Patterns of Submerged Macrophytes in Three Hydrologically Altered Mediterranean Coastal Lagoons. Estuar. Coast., 36 (2): Pugnetti, A., Viaroli, P., Ferrari, I., Process leading to dystrophy in a Po River Delta lagoon (Sacca di Goro): phytoplankton-macroalgae interactions. Sci. Total Envir. (Suppl.),: Raven, J., Exogenous inorganic carbon sources in plant photosynthesis. Biol. Rev., 45:

185 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Reizopoulou, S., Nicolaidou, A., Benthic diversity of coastal brackish-water lagoons in western Greece. Aquatic conservation: Mar. Freshw. Ecosys., 14: Roselli, L., Fabbrocini, A., Manzo, C., D Adamo, R., Hydrological heterogeneity, nutrient dynamics and water quality of a non-tidal lentic ecosystem (Lesina Lagoon, Italy). Estuar. Coast. Shelf Sci., 84: Rosqvist, Κ., Mattila, J.,Sandström, A., Snickars, M., Westerbom, M., Regime shifts in vegetation composition of Baltic Sea coastal lagoons. Aquat. Bot., 93: Rouse, J.D., Bishop, C.A., Struger, J., Nitrogen pollution: an assessment of its threat to amphibian survival. Environ Health Perspect, 107: Sand-Jensen, K., Photosynthetic carbon sources of stream macrophytes. Journal of Exper. Bot., 34: Santoro, A. L., Enrich-Prast, A., Salinity control of nitrification in saline shallow coastal lagoons. Acta Limnol. Bras., 21(2): Scheffer, M.,, Bascompte, J., Brock, W.A., Brovkin, V., Carpenter, S.R., Dakos, V., Held, H., van Nes, E.H, Rietkerk, M., Sugihara, G., Early-warning signals for critical transitions. Nature, 461(3): Sfriso, A., Facca, C., Ghetti, P.F., Temporal and spatial changes of macroalgae and phytoplankton in a Mediterranean coastal area: the Venice lagoon as a case study. Mar. Environ. Res., 56: Sfriso, A., Marcomini, A., Decline of Ulva growth in the Lagoon of Venice. Bioresourse Technol., 58 (3): Sfriso, A., Pavoni, B.,Marcomini, A., Orio, A.A., Macroalgae, nutrient cycles and pollutants in the lagoon of Venice. Estuaries, 15: Sfriso, A., Marcomini, A., Macrophytes production in a Mediterranean coastal lagoon. Part I. Coupling with physico-chemical parameters and nutrients concentration in water. Mar. Environ. Res., 44: Smith, N., P., In: Coastal Lagoon Processes, Chapter 4 Water, Salt and Heat Balance of Coastal Lagoons. Elsevier Oceanography Series, 60: Smith, S.V., Atkinson, M.J., Mass balance of carbon and phosphorus in Shark Bay, Western Australia. Limnol. Oceanogr., 28: Søndergaard, M., Jensen, J.P., Jeppesen, E., Role of sediment and internal loading of phosphorus in shallow lakes. Hydrobiologia, :

186 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Souchu, P., Bec, B., Smith, V.H., Laugier, T., Fiandrino, A., Benau, L., Orsoni, V., Collos, Y., Vaquer, A., Patterns in nutrient limitation and chlorophyll a along an anthropogenic eutrophication gradient in French Mediterranean coastal lagoons. Can. J. Fisher. Aquat. Sci., 67(4): Souza, M.F.L., Kjerfve, B., Knoppers, B., Landim de Souza, W.F., Damasceno, R.N., Nutrient budgets and trophic states in a hypersaline coastal lagoon: Lagoa de Araruama, Brazil. Est. Coast. Shelf Sci., 57: Specchiulli, A., Focardi, S., Renzi, M., Scirocco, T., Cilenti, L., Breber, P., et al Environmental heterogeneity patterns and assessment of trophic levels in two Mediterranean lagoons: Orbetello and Varano, Italy. Sci. Total Envir., 402: Specchiulli, A., Renzi, M., Scirocco, T., Cilenti, L., Florio, M., Breber, P., Focardi, S., Bastianoni, S., Comparative study based on sediment characteristics and macrobenthic communities in two Italian lagoons. Environ. Monit. Assess., 160: Spence, D.H.N., Maberly, S.C., Occurrence and ecological importance of HCO 3 use among aquatic higher plants. In: Lucas, W.J., Berry, J.A. (Eds.), Inorganic Carbon Uptake by Aquatic Photosynthetic Organism. American Society of Plant Physiologist, Rockville, MD, pp Sutcliffe, D. W., Reproduction in Gammarus (Crustacea: Amphipoda): basic reproductive processes. Freshw. Forum, 2: Sylaios, G., Theocharis, V., Hydrology and nutrient enrichment at two coastal lagoon systems in Greece. Wat. Resour. Manag., 16: Sylaios, G., Koutrakis, E., Kallianiotis, A., Hydrographic variability, nutrient distribution and water mass dynamics in Strymonikos Gulf (Northern Greece). Continent. Shelf Res., 26(2): Tett, P., Gilpin, L., Svendsen, H., Erlandsson, C.P., Larsson, U., Kratzer, S., Fouilland, E., Janzen, C., Lee, J.-Y., Grenz, C., Newton, A., Ferreira, J.G., Fernandes, T., Scory, S., Eutrophication and some European waters of restricted exchange. Continent. Shelf Res., 23: Taylor, D., Nixon, S., Granger, S., Buckley, B., Nutrient limitation and the eutrophication of coastal lagoons. Mar. Ecol. Prog. Ser., 127: Tournier, H., Hamon, P.Y. and Landrein, S., Synthese des observations realisees par l I.S.T.P.M. sur les eaux et le plancton de l etang de Thau de 1974 a Rev. Trav. Inst. Peches Marit., 45:

187 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Valiela, I., Foreman, K., LaMontagne, M., Hersh, D., Costa, J., Peckol, P., DeMeo Anderson, B., D Avanzo, C., Babione, M., Sham, C., Brawley, J., Lajtha, K., Couplings of watersheds and coastal waters: sources and consequences of nutrient enrichment in Waquoit Bay, Massachusetts. Estuaries, 15: Velasco, J., Lloret, J., Millan, A., Marin, A., Barahona, J., Abellan, P., Sanchez- Fernandez, D., Nutrient and particulate inputs into the Mar Menor lagoon (SE Spain) from an intensive agricultural watershed. Water Air Soil Poll., 176: Vermaat, J.E., Verhagen, F.C.A., Lindenburg, D., Contrasting responses in two populations of Zostera noltii Hornem. to experimental photoperiod manipulation at two salinities. Aquat. Bot., 67: Vestergaard, O., Sand-Jensen, K., Aquatic macrophyte richness in Danish lakes in relation to alkalinity, transparency, and lake area. Can. J. Fisher. Aquat. Sci., 57 (10): Viaroli, P., Bartoli, M., Bodavalli, C., Naldi, M., Oxygen fluxes and dystrophy in a coastal lagoon colonized by Ulva rigida (Sacca di Goro, Po River Delta, Northern Italy). Fresen. Environ. Bull., 4: Viaroli, P., Mistri, M., Troussellier, M., Guerzoni, S., Cardoso, A.C., Structure, functions and ecosystem alterations in Southern European coastal lagoons. Hydrobiologia, 550: vii+269p. Viaroli, P., Bartoli, M., Giordani, G., Naldi, M., Orfanidis, S., Zaldivar, M. J Community shifts, alternative stable states, biogeochemical controls and feedbacks in eutrophic coastal lagoons: a brief overview. Aquatic Conserv: Mar. Freshw. Ecosyst., 18: Vidal, M., Phosphate dynamics tied to sediment disturbances in Alfacs Bay (NW Mediterranean). Mar. Ecol. Prog. Ser., 110: Vollenweider, R.A., Giovanardi, F., Montanari, G., Rinaldi, A., Characterization of the trophic conditions of marine coastal waters with special reference to the NW Adriatic Sea: proposal for a trophic scale, turbidity and generalized water quality index. Environments, 9: Waycott, M, Duarte, C.M., Carruthers, T.J.B., Orth, R.J., Dennison, W.C., Olyarnik, S., Calladine, A., Fourqurean, J.W., Heck, Jr., K.L., Hughes, A.R., Kendrick, G.A., Kenworthy, W.J., Short, F.T., Williams, S.L., Accelerating loss of seagrasses across the globe threatens coastal ecosystems. Proc Natl Acad Sci USA 106(30):

188 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Β Wetzel, R., Limnology, Lake and River Ecosystems, third ed. Academic Press, San Diego, 1006 pp. Zaldívar, J.-M., Cardoso, A.C., Viaroli, P., Newton, A., de Wit, R., Ibañez, C., Reizopoulou, S., Somma, F., Razinkovas, A., Basset, A., Holmer, M., Murray, N., Eutrophication in transitional waters: an overview. Transit.Wat. Monogr., 1: Zeiman, J.C., Seasonal variation of turtle grass Thalassia testudinum König with reference to temperature and salinity effects. Aquat. Bot., 1: Αλµπανάκης Κ, Βουβαλίδης Κ, Κοµµατά Π., Σπανού Σ, Ψιλοβίκος Αρ., Μορφολογική αποτύπωση του πυθμένα της λιμνοθάλασσας του Μεσολογγίου με τη χρήση ΓΠΣ και διαστημικών φωτογραφιών. Proceedings of the 10th International Congress, Thessaloniki, April Ε.Κ.Θ.Ε., Παρακολούθηση του οικοσυστήματος της λιμνοθάλασσας Πάπα Ακρωτηρίου Αράξου/Αχαΐας και προτάσεις διαχείρισης και προστασίας αυτής. Σελ 190. Ζαχαρίας, Ι., Διερεύνηση της υδροδυναμικής της λιμνοθάλασσας του Κοτυχίου. Αθήνα. 102 pp. Φυττής, Γ., Παρακολούθηση της οικολογικής ποιότητας των λιμνοθαλασσών Κοτύχι και Πρόκοπος της Δυτικής Ελλάδας: ανάλυση των βιοκοινωνιών των υδρόβιων μακροφύτων και μακροασπονδύλων στα πλαίσια της εφαρμογής της Οδηγίας 2000/60/ΕΕ για τα ύδατα. Μεταπτυχιακή Διατριβή. Πανεπιστήμιο Πατρών, σελ Χαραλαμπίδου, Κ., Γκίκας, Γ.Δ., Δημητρίου, Δ., Τσιχριντζής, Β.Α., Συλαίος, Γ.Κ, Μάρκου, Δ., Μεταβολές θρεπτικών σε λιμνοθάλασσες της Βόρειας Ελλάδας. Πρακτικά Heleco 05, Environmental Conference and Exposition, Technical Chamber of Greece, February 3-6, Marousi, Athens, Greece (in CD ROM). Xρηστιά X., Οικολογική έρευνα των λιμνοθαλασσών Ροδιά, Τσουκαλιό και Λογαρού του Αμβρακικού Κόλπου (περιοχή RAMSAR). Μεταπτυχιακή διατριβή. Πανεπιστήμιο Πατρών σελ

189 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ ΚΕΦΑΛΑΙΟ 4-ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ ΜΕΡΟΣ Γ 4Γ. Διερεύνηση της εποχικής και διαχρονικής διακύμανσης των υδρόβιων μακροφύτων στις λιμνοθάλασσες της Δ. Ελλάδας 4Γ.1. Εισαγωγή-Σκοπός Οι συνεχείς διακυμάνσεις των αβιοτικών παραμέτρων στις λιμνοθάλασσες μπορούν να προκαλέσουν σημαντικές μεταβολές στη δομή και τη σύνθεση των βιολογικών κοινοτήτων (Reizopoulou & Nicolaidou, 2004, Carstensen κ.α., 2011). Τα υδρόβια μακρόφυτα μπορούν να χρησιμοποιηθούν ως βιοδείκτες για την εκτίμηση της οικολογικής κατάστασης των υδάτινων οικοσυστημάτων αφού είναι ευαίσθητα στις μεταβολές των περιβαλλοντικών συνθηκών (π.χ. μείωση διαφάνειας, ευτροφισμός, αύξηση της θερμοκρασίας) και αντιδρούν με αλλαγές στη δομή, στη σύνθεση και την αφθονία τους (Sondergaard κ.α., 2010). Η αξία των υδρόβιων μακροφύτων ως βιοδεικτών έχει αναγνωριστεί αφού μια σειρά από περιβαλλοντικές πολιτικές στην Ευρώπη όπως η Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ (WFD/2000/60/EE) και η Οδηγία Πλαίσιο για τη Θαλάσσια Στρατηγική (MSFD, 2008/56/EC) καθώς και τα προγράμματα Clean Water Act (CWA) και National Estuary Programme ( στην Αμερική, τα χρησιμοποιούν για την εκτίμηση της οικολογικής κατάστασης των μεταβατικών οικοσυστημάτων (Borja κ.α., 2012). Κύριο χαρακτηριστικό της υδρόβιας βλάστησης των λιμνοθαλασσών είναι ο σχηματισμός και η κυριαρχία εκτεταμένων λειμώνων αγγειοσπέρμων ειδών όπως η Zostera noltii και η Cymodocea nodosa (Hemminga & Duarte, 2000). Τα αγγειόσπερμα είδη χαρακτηρίζονται από υψηλή πλαστικότητα και το εύρος εξάπλωσής τους εκτείνεται από τις τροπικές περιοχές μέχρι τους πόλους εκτός της Ανταρκτικής (Marba κ.α., 2013). Οι ανθρωπογενείς δραστηριότητες που αναπτύσσονται στην παράκτια ζώνη επιδρούν στην αφθονία των αγγειοσπέρμων ειδών προκαλώντας ετησίως μείωση σε ποσοστό 0,9% (Waycott κ.α., 2009). 165

190 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Η τάση αυτή έχει καταγραφεί και σε μεταβατικά οικοσυστήματα της Βαλτικής, όπου από τα ιστορικά στοιχεία των τελευταίων 150 με 300 χρόνων προκύπτει μια τάση μείωσης των αγγειοσπέρμων κατά 65% και των υδρόβιων μακροφύτων γενικότερα κατά 48% (Lotze κ.α., 2006). Η κλιματική αλλαγή, ο ευτροφισμός, οι υδρολογικές μεταβολές, η αλατότητα και η εισαγωγή φυτών εισβολέων επηρεάζουν τη δομή και τη σύνθεση των μακροφυτικών κοινωνιών στις λιμνοθάλασσες της Μεσογείου (Chappuis κ.α., 2011, de Wit, 2011). Πάρα την οικολογική σημασία των υδρόβιων μακροφύτων, η Ελληνική βιβλιογραφία για τα μεταβατικά οικοσυστήματα είναι αποσπασματική και ελλιπής. Ενώ η χερσαία χλωρίδα της Ελλάδας έχει μελετηθεί λεπτομερώς, μόνο λίγες μελέτες έχουν πραγματοποιηθεί για την παρακολούθηση της βενθικής χλωρίδας. Έτσι, οι περισσότερες μελέτες επικεντρώνονται είτε σε πλήρως θαλάσσια συστήματα στην Ελλάδα (Malea & Haritonidis, 2001, Tsirika & Haritonidis, 2005, Orfanidis κ.α., 2007), είτε σε οικοσυστήματα που περιβάλλουν τις λιμνοθάλασσες (Koumpli- Sovantzi, 1997, Raabe & Koumpli-Sovantzi, 2000, 2002, Sarika κ.α., 2005). Σκοπός του συγκεκριμένου κεφαλαίου είναι να παρουσιάσει τα αποτελέσματα μιας επισταμένης και εκτεταμένης έρευνας που πραγματοποιήθηκε στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας, κατά τη διάρκεια των περιόδων παρακολούθησης από την άνοιξη του 2005 έως το φθινόπωρο του 2007 και αφορούσε στην παρακολούθηση και καταγραφή των υδρόβιων μακροφύτων και στη σύνθεση των μακροφυτικών συναθροίσεων. Επιπλέον, ερευνήθηκαν οι συσχετίσεις των αβιοτικών παραμέτρων στους τύπους λιμνοθαλασσών με τα υδρόβια μακρόφυτα και υπολογίστηκαν οι δείκτες ποικιλότητας που αφορούσαν τον αριθμό των ειδών (number of species, S), τον δείκτη ποικιλότητας Margalef (Margalef species richness, d), τον δείκτη ομοιοκατανομής (Evenness, J) και τον δείκτη ποικιλότητας Shannon- Weaver (Shannon index, H). Επίσης, ελέγχθηκε και η χωρο-χρονική αλληλεπίδραση των παραπάνω μεταβλητών στους τύπους λιμνοθαλασσών. 166

191 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ 4Γ.2. Αποτελέσματα και Συζήτηση 4Γ.2.1. Κατάλογος ειδών Στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας καταγράφηκαν και αναγνωρίστηκαν 40 διαφορετικά είδη υδρόβιων μακροφύτων (Πίνακες 4Γ.1, 4Γ.2). Από αυτά, 15 είναι Ροδόφυτα (37,5%), 4 είναι Ωχρόφυτα (10%), 15 είναι Χλωρόφυτα (37,5%), 2 είναι Χαρόφυτα (5%), και τέλος 4 είναι Αγγειόσπερμα (10%) (Εικόνα 4Γ.1). Η ταξινόμηση των ειδών σε φύλα έγινε σύμφωνα με την κατάταξη που προτείνουν οι John κ.α., (2002) και οι Guiry & Guiry (2013). Στο Παράρτημα II (Πίνακες 4Γ.Ι, 4Γ.ΙΙ) παρατίθενται αναλυτικοί πίνακες με όλα τα είδη των φυτών που καταγράφηκαν στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας ανά σταθμό καθώς και τα χαρακτηριστικά τους. 4Γ.2.1.α. Ροδόφυτα Τα ροδόφυτα αποτελούν είδη με μεγάλη οικονομική σημασία και στην παρούσα διδακτορική διατριβή καταγράφηκαν στις λιμνοθάλασσες του Αμβρακικού κόλπου, στην Κλείσοβα και στον Άραξο. Το είδος Acanthophora nayadiformis είναι το μόνο είδος του γένους που απαντάται στη Μεσόγειο. Είναι πολυετές και η ανάπτυξη των βλαστών του ξεκινάει περίπου τον Μάϊο με Ιούνιο, ενώ από τον Οκτώβριο αρχίζει η διαδικασία της αποσύνθεσης (Ceccere κ.α., 2000). 4Γ.2.1.β. Ωχρόφυτα ή Φαιόφυτα Το είδος Cystoseira barbata καταγράφηκε στη λιμνοθάλασσα της Κλείσοβας. Οι όρθιοι και διακλαδισμένοι θαλλοί του είδους με μήκος πάνω από 50cm δίνουν μια δενδρώδη όψη (Falace & Bressan, 2006). To είδος απαντάται συνήθως σε λιβάδια με Cymodocea nodosa, ροδόφυτα και χλωρόφυτα, ενώ αποτελεί σημαντικό στοιχείο της ανώτερης υποπαράλιας ζώνης σε ημίκλειστους κόλπους και μικρά αλιευτικά 167

192 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ καταφύγια (Giaccone & Bruni, ). Το είδος είναι χαρακτηριστικό του τύπου οικοτόπου 1170 (Ύφαλοι) και προστατεύεται από την Οδηγία 92/43/ΕΕ. Εικόνα 4Γ.1. Ποσοστό (%) των Ροδοφύτων, Φαιοφύτων, Χλωροφύτων, Χαροφύτων και Αγγειοσπέρμων που καταγράφηκαν στα μεταβατικά ύδατα της Δυτικής Ελλάδας κατά τη διάρκεια των δειγματοληψιών. Figure 4Γ.1. Proportion (%) of Rhodophyta, Ochrophyta, Chlorophyta, Streptophyta and Magnoliophyta recorded in the transitional water ecosystems of Western Greece during the sampling campaign. Το είδος Cystoseira barbata θεωρείται ως ιδιαίτερα ευαίσθητο στις μεταβολές των υδροδυναμικών καταστάσεων (κυματισμός). Ο Huvé (1972) αναφέρει την Cystoseira barbata σαν σπάνιο είδος στην ανώτερη υποπαράλια ζώνη του Αιγαίου Πελάγους, όπου συνήθως η ένταση του κυματισμού είναι ισχυρή. 4Γ.2.1.γ. Χαρόφυτα ή Στρεπτόφυτα Στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας καταγράφηκαν δύο είδη χαροφύτων (Πίνακας 4Γ.2). Η συγκεκριμένη κατηγορία μακροφύτων απαιτεί υψηλή ποιότητα υδάτων και μεγάλη διαφάνεια για να επιβιώσει. Έτσι, η παρουσία τους πολλές φορές υποδεικνύει ότι το οικοσύστημα βρίσκεται σε καλή οικολογική κατάσταση (Blindow, 2002). Το είδος Chara hispida f. corfuensis αποτελεί νέα καταγραφή για τη λιμνοθάλασσα του Καϊάφα, όπου σχηματίζει πυκνά λιβάδια με το αγγειόσπερμο 168

193 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Potamogeton pectinatus (Christia & Papastergiadou, 2007). Πρόσφατα, λίγα άτομα του είδους βρέθηκαν στη λιμνοθάλασσα του Πρόκοπου (Μάϊος 2009). Η παρουσία του είδους έχει καταγραφεί επίσης στην Κέρκυρα και στη Σίφνο (Langangen, 2007). Το είδος περιλαμβάνεται στην κόκκινη λίστα των χαροφύτων (Red List of Charophytes) για την Βαλκανική χερσόνησο (λίμνη Bacinska, Κροατία) και έχει χαρακτηριστεί ως κινδυνεύον σε παγκόσμια κλίμακα σύμφωνα με τις κατηγορίες και τα κριτήρια απειλής που προτείνονται από τη Διεθνή Ένωση για τη Διατήρηση της Φύσης (International Union for Conservation of Nature, IUCN) (Blazencic κ.α.,2006). Στις λιμνοθάλασσες του Αμβρακικού κόλπου, το είδος Lamprothamnium papulosum σχηματίζει πυκνά λιβάδια με τα αγγειόσπερμα είδη Ruppia cirrhosa και Zostera noltii. Το είδος Lamprothamnium papulosum έχει βρεθεί επίσης στη λιμνοθάλασσα του Κοτυχίου καθώς και στην Αλυκή Αιγίου (Christia κ.α., 2011). Υπάρχουν επίσης αναφορές από τις Κυκλάδες: Πάρος, Νάξος, Αντίπαρος και Μήλος (Langangen, 2004, 2007), ενώ σύμφωνα με τα κριτήρια της Διεθνούς Ένωσης για τη Διατήρηση της Φύσης (IUCN) έχει χαρακτηριστεί ως κινδυνεύον είδος για την Βαλκανική χερσόνησο (Blazencic κ.α.,2006). 4Γ.2.1.δ. Αγγειόσπερμα Συνολικά στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας καταγράφηκαν 4 διαφορετικά είδη αγγειοσπέρμων τα οποία είναι κοινά και με ευρύ φάσμα εξάπλωσης (Πίνακας 4Γ.2). Το είδος Cymodocea nodosa αποτελεί ένα κοινό είδος που απαντάται σε ρηχές προστατευόμενες έως ημι-εκτεθειμένες περιοχές της Μεσογείου, της Μαυριτανίας, στα Κανάρια νησιά καθώς και στις λιμνοθάλασσες της Μεσογείου (Agostini κ.α., 2003α, Cecere κ.α., 2009). Στις περιοχές μελέτης καταγράφηκε στις λιμνοθάλασσες της Κλείσοβας και του Αράξου, όπου σχηματίζει εκτεταμένα λιβάδια. Σε μικρότερες αφθονίες καταγράφηκε στη λιμνοθάλασσα Λογαρού. Το είδος Cymodocea nodosa προστατεύεται από την Οδηγία 92/43/ΕΕ και στο Παράρτημα Ι της Οδηγίας αναφέρεται ως τύπος οικοτόπου προτεραιότητας με κωδικούς: 1110 (αμμοσύρσεις 169

194 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ που καλύπτονται διαρκώς από θαλάσσιο νερό μικρού βάθους) και 1150 (λιμνοθάλασσες) (Κανονισμός Συμβουλίου 1967/2006/ΕΕ). Το είδος Zostera noltii βρέθηκε στις λιμνοθάλασσες του Αμβρακικού κόλπου και σε μεγάλη έκταση κυρίως στο σημείο επικοινωνίας της λιμνοθάλασσας Ροδιάς με την Τσουκαλιό. Μικρός αριθμός ατόμων βρέθηκε στη λιμνοθάλασσα του Κοτυχίου. Το αγγειόσπερμο Zostera noltii περιλαμβάνεται σε πέντε από τους επτά τύπους οικοτόπων του Παραρτήματος Ι της Οδηγίας 92/43/ΕΕ. Επιπλέον, σύμφωνα με το Πρωτόκολλο Ενδιαφέροντος Ειδικά Προστατευόμενων Περιοχών και Βιολογικής Ποικιλότητας στη Μεσόγειο (Protocol Concerning Specially Protected Areas- Biological Diversity in the Mediterranean Sea, 1995), το είδος Zostera noltii περιλαμβάνεται στο Παράρτημα ΙΙ, στον κατάλογο με τα κινδυνεύοντα ή απειλούμενα είδη (www. rac-spa.org). Πίνακας 4Γ.1. Κατάλογος των υδρόβιων μακροφύτων τα οποία συλλέχθηκαν στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Table 4Γ.1. Catalogue of submerged macrophytes selected in coastal lagoons of Western Greece. Είδη Rhodophyta Ceramium diaphanum (Lightfoot) Roth Ceramium siliquosum (Kützing) Maggs et Hommersand Gracilaria bursa-pastoris (S.G. Gmelin) P.C. Silva Gracilaria gracilis (Stackhouse) M. Steentoft, L.M. Irvine et W.F. Farnham Gracilariopsis longissima (S.G. Gmelin) Steentoft, L.M. Irvine et Farnham Hypneae musciformis (Wuffen) J.V. Lamoroux Acanthophora nayadiformis (Delile) Papenfuss Alsidium corrallinum C. Agardh Chondria capillaris (Hudson) M.J. Wynne Laurencia obtusa (Hudson) J.V. Lamouroux Laurencia intricata J.V. Lamouroux Laurencia sp Polysiphonia elongata (Hudson) Sprengel Rytiphlaea tinctoria (Clemente) C. Agardh Stylonema cornu-cervi (Reinsch.) Οικογένεια Ceramiaceae Ceramiaceae Gracilariaceae Gracilariaceae Gracilariaceae Hypnaceae Rhodomelaceae Rhodomelaceae Rhodomelaceae Rhodomelaceae Rhodomelaceae Rhodomelaceae Rhodomelaceae Rhodomelaceae Stylonemataceae 170

195 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Ochrophyta Nemacystus flexuosus (C. Agardh) v. giraudyi (J. Ag.) De Jong Ectocarpus sp. Cystoseira barbata (Stackhouse) C. Agardh Sphacelaria cirrosa (Roth) C. Agardh Chlorophyta Chaetomorpha linum (O.F.Müller) Kützing Chaetomorpha sp. Cladophora hutchinsiae (Dillwyn) Kützing Cladophora glomerata (Linnaeus) Kützing Cladophora prolifera (Roth) Kützing Cladophora sp. Acetabularia acetabulum (Linnaeus) P.C. Silva Ulva flexuosa (Wulf.) ssp. linziformis (Bliding) Ballesteros Ulva intestinalis Linnaeus Ulva lactuca Linnaeus Ulva laetevirens Areschoug Ulva linza Linnaeus Ulva prolifera (O. F. Muller) Ulva rigida C. Agardh Valonia aegagropila C. Agardh Streptophyta Chara hispida f. corfuensis (J. Groves ex N. Filrszky) R.D. Wood Lamprothamnium papulosum (Wallr.) Groves J. Magnoliophyta Potamogeton pectinatus Linnaeus Ruppia cirrhosa (Petag.) Grande Cymodocea nodosa Ucria (Ascherson) Zostera noltii Hornemann Chordariaceae Ectocarpaceae Sargassaceae Sphacelariaceae Cladophoraceae Cladophoraceae Cladophoraceae Cladophoraceae Cladophoraceae Cladophoraceae Polyphysaceae Ulvaceae Ulvaceae Ulvaceae Ulvaceae Ulvaceae Ulvaceae Ulvaceae Valoniaceae Characeae Characeae Potamogetonaceae Ruppiaceae Zannichelliaceae Zosteraceae Το αγγειόσπερμο είδος Potamogeton pectinatus κυριαρχεί στη λιμνοθάλασσα του Καϊάφα, ενώ μικρός αριθμός ατόμων αναφέρεται στη λιμνοθάλασσα του Πρόκοπου. Το συγκεκριμένο είδος είναι χαρακτηριστικό των υφάλμυρων υδάτων, όμως μπορεί να εμφανιστεί σε ένα ευρύ φάσμα αλατότητας. Απαντάται σε εύτροφες περιοχές και είναι ανθεκτικό στις μεταβολές των συγκεντρώσεων των θρεπτικών (Hidding κ.α., 2010). 171

196 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Το είδος Ruppia cirrhosa είναι κοσμοπολίτικο και εμφανίζει ένα εύρος εξάπλωσης από τη Νότα Αφρική, τον ανατολικό Βόρειο Ατλαντικό έως και τη Μεσόγειο. Στη Δυτική Ευρώπη εντοπίζεται σε υφάλμυρα νερά, σε μεσο-ύαλες έως πολυ-ύαλες λιμνοθάλασσες. Η αφθονία του είδους ποικίλει ανάλογα με την εποχή, ενώ κατά τη διάρκεια έντονων χειμώνων μπορεί και να εξαφανιστεί εντελώς (Green & Short, 2003). Χαρακτηρίζεται ως ένα ταχέως αναπτυσσόμενο είδος το οποίο αποικίζει εύκολα και γρήγορα, ενώ οι μορφολογικές μεταβολές αντικατοπτρίζουν τις μεταβολές στις περιβαλλοντικές συνθήκες. Προκειμένου να εκτιμηθούν τα όρια εξάπλωσης του είδους, θεωρούνται απαραίτητες τόσο οι γενετικές μελέτες όσο και αυτές που αφορούν στη μορφολογία των ανθέων (Larkum κ.α., 2006). Οι πληθυσμοί της Ruppia στην Ανατολική λεκάνη της Μεσογείου εμφανίζουν τόσο ετήσιους, όσο και πολυετείς κύκλους ανάπτυξης (Malea κ.α., 2004). Τα ριζώματα μπορούν να αποικίσουν γρήγορα ενώ τα σπέρματα μπορούν να διατηρηθούν σε υγρές και υπερύαλες συνθήκες (Verhoeven, 1979). Η μελέτη των πληθυσμών της Ruppia στη λεκάνη της Μεσογείου έδειξε 15 διαφορετικούς απλότυπους για το είδος Ruppia cirrhosa. Υψηλότερη ποικιλότητα και περισσότεροι μοναδικοί απλότυποι παρατηρήθηκαν στη Δυτική λεκάνη της Μεσογείου, καθιστώντας έτσι τη Δυτική Μεσόγειο ως κέντρο εξάπλωσης της Ruppia με μια τάση διασποράς από τα δυτικά προς τα ανατολικά (Triest & Sierens, 2010). Σύμφωνα με τα αποτελέσματα του Πίνακα 4Γ.2 τα Χλωρόφυτα και τα Ροδόφυτα εμφανίζονται σε όλους τους τύπους λιμνοθαλασσών εκτός από τον Τύπο IV, ενώ ο Τύπος ΙΙΙ διαφέρει από τους υπόλοιπους λόγω της απουσίας των χαροφύτων (Εικόνα 4Γ.2). 172

197 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Πίνακας 4Γ.2. Κατάλογος των ειδών που καταγράφηκαν στις έξι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας με αλφαβητική σειρά σύμφωνα με το φύλο και την οικογένεια ( EN κινδινεύον είδος). Table 4Γ.2. List of taxa recorded at each lagoon in alphabetical order according to phylum and family ( EN endangered species). Είδη Λιμνοθάλασσες-Τύποι λιμνοθαλασσών Τύπος Ι Τύπος ΙΙ Τύπος ΙΙΙ Τύπος IV Ροδιά Τσουκαλιό Λογαρού Κλείσοβα Άραξος Καϊάφας Phylum: Rhodophyta Family: Ceramiaceae Ceramium diaphanum (Lightfoot) Roth + + Ceramium siliquosum (Kützing) Maggs et Hommersand Gracilariaceae + + Gracilaria bursa-pastoris (S.G. Gmelin) P.C. Silva Gracilaria gracilis (Stackhouse) M. Steentoft, L.M. Irvine et W.F. Farnham Gracilariopsis longissima (S.G. Gmelin) Steentoft, L.M. Irvine et Farnham Hypnaceae Hypneae musciformis (Wuffen) J.V. Lamoroux Rhodomelaceae + Acanthophora nayadiformis (Delile) + Papenfuss Alsidium corrallinum C. Agardh + + Chondria capillaris (Hudson) M.J. Wynne + + Laurencia obtusa (Hudson) J.V. Lamouroux + Laurencia intricata J.V. Lamouroux + Laurencia sp + Polysiphonia elongata (Hudson) Sprengel + Rytiphlaea tinctoria (Clemente) C. Agardh + + Stylonemataceae Stylonema cornu-cervi (Reinsch.) + Phylum: Ochrophyta Family: Chordariaceae Nemacystus flexuosus (C. Agardh) v. giraudyi (J. Ag.) De Jong Ectocarpaceae + Ectocarpus sp. + Sargassaceae Cystoseira barbata (Stackhouse) C. Agardh + Sphacelariaceae Sphacelaria cirrosa (Roth) C. Agardh

198 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Phylum: Chlorophyta Family: Cladophoraceae Chaetomorpha linum (O.F.Müller) Kützing Chaetomorpha sp Cladophora hutchinsiae (Dillwyn) Kützing + Cladophora glomerata (Linnaeus) Kützing Cladophora prolifera (Roth) Kützing + + Cladophora sp Polyphysaceae Acetabularia acetabulum (Linnaeus) P.C. Silva Ulvaceae Ulva flexuosa (Wulf.) ssp. linziformis + (Bliding) Ballesteros Ulva intestinalis Linnaeus + + Ulva lactuca Linnaeus Ulva laetevirens Areschoug + + Ulva linza Linnaeus Ulva prolifera (O. F. Muller) + + Ulva rigida C. Agardh Valoniaceae Valonia aegagropila C. Agardh + Phylum: Streptophyta Family: Characeae Chara hispida f. corfuensis (J. Groves ex N. Filrszky) R.D. Wood Lamprothamnium papulosum (Wallr.) Groves J. Phylum: Magnoliophyta Family: Potamogetonaceae Potamogeton pectinatus Linnaeus + Ruppiaceae Ruppia cirrhosa (Petag.) Grande Zannichelliaceae Cymodocea nodosa Ucria (Ascherson) Zosteraceae Zostera noltii Hornemann + EN + EN + EN 174

199 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Εικόνα 4Γ.2. Ποσοστό % των μακροφύτων (Ροδόφυτα, Ωχρόφυτα, Χλωρόφυτα, Χαρόφυτα και Αγγειόσπερμα) στους διαφορετικούς τύπους λιμνοθαλασσών. Figure 4Γ.2. Proportion (%) of macrophytes (Rhodophyta, Ochrophyta, Chlorophyta, Streptophyta and Magnoliophyta) in different lagoon types. 4Γ.3. Συναθροίσεις μακροφύτων στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Συνολικά στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας διακρίθηκαν πέντε διαφορετικές συναθροίσεις υδρόβιων μακροφύτων. Στην ανάλυση χρησιμοποιήθηκαν 38 είδη υδρόβιων μακροφύτων και εξαιρέθηκαν τα είδη Chara hispida f. corfuensis και Potamogeton pectinatus του Τύπου IV, αφού κατά την ανάλυση προέκυπτε συσσώρευση των δειγματοληπτικών επιφανειών κατά μήκος του Άξονα 2. Τα δύο αυτά είδη σχηματίζουν την πέμπτη συνάθροιση μακροφύτων (Πίνακας 4Γ.4). Έτσι, η Ανάλυση Βελτιωμένων Αντιστοιχιών DCA (Detrended Correspondence Analysis) που εφαρμόστηκε τελικά στους Τύπους λιμνοθαλασσών Ι, ΙΙ, ΙΙΙ της Δυτικής Ελλάδας διέκρινε τέσσερις διαφορετικές συναθροίσεις υδροβίων μακροφύτων. Οι δύο άξονες της Ανάλυσης Βελτιωμένων Αντιστοιχιών που βασίστηκαν στο ποσοστό % κάλυψης των υδρόβιων μακροφύτων εξηγούν το 84,73% (Πίνακας 4Γ.3) της συνολικής διακύμανσης με τον άξονα 1 να ερμηνεύει το 59,36% των αποτελεσμάτων και τον άξονα 2 το 25,37%. 175

200 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Πίνακας 4Γ.3. Περίληψη των αποτελεσμάτων εφαρμογής της Ανάλυσης Βελτιωμένων Αντιστοιχιών (DCA) που βασίστηκαν στο ποσοστό % κάλυψης των ειδών και συσχέτιση των αβιοτικών παραμέτρων με τους άξονες της. Table 4Γ.3. Summary on variable correlations to DCA axes based on species coverage (%). Άξονας 1 Άξονας 2 Ιδιοτιμές 0,5936 0,2537 Βάθος (m) -,300** -,191* Διαφάνεια (m) -,183* -,228** Θερμοκρασία ( C) ns ns ph,292** ns Διαλυμένο Οξυγόνο(mg/l),294** ns Αλατότητα ( ),685**,149* PO 4 -P (μg/l),240**,160* TP (μg/l) ns ns NO 2 -N (μg/l) -,643** ns NO 3 -N (μg/l) -,574** -,150* NH 4 -N (μg/l) -,519** -,199** CO 3 (mg/l),370** ns HCO 3 (mg/l) -,198** ns Chl-a (μg/l) ns,180* Ο άξονας 1 σχετίζεται θετικά με την αλατότητα, ενώ παρουσιάζει αρνητική συσχέτιση με τις συγκεντρώσεις των αλάτων του αζώτου και το βάθος. Αντίθετα, ο άξονας 2 σχετίζεται αρνητικά με τη διαφάνεια και τις συγκεντρώσεις των αμμωνιακών ιόντων, ενώ εμφανίζει θετική σχέση με την Chl-a. Τα είδη Zostera noltii και Lamprothamnium papulosum που τοποθετούνται στο αριστερό τμήμα του γραφήματος και συνοδεύονται από τα είδη Gracilaria bursapastoris και Cladophora glomerata, συνιστούν την πρώτη συνάθροιση μακροφύτων, η οποία είναι χαρακτηριστική του τύπου λιμνοθάλασσας Ι (Πίνακας 4Γ.4). Τα είδη της πρώτης συνάθροισης προτιμούν σχετικά βαθιά με υψηλή διαφάνεια ύδατα με μεσαίες τιμές αλατότητας όπου εποχιακά εμφανίζουν υψηλές τιμές νιτρικών ιόντων (Πίνακας 4Γ.3). Στο μέσο τμήμα του γραφήματος τοποθετείται το είδος Ruppia cirrhosa που συνυπάρχει με τα είδη Acetabularia acetabulum, Gracilariopsis longissima και το χλωροφύκος Ulva rigida και σχηματίζει τη δεύτερη συνάθροιση μακροφύτων στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας (Πίνακας 4Γ.3). Τα είδη αυτά είναι χαρακτηριστικά του τύπου λιμνοθάλασσας ΙΙ, και σχετίζονται με περιοχές όπου το βάθος είναι μικρό και οι τιμές της αλατότητας είναι υψηλές (Πίνακας 4Γ.4). 176

201 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Εικόνα 4Γ.3. Η ταξιθέτηση των ειδών (ποσοστό κάλυψης %) σύμφωνα με τα αποτελέσματα της Ανάλυσης Βελτιωμένων Αντιστοιχιών που απαντούν στους τρεις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Figure 4Γ.3. DCA species ordination made on species cover (%) in three different lagoon types of Western Greece. Επιπλέον, στο δεξιό άνω τμήμα του γραφήματος εμφανίζεται το είδος Cymodocea nodosa που μαζί με τα συνοδά του είδη Chondria capillaris, Ceramium siliquosum και τα χλωροφύκη του γένους Ulva συνιστούν την τρίτη συνάθροιση μακροφύτων που απαντάται στους Τύπους λιμνοθαλασσών ΙΙ και ΙΙΙ της Δυτικής Ελλάδας. Τα είδη αυτά είναι χαρακτηριστικά των μεταβατικών οικοσυστημάτων και προτιμούν περιοχές με υψηλές τιμές αλατότητας (Πίνακας 4Γ.3). Αντίστοιχα, στο δεξιό κάτω τμήμα του γραφήματος εμφανίζονται τα είδη Cystoseira barbata, Alsidium corrallinum, Acanthophora nayadiformis, Gracilaria gracilis και Valonia aegagropila χαρακτηριστικά του Τύπου ΙΙ. Τα είδη αυτά αποτελούν την τέταρτη συνάθροιση μακροφύτων και σχετίζονται με περιοχές μικρού βάθους, μικρών συγκεντρώσεων θρεπτικών αλάτων και υψηλών τιμών αλατότητας (Πίνακας 4Γ.3). 177

202 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Η πολυδιάστατη ανάλυση ταξινόμησης (MDS) επαληθεύει τα αποτελέσματα της Ανάλυσης Βελτιωμένων Αντιστοιχιών (DCA) και δίνει μια ικανή και χρήσιμη δισδιάστατη απεικόνιση των μακροφυτικών συναθροίσεων στους τρεις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας χωρίς την πιθανότητα κάποιας παραπλανητικής ερμηνείας αφού η τιμή του stress είναι 0,13. Στον Πίνακα 4Γ.4. αναφέρονται συνολικά οι συναθροίσεις μακροφύτων που απαντώνται στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Chaet. sp Συνάθροιση μακροφύτων Ulva laet. Ulva int. Transform: Square root Resemblance: S17 Bray Curtis similarity 2D Stress: 0,13 Συναθροίσεις I II III IV Ulva.lac Grac.long Clad.sp Cer.siliq Cer.diaph Als.cor Z.noltii Ulva.rig Chondria cap. Grac.grac Clad.glom Lamp.pap Chaet.lin Cym.nodosa Acant.naya Laur.obt Cyst.barbata G.bur-past Acet.acet Clad.prol Rup.cir Lauren. intr Εικόνα 4Γ.4. Πολυδιάστατη ανάλυση ταξινόμησης των συναθροίσεων των μακροφυτικών ειδών που απαντώνται στους τρεις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Figure 4Γ.4. Results of MDS analysis of macrophytic assemblages distinguished in three different lagoon types of Western Greece. 178

203 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Πίνακας 4Γ.4. Συναθροίσεις μακροφύτων που απαντούν στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Table 4Γ.4. Macrophytic assemblages of four different lagoon types of Western Greece. Τύπος λιμνοθάλασσας Τύπος Ι Τύπος ΙΙ Συναθροίσεις μακροφύτων I. Zostera noltii-lamprothamnium papulosum-gracilaria bursa pastoris- Cladophora glomerata II. Ruppia cirrhosa-acetabularia acetabulum-gracilariopsis longissima-ulva rigida II. Ruppia cirrhosa-acetabularia acetabulum-gracilariopsis longissima-ulva rigida III. Cymodocea nodosa-chondria capillaris-ceramium siliquosum-ulva species IV. Cystoseira barbata, Alsidium corrallinum, Acanthophora nayadiformis, Gracilaria gracilis και Valonia aegagropila Τύπος ΙΙΙ III. Cymodocea nodosa-chondria capillaris-ceramium siliquosum-ulva species Τύπος IV V. Chara hispida f. corfuensis - Potamogeton pectinatus 4Γ.4. Διαφορές των μακροφυτικών συναθροίσεων σε κάθε τύπο λιμνοθάλασσας της Δυτικής Ελλάδας Στην παρούσα διδακτορική διατριβή εξετάστηκε εάν οι συναθροίσεις των υδρόβιων μακροφύτων διαφέρουν στατιστικά σημαντικά μεταξύ των διαφορετικών τύπων λιμνοθαλασσών. Η ανάλυση του ποσοστού ομοιότητας (SIMPER) έδειξε ποιά είδη συμβάλλουν στην ανομοιότητα των τύπων λιμνοθαλασσών και σε τι ποσοστό. Επιπλέον, από τους Πίνακες 4Γ.5 έως 4Γ.10 παρουσιάζονται οι εποχικές και ετήσιες μεταβολές της μέσης αφθονίας των υδρόβιων μακροφύτων και γίνεται σαφές ότι οι τύποι λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας παρουσιάζουν υψηλό μέσο όρο ανομοιότητας καθ όλη τη διάρκεια της περιόδου παρακολούθησης. Η σύγκριση των τύπων λιμνοθαλασσών ανά ζεύγη παρουσιάζει τις ομοιότητες και τις διαφορές τόσο ανά εποχή, όσο και ανά έτος. 179

204 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ 4Γ.4.1. Τύπος λιμνοθάλασσας Ι Τύπος λιμνοθάλασσας ΙΙ Οι Τύποι λιμνοθαλασσών Ι και ΙΙ (Πίνακας 4Γ.7) παρουσιάζουν υψηλό ποσοστό ανομοιότητας σε εποχική κλίμακα που κυμαίνεται από 81,2 (φθινόπωρο) έως 83,6 (άνοιξη). Αντίθετα, ο μέσος όρος ανομοιότητας σε ετήσια κλίμακα είναι μικρότερος και κυμαίνεται από 77,1 (2005) έως 77,8 (2007). Οι σημαντικότερες διαφορές μεταξύ των ετών παρακολούθησης εμφανίζονται στον Τύπο λιμνοθάλασσας Ι (Ροδιά). Στον Τύπο Ι παρατηρείται μια σταδιακή και σημαντική μείωση του μέσου όρου αφθονίας του αγγειοσπέρμου Zostera noltii από 27,8% το 2005 σε ποσοστά μικρότερα από 3% για τα έτη 2006 και 2007 (Πίνακας 4Γ.6). Η ίδια τάση παρατηρήθηκε και για το είδος Lamprothamnium papulosum του οποίου ο μέσος όρος αφθονίας από 25,9% το 2005 μειώθηκε σε 4,2% το Σύμφωνα με τα αποτελέσματα των Πινάκων 4Γ.5 και 4Γ.6 τα είδη αυτά φαίνεται να αντικαταστάθηκαν από το αγγειόσπερμο Ruppia cirrhosa. Στον Πίνακα 4Γ.6 παρατηρούμε ότι το είδος R. cirrhosa δεν καταγράφηκε στον Τύπο λιμνοθάλασσας Ι κατά το έτος 2005, ενώ από το 2006 και το 2007 ο μέσος όρος αφθονίας του κυμαίνονταν από 36,3% έως 40,8% αντίστοιχα. Τα είδη R. cirrhosa (22,5%), Z. noltii (16,3%) και L. papulosum (4,1%) παρατηρούνται στον Τύπο λιμνοθάλασσας Ι κατά τη διάρκεια της άνοιξης, ενώ ο μέσος όρος αφθονίας των ευκαιριακών ειδών όπως η Chaetomorpha linum και η Cladophora glomerata είναι μικρότερη από 3%. Κατά τη διάρκεια του καλοκαιριού στον Τύπο Ι παρατηρείται αύξηση του μέσου όρου αφθονίας του είδους R. cirrhosa (31,7%), του χαρόφυτου L. papulosum (17%) και των ευκαιριακών ειδών C. linum (6,2%) και της Ulva lactuca (9%). Αντίθετα, ο μέσος όρος αφθονίας του αγγειοσπέρμου Z. noltii παρουσίασε σταδιακή μείωση από το καλοκαίρι (12%) προς το φθινόπωρο (6,4%) (Εικόνα 4Γ.5). Κατά τη διάρκεια του φθινόπωρου κυρίαρχα είδη στον Τύπο Ι παρέμειναν η R. cirrhosa (29,7%) και το χαρόφυτου L. papulosum (19,6%), ενώ σε πολύ μικρό ποσοστό αφθονίας (1%) εμφανίστηκε και το ροδοφύκος Gracilariopsis longissima. 180

205 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Πίνακας 4Γ.5. Ποσοστό ανομοιότητας μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών Ι και ΙΙ σε εποχική κλίμακα (άνοιξη-καλοκαίρι-φθινόπωρο). Τα είδη είναι ταξινομημένα με αλφαβητική σειρά. Table 4Γ.5. Percentage of dissimilarity between lagoon type I and II on a seasonal scale (springsummer-autumn). Species were classified in alphabetical order. Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Μέσος όρος Ανομοιότητας = 83,6 Τύπος I-II Μέσος όρος Ανομοιότητας = 82,4 Τύπος I-II Μέσος όρος Ανομοιότητας = 81,2 Τύπος I-II Τύπος I Τύπος II Τύπος I Τύπος II Τύπος I Τύπος II Είδη Μέσος όρος Μέσος όρος Συμβολή% Συσσώρευση% Μέσος όρος Μέσος όρος Συμβολή% Συσσώρευση% Μέσος όρος Μέσος όρος Συμβολή% Συσσώρευση.% Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Acanthophora nayadiformis 0 2,4 2,2 88,7 0 4,7 3,3 83,7 0 3,1 2,8 85,6 Acetabularia acetabulum 0 8,4 7,8 71,9 0 8,0 5,8 71,6 0 6,9 5,7 60,9 Chaetomorpha linum 1,5 2,8 2,8 81,2 6,2 3,3 4,3 80,4 1,6 5,0 3,7 79,7 Chondria capillaris ,9 2,0 90,5 0 1,8 1,5 90,3 Cladophora glomerata 2,6 1,7 3,4 75,3 5,1 3,6 4,6 76,2 5,9 3,6 5,3 66,2 Cymodocea nodosa 0 13,2 10,9 53,5 0 20,9 14,3 36,7 0 17,9 14,7 55,3 Cystoseira barbata 0 2,1 1,9 90, Gracilaria bursa-pastoris 0 3,1 2,7 83,9 0 3,3 2,2 88,5 0 4,1 3,1 82,9 Gracilariopsis longissima ,7 1,9 87,5 Lamprothamnium papulosum 4,1 9,3 10,6 64, ,5 13,8 50,6 19,6 12,2 16,6 40,5 Ruppia cirrhosa 22,5 23,9 26,7 26,7 31,7 15,8 22,5 22,5 29,7 15,6 23,9 23,9 Ulva lactuca 3 0,4 3,1 78,4 9,2 0,7 6,5 65,8 5,7 0,4 4,9 76 Ulva rigida 0 2,9 2,5 86,5 0 3,7 2,5 86,2 0 2,3 1,8 89,4 Zostera noltii 16,3 0,46 15,8 42,5 12 1,7 8,7 59,3 6,4 1,1 4,9 71,1 181

206 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Πίνακας 4Γ.6. Ποσοστό ανομοιότητας μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών Ι και ΙΙ σε ετήσια κλίμακα ( ). Τα είδη είναι ταξινομημένα με αλφαβητική σειρά. Table 4Γ.6. Percentage of dissimilarity between lagoon type I and II on an annual scale ( ). Species were classified in alphabetical order. Είδη Μέσος όρος Ανομοιότητας = 77,1 Τύπος I-II Μέσος όρος Ανομοιότητας = 77,7 Τύπος I-II Μέσος όρος Ανομοιότητας = 77,8 Τύπος I-II Τύπος I Τύπος II Τύπος I Τύπος II Τύπος I Τύπος II Μέσος όρος Μέσος όρος Συμβολή% Συσσώρευση% Μέσος όρος Μέσος όρος Συμβολή% Συσσώρευση% Μέσος όρος Μέσος όρος Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Acanthophora nayadiformis ,6 78,0 0 6,1 5,8 74,5 Acetabularia acetetabulum 0 14,3 11,6 65,0 0 4,2 4,2 68,7 0 7,1 6,5 68,8 Chaetomorpha linum 6,6 5,6 5,2 77,7 1,8 2,9 2,8 75,4 0,7 3,4 3,0 81,4 Chondria capillaris ,1 1,8 90,8 0 2,8 2,5 89,3 Cladophora glomerata 10 6,5 7,5 72,5 0,4 2,1 1,8 89,0 2,7 1,7 2,9 84,2 Cladophora prolifera ,9 2,6 86,8 Cladophora sp ,8 2,3 82, Cymodocea nodosa 0 15,9 12,8 53,4 0 17,2 14, ,6 16,4 47,4 Cystoseira barbata ,3 2,0 87, Gracilariopsis longissima ,8 4,1 4,0 72, Gracilaria bursa-pastoris 0 6,4 4,9 87, ,4 3,8 78,4 Lamprothamnium papulosum 25,9 20,2 19,8 40,5 18,9 6,8 16,4 44,7 4,2 8,4 7,7 55,0 Ruppia cirrhosa 0 6,4 4,9 82,6 36,3 18,9 28,3 28,3 40,8 25,4 30,9 30,9 Ulva lactuca ,4 5,5 64,5 8,4 0,4 7,3 62,3 Ulva rigida 0 5,9 4,5 92,1 0 2,4 2, Zostera noltii 27,8 4,5 20,8 20,8 2,3 0 2,6 80,6 2,8 0 2,2 91,5 Συμβολή% Συσσώρευση% 182

207 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Στον Τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙ αναφέρεται ο μεγαλύτερος αριθμός ειδών. Κατά τη διάρκεια της άνοιξης υψηλότερο μέσο όρο αφθονίας παρουσιάζουν τα είδη R. cirrhosa (23,9%) και C. nodosa (13,2%). Από τα αποτελέσματα του Πίνακα 4Γ.5 παρατηρούμε μια τάση αύξησης του μέσου όρου αφθονίας της C. nodosa (20,9%) το καλοκαίρι, ενώ αντίστοιχα ο μέσος όρος αφθονίας της R. cirrhosa μειώθηκε (15,8%). Κατά τη διάρκεια του καλοκαιριού ο μέσος όρος αφθονίας για την Acetabularia acetabulum είναι 8,0%, ενώ εμφανίζονται και άλλα είδη όπως η Chondria capillaris (2,9%), η Acanthophora nayadiformis (4,7%) και η Ulva rigida (3,7%). Κατά τη διάρκεια του φθινόπωρου στον Τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙ, ο υψηλότερος μέσος όρος αφθονίας παρατηρείται για τα είδη C. nodosa (17,9%) και R. cirrhosa (15,6%). Ο μέσος όρος αφθονίας του αγγειοσπέρμου Z. noltii είναι μικρότερος από 3% και κυμαίνεται από 0,46% την άνοιξη έως 1,7% το καλοκαίρι. Σε ετήσια κλίμακα ο Τύπος λιμνοθάλασσας ΙΙ χαρακτηρίζεται από τη σταδιακή αύξηση του μέσου όρου αφθονίας του αγγειοσπέρμου R. cirrhosa από 6,4% το 2005 σε 18,9% το 2006 και 25,4% το Για το είδος C. nodosa ο μέσος όρος αφθονίας κυμαίνεται από 15,9% (2005) έως 18,6% (2007). Το είδος Cystoseira barbata κατά τη διάρκεια των περιόδων παρακολούθησης βρέθηκε για πρώτη φορά το έτος 2006, ενώ το ροδοφύκος A. nayadiformis παρουσίασε μια μικρή τάση αύξησης από το 2006 (3%) έως το 2007 (6,1%). Η παρουσία του είδους Z. noltii κατά το έτος 2005 ήταν μικρή (4,5%) και δεν αναφέρεται κατά τα έτη 2006 και Έτσι, από τα αποτελέσματα της Ανάλυσης του ποσοστού Ομοιότητας (SIMPER analysis) η ανομοιότητα μεταξύ των Τύπων λιμνοθαλασσών Ι και ΙΙ επηρεάζεται από την παρουσία και την αφθονία του είδους Z. noltii και του L. papulosum τα οποία εμφανίζουν σημαντική τάση μείωσης και αντικαθίστανται από το κοσμοπολίτικο είδος R. cirrhosa. Επιπλέον, η παρουσία του αγγειοσπέρμου C. nodosa στον Τύπο ΙΙ και η απουσία του από τον Τύπο Ι συμβάλλει σημαντικά στην αύξηση του ποσοστού ανομοιότητας. 183

208 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ 4Γ.4.2. Τύπος λιμνοθάλασσας Ι Τύπος λιμνοθάλασσας ΙΙΙ Υψηλά ποσοστά ανομοιότητας παρατηρούνται μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών Ι και ΙΙΙ τόσο σε εποχικό, όσο και σε ετήσιο επίπεδο. Το υψηλότερο ποσοστό ανομοιότητας παρατηρήθηκε το καλοκαίρι και το φθινόπωρο (95,9% και 96,9% αντίστοιχα), ενώ το έτος 2007 διαφέρει σημαντικά σε ποσοστό 97,6%. Κυρίαρχο είδος του τύπου λιμνοθάλασσας ΙΙΙ αποτελεί το αγγειόσπερμο C. nodosa του οποίου ο μέσος όρος αφθονίας κυμαίνονταν από 24,2% την άνοιξη έως 37,6% το φθινοπώρου (Πίνακας 4Γ.7). Το αγγειόσπερμο Z. noltii δεν αναφέρεται στον Τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙΙ, ενώ η παρουσία του είδους R. cirrhosa είναι περιορισμένη και ο μέσος όρος αφθονίας του δεν ξεπερνά το 0,5%. Η παρουσία του χλωροφύκους Ulva lactuca είναι εμφανής σε όλες τις εποχές και ο υψηλότερος μέσος όρος αφθονίας παρατηρήθηκε την άνοιξη (9,6%) και το φθινόπωρο (10,3%), ενώ το ροδοφύκος Gracilariopsis longissima παρουσιάζει τον υψηλότερο μέσο όρο αφθονίας (18,9%) την άνοιξη. Σε ετήσια κλίμακα ο Τύπος ΙΙΙ κυριαρχείται από το αγγειόσπερμο C. nodosa σε όλη τη διάρκεια των ετών παρακολούθησης με υψηλότερο μέσο όρο αφθονίας κατά τα έτη 2005 (44,4%) και το 2007 (34,9%). Κατά τη διάρκεια του έτους 2006 παρατηρήθηκε αύξηση στο μέσο όρο αφθονίας του ροδοφύκους Gracilariopsis longissima (16,1%), ενώ κατά τη διάρκεια του 2007 σημειώθηκε μικρή μείωση (12,4%). Η παρουσία του χλωροφύκους Ulva lactuca είναι εμφανής κατά τη διάρκεια όλων των ετών (Πίνακας 4Γ.8). Ο Τύπος λιμνοθάλασσας Ι παρουσιάζει το υψηλότερο ποσοστό ανομοιότητας με τον Τύπο ΙΙΙ. Αυτός ο βαθμός ανομοιότητας επηρεάζεται από την κυριαρχία των ειδών C. nodosa, G. longissima και U. lactuca ενώ διαφέρει σημαντικά από τον Τύπο λιμνοθάλασσας Ι λόγω της απουσίας των ειδών Z. noltii, L. papulosum και της μικρής εμφάνισης του αγγειοσπέρμου R. cirrhosa. 184

209 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Πίνακας 4Γ.7. Ποσοστό ανομοιότητας μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών Ι και ΙΙI σε εποχική κλίμακα (άνοιξη-καλοκαίρι-φθινόπωρο). Τα είδη είναι ταξινομημένα με αλφαβητική σειρά.table 4Γ.7. Percentage of dissimilarity between lagoon type I and III on a seasonal scale (springsummer-autumn). Species were classified in alphabetical order. Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Μέσος όρος Ανομοιότητας = 96,44 Τύπος I-III Μέσος όρος Ανομοιότητας = 95,9 Τύπος I-III Μέσος όρος Ανομοιότητας = 96,9 Τύπος I-III Τύπος I Τύπος III Τύπος I Τύπος III Τύπος I Τύπος III Είδη Μέσος όρος Μέσος όρος Συμβολή% Συσσώρευση% Μέσος όρος Μέσος όρος Συμβολή% Συσσώρευση% Μέσος όρος Μέσος όρος Συμβολή% Συσσώρευση% Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Chaetomorpha sp 0 2,4 1,9 90, Chaetomorpha linum ,2 0,8 4,2 83, Chondria capillaris 0 3,6 3 83,6 0 5,1 3,1 90,4 0 8,4 5,1 83,9 Cladophora glomerata 2,6 0 2,3 88,8 5,1 0 3,5 87,2 5,9 0 3,9 92,2 Cladophora prolifera 0 3,3 2,8 86, Cymodocea nodosa 0 24,2 19,3 19,3 0 35,5 21,7 44,9 0 37,6 23,1 48,4 Gracilariopsis longissima 0 18,9 15,6 52,8 0 8,9 6 79,5 1 10,4 8,5 78,8 Lamprothamnium papulosum 4,1 0 3,8 80, ,0 56,9 19,6 0 13,3 61,6 Ruppia cirrhosa 22,5 0,4 17,8 37,1 31,7 0,5 23,3 23,3 29,7 0,3 25,3 25,3 Ulva lactuca 3 9,6 10,1 76,9 9,2 5,2 8,4 65,3 5,7 10,3 8,7 70,3 Zostera noltii 16, , ,2 73,5 6,4 0 4,3 88,2 185

210 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Πίνακας 4Γ.8. Ποσοστό ανομοιότητας μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών Ι και ΙΙI σε ετήσια κλίμακα ( ). Τα είδη είναι ταξινομημένα με αλφαβητική σειρά. Table 4Γ.8. Percentage of dissimilarity between lagoon type I and III on an annual scale ( ). Species were classified in alphabetical order. Είδη Μέσος όρος Ανομοιότητας = 95,9 Τύπος I-III Μέσος όρος Ανομοιότητας = 95,2 Τύπος I-III Μέσος όρος Ανομοιότητας = 97,6 Τύπος I-III Τύπος I Τύπος III Τύπος I Τύπος III Τύπος I Τύπος III Μέσος όρος Μέσος όρος Συμβολή% Συσσώρευση% Μέσος όρος Μέσος όρος Συμβολή% Συσσώρευση% Μέσος όρος Μέσος όρος Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Ceramium diaphanum ,4 2,4 89, Chaetomorpha linum 6,6 1,5 4,3 84, Chondria capillaris 0 6 3,4 88,3 0 5,6 3,8 84,6 0 6,1 4,4 85,9 Cladophora glomerata ,5 73, Cladophora sp ,2 2,5 87, Cladophora prolifera ,1 3,1 89,1 Cymodocea nodosa 0 44,4 25,7 25, ,3 43,2 0 34,9 25,4 60,6 Gracilariopsis longissima 0 4,5 2,7 91,0 0,8 16,1 12,3 71,3 0 12,4 10,5 71,1 Lamprothamnium papulosum 25,9 0 18,1 66,5 18,9 0 15,7 58,9 4, Ruppia cirrhosa ,3 1,2 25,0 25,0 40,8 0 35,2 35,2 Ulva lactuca 3,8 12,1 6,7 80,6 6 9,6 9,6 80,8 8,4 5,3 10,5 81,5 Ulva rigida ,4 92, Zostera noltii 27,8 0 22,7 48,4 6,2 0 4,2 65,4 2,8 0 2,1 91,1 Συμβολή% Συσσώρευση% 186

211 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ 4Γ.4.3. Τύπος λιμνοθάλασσας IΙ Τύπος λιμνοθάλασσας ΙΙΙ Ο υψηλότερος μέσος όρος ανομοιότητας του τύπου λιμνοθάλασσας ΙΙ από τον ΙΙΙ παρατηρήθηκε κατά τη διάρκεια της άνοιξης (87,6%) (Πίνακας 4Γ.11), ενώ οι σημαντικότερες διαφορές σε επίπεδο έτους σημειώθηκαν το 2005 (83,8%) (Πίνακας 4Γ.12). Ο Τύπος λιμνοθάλασσας ΙΙ χαρακτηρίζεται από την παρουσία του αγγειοσπέρμου R. cirrhosa με μέσο όρο αφθονίας που κυμαίνεται από 15,6% έως 23,9%, ενώ αντίθετα στον Τύπο ΙΙΙ το είδος εμφανίζεται μόνο στο βόρειο τμήμα της λιμνοθάλασσας με χαμηλό μέσο όρο αφθονίας (0,5%). Στον Τύπο ΙΙΙ δεν αναφέρεται η παρουσία του χαροφύτου L. papulosum καθώς και των ειδών Acanthophora nayadiformis, Cladophora glomerata και Gracilaria bursa-pastoris. Αντίθετα, το ροδοφύκος Gracilariopsis longissima που εμφανίζεται στον Τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙΙ παρουσιάζει υψηλό μέσο όρο αφθονίας την άνοιξη (18,9%), ενώ αντίστοιχα στον Τύπο ΙΙ ο μέσος όρος αφθονίας του είδους είναι μικρότερος από 3%. Επιπλέον, στο νότιο τμήμα της λιμνοθάλασσας του Αράξου (Τύπος ΙΙΙ) εμφανίζεται το χλωροφύκος Ulva lactuca που παρουσιάζει τον υψηλότερο μέσο όρο αφθονίας (10,2%) το φθινόπωρο. 187

212 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Πίνακας 4Γ.9. Ποσοστό ανομοιότητας μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών ΙI και ΙΙI σε εποχική κλίμακα (άνοιξη-καλοκαίρι-φθινόπωρο). Τα είδη είναι ταξινομημένα με αλφαβητική σειρά. Table 4Γ.9. Percentage of dissimilarity between lagoon type II and III on a seasonal scale (spring-summer-autumn). Species were classified in alphabetical order. Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Μέσος όρος Ανομοιότητας = 87,6 Τύπος II-III Μέσος όρος Ανομοιότητας = 80,1 Τύπος II-III Μέσος όρος Ανομοιότητας = 83,2 Τύπος II-III Τύπος II Τύπος III Τύπος II Τύπος III Τύπος II Τύπος III Είδη Μέσος όρος Μέσος όρος Συμβολή% Συσσώρευση% Μέσος όρος Μέσος όρος Συμβολή% Συσσώρευση% Μέσος όρος Μέσος όρος Συμβολή% Συσσώρευση% Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Acanthophora nayadiformis 2,4 0 1,8 88,3 4,7 0 3,8 73,1 3,1 0 2,8 81,9 Acetabularia acetabulum 8,4 0,9 6,6 71,0 8,0 1,3 6,8 60,3 6,9 0 5,7 61,3 Ceramium diaphanum ,5 4 2,8 82,5 1,3 2,4 1,8 89,1 Chaetomorpha sp 0 2,4 1,8 90, Chaetomorpha linum 2,8 1,5 2,3 82 3,3 0,8 2,5 87,5 5,0 1,5 4,1 76,0 Chondria capillaris 1,4 3,6 2,9 76,9 2,9 5,1 3,8 69,3 1,8 8,4 5,4 66,7 Cladophora glomerata ,6 0 2,9 79,7 3,6 0 2,8 84,7 Cladophora prolifera 1,4 3,3 3,0 74,0 1 2,3 2,1 89,6 1,4 1,0 1,6 90,7 Cladophora sp 1,5 2,1 2,2 84,2 0,6 2,3 1,9 91, Cymodocea nodosa 13,2 24,2 17,9 17,9 20,9 35,5 24,5 24,5 17,9 37,6 25,1 25,1 Gracilaria bursa-pastoris 3,1 0 2,2 86,5 3,3 0 2,5 85,0 4,1 0 3,1 79,1 Gracilariopsis longissima 0,5 18,9 14,2 49,2 2,7 8,9 7,9 53,5 1,7 10,4 8,7 55,6 Lamprothamnium papulosum 9,3 0 7,2 64,5 10,4 0 8,6 45,5 12,2 0 9,5 46,9 Ruppia cirrhosa 23,9 0,4 17,1 35,0 15,8 0,5 12,4 36,9 15,6 0,3 12,3 37,4 Ulva lactuca 0,4 9,6 8,0 57,3 0,7 5,2 5,1 65,5 0,4 10,2 5,1 71,8 Ulva rigida 2,9 1,9 2,8 79,7 3,7 2,3 3,7 76,8 2,3 2,4 2,6 87,3 188

213 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Πίνακας 4Γ.10. Ποσοστό ανομοιότητας μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών ΙI και ΙΙI σε ετήσια κλίμακα ( ). Τα είδη είναι ταξινομημένα με αλφαβητική σειρά. Table 4Γ.10. Percentage of dissimilarity between lagoon type II and III on an annual scale ( ). Species were classified in alphabetical order. Species Μέσος όρος Ανομοιότητας = 83,8 Τύπος II-III Μέσος όρος Ανομοιότητας = 81,6 Τύπος II-III Μέσος όρος Ανομοιότητας = 83,0 Τύπος II-III Τύπος II Τύπος III Τύπος II Τύπος III Τύπος II Τύπος III Μέσος όρος Μέσος όρος Συμβολή% Συσσώρευση% Μέσος όρος Μέσος όρος Συμβολή% Συσσώρευση% Μέσος όρος Μέσος όρος Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Αφθονίας Acanthophora nayadiformis ,4 86,1 6,1 0 5,0 69,3 Acetabularia acetetabulum 14,3 0 11,4 52,7 4,2 0,2 3,9 71,3 7,1 0,5 5,6 64,3 Ceramium diaphanum ,7 3,4 2,6 83,7 0,9 2,3 1,7 91,6 Chaetomorpha linum 5,6 1,5 3,9 82,0 2,9 1,6 2,7 81,1 3,4 0,9 2,5 88,1 Chondria capillaris 0,9 6 3,5 85,6 2,1 5,6 4,1 67,4 2,8 6,1 4,5 78,4 Cladophora glomerata 6,5 0 5,0 64,1 2,1 0 1,6 91, Cladophora sp ,8 3,2 3,6 74, Cladophora prolifera ,9 4,1 3,8 82,2 Cymodocea nodosa 15,9 44,4 25,9 25,9 17, ,0 21,0 18,6 34,9 23,4 23,4 Gracilaria bursa-pastoris 6,4 0 4,8 73, ,4 0 3,3 85,5 Cystoseira barbata ,3 0 1,8 87, Gracilariopsis longissima 0 4,5 2,8 91,7 4,1 16,1 13,7 49,7 0,3 12,4 9,3 52,1 Lamprothamnium papulosum 20,2 0 15,4 41,3 6,8 0 6,1 63,3 8,4 0 6,6 58,7 Ruppia cirrhosa 6,4 1,3 4,9 69,0 18,9 1,2 15,0 36,0 25,4 0 19,4 42,8 Ulva laetevirens ,5 2,2 1,7 89, Ulva lactuca 0,7 12,1 6,4 59,1 0,4 9,7 7,4 57,1 0,4 5,3 4,6 73,9 Ulva rigida 5,9 2 4,4 78,1 2,4 3 3,5 78,4 1,6 1,5 1,8 89,9 Zostera noltii 4,5 0 3,4 88, Συμβολή% Συσσώρευση% 189

214 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Εικόνα 4Γ.5. Εφαρμογή της πολυδιάστατης ανάλυσης ταξινόμησης που βασίζεται στην εποχική μεταβολή της αφθονίας των αγγειοσπέρμων Zostera noltii, Cymodocea nodosa και Ruppia cirrhosa στους τρεις διαφορετικούς τύπους λιμνοθαλασσών της Δ. Ελλάδας (εξαιρέθηκε ο Τύπος IV). Figure 4Γ.5. MDS analysis based on the seasonal variation of abundances of the angiosperms Zostera noltii, Cymodocea nodosa and Ruppia cirrhosa into the three different lagoon types of Western Greece (excluded Type IV). 190

215 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ 4Γ.5. Δείκτες ποικιλότητας (Univariate variables) Η εποχική διακύμανση των δεικτών ποικιλότητας υπολογίστηκε για κάθε λιμνοθάλασσα αλλά και για κάθε τύπο λιμνοθάλασσας ξεχωριστά και τα αποτελέσματά της παρουσιάζονται στις Εικόνες 4Γ.6α έως 4Γ.6δ. Ο μεγαλύτερος αριθμός ειδών (S) παρουσιάζεται στον Τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙ και κυρίως στις λιμνοθάλασσες Τσουκαλιό (καλοκαίρι 2005) και Κλείσοβα (άνοιξη 2007). Επιπλέον, οι λιμνοθάλασσες αυτές εμφάνισαν και τον υψηλότερο δείκτη ποικιλότητας Shannon (Η), ο οποίος κυμαίνονταν από 2,3 (άνοιξη 2007) έως 2,1 (άνοιξη 2005) σε κάθε λιμνοθάλασσα αντίστοιχα. Στις λιμνοθάλασσες της Κλείσοβας (Τύπος ΙΙ) και του Άραξου (Τύπος ΙΙΙ) οι τιμές που εκφράζουν τον δείκτη ποικιλότητας Margalef ήταν υψηλότερες και κυμαίνονταν από 3,5 (άνοιξη 2007) έως 2,8 (καλοκαίρι 2005) αντίστοιχα. Από τα αποτελέσματα παρατηρούμε ότι οι τιμές των δεικτών ποικιλότητας που υπολογίστηκαν στους Τύπους λιμνοθαλασσών ΙΙ και ΙΙΙ είναι υψηλότερες σε σχέση με αυτές των απομονωμένων λιμνοθαλασσών (Τύπος Ι, Εικόνα 4Γ.7). Επιπλέον, παρατηρείται μια τάση αύξησης των τιμών των δεικτών καθώς η αλατότητα αυξάνεται. Η πολυπαραγοντική ανάλυση των δεικτών ποικιλότητας στους τρεις τύπους λιμνοθαλασσών έδειξε ότι η εποχικότητα και η θέση του σταθμού δειγματοληψίας μπορεί να επηρεάσει τις τιμές των δεικτών, ενώ καμία στατιστικά σημαντική διαφορά δεν προέκυψε από την εξέταση της αλληλεπίδρασης των παραγόντων εποχή, έτος και σταθμός δειγματοληψίας στους τύπους λιμνοθαλασσών (Πίνακας 4Γ.11). Σύμφωνα με τα αποτελέσματα, ο αριθμός των ειδών (S), ο δείκτης ποικιλότητας Margalef (d) και ο δείκτης ποικιλότητας Shannon (H) παρουσίασαν στατιστικά σημαντικές διαφορές μεταξύ των εποχών και των σταθμών, αλλά σε χρονική κλίμακα δεν παρατηρήθηκαν σημαντικές μεταβολές με μόνη εξαίρεση να αποτελεί ο δείκτης ποικιλότητας Shannon στον Τύπο Ι. Επιπλέον, ο δείκτης ομοιοκατανομής (Pielou Evenness) παρουσιάζει στατιστικά σημαντικές διαφορές μεταξύ των εποχών σε όλους τους τύπους λιμνοθαλασσών. 191

216 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ (α) (β) (γ) (δ) Εικόνες 4Γ.6α,δ. Εποχική διακύμανση των δεικτών ποικιλότητας: α) αριθμός ειδών (S), b) Δείκτης ποικιλότητας Margalef, γ) Δείκτης Ομοιοκατανομής (Evenness), δ) Δέικτης ποικιλότητας Shannon (H) που υπολογίστηκαν από την άνοιξη του 2005 έως το φθινόπωρο του 2007 για κάθε λιμνοθάλασσα της Δυτικής Ελλάδας. Figures 4Γ.6 a,d. The seasonal pattern of Univariate variables of: a) Number of species (S), b) Margalef Species Richness (d), c) Pielou Evenness (J), d) Shannon Diversity Index (H) calculated from spring 2005 to autumn 2007 in each lagoon of Western Greece. 192

217 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Εικόνα 4Γ.7. Μέσες τιμές των αποτελεσμάτων των δεικτών ποικιλότητας: α) αριθμός ειδών (S), b) Δείκτης ποικιλότητας Margalef, γ) Δείκτης Ομοιοκατανομής (Evenness), δ) Δέικτης ποικιλότητας Shannon (H) που υπολογίστηκαν για κάθε τύπο λιμνοθάλασσας της Δυτικής Ελλάδας. Figure 4Γ.7. Results of mean values of the Univariate variables of: a) Number of species (S), b) Margalef Species Richness (d), c) Pielou Evenness (J), d) Shannon Diversity Index (H) calculated in three different lagoon types of Western Greece. 193

218 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Πίνακας 4Γ.11. Αποτελέσματα της πολυπαραγοντικής ανάλυσης στους τρεις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας όπου παρουσιάζονται οι επιδράσεις των παραγόντων εποχή, έτος, σταθμός δειγματοληψίας στους δείκτες ποικιλότητας: i) αριθμός ειδών (S), ii) Δείκτης ποικιλότητας Margalef, iii) Δείκτης Ομαλότητας (Evenness), iv) Δέικτης ποικιλότητας Shannon (H). Table 4Γ.11. Results of mixed analysis of variance in three different coastal lagoon types of Western Greece showing the effects of the factors Season, Year, Station and their interactions (Season*Year*Station) on the univariate variables: (i) Number of species (S), ii) Margalef Species Richness (d), iii) Pielou Evenness (J), iv) Shannon Diversity Index (H). Τύπος I Τύπος II Τύπος III Αλληλεπίδραση Εποχή Έτος Σταθμός Εποχή Έτος Σταθμός Εποχή Έτος Σταθμός εποχή*έτος*σταθμός F Sig. F Sig. F Sig. F Sig. F Sig. F Sig. F Sig. F Sig. F Sig. F Sig Αριθμός ειδών (Number of species S) Δείκτης ποικιλότητας Margalef (Margalef Species Richness d) Δείκτης Ομαλότητας Pielou (Pielou Evenness J) Δείκτης ποικιλότητας Shannon (Shannon Index H) 522,01 0,000 2,75 0,092 6,14 0,000 0,35 0,711 1,06 0,370 5,89 0,000 1,12 0,348 0,81 0,463 5,79 0,000 0,96 0, ,03 0,000 2,50 0,112 4,91 0,001 0,06 0,946 0,58 0,568 4,72 0,001 0,48 0,628 0,44 0,650 4,66 0,001 0,81 0, ,73 0,000 1,38 0,278 1,10 0,429 6,95 0,006 0,12 0,892 1,05 0,465 7,99 0,004 0,28 0,759 1,06 0,458 0,69 0, ,16 0,000 4,75 0,023 5,79 0,000 3,01 0,076 0,53 0,598 5,59 0,000 3,82 0,043 0,58 0,568 5,52 0,000 0,89 0,

219 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ 4Γ.6. Συσχέτιση περιβαλλοντικών παραμέτρων με τις συναθροίσεις μακροφύτων 4Γ.6.1.Ανάλυση Πλεονασμού (Redundancy Analysis-RDA) Η Ανάλυση Πλεονασμού πραγματοποιήθηκε μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας, των αβιοτικών παραμέτρων και των μακροφυτικών ειδών που απαντώνται στις λιμνοθάλασσες αυτές. Από τα αποτελέσματα προκύπτει ότι το αθροιστικό ποσοστό διακύμανσης της σχέσης μεταξύ των ειδών και των αβιοτικών παραμέτρων που εξηγείται από τους άξονες 1 και 2 αγγίζει το 92% (Πίνακας 4Γ.13). O άξονας 1 εξηγεί το 54,89% της διακύμανσης και ο άξονας 2 το 29,93%, ενώ ως πιο σημαντικές παράμετροι φαίνεται να είναι το βάθος, η αλατότητα, το διαλυμένο οξυγόνο, το ph, η Chl-α και η συγκέντρωση του ολικού ανόργανου αζώτου (έλεγχος Monte Carlo, p<0,1). Η γραφική απεικόνιση των συσχετίσεων των μακροφυτικών ειδών και των αβιοτικών παραμέτρων υποδεικνύει την ύπαρξη συσχετίσεων των αβιοτικών παραμέτρων με τα υδρόβια μακρόφυτα (Εικόνα 4Γ.8). Πιο αναλυτικά, ο πρώτος άξονας αντιπροσωπεύει τις παραμέτρους του βάθους και της αλατότητας, ενώ αντίστοιχα ο δεύτερος άξονας χαρακτηρίζει τη διακύμανση των παραμέτρων της Chla, του ολικού ανόργανου αζώτου και του διαλυμένου οξυγόνου (Πίνακας 4Γ.13). Η ανάλυση πλεονασμού διαχώρισε τα είδη των μακροφύτων ανάλογα με τον τύπο λιμνοθάλασσας καθώς και τις περιβαλλοντικές παραμέτρους οι οποίες παίζουν σημαντικό ρόλο στην κατανομή τους. Όπως φαίνεται από το γράφημα της ανάλυσης πλεονασμού, οι δειγματοληπτικές επιφάνειες του τύπου λιμνοθάλασσας IV (Καϊάφας) τοποθετούνται στο δεξιό τμήμα του γραφήματος όπου κυριαρχούν τα είδη Chara hispida f. corfuensis και Potamogeton pectinatus (συνάθροιση υδρόβιων μακροφύτων V) (Εικόνα 4Γ.9). Η συνάθροιση των υδρόβιων μακροφύτων V διαφέρει στατιστικά σημαντικά από τις υπόλοιπες συναθροίσεις που απαντούν στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας, η οποία εμφανίζεται σε περιοχές με μεγάλο βάθος, υψηλή διαφάνεια και χαμηλές τιμές αλατότητας (Πίνακα 4Γ.15). 195

220 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Πίνακας 4Γ.12. Αποτελέσματα της ανάλυσης πλεονασμού χωρίς συμμεταβλητές μεταξύ των αβιοτικών παραμέτρων και των μακροφυτικών συναθροίσεων. Table 4Γ.12. RDA results between abiotic parameters and macrophytic assemblages. Άξονες Ι ΙΙ ΙΙΙ IV Συνολική διακύμανση Ιδιοτιμές 0,176 0,095 0,012 0,007 Συσχετισμός taxa με αβιοτικές παραμέτρους 0,903 0,683 0,438 0,331 Αθροιστικό ποσοστό διακύμανσης των taxa 17,6 27,2 28,4 29,1 Αθροιστικό ποσοστό διακύμανσης της σχέσης taxa-αβιοτικών παραμέτρων 59,7 92,0 96,1 98,6 Άθροισμα όλων των φυσικών ιδιοτιμών 1,000 Άθροισμα των ιδιοτιμών που είναι γραμμικοί συνδυασμοί των αβιοτικών παραμέτρων 0,295 1,000 Πίνακας 4Γ.13. Ενδο-συσχετισμός των αβιοτικών παραμέτρων με τους κύριους άξονες ταξιθέτησης της Ανάλυσης Πλεονασμού. Table 4Γ.13. Intra-relationships of Correlation coefficients between the abiotic parameters and the principal component axes of Redundant Direct Analysis. Μεταβλητές Marginal Conditional effects effects FR explained Lamda 1 Lamda A P F AX1 AX2 Ιδιοτιμές 0,5489 0,2993 Βάθος (m) 0,17 0,17 0,002 47,09 39,227-32,578 Αλατότητα ( ) 0,14 0,08 0,002 23,45 14,963 0,7618 Διαλυμένο Οξυγόνο (mg/l) 0,13 0,02 0,002 6,31-40,943-17,271 ph 0,05 0,01 0,002 3,34 0, ,783 Chl-a (μg/l) 0,03 0,01 0,002 2,90-53,383-74,139 DIN (μg/l) 0,02 0,01 0,002 3,15 0, ,431 Διαφάνεια (m) 0,01 0,01 0,016 2,33 0, ,379 Αλκαλικότητα (mg/l) 0,01 0,00 0,050 1,66-0, ,938 Αντίθετα, οι σταθμοί δειγματοληψίας του Τύπου λιμνοθάλασσας ΙΙΙ που βρίσκονται στο κάτω αριστερό τμήμα του γραφήματος, υποδεικνύουν τη σχέση της λιμνοθάλασσας με τις υψηλές τιμές αλατότητας καθώς και με τις σχετικά υψηλές συγκεντρώσεις Chl-a και διαλυμένου οξυγόνου. Στο τμήμα αυτό του γραφήματος εμφανίζονται και σταθμοί δειγματοληψίας του Τύπου λιμνοθάλασσας ΙΙ. Κύριο 196

221 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ χαρακτηριστικό αυτών των δειγματοληπτικών επιφανειών που ανήκουν και στους δύο τύπους λιμνοθαλασσών είναι η παρουσία της μακροφυτικής συναθροίσης ΙΙΙ, η παρουσία της οποίας επηρεάζεται από την αλατότητα (Πίνακας 4Γ.15.) Χαρακτηριστικό είδος των ομάδων αυτών αποτελεί το αγγειόσπερμο Cymodocea nodosa με τα επίφυτα Chondria capillaris και Ceramium siliquosum (Εικόνα 4Γ.9). Εικόνα 4Γ.8. Γράφημα Ανάλυσης Πλεονασμού μεταξύ των αβιοτικών παραμέτρων και των μακροφυτικών ειδών που κυριαρχούν στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Figure 4Γ.8. Graph plot of RDA between abiotic parameters and submerged macrophytes in four different lagoon types of Western Greece during the sampling campaign Επιπλέον, τμήμα των δειγματοληπτικών επιφανειών του Τύπου ΙΙ εμφανίζεται και στο αριστερό τμήμα του γραφήματος όπου κυριαρχεί η συνάθροιση των μακροφυτικών ειδών II. Κύριο χαρακτηριστικό της ομάδας αυτής είναι η παρουσία 197

222 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ του αγγειοσπέρμου R.cirrhosa και του χλωροφύκους A. acetabulum. Σε ορισμένες δειγματοληπτικές επιφάνειες του Τύπου λιμνοθάλασσας ΙΙ (Τσουκαλιό, Πίνακας 4Γ.1) εμφανίζονται τα είδη L. papulosum και G. bursa-pastoris (συνάθροιση μακροφύτων Ι) (Εικόνα 4Γ.9). Τέλος, στο δεξιό άνω τμήμα του γραφήματος τοποθετούνται οι δειγματοληπτικές επιφάνειες του Τύπου λιμνοθάλασσας Ι (Ροδιά). Η συνάθροιση μακροφύτων Ι χαρακτηρίζεται από τα είδη Z. noltii και L. papulosum (Εικόνα 4Γ.9) και συσχετίζονται θετικά με τις υψηλές συγκεντρώσεις ολικού ανόργανου αζώτου καθώς και με μεσο-ύαλες συνθήκες αλατότητας (Πίνακας 4Γ.15). Εικόνα 4Γ.9. Γράφημα Ανάλυσης Πλεονασμού μεταξύ των περιβαλλοντικών παραμέτρων και των συναθροίσεων των μακροφυτικών ειδών που κυριαρχούν στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Figure 4Γ.9. Graph plot of RDA between abiotic parameters and macrophytic assemblages in four different lagoon types of Western Greece during the sampling campaign 198

223 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Στον Πίνακα 4Γ.14 παρουσιάζονται οι συσχετίσεις των μακροφυτικών ειδών με τους δύο πρώτους άξονες της Ανάλυσης Πλεονασμού που καταγράφηκαν στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Πίνακας 4Γ.14. Ενδο-συσχετίσεις των μακροφυτικών ειδών με τους άξονες ταξιθέτησης της ανάλυσης πλεονασμού (RDA) με συμμεταβλητές τις περιβαλλοντικές παραμέτρους. Table 4Γ.14. Intra-relationships of macrophytic species with the principal component axes of redundant analysis with environmental parameters. AX1 AX2 VAR(y) % EXPL Ιδιοτιμές 0,1840 0,1003 Acetabularia acetabulum -0,2428 0,1802 1,60 22,51 Acanthophora nayadiformis -0,2528-0,2013 0,88 23,02 Alsidium corrallinum -0,4931-0,4315 0,15 5,70 Ceramium diaphanum -0,1761-0,1397 1,06 26,50 Ceramium siliquosum -0,2935-0,2587 0,56 12,15 Chaetomorpha sp -0,4234-0,2731 0,56 7,34 Chaetomorpha linum -0,2501 0,1065 1,44 21,51 Chondria capillaris -0,1373-0,1246 1,41 34,39 Cladophora glomerata -0,0694 0,2164 1,22 27,22 Cladophora prolifera -0,1737-0,2146 0,79 20,11 Cladophora sp -0,5589-0,1167 0,82 7,26 Cymodocea nodosa -0,1133-0,0900 3,01 46,32 Cystoseira barbata -0,6864-0,3221 0,43 8,17 Gracilaria gracilis -0,3852-0,2492 0,45 15,42 Laurencia obtusa -0,3926-0,2817 0,44 9,65 Ruppia cirrhosa -0,1726 0,2147 2,62 23,50 Ulva intestinalis -0,5082-0,3200 0,35 7,65 Ulva laetevirens -0,2913-0,3519 0,39 10,16 Ulva rigida -0,4215 0,1259 1,24 12,04 Zostera noltii 0,0001 0,3079 0,78 18,59 Gracilaria bursa-pastoris -0,1528 0,2766 1,07 19,04 Gracilariopsis longissima -0,3277-0,2237 1,38 19,93 Lamprothamnium papulosum -0,0385 0,1758 2,03 36,52 Valonia aegagropila -0,8379-0,3416 0,18 5,61 Chara hispida f. corfuensis 0,1172-0,0233 1,30 57,16 Potamogeton pectinatus 0,0507-0,0100 2,34 87,31 199

224 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Η τελευταία στήλη του Πίνακα δίνει το ποσοστό % όπου το κάθε είδος συμβάλλει στην επεξήγηση της διακύμανσης, γεγονός που επιβεβαιώνει και τα αποτελέσματα της διάκρισης των υδρόβιων μακροφύτων σε ομάδες. Έτσι σημαντικό ρόλο στην ομαδοποίηση των υδρόβιων μακροφύτων σε συναθροίσεις παίζουν τα είδη Potamogeton pectinatus (87,31%), Chara hispida f. corfuensis (57,16%), Cymodocea nodosa (46,32%), Ruppia cirrhosa (23,5%), Chondria capillaris (34,39%), Acanthophora nayadiformis (23,02%), Lamprothamnium papulosum (36,52%) και Zostera noltii (18,59%). Πίνακας 4Γ.15. Μέσες τιμές και τυπική διακύμανση των περιβαλλοντικών παραμέτρων που παρατηρήθηκαν στις διαφορετικές ομάδες μακροφύτων και τα αποτελέσματα της ανάλυσης διασποράς και του ελέγχου σημαντικότητας σύμφωνα με το LSD test. Table 4Γ.15. Mean values and standard deviation of environmental parameters observed into the different macrophytic groups, as well as the results of One Way ANOVA and LSD test. Συνάθροιση I Βάθος (m) 0,98±0,26 a Διαφάνεια (m) 0,94±0,29 ad Θερμοκρασία 24,2±3,4 ( C) abcde ph 8,18±0,24 ae Διαλυμένο 5,66±2,25 Οξυγόνο (mg/l) a Αλατότητα 18,7±11,2 ( ) a PO 4 -P (μg/l) 5,41±5,98 abcde Total P (μg/l) 141,7±134,1 abcde NO 2 -N (μg/l) 24,32±23,9 abde NO 3 -N (μg/l) 369,02±494,6 a NH 4 -N (μg/l) 141,4±100,4 abde DIN (μg/l) 534,8±488,1 a CO 3 (mg/l) 18,68±7,82 abe HCO 3 (mg/l) 101,7±48,5 abde Αλκαλικότητα 120,34±47,1 (mg/l) abcde Chl-a (μg/l) 1,05±0,93 abd Συνάθροιση ΙI 0,68±0,26 bcd 0,63±0,26 bcd 23,6±3,66 abcd 8,44±0,28 bc 7,42±2,14 bcd 31,3±12,2 b 7,23±6,53 abcde 119,3±123,3 abcde 18,96±40,2 abde 202,0±286,2 bd 93,7±134,9 abde 314,67±333,6 bde 21,32±9,53 abcde 86,8±40,5 abcde 108,1±39,17 abcde 1,61±1,34 abd Συνάθροιση ΙII 0,61±0,16 bcd 0,55±0,12 bcd 24,13±3,62 abcd 8,38±0,25 c 7,82±2,38 bcde 41,37±6,42 cd 9,7±8,71 abcde 115,1±91,4 abcde 3,62±6,64 cd 81,4±121,4 cde 31,9±51,9 cd 117,1±138,4 cd 23,95±7,91 bcd 81,12±33,32 bcde 105,1±34,0 abcde 2,35±2,52 cde Συνάθροιση ΙV 0,58±0,1 bcd 0,58±0,1 abcd 23,78±2,16 abcde 8,72±0,11 d 8,3±1,1 bcde 41,74±3,65 cd 5,24±2,85 abcde 69,35±51,03 abcde 2,99±2,97 abcde 76,97±76,6 bcde 25,75±12,2 abcde 105,7±84,8 bcde 29,06±4,87 bcd 73,2±18,8 abcde 102,26±18,09 abcde 0,5±0,1 abcd Συνάθροιση V 2,85±0,41 e 1,97±0,66 e 25,64±3,63 ade 8,14±0,45 ae 8,47±1,92 cde 9,36±2,1 e 11,8±40,9 abcde 92,9±85,8 abcde 28,2±47,3 abde 103,1±116,3 cde 154,3±322,6 abcde 285,6±380,5 bcde 18,26±9,13 abe 93,43±36,0 abcde 111,7±34,4 abcde 2,49±1,92 ce F Sig. 620,3, ,1,000 2,12,078 10,7,000 7,53,000 96,6,000,708,587 1,127,344 4,782,001 7,462,000 4,559,001 9,57,000 4,68,001 1,86,118 0,921,452 3,69,

225 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ 4Γ.6.1α. Ανάλυση Πλεονασμού (Redundancy Analysis-RDA) στους τύπους λιμνοθαλασσών Ι,ΙΙ,ΙΙΙ. Στη συνέχεια πραγματοποιήθηκε ξεχωριστή ανάλυση πλεονασμού για τους τρεις τύπους λιμνοθαλασσών (Ι, ΙΙ, ΙΙΙ), εξαιρώντας από την ανάλυση τον τύπο IV, ο οποίος παρουσιάζει σημαντικές διαφορές από τους υπόλοιπους. Η ανάλυση αύτη πραγματοποιήθηκε προκειμένου να δούμε με μεγαλύτερη λεπτομέρεια τις παραπάνω σχέσεις στους τρεις τύπους λιμνοθαλασσών χωρίς να επηρεάζεται το αποτέλεσμα από ακραίες τιμές. Πίνακας 4Γ.16. Αποτελέσματα της ανάλυσης πλεονασμού χωρίς συμμεταβλητές μεταξύ των αβιοτικών παραμέτρων και των υδρόβιων μακροφύτων στους τρεις τύπους λιμνοθαλασσών. Table 4Γ.16. RDA results between abiotic parameters and aquatic macrophytes in three lagoon types. Άξονες Ι ΙΙ ΙΙΙ IV Συνολική διακύμανση Ιδιοτιμές 0,147 0,031 0,022 0,008 Συσχετισμός taxa με αβιοτικές παραμέτρους 0,742 0,574 0,505 0,313 Αθροιστικό ποσοστό διακύμανσης των taxa 14,7 17,8 20,0 20,8 Αθροιστικό ποσοστό διακύμανσης της σχέσης taxa-αβιοτικών παραμέτρων 66,9 81,0 91,1 94,9 Άθροισμα όλων των φυσικών ιδιοτιμών 1,000 Άθροισμα των ιδιοτιμών που είναι γραμμικοί συνδυασμοί των αβιοτικών παραμέτρων 0,219 1,000 Από τα αποτελέσματα της Ανάλυσης Πλεονασμού (RDA) μεταξύ των αβιοτικών παραμέτρων και των μακροφυτικών ειδών στους τρεις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας προκύπτει ότι το αθροιστικό ποσοστό διακύμανσης της σχέσης μεταξύ των ειδών και των αβιοτικών παραμέτρων που εξηγείται από τους άξονες 1 και 2 αγγίζει το 81% (Πίνακας 4Γ.16). O άξονας 1 εξηγεί το 66,9% της διακύμανσης και ο άξονας 2 το 14,08%, ενώ ως πιο σημαντικοί παράμετροι φαίνεται η αλατότητα, το διαλυμένο οξυγόνο, η Chl-α, η διαφάνεια, το ph, η συγκέντρωση των φωσφορικών ιόντων, του ολικού ανόργανου αζώτου και της αλκαλικότητας (έλεγχος Monte Carlo, p<0,1). 201

226 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Πίνακας 4Γ.17. Ενδο-συσχετισμός των περιβαλλοντικών παραμέτρων με τους κύριους άξονες ταξιθέτησης της Ανάλυσης Πλεονασμού στους τρεις τύπους λιμνοθαλασσών. Table 4Γ.17. Intra-relationships of Correlation coefficients between the environmental variables and the principal component axes of Redundant Direct Analysis in three lagoon types. Μεταβλητές Marginal Conditional effects effects FR explained Lamda 1 Lamda A P F AX1 AX2 Ιδιοτιμές 0,6690 0,1408 Αλατότητα ( ) 0,11 0,11 0,002 23,37 71,292-13,955 DO (mg/l) 0,03 0,03 0,002 6,35 38,849 44,573 Chl-a (μg/l) 0,03 0,02 0,002 4,56 25,482 27,694 Διαφάνεια (m) 0,04 0,02 0,002 3,72 0, ,536 ph 0,02 0,01 0,004 3,11-0, ,464 PO 4 -P (μg/l) 0,03 0,01 0,010 2,31 0, ,431 DIN (μg/l) 0,01 0,01 0,024 2,33 0, ,379 Αλκαλικότητα (μg/l) 0,01 0,00 0,046 1,66-0, ,938 Σε σύγκριση με την προηγούμενη Ανάλυση Πλεονασμού (Εικόνες 4Γ.8 και 4Γ.9), το βάθος δεν φαίνεται να παίζει σημαντικό ρόλο στην κατανομή των μακροφυτικών ειδών, ενώ η αλατότητα είναι αυτή που καθορίζει την κατανομή τους και συσχετίζεται σημαντικά με τον άξονα 1 της ανάλυσης (Πίνακας 4Γ.17). Στην Εικόνα 4Γ.10 γίνεται σαφής διαχωρισμός των τριών τύπων λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας με τις δειγματοληπτικές επιφάνειες του Τύπου Ι και τα είδη Z. noltii, L. papulosum και R. cirrhosa να βρίσκονται στο αριστερό άνω τμήμα του γραφήματος. Τα παραπάνω είδη εμφανίζουν ένα σχετικά μεγάλο εύρος κατανομής από ύδατα με μεσαίες τιμές αλατότητας, υψηλή διαφάνεια και υψηλές συγκεντρώσεις ολικού ανόργανου αζώτου, ενώ εντοπίζονται και σε περιοχές του Τύπου ΙΙ που χαρακτηρίζονται από υψηλότερες τιμές αλατότητας και χαμηλότερες συγκεντρώσεις θρεπτικών. Τέλος, στο άνω δεξιό τμήμα του γραφήματος τοποθετούνται οι δειγματοληπτικές επιφάνειες του Τύπου λιμνοθάλασσας ΙΙΙ, υποδεικνύοντας τη σχέση των ειδών C. nodosa, C. siliquosum και C. capillaris με τις υψηλές τιμές αλατότητας, διαλυμένου οξυγόνου, Chl-a και φωσφορικών ιόντων. Το αγγειόσπερμο είδος C. nodosa εμφανίζεται στους Τύπους λιμνοθαλασσών ΙΙ και ΙΙΙ, υποδεικνύοντας έτσι την προτίμησή του σε λιμνοθάλασσες με υψηλές τιμές αλατότητας, χαμηλότερες 202

227 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ συγκεντρώσεις θρεπτικών αλάτων και καλύτερο βαθμό επικοινωνίας με τη θάλασσα. Το ίδιο ισχύει και για τα είδη A. nayadiformis και C. barbata τα οποία εμφανίζονται στον Τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙ. Εικόνα 4Γ.10. Γράφημα Ανάλυσης Πλεονασμού μεταξύ των περιβαλλοντικών παραμέτρων και των συναθροίσεων των μακροφυτικών ειδών που κυριαρχούν στους τρεις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Figure 4Γ.10. Graph plot of RDA between abiotic parameters and macrophytic assemblages in three different lagoon types of Western Greece during the sampling campaign 203

228 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ 4Γ.7. ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ & ΣΥΖΗΤΗΣΗ Οι λιμνοθάλασσες λόγω της μικρής τους έκτασης, του περιορισμένου βάθους και του διαφορετικού βαθμού επικοινωνίας τους με τη θάλασσα, αποτελούν συνεχώς μεταβαλλόμενα οικοσυστήματα, με ευρείες διακυμάνσεις των αβιοτικών τους παραμέτρων (Kjerfve, 1994). Κατά τη διάρκεια της περιόδου παρακολούθησης στους διαφορετικούς τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας παρατηρήθηκαν σημαντικές μεταβολές τόσο σε εποχικό όσο και σε ετήσιο επίπεδο στις αβιοτικές παραμέτρους, οι οποίες επηρέασαν την παρουσία και την αφθονία των υδρόβιων μακροφύτων. Αυτές οι μεταβολές είναι χαρακτηριστικές των Μεσογειακών μεταβατικών οικοσυστημάτων λόγω της επίδρασης των γλυκών νερών και της θάλασσας καθώς και των ανθρωπογενών παρεμβάσεων (Murphy κ.α., 2003, Perez- Ruzafa κ.α., 2005, Specchiulli κ.α., 2010) όπου στην περίπτωση των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας εντοπίζονται κυρίως στην εισροή οργανικού φορτίου από τις αγροτικές δραστηριότητες. Όπως συζητήθηκε στο Κεφάλαιο 4Α, η αλατότητα αποτελεί τον σπουδαιότερο παράγοντα τόσο για την τυπολογική διάκριση των λιμνοθαλασσών (Basset κ.α., 2006, Perez-Ruzafa κ.α., 2011), όσο και για την κατανομή και την αφθονία των υδρόβιων μακροφύτων (Prado κ.α., 2013). Σε τέτοιου είδους ασταθή περιβάλλοντα, όπου οι διακυμάνσεις των φυσικοχημικών παραμέτρων είναι μεγάλες, η ποικιλότητα των ειδών είναι χαμηλή (Gray, 1974) και οι βιοκοινωνίες που αναπτύσσονται αποτελούνται από είδη ανθεκτικά στις επικρατούσες συνθήκες (Reizopoulou & Nicolaidou, 2004, Elliott & Quintino, 2007). Λόγω της ανθεκτικότητάς τους, της υψηλής αναπαραγωγικής τους ικανότητας και του χαμηλού ανταγωνισμού, σε αυτές τις περιοχές τα λίγα είδη που συναντώνται αναπτύσσουν συνήθως μεγάλους πληθυσμούς (Macedo κ.α., 2001, Menendez κ.α., 2002, Obrador κ.α., 2007). Έτσι, στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας κατά τη διάρκεια των ετών παρακολούθησης ( ), τα είδη Ruppia cirrhosa και Cymodocea nodosa σχημάτισαν δύο μακροφυτικές συναθροίσεις (ΙΙ και ΙΙΙ) με ευκαιριακά είδη του γένους Ulva καθώς και με διάφορα ροδοφύκη του γένους Gracilaria και Gracilariopsis. Οι παραπάνω συναθροίσεις προέκυψαν από την Ανάλυση Βελτιωμένων Αντιστοιχιών και απαντώνται στους τύπους λιμνοθαλασσών ΙΙ και ΙΙΙ όπου το εύρος των τιμών αλατότητας είναι υψηλό (>30 ). Επίσης, στις 204

229 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ λιμνοθάλασσες που ο βαθμός επικοινωνίας με τη θάλασσα είναι υψηλός και επιτρέπεται η ανταλλαγή υδάτων με διαφορετικά φυσικοχημικά χαρακτηριστικά (Millet & Guelorget, 1994), οι μετρικές που σχετίζονται με τη δομή των κοινωνιών όπως ο αριθμός των ειδών, ο πλούτος των ειδών και ο δείκτης ποικιλότητας Shannon εμφανίζουν υψηλότερες τιμές σε σύγκριση με αυτές που παρατηρούνται στις λιμνοθάλασσες που είναι απομονωμένες ή έχουν μικρό βαθμό επικοινωνίας με τη θάλασσα (Salas κ.α., 2004, Specchiulli κ.α., 2010, Orfanidis κ.α., 2012). Το είδος Ruppia cirrhosa παρουσιάζει μεγαλύτερο εύρος διακύμανσης τόσο ως προς την αλατότητα, αλλά και ως προς τις συγκεντρώσεις του ολικού ανόργανου αζώτου και μπορεί να βρεθεί από ολιγοτροφικά έως υπερτροφικά περιβάλλοντα (Verhoeven, 1975, Azzoni κ.α., 2001, Signorini κ.α., 2008, Zaldivar κ.α., 2008). Η υψηλότερη τιμή του μέσου όρου αφθονίας του είδους Ruppia cirrhosa παρατηρήθηκε την άνοιξη και το καλοκαίρι, ενώ από τα τέλη του καλοκαιριού έως το φθινόπωρο παρατηρήθηκε μείωση του μέσου όρου αφθονίας λόγω της αποσύνθεσης του είδους, της ανάπτυξης των ευκαιριακών ειδών και των επιφύτων, αλλά και λόγω της έντονης βόσκησης, γεγονός που παρατηρείται και σε άλλες Μεσογειακές λιμνοθάλασσες (Menendez, 2002, Manino & Sara, 2006). Η Cymodocea nodosa εμφανίζεται περισσότερο ευάλωτη στις μεταβολές της αλατότητας και αποικίζει περιοχές που βρίσκονται στα όρια με το θαλάσσιο περιβάλλον (Warwick & Clarke, 1996, Agostini κ.α., 2003b). Στον Τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙΙ που η εισροή γλυκών υδάτων είναι περιορισμένη και η επίδραση της θάλασσας είναι εντονότερη παρατηρούνται υψηλές τιμές αλατότητας καθ όλη τη διάρκεια της περιόδου παρακολούθησης. Κυρίαρχο είδος είναι η Cymodocea nodosa η οποία φαίνεται να δρα ανταγωνιστικά ως προς τη Ruppia cirrhosa (Charpentier κ.α., 2005) που περιορίζονταν μόνο στο βόρειο τμήμα της λιμνοθάλασσας. Τα υψηλότερα ποσοστά αφθονίας της Cymodocea nodosa παρατηρήθηκαν από το καλοκαίρι έως το φθινόπωρο όπως συμβαίνει αντίστοιχα και σε άλλες λιμνοθάλασσες της Μεσογείου (Rismondo κ.α., 1997, Calado & Duarte, 2000, Malea κ.α., 2004, Pasqualini κ.α., 2006). Κατά τη διάρκεια των περιόδων παρακολούθησης το αγγειόσπερμο είδος Zostera noltii καταγράφηκε στον Τύπο λιμνοθάλασσας Ι όπου σχηματίζει με το χαρόφυτο Lamprothamnium papulosum την μακροφυτική συνάθροιση Ι, η οποία σύμφωνα και με τα αποτελέσματα της Ανάλυσης Πλεονασμού τοποθετείται στην πλευρά εκείνη 205

230 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ του γραφήματος με τις μικρότερες τιμές αλατότητας, τη μεγαλύτερη διαφάνεια και τις υψηλότερες συγκεντρώσεις ολικού ανόργανου αζώτου. Το αγγειόσπερμο είδος Z. noltii είναι ένα σχετικά μικρό και ταχέως αναπτυσσόμενο είδος το οποίο παρουσιάζει υψηλή αντοχή σε διάφορες περιβαλλοντικές συνθήκες, όπως στις μεταβολές της ακτινοβολίας, της θερμοκρασίας και των συγκεντρώσεων των θρεπτικών (Marba κ.α., 1996). Μπορεί και εγκαθίσταται σε διαφορετικούς τύπους υποστρωμάτων (Charpentier κ.α., 2005) και σχηματίσει μεικτά λιβάδια με τα είδη R. cirrhosa και C. nodosa τόσο στις λιμνοθάλασσες όσο και στις εκβολές (Vermaat κ.α., 2000, Greve & Binzer, 2004, den Hartog, 2006). Το είδος εμφανίζεται στον Τύπο Ι κατά τη διάρκεια του έτους 2005 με υψηλά ποσοστά αφθονίας, ενώ κατά τη διάρκεια των ετών 2006 και 2007 η μέση τιμή αφθονίας μειώνεται σημαντικά και είναι μικρότερη από 3%. Επιπλέον, κατά τη διάρκεια της ίδιας περιόδου παρατηρείται σημαντική μείωση και του μέσου όρου αφθονίας του Lamprothamnium papulosum. Στις περιοχές όπου καταγράφηκε το είδος παρατηρήθηκε αντικατάσταση από το αγγειόσπερμο R. cirrhosa. Σύμφωνα με τους Moore & Short (2006) ο μέσος όρος αφθονίας της Z. noltii μπορεί να μειωθεί κατά 50% όταν οι τιμές της αλατότητας είναι χαμηλότερες από 10-20, ενώ τιμές παρατηρούνται όταν η αλατότητα κυμαίνεται από 20 έως 31. Κατά τη διάρκεια της περιόδου παρακολούθησης οι τιμές της αλατότητας στον Τύπο Ι (Ροδιά) ήταν μικρότερες από 20. Εκτός από την αλατότητα η μείωση του Lamprothamnium papulosum και η εξαφάνιση σχεδόν της Z. noltii πιθανόν να οφείλεται και στον λασπώδη τύπο υποστρώματος της λιμνοθάλασσας (Karageorgis, 2007) που προκαλεί έντονη επαναιώρηση του ιζήματος. Μελέτες αναφέρουν ότι η αλατότητα σχετίζεται μη γραμμικά με το βαθμό επαναιώρησης του ιζήματος (Dronkers & van Leussen, 1988). Έτσι χαμηλές τιμές αλατότητας μπορεί να προκαλέσουν αύξηση των αιωρούμενων σωματιδίων στη στήλη του νερού, η ηλιακή ακτινοβολία να μην επαρκεί για τη φωτοσύνθεση και αυτό να έχει ως αποτέλεσμα τη σημαντική μείωση της αφθονίας του είδους (Charpentier κ.α., 2005). Επίσης παράμετροι όπως η μειωμένη διαφάνεια και η αυξημένη συγκέντρωση θρεπτικών αλάτων οδηγούν σε μεταβολές στην παρουσία των υδρόβιων μακροφύτων (Εικόνα 1.3) όσο αυξάνεται ο βαθμός απομόνωσης. Η σχέση αυτή παρουσιάζεται σχηματικά στην Εικόνα 4Γ.11 στην οποία εμφανίζεται ένα μοντέλο τεσσάρων διαφορετικών συνθηκών ισορροπίας που σχετίζεται με την θολερότητα και τις 206

231 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ εισροές θρεπτικών αλάτων. Η εισαγωγή του τετραγώνου εμφανίζει σχηματικά μια υποθετική κατάσταση ισορροπίας σε μια λιμνοθάλασσα. Σύμφωνα με το μοντέλο η εισροή θρεπτικών είναι μεγαλύτερη όσο αυξάνει ο βαθμός απομόνωσης και παρατηρούνται υψηλότερες συγκεντρώσεις θρεπτικών αλάτων. Επίσης, όσο αυξάνει η θολερότητα και η εισροή θρεπτικών παρατηρείται μια ευρύτερη τάση μείωσης της παρουσίας των υδρόβιων μακροφύτων (αγγειόσπερμα/μακροφύκη και χαρόφυτα) (Rosqvist κ.α., 2010). Στην υποθετική κατάσταση ισορροπίας του μοντέλου παρατηρούμε ότι σε υψηλά απομονωμένες περιοχές τα αγγειόσπερμα και τα μακροφύκη τείνουν να αντικατασταθούν από τα χαρόφυτα (Rosqvist κ.α., 2010). Εικόνα 4Γ.11. Εννοιολογικό μοντέλο τεσσάρων διαφορετικών συνθηκών ισορροπίας σε σχέση με τη θολερότητα και την αύξηση των θρεπτικών ανάλογα με τον βαθμό απομόνωσης του οικοσυστήματος (Scheffer, 2009). Figure. 4Γ.11. Conceptual model for four different equilibria along with increasing nutrient input and turbidity according to the degree of habitat isolation (Scheffer, 2009). Στον τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙ και κυρίως στην Κλείσοβα, οι πολυ-ύαλες συνθήκες επιτρέπουν την εμφάνιση φυτών που είναι χαρακτηριστικά των θαλάσσιων περιοχών όπως τα είδη Cystoseira barbata, Acanthophora nayadiformis, Alsidium corrallinum και Laurencia obtusa (Orfanidis κ.α., 2011). Τα παραπάνω είδη βρέθηκαν προσκολλημένα πάνω σε πέτρες και όστρακα στο όριο της λιμνοθάλασσας με τη θάλασσα (Peres & Picard, 1964, Montesanto & Panayiotidis, 2001). Ο τύπος υποστρώματος και η απόσταση από τη θάλασσα, 207

232 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ φαίνεται να παίζουν σημαντικό ρόλο στην εμφάνιση της μακροφυτικής συνάθροισης IV αφού δεν παρατηρήθηκε σε καμία άλλη λιμνοθάλασσα παρά μόνο στην Κλείσοβα. Το υπόστρωμα των λιμνοθαλασσών της Τσουκαλιό και της Λογαρού που ανήκουν στον τύπο ΙΙ είναι λασπώδες και δεν ευνοεί την παρουσία της παραπάνω μακροφυτικής συνάθροισης. Τέλος, στον τύπο λιμνοθάλασσας IV (Καϊάφας), όπου η μέση τιμή αλατότητας είναι χαμηλότερη από 10 παρατηρήθηκε ο μικρότερος αριθμός ειδών και τα δύο είδη που σχημάτισαν την μακροφυτική συνάθροιση V (Potamogeton pectinatus- Chara hispida f. corfuensis) είναι χαρακτηριστικά των υφάλμυρων υδάτων (Prado κ.α., 2013). Η γνώση και η καταγραφή της υδρόβιας βλάστησης σε ένα υδάτινο οικοσύστημα είναι σημαντική για την ανάληψη μέτρων διαχείρισης και προστασίας. Πολλοί δείκτες εκτίμησης της οικολογικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών έχουν βασιστεί στη χρήση μετρικών των υδρόβιων μακροφύτων που αντιστοιχούν σε διαφορετικές υδρογεωλογικές συνθήκες όπως η διαφάνεια, ο τύπος υποστρώματος η αλατότητα και το εύρος της παλίρροιας και οδηγούν στη δημιουργία διαφορετικών μακροφυτικών συναθροίσεων (Marba κ.α., 2013). Η Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ απαιτεί η εκτίμηση της οικολογικής κατάστασης ενός υδάτινου σώματος που βασίζεται στα υδρόβια μακρόφυτα να είναι συγκρίσιμη με αντίστοιχους τύπους υδάτινων σωμάτων και να μπορεί να γίνει διαβαθμονόμηση των δεικτών που αναπτύσσονται σε αυτές τις περιοχές (Lopez y Royo κ.α., 2011). 208

233 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ 4.Γ.8. ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ Agostini, S., Capiomont, A., Marchand, B., Pergent, G., 2003a. Distribution and estimating basal area coverage of subtidal seagrass meadows in a Mediterranean coastal lagoon. Est. Coast. Shelf Sci., 56: 1 8. Agostini, S., Pergent, G., Marchand, B., 2003b. Growth and primary production of Cymodocea nodosa in a coastal lagoon. Aquat. Bot., 76: Azzoni, R., Giordani, G., Bartoli, M., Welsh, D.T., Viaroli, P., Iron, sulphur and phosphorus cycling in the rhyzosphere sediments of a eutrophic Ruppia cirrhosa meadow of the Valle Smarlacca (Italy). J. Sea Res., 45: Basset, A., Sabbeta, L., Fonnesu, A, Mouillot, D., Do Chi, T., Viaroli, P., Giardani, G., Reizopoulou, S., Abbiati, M., Carrada, G.C., Typology in Mediterranean transitional waters: new challenges and perspectives. Aquatic Conserv.: Mar. Freshw. Ecosys., 16: Blazencic, J., Stevanovic, B., Blazencic, Z., Stevanovic, V., Red data list of Charophytes in the Balkans. Biodiv. Conserv., 15: Blindow, I., Hargeby, A., Andersson, G., Seasonal changes of mechanisms maintaining clear water in a shallow lake with abundant Chara vegetation. Aquat. Bot., 72: Borja, A., Basset, A., Bricker, S., Dauvin, J.-C., Elliott, M., Harrison, T., Marques, J.C., Weisberg, S., West, R., Classifying ecological quality and integrity of estuaries. In E. Wolanski & D. McLusky (eds), Chapter 1.9 within the Treatise on Estuarine and Coastal Science. Elsevier, Waltham: Calado, G., Duarte, P., Modelling growth of Ruppia cirrhosa. Aquat. Bot., 68(1): Cañedo-Argüelles, M., Rieradevall, M., Disturbance caused by freshwater releases of different magnitude on the aquatic macroinvertebrate communities of two coastal lagoons. Estuar. Coast. Shelf Sci., 88: Carstensen, J., Sanchez-Camacho, M., Duarte, C.M., Krause- Jensen, D., Marba, N., Connecting the dots: responses of coastal ecosystems to changing nutrient concentrations. Environ. Sci. Technol., 45: Ceccere, E., Saracino, O., Fanelli, M., Petrocelli, A., Phenology of two Acanthophora nayadiformis (Cearmiales, Rhodophyta) populations in the Ionian Sea (Mediterranean Sea). Bot. Mar., 43:

234 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Cecere, E., Petrocelli, A., Izzo, G., Sfriso, A., Flora and vegetation of the Italian transitional water systems. Lagunet, CORILA, Multigraf Spinea, Venezia. pp Chappuis, E., Gacia, E., Ballesteros, E., Changes in aquatic macrophyte flora over the last century in Catalan water bodies (NE Spain). Aquat. Bot., 95: Charpentier, A., Grillas, P., Lescuyer, F., Coulet, E., Auby, I., Spatiotemporal dynamics of a Zostera noltii dominated community over a period of fluctuating salinity in a shallow lagoon, Southern France. Estuar. Coast. Shelf Sci., 64: Council Directive 92/43/EEC of 21 May 1992 on the conservation of natural habitats and of wild fauna and flora. Official Journal L 206, 22/07/1992 P De Wit, R., Biodiversity of coastal lagoon ecosystems and their vulnerability to global change. In Grillo O., Venore G. Ecosystems Biodiversity. Chapter 2, pages In Tech Open Access Publisher. ISBN: den Hartog, C., Kuo, J., Taxonomy and biogeography of seagrasses. In: Larkum, A.W.D., Orth, R.J., Duarte, C. (Eds.), Seagrasses: Biology, Ecology and Conservation. Dordrecht, Springer, pp Dronkers, J., van Leussen, W., Physical Processes in Estuaries. Springer Verlag, Berlin. Falace, A., Bressan, G., Seasonal variation of Cystoseira barbata (Stackhouse) C. Agardh frond architecture. Hydrobiologia, 555: Giaccone, G., Bruni, A., Le Cistoseire e la vegetazione sommersa del Mediterraneo. Atti dell Istituto Veneto de Scienze, 81: Gray, J.S., Animal-sediment relationships. Oceanogr. Mar. Biol. A. Rev. 12: Green, P., Short, F.T., World Atlas of Seagrasses. UNEP-WCMC, University of California Press, Berkeley/Los Angeles, 298 pp. Greve, T.M., Binzer, T., Which factors regulate sea grass growth and distribution? In: Borum, J., Duarte, C.M., Krause-Jensen, D. and Greve, T.M.. (Eds) European sea grasses: an introduction to monitoring and management. The M & MS project. ISBN: Guiry, M.D., Guiry, G.M., AlgaeBase. World-wide electronic publication, National University of Ireland, Galway. Elliott, M., Quintino, V.M., The estuarine Quality Paradox, environmental homeostatsis and the difficulty of detecting anthropogenic stress in naturally stressed areas. Mar. Poll. Bull., 54:

235 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ European Parliament, Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the council of 23th October 2000 establishing a framework for Community action in the field of water policy. Hemminga, M.A., Duarte, C.M., Seagrass ecology. Cambridge University Press, Cambridge: 312. Hidding, B., Brederveld, R.J., Nolet, B.A., How a bottom- dweller beats the canopy: inhibition of an aquatic weed (Potamogeton pectinatus) by macroalgae (Chara spp.). Freshw. Biol., 55: Huvé, E., Apercu sur la distribution en mer Egée de quelques espéces du genre Cystoseira (Phaéophycées, Fucales). Soc. Phycol., 17: John, J.M., Whitton, B.A., Brook, A.J., The freshwater algal flora of the British Isles. An identification guide to freshwater and terrestrial algae. The Natural History Museum and The British Phycological Society Cambridge University Press, United Kingdom. 702pp. Karageorgis, A.P., Geochemical study of sediments from the Amvrakikos Gulf lagoon complex, Greece. Transit. Wat. Bull., 3: 3-8. Kjerfve, B., Coastal Lagoon Processes, Elsevier Science Publishers, Amsterdam, xx p. Koumpli-Sovantzi, L., The Charophyte flora of Greece, I. Fl. Medit. 7: Langangen, A., Charophytes from four Cyclade Islands (Mykonos, Naxos, Paros and Antiparos) in Greece. J. Biol. Res., 1: Langangen, A., Some charophytes from the Western Cyclades (Greece). J. Biol. Res., 7: Larkum, W.D., Orth, R.J., Duarte, C.M., Seagrasses: Biology, Ecology and Conservation. Dordrecht (The Netherlands). Springer (eds.). Lopez y Royo, C., Pergent, G., Alcoverro, T., Buia, M.C., Casazza, G., Martınez-Crego, B., Perez, M., Silvestre, F., Romero, J., The seagrass Posidonia oceanica as indicator of coastal water quality: experimental intercalibration of classification systems. Ecol. Indic., 11: Lotze, H. K., Lenihan, H.S., Bourque, B.J., Bradbury, R.H., Cooke, R.G., Kay, M.C., Kidwell, S.M., Kirby, M.X., Peterson, C.H., Jackson J.B.C., Depletion, degradation and recovery potential of estuaries and coastal seas. Science, 312:

236 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Macedo, M.F., Duarte, P., Mendes, P., Ferreira, J.G., Annual variation of environmental variables of phytoplanktonic species composition and photosynthetic parameters in a coastal lagoon. J. Plankton Res., 23(7): Malea, P., Haritonidis, S., Distribution and seasonality of the marine macrophytes from Antikyra Gulf, Viotia, Greece. Med. Mar. Sci., 2(1): Malea, P., Kevrekidis, T., Mogias, A., Annual versus perennial growth cycle in Ruppia maritima L.: temporal variation in population characteristics in Mediterranean lagoons (Monolimni and Drana lagoons Northern Aegean Sea). Bot. Mar., 47: Mannino, A., Sarà, G., The effect of Ruppia cirrhosa features on macroalgae and suspended matter in a Mediterranean shallow system. Mar. Ecol., 27(4): Marbà, N., Cebriàn, J., Enriquez, S., Duarte, C.N., Growth patterns of Western Mediterranean seagrasses: species-specific responses to seasonal forcing. Mar. Ecol. Prog. Ser., 133: Menéndez, M., Net production of Ruppia cirrhosa in the Ebro Delta. Aquat. Bot., 73(2): Menendez, M., Hernandez, O., Comin, F.A., Spatial distribution and ecophysiological characteristics of macrophytes in a Mediterranean coastal lagoon. Estuar. Coast. Shelf Sci., 55, Millet, B., Guelorget, O., Spatial and seasonal variability in the relationships between benthic communities and physical environment in a lagoon ecosystem. Mar. Ecol. Progr. Ser., 108, doi: /meps Montesanto, B., Panayotidis, P., The Cystoseira spp communities from the Aegean Sea (NE Mediterranean). Med. Mar. Sci., 2(1): Moore, K.A., Short, F.T., Zostera: biology, ecology and management. In: Larkum, T., Orth, R.J., Duarte, C.M. (Eds.), Seagrasses: Biology, Ecology and Conservation. Springer, The Netherlands, pp Murphy, K.J., Dickinson, G.,Thomaz, S.M., Bini, L.M., Dick, K., Greaves, K., Kennedy, M.P., Livingstone, S., McFerran, H., Milne, J.M., Oldroyd, J., Wingfield, R., Aquatic plant communities and predictors of diversity in a sub-tropical river floodplain: the upper Rio Paraná, Brazil. Aquat. Bot., 77(4): Marba, Ν., Krause-Jensen, D., Alcoverro, T., Birk, S., Pedersen, A., Neto, J.M., Orfanidis, S., Garmendia, J.M., Muxika, I., Borja, A., Dencheva, K., Duarte, C.M., Diversity of European seagrass indicators: patterns within and across regions. Hydrobiologia, 704:

237 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Obrador, B., Pretus, J.L., Menendez, M., Spatial distribution and biomass of aquatic rooted macrophytes and their relevance in the metabolism of a Mediterranean coastal lagoon. Scient. Mar., 71(1): Orfanidis, S., Papathanasiou, V., Sabetta, L., Pinna, M., Gigi, V., Gounaris, S., Tsiagga, E., Nakou, K., Theodosiou, Th., Benthic macrophyte communities as bioindicators of transitional and coastal waters: relevant approaches and tools. Trans. Wat. Bull., 3: Orfanidis, S., Panayotidis, P., Ugland, K.I., Ecological Evaluation Index continuous formula (EEI-c) application: a step forward for functional groups, the formula and reference condition values. Med. Mar. Sci., 12 (1): Orfanidis, S., Dencheva, K., Nakou, K., Basset, A., Benthic macrophyte changes across an anthropogenic pressures gradient in Mediterranean and Black Sea water systems: structural vs. functional approaches. In: Current questions in water management. Book of Abstracts to the WISER (Water bodies in Europe- Integrative Systems to assess Ecological Status and Recovery) final conference. Tallinn, Estonia, January. Pp Pasqualini, V., Pergent-Martini, C., Fernandez, C., Ferrat, L., Tomaszewski, J.E., Pergent, G., Wetland monitoring: aquatic plant changes in two Corsican coastal lagoons (Western Mediterranean Sea). Aquat. Conserv.: Mar. Freshw. Ecosys., 16(1): Peres, J.M., Picard, J., Nouveau manu- el de bionomie benthique de la mer Méditerranée. Rec. Trav. St. Mar. Endoume, 31 (47): Pérez-Ruzafa, A., Fernandez, A., Marcos, C., Gilabert, J., Quispe, J., Garcia-Charton, A., Spatial and temporal variations of hydrological conditions, nutrients and chlorophyll a in a Mediterranean coastal lagoon (Mar Menor, Spain). Hydrobiologia, 550: Pérez-Ruzafa, A., Marcos, C., Pérez-Ruzafa, I. M., Pérez-Marcos, M., Coastal lagoons: transitional ecosystems between transitional and coastal waters. J. Coast. Conserv., 15: Prado, P., Caiola, N., Ibanez, C., Spatio-Temporal Patterns of Submerged Macrophytes in Three Hydrologically Altered Mediterranean Coastal Lagoons. Estuar. Coast., 36 (2): Raabe, U., Koumpli-Sovantzi, L., Contribution to the flora of the Strophylia area (NW. Peloponnisos). Prakt., 8: Raabe, U., Koumpli-Sovantzi, L., Studies on the flora of some endangered wetlands of Argolis (Greece). Prakt. 9:

238 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Reizopoulou, S., Nicolaidou, A Benthic diversity of coastal brackish-water lagoons in western Greece. Aquatic conservation: Mar. Freshw. Ecosys., 14: Rismondo, A., Curiel, D., Marzocchi, M., Scattolin, M., Seasonal pattern of Cymodocea nodosa biomass and production in the lagoon of Venice. Aquat. Bot., 58: Rosqvist, Κ., Mattila, J.,Sandström, A., Snickars, M., Westerbom, M., Regime shifts in vegetation composition of Baltic Sea coastal lagoons. Aquat. Bot., 93: Salas, F., Neto, J.M., Borja, A., Marques, J.C., Evaluation of the applicability of a marine biotic index to characterize the status of estuarine ecosystems: the case of Mondego estuary (Portugal). Ecol Indic., 4(3): Sarika, M., Dimopoulos, P., Yannitsaros, A., Contribution to the knowledge of the wetland flora and vegetation of Amvrakikos gulf of W. Greece. Willdenow., 35: Scheffer, M.,, Bascompte, J., Brock, W.A., Brovkin, V., Carpenter, S.R., Dakos, V., Held, H., van Nes, E.H, Rietkerk, M., Sugihara, G., Early-warning signals for critical transitions. Nature, 461(3): Signorini, A., Massini, G., Migliore, G., Tosoni, M., Varrone, C., Izzo, G., Sediment biogeochemical differences in two pristine Mediterranean coastal lagoons (in Italy) characterized by different phanerogam dominance A comparative approach. Aquat. Conserv.: Mar. Freshw. Ecosys., 18: Søndergaard, M., Johansson, L.S., Lauridsen, T. L., Jørgensen, T. B., Liboriussen, L. & Jeppesen, E., Submerged macrophytes as indicators of the ecological quality of lakes. Freshw. Biol., 55: Specchiulli, A., Renzi, M., Scirocco, T., Cilenti, L., Florio, M., Breber, P., Focardi, S., Bastianoni, S Comparative study based on sediment characteristics and macrobenthic communities in two Italian lagoons. Environ. Monit. Assess., 160: Triest, L., Sierens, T., Chloroplast sequences reveal a diversity gradient in the Mediterranean Ruppia cirrhosa species complex. Aquat. Bot., 93: Tsirika, A., Haritonidis, S., A survey of the benthic flora in the National Marine Park of Zakynthos (Greece). Bot. Mar., 48: Verhoeven, J.T.A., Ruppia-communities in the Camargue, France. Distribution and structure in relation to salinity and salinity fluctuations. Aquat.Bot., 1:

239 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Γ Verhoeven, J.T.A., The ecology of Ruppia-dominated communities inwestern Europe I. Distribution of Ruppia representatives in relation to their autoecology. Aquat. Bot., 6: Vermaat, J.E., Verhagen, F.C.A., Lindenburg, D., Contrasting responses in two populations of Zostera noltii Hornem., to experimental photoperiod manipulation at two salinities. Aquat.Bot., 67: Warwick, R.M., Clarke, K.R., Relationships between body-size, species abundance and diversity in marine benthic assemblages: facts or artefacts? J. Exp. Mar. Biol. Ecol. 202 (1), Zaldívar, J.-M., Cardoso, A.C., Viaroli, P., Newton, A., de Wit, R., Ibañez, C., Reizopoulou, S., Somma, F., Razinkovas, A., Basset, A., Holmer, M., Murray, N., Eutrophication in transitional waters: an overview. Transit.Wat. Monogr., 1: Χαριτωνίδης, Σ., Λαζαρίδου, Ε., Οδηγίες Για Την Αναγνώριση Θαλάσσιων Μακροφυκών Και Φανερογάμων Θεσσαλονίκη: Αριστοτέλειο Πανεπιστήμιο Θεσσαλονίκης. www. rac-spa.org 215

240 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ ΚΕΦΑΛΑΙΟ 4-ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ ΜΕΡΟΣ Δ 4Δ. Δείκτες τροφικής κατάστασης και αξιολόγηση της οικολογικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. 4Δ.1. Εισαγωγή-Σκοπός Απαίτηση της Οδηγίας Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ είναι να κατατάξει όλα τα υδάτινα σώματα σύμφωνα με την οικολογική τους κατάσταση. Η οικολογική κατάσταση πρέπει να εκφράζει την ποιότητα τόσο της δομής των υδάτινων οικοσυστημάτων, όσο και της λειτουργίας τους (Nixon κ.α., 2003) και αυτό αποτελεί σημαντική πρόοδο από προηγούμενες προσεγγίσεις. Βασική αρχή της Οδηγίας Πλαίσιο αποτελεί η παραδοχή ότι η αξιολόγηση της οικολογικής ποιότητας ενός υδάτινου σώματος είναι πολυδιάστατη και πρέπει να καθορίζεται από μια σειρά βιοτικών ποιοτικών στοιχείων (Moss, 2007, Lopez y Royo κ.α., 2011) τα όποια θα πρέπει να υποστηρίζονται από τα αβιοτικά (WFD, European Commission, 2000, Herring κ.α., 2010, Bennett κ.α., 2011) με σκοπό την ανίχνευση των χρονικών και χωρικών μεταβολών στην ποιότητα του νερού (Bennett κ.α., 2011). Κεντρικό άξονα της Οδηγίας, Πλαίσιο αποτελεί ο καθορισμός των τυποχαρακτηριστικών συνθηκών αναφοράς. Συμφώνα με τους Wallin κ.α. (2003) ως συνθήκη αναφοράς (Reference Condition) καθορίζεται η αναμενόμενη κατάσταση η οποία δεν δέχεται ή δέχεται ελάχιστες ανθρωπογενείς πιέσεις. Με τον καθορισμό των τυποχαρακτηριστικών συνθηκών αναφοράς είναι δυνατόν να πραγματοποιηθεί η οικολογική αξιολόγηση των περιοχών και η ταξινόμηση τους στις 5 κλάσεις οικολογικής ποιότητας (Παράγραφος 1.4, Παράρτημα V της Οδηγίας). Η απόκλιση που παρουσιάζει ένα υδάτινο σώμα από τις συνθήκες αναφοράς αξιολογείται με το Λόγο Οικολογικής Ποιότητας (Ecological Quality Ratio, EQR). Η οικολογική ποιότητα των υδάτινων σωμάτων ταξινομείται σε πέντε κλάσεις ποιότητας (υψηλή, καλή, μέτρια, ελλιπής, κακή) και κάθε κλάση χαρακτηρίζεται με 216

241 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ την αντίστοιχη 5- βάθμια χρωματική κλίμακα (μπλε, πράσινο, κίτρινο πορτοκαλί και κόκκινο αντίστοιχα). Ο καθορισμός συνθηκών και περιοχών αναφοράς στις λιμνοθάλασσες είναι δύσκολος, εξαιτίας των συνεχών μεταβολών που παρατηρούνται σε αυτά τα οικοσυστήματα (Jonge κ.α., 2006; Borja κ.α., 2004b). Κάθε κράτος μέλος της Ευρωπαϊκής Ένωσης στην προσπάθεια του να εκπληρώσει τις απαιτήσεις της Οδηγίας ανέπτυξε, ανεξάρτητα, διαφορετικές μεθόδους εκτίμησης της οικολογικής ποιότητας των υδάτων (Søndergaard κ.α., 2005). Αυτό είχε ως αποτέλεσμα να αναπτυχθούν διαφορετικές μέθοδοι στον τρόπο ορισμού των συνθηκών αναφοράς, στον αριθμό και στη φύση των δεικτών και των μετρικών που χρησιμοποιήθηκαν, προκαλώντας δυσκολίες στη σύγκριση των αποτελεσμάτων (Mascaro κ.α., 2013). Μέχρι σήμερα οι διάφοροι δείκτες και μετρικές που προτείνονται για την εκτίμηση της τροφικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών βασίζονται σε αβιοτικά και βιοτικά ποιοτικά στοιχεία (Borja & Dauer, 2008, Munari & Mistri, 2008). Οι αβιοτικοί δείκτες π.χ. του Carlson (1977) ή των Vollenweider κ.α. (1998) βασίζονται κυρίως στις συγκεντρώσεις των ενώσεων του αζώτου, του φωσφόρου και της Chl-α. Την τελευταία κυρίως δεκαετία έχουν σχεδιαστεί και εφαρμοστεί διάφοροι βιοτικοί δείκτες για την εκτίμηση της τροφικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών οι οποίοι χρησιμοποιούν για παράδειγμα τους βενθικούς οργανισμούς, όπως ο δείκτης BENTIX (Simboura & Zenetos, 2002), ο ISD (Reizopoulou & Nicolaidou, 2007) και ο M-AMBI (Muxika κ.α., 2007). Επίσης, υπάρχουν δείκτες που χρησιμοποιούν ως βιολογικά ποιοτικά στοιχεία τα ψάρια: AZTI's Fish Index (Borja κ.α., 2004, Uriarte & Borja, 2009), το φυτοπλαγκτόν: ISS-phyto (Vadrucci κ.α., 2013) και τα υδρόβια μακρόφυτα όπως οι δείκτες EEI, ΕΕΙ-c (Orfanidis κ.α., 2001, 2011) και MaQI (Sfriso κ.α., 2009). Επιπλέον έχουν προκύψει και πολυμετρικοί δείκτες οι οποίοι συνδυάζουν τις αβιοτικές παραμέτρους με τα βιοτικά ποιοτικά στοιχεία όπως είναι ο TWQI (Giordani κ.α., 2009) που σχεδιάστηκε ειδικά για τα μεταβατικά οικοσυστήματα και χρησιμοποιεί την βυθισμένη υδρόβια βλάστηση ως βιολογικό ποιοτικό στοιχείο, ή ο δείκτης POMI (Posidonia oceanicα Multivariate Index) που χρησιμοποιεί την 217

242 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Posidonia oceanicα (Romero κ.α., 2007) ή ο EFAI (Estuarine Fish Assessment Index) που βασίζεται στα ψάρια (Cabral κ.α., 2011). Στην παρούσα διδακτορική διατριβή εξετάζονται και παρουσιάζονται οι εποχικές μεταβολές της οικολογικής κατάστασης των περιοχών μελέτης χρησιμοποιώντας έξι διαφορετικούς δείκτες, οι οποίοι στηρίζονται σε αβιοτικά (TSI-Chl-a, TSI-TP, TRIX), βιοτικά ποιοτικά στοιχεία (E-MaQI, EEI-c), καθώς και ένας πολυμετρικός δείκτης ειδικά σχεδιασμένος για μεταβατικά οικοσυστήματα που συνδυάζει τα δύο παραπάνω στοιχεία (TWQI). Επιπλέον, γίνεται έλεγχος των σχέσεων των αβιοτικών και βιολογικών παραμέτρων που λαμβάνουν μέρος σε κάθε δείκτη εκτίμησης της οικολογικής κατάστασης προκειμένου να διαπιστωθεί ποιές παράμετροι συμβάλλουν στατιστικά σημαντικά στη διαφοροποίηση των αποτελεσμάτων των δεικτών. Επιπρόσθετα, συγκρίνονται τα αποτελέσματα από την εφαρμογή των δεικτών σε κάθε τύπο λιμνοθάλασσας και προτείνεται ο καταλληλότερος δείκτης εκτίμησης της οικολογικής κατάστασης. 4.Δ.2. ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ 4.Δ.2.1. Τροφικοί δείκτες του Carlson Οι τροφικοί δείκτες του Carlson (Carlson, 1977) υπολογίστηκαν βάσει των συγκεντρώσεων της Chl a (TSI-Chl-a) και του Ολικού Φωσφόρου (TSI-TP). Σύμφωνα με τα όρια του δείκτη τιμές μικρότερες του 40 υποδεικνύουν ολιγοτροφικές συνθήκες, ενώ τιμές μεγαλύτερες του 50 υποδηλώνουν ευτροφικές καταστάσεις. Τα αποτελέσματα του τροφικού δείκτη TSI-Chl-a για τους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών και για κάθε λιμνοθάλασσα της Δυτικής Ελλάδας (Πίνακας 4Δ.Ι.- Παράρτημα II) εμφανίζουν μια τάση διακύμανσης μεταξύ της ολιγοτροφικής και ολιγο-μεσοτροφικής κατάστασης. Οι τιμές αυτές είναι αποτέλεσμα των εξαιρετικά χαμηλών τιμών Chl-a που μετρήθηκαν σε όλους σχεδόν τους τύπους λιμνοθαλασσών. Οι υψηλότερες μέσες τιμές του δείκτη TSI-Chl-a οι οποίες και χαρακτηρίζουν την τροφική κατάσταση του οικοσυστήματος ως ολιγο-μεσοτροφική, 218

243 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ παρατηρήθηκαν στον τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙΙ (Άραξος) κατά τη διάρκεια του φθινοπώρου του 2006, καθώς και στον Τύπο IV (Καϊάφας) κατά τη διάρκεια της άνοιξης του 2007 (Εικόνες 4Δ.1α, β). Εικόνες 4Δ.1α,β. Αποτελέσματα των δεικτών TSIChl-a και TSI-TP στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας κατά τη διάρκεια των περιόδων δειγματοληψίας. Figures 4Δ.1a,b. Results of TSIChl-a and TSI-TP among the four lagoon types during the sampling periods. 219

244 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Εικόνες 4Δ.2α,β. Αποτελέσματα των εποχικών διακυμάνσεων των δεικτών TSIChl-a και TSI-TP στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας κατά τη διάρκεια των περιόδων δειγματοληψίας. Figures 4Δ.2a,b. Results of seasonal variations of TSIChl-a and TSI-TP among the four lagoon types during the sampling periods. 220

245 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Αντίθετα, τα αποτελέσματα του τροφικού δείκτη TSI-TP κατατάσσουν την τροφική κατάσταση των τεσσάρων τύπων λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας στην ευτροφική έως υπερ-ευτροφική κατάσταση. Στους Τύπους Ι (Ροδιά) και ΙΙ, οι υψηλότερες μέσες τιμές του δείκτη σημειώνονται το καλοκαίρι και το φθινόπωρο. Πιο συγκεκριμένα στον Τύπο ΙΙ (Πίνακας 4Δ.ΙΙ.-Παράρτημα II) η υψηλότερη μέση τιμή (85,32) του δείκτη καταγράφηκε στη λιμνοθάλασσα Λογαρού κατά τη διάρκεια του φθινοπώρου. Μέσες τιμές του δείκτη μεγαλύτερες από 50 σημειώνονται στον Τύπο ΙΙΙ (Άραξος) και IV (Καϊάφας) καθ όλη τη διάρκεια των περιόδων παρακολούθησης κατατάσσοντας τις λιμνοθάλασσες στην ευτροφική έως υπερευτροφική κατάσταση (Εικόνες 4Δ.2α, β). 4.Δ.2.2. Τροφικός Δείκτης TRIX Σύμφωνα με τα αποτελέσματα του δείκτη TRIX η τροφική κατάσταση για τους τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας κυμαίνεται από καλή έως φτωχή. Τιμές του δείκτη από 0 έως 4 χαρακτηρίζουν την ποιότητα των υδάτων ως υψηλή, ενώ τιμές που κυμαίνονται από 4-5 ως καλή, από 5-6 μέτρια και από 6-10 φτωχή. Έτσι, στον Τύπο Ι (Ροδιά) το εύρος διακύμανσης των τιμών του δείκτη από 4,7 έως 6,93 χαρακτηρίζει την τροφική κατάσταση της λιμνοθάλασσας από καλή έως φτωχή. Η τροφική κατάσταση του Τύπου ΙΙ χαρακτηρίζεται επίσης από καλή έως φτωχή, μιας και το εύρος τιμών του δείκτη κυμαίνεται από 4,49 έως 6,17. Πιο αναλυτικά, στον Τύπο ΙΙ η τροφική κατάσταση των λιμνοθαλασσών Τσουκαλιό και Λογαρού κυμαίνονταν από καλή έως μέτρια αφού οι μέσες τιμές του δείκτη παρουσιάζουν ένα εύρος διακύμανσης από 4,03 έως 7 (Πίνακα 4Δ.ΙΙΙ-Παράρτημα II). Επίσης παρόμοια τροφική κατάσταση διαπιστώνεται και για τη λιμνοθάλασσα Κλείσοβα (εύρος τιμών 4,5 έως 6,05). Στον Τύπο ΙΙΙ (Άραξος) το εύρος των τιμών του δείκτη που κυμαίνεται από 5,1 έως 6,2 χαρακτηρίζει την τροφική κατάσταση της λιμνοθάλασσας από μέτρια έως φτωχή και το ίδιο περίπου πρότυπο ακολουθείται και στον Τύπο IV (Καϊάφας) του οποίου η τροφική κατάσταση χαρακτηρίζεται από καλή (4,17) έως φτωχή (6,5). 221

246 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Εικόνες 4Δ.5.α,β. Αποτελέσματα των εποχικών διακυμάνσεων του δείκτη TRIX στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας κατά τη διάρκεια των περιόδων δειγματοληψίας. Figures 4Δ.5.a,b. Results of seasonal variations of TRIX among the four lagoon types during the sampling periods. 222

247 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ 4.Δ.2.3. Ειδικός Δείκτης Ποιότητας Μακροφύτων (Expert-Macrophyte Quality Index-E-MaQI) Για την εφαρμογή του δείκτη E-MaQI απαιτείται, στην περιοχή μελέτης, να υπάρχουν τουλάχιστον είκοσι (20) διαφορετικά είδη υδρόβιων μακρόφυτων (Sfriso κ.α., 2009). Στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας λιγότερα από 20 είδη βρέθηκαν στη λιμνοθάλασσα της Ροδιάς (Τύπος Ι), στον Καϊάφα (Τύπο IV) και στις λιμνοθάλασσες Τσουκαλιό (13 είδη) και Λογαρού (15 είδη) και έτσι ο δείκτης δεν μπόρεσε να εφαρμοστεί (Πίνακες 4Γ.Ι, 4Γ.ΙΙ-Παράρτημα ΙΙ). Στις λιμνοθάλασσες στις οποίες εφαρμόστηκε ο δείκτης υπολογίστηκε και ο Λόγος Οικολογικής Ποιότητας (EQR) το εύρος του οποίου όταν κυμαίνεται από 0,0 0,20 υποδηλώνει κακή οικολογική κατάσταση, από 0,21-0,40 φτωχή οικολογική κατάσταση, από 0,41-0,60 μέτρια, από 0,61-0,80 καλή και τέλος από 0,81-1,0 υψηλή οικολογική κατάσταση (Sfriso κ.α., 2009). Ο δείκτης E-MaQI μπόρεσε να εφαρμοστεί στον Τύπο ΙΙ μόνο στη λιμνοθάλασσα Κλείσοβα. Από τα 31 είδη υδρόβιων μακροφύτων, τα 9 έχουν χαρακτηριστεί ως αδιάφορα (29%), 12 ως ανθεκτικά (38,7%) και 10 ως ευαίσθητα (32,2%). Αντίστοιχα, στον Tύπο ΙΙΙ από τα 22 είδη υδρόβιων μακροφύτων τα 7 χαρακτηρίζονται ως αδιάφορα (31,8%), 12 ως ανθεκτικά (54,5%) και 3 ως ευαίσθητα (13,6%). Στις Εικόνες 4Δ.9.α,β παρουσιάζονται τα αποτελέσματα του δείκτη E-MaQI στους Τύπους λιμνοθαλασσών ΙΙ και ΙΙΙ, ενώ η εποχική διακύμανση των αποτελεσμάτων του Λόγου Οικολογικής Ποιότητας (EQR) (Πίνακας 4Δ.ΙV.- Παράρτημα II) παρουσιάζονται στην Εικόνα 4Δ.8. Η τροφική κατάσταση στη λιμνοθάλασσα Κλείσοβα (Τύπος ΙΙ) χαρακτηρίζεται ως μέτρια αφού η μέση τιμή του EQR είναι 0,59 (Πίνακας 4Δ.7), ενώ στη λιμνοθάλασσα του Αράξου (Τύπος ΙΙΙ) σύμφωνα με τη μέση τιμή EQR που είναι 0,34 η τροφική κατάσταση χαρακτηρίζεται ως φτωχή. 223

248 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Εικόνα 4Δ.8. Ο Λόγος Οικολογικής Ποιότητας (EQR) του δείκτη E-MaQI που εφαρμόστηκε στους τύπους λιμνοθαλασσών ΙΙ και ΙΙΙ της Δυτικής Ελλάδας κατά τη διάρκεια των περιόδων παρακολούθησης. Figure 4Δ.8. The Ecological Quality Ratio (EQR) of E-MaQI Index applied in the lagoon types II and III of Western Greece during the sampling periods. 224

249 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Εικόνες 4Δ.9.α,β. Αποτελέσματα των εποχικών διακυμάνσεων του δείκτη E-MaQI στους δύο τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας κατά τη διάρκεια των περιόδων δειγματοληψίας. Figures 4Δ.9.a,b. Results of seasonal variations of E-MaQI index among the two lagoon types during the sampling periods. 225

250 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ 4Δ.2.4. Δείκτης Οικολογικής Αξιολόγησης (Ecological Evaluation Index continuous formula-eei-c) Ο Δείκτης Οικολογικής Αξιολόγησης (ΕΕΙ-c) εφαρμόστηκε στους τύπους λιμνοθαλασσών Ι, ΙΙ και ΙΙΙ της Δυτικής Ελλάδας. Στη λιμνοθάλασσα του Καϊάφα (Τύπος IV), κύριο χαρακτηριστικό της υδρόβιας βλάστησης αποτελεί η παρουσία δύο μόνο ειδών, του χαρόφυτου Chara hispida f. corfuensis και του αγγειοσπέρμου Potamogeton pectinatus. Η εφαρμογή του δείκτη στη συγκεκριμένη λιμνοθάλασσα δεν ήταν δυνατή, εξαιτίας του μικρού αριθμού ειδών αλλά και του ότι το χαρόφυτο Chara hispida f. corfuensis δεν περιλαμβάνονταν σε κάποια από τις ομάδες οικολογικής κατάστασης (ESGs) (Orfanidis κ.α., 2011). Το αγγειόσπερμο Potamogeton pectinatus έχει καταταχτεί στην ομάδα ESG IIc που περιλαμβάνει αγγειόσπερμα είδη που εμφανίζονται σε περιοχές με χαμηλές τιμές αλατότητας (Orfanidis κ.α., 2012). Στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας που μελετήθηκαν, ο αριθμός των ειδών που ανήκουν στην ομάδα ESGΙΙ είναι μεγαλύτερος σε όλους τους τύπους λιμνοθαλασσών, έναντι εκείνων που ανήκουν στην ομάδα ESGΙ (Εικόνα 4Δ.10.α). Η παρουσία ευκαιριακών και καιροσκοπικών ειδών στις λιμνοθάλασσες ενισχύεται από τις συνεχείς μεταβολές στις οποίες υπόκεινται τα οικοσυστήματα αυτά (Duarte, 1995), όμως όπως φαίνεται από την Εικόνα 4Δ.10.β. παρόλο που τα είδη της ομάδας ESGΙ είναι λιγότερα σε αριθμό ειδών, εμφανίζουν μεγαλύτερο ποσοστό φυτοκάλυψης. Τα είδη τα οποία ανήκουν στην ομάδα ESGΙ είναι κυρίως αγγειόσπερμα τα οποία σχηματίζουν εκτεταμένα λιβάδια στις λιμνοθάλασσες όπως η Zostera noltii, η Ruppia cirrhosa, η Cymodocea nodosa, ή τα είδη Lamprothamnium papulosum, Acetabularia acetabulum και Cystoseira barbata (Orfanidis κ.α., 2011). Συνολικά από τα 38 είδη υδρόβιων μακροφύτων τα οποία αναφέρονται στους τρεις τύπους λιμνοθαλασσών στον Τύπο Ι (Ροδιά) το μεγαλύτερο ποσοστό φυτοκάλυψης κατέχουν τα είδη που ανήκουν στην ομάδα ESGΙ (31,2%) (Εικόνα 4Δ.10.β.). Αντίστοιχα, στον Τύπο ΙΙ το 53,3% του πυθμένα των λιμνοθαλασσών καλύπτεται από είδη που ανήκουν στην ομάδα ESGΙ και το 28,1% από εκείνα που ανήκουν στην ομάδα ESGΙI. Και στις τρεις λιμνοθάλασσες Τσουκαλιό, Λογαρού και Κλείσοβα το μεγαλύτερο ποσοστό των ειδών ανήκει στην ομάδα ESGΙ (Εικόνα 226

251 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ 4Δ.10.α.). Στη λιμνοθάλασσα του Αράξου (Τύπος ΙΙΙ) το ποσοστό φυτοκάλυψης των ειδών της ομάδας ESGΙΙ είναι 42,5% και είναι ελαφρώς μεγαλύτερο από αυτό που ανήκει στην ομάδα ESGΙ (38,2%). (α) (β) Εικόνες 4Δ.10.α,β. Ποσοστό των ειδών που ανήκουν στις ομάδες ESGΙ και ESGΙΙ στους τρεις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας, αλλά και σε κάθε λιμνοθάλασσα ξεχωριστά. Figures 4Δ.10.a,b. Proportion of species belonged to ESGI and ESGII groups into three lagoon types and in each coastal lagoon of Western Greece. 227

252 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Από τις Εικόνες 4Δ.10.α,β και σύμφωνα με τα ποσοστά των ειδών που ανήκουν στις δύο ομάδες οικολογικής κατάστασης όπως αυτά ορίζονται από τον δείκτη ΕΕΙ (Orfanidis κ.α., 2001) διαπιστώνουμε ότι η τροφική κατάσταση των λιμνοθαλασσών χαρακτηρίζεται ως καλή για τους Τύπους Ι και ΙΙ και ως μέτρια για τον Τύπο ΙΙΙ. Πιο αναλυτικά, οι λιμνοθάλασσες Ροδιά, Τσουκαλιό και Λογαρού χαρακτηρίζονται από καλή οικολογική κατάσταση, ενώ η Κλείσοβα και ο Άραξος από μέτρια. Στην παρούσα διδακτορική διατριβή εφαρμόστηκε και η αναθεωρημένη μορφή του δείκτη ΕΕΙ (Orfanidis κ.α., 2001) που είναι ο δείκτης ΕΕΙ-c (Orfanidis κ.α., 2011). Τα αίτια που οδήγησαν στη δημιουργία του δείκτη ΕΕΙ-c αφορούσαν τρεις κυρίως λόγους: 1) στον δείκτη ΕΕΙ παρατηρήθηκε ότι είδη τα οποία ανήκουν στην ίδια ομάδα οικολογικής κατάστασης μπορούν να αντιδράσουν διαφορετικά όταν δεχτούν ίδιες ή παρόμοιες πιέσεις όπως συμβαίνει στα είδη του γένους Cystoseira και Corallina, 2) η προσέγγιση των ομάδων που στηρίζονταν σε μορφολογικά χαρακτηριστικά των ειδών χρησιμοποιήθηκε αρχικά για να προβλέψει την παραγωγικότητα και άλλα οικολογικά χαρακτηριστικά όπως (π.χ. η αντίσταση στη βόσκηση, ο ανταγωνισμός, η αναπαραγωγική ικανότητα) και όχι την υποβάθμιση της ποιότητας των υδάτων (Guinda κ.α., 2008, Juanes κ.α., 2008) και 3) ο τύπος δεν ήταν συνεχής και τα όρια της οικολογικής κατάστασης του δείκτη δεν ήταν διακριτά με αποτέλεσμα να υπάρχει κίνδυνος εσφαλμένου χαρακτηρισμού της οικολογικής ποιότητας μιας περιοχής. Έτσι, σύμφωνα με τα αποτελέσματα που προέκυψαν από την εφαρμογή του δείκτη ΕΕΙ-c η τροφική κατάσταση των τύπων λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας κυμαίνονταν από καλή έως υψηλή στους Τύπους Ι και ΙΙ (EEI-c από 7,5 έως 8,2) και από καλή έως μέτρια στον Τύπο ΙΙΙ (EEI-c= 5,7) (Πίνακας 4Δ.7). Πιο αναλυτικά, η τροφική κατάσταση στον Τύπο λιμνοθάλασσας Ι κυμαίνεται από μέτρια έως υψηλή (6,47-8,40). Καλή έως μέτρια τροφική κατάσταση παρατηρήθηκε κατά τη διάρκεια της άνοιξης και του φθινόπωρου (Εικόνα 4Δ.11α,β). Τα αποτελέσματα της ανάλυσης του ποσοστού ομοιότητας (SIMPER) δείχνουν ότι καθ όλη τη διάρκεια παρακολούθησης στον Τύπο Ι κυριαρχούν τα είδη Ruppia cirrhosa, Zostera noltii και Lamprothamnium papulosum τα οποία ανήκουν στην ομάδα ESGΙ και συμβάλλουν σε ποσοστό 93,4% στη σύνθεση της υδρόβιας 228

253 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ βλάστησης στη λιμνοθάλασσα (Πίνακα 4Δ.1). Τα είδη Ulva lactuca και Cladophora glomerata της ομάδας ESGΙΙ εμφανίζονται κατά τη διάρκεια του καλοκαιριού και του φθινοπώρου παρουσιάζοντας μικρότερη αφθονία και το ποσοστό συμβολής τους είναι 22,5% και 25,8% αντίστοιχα. Η κυριαρχία των ειδών που ανήκουν στην μακροφυτική συνάθροιση Ι και το υψηλό ποσοστό συμβολής τους στη διαμόρφωση της υδρόβιας βλάστησης στον Τύπο Ι συμβάλλει σημαντικά και στις υψηλές τιμές του δείκτη που χαρακτηρίζουν την τροφική κατάσταση της λιμνοθάλασσας από καλή έως υψηλή. Πίνακας 4Δ.1. Αποτελέσματα της εποχικής ανάλυσης του ποσοστού ομοιότητας (SIMPER), της μέσης αφθονίας και του ποσοστού της συμβολής των ειδών που εμφανίζονται στο τύπο λιμνοθάλασσας Ι με αλφαβητική σειρά.table 4Δ.1. Seasonal SIMPER analysis results, mean average abundance and % contribution of submerged species in lagoon Type I in alphabetical order. Τύπος λιμνοθάλασσας Ι Άνοιξη Μ.Ο. Ομοιότητας: 57,67 Μέσος όρος αφθονίας Ποσοστό συμβολής % Lamprothamniun papulosum 2,5 12,0 Ruppia cirrhosa 3,7 68,1 Zostera noltii 2,9 13,3 Καλοκαίρι Μ.Ο. Ομοιότητας: 65,95 Μέσος όρος αφθονίας Ποσοστό συμβολής % Lamprothamniun 2,5 14,4 papulosum Ruppia cirrhosa 4,1 50,4 Ulva lactuca 2,8 22,5 Zostera noltii 1,9 7,3 Φθινόπωρο Μ.Ο. Ομοιότητας: 65,31 Μέσος όρος αφθονίας Ποσοστό συμβολής % Cladophora glomerata 1,7 6,4 Lamprothamniun papulosum 2,3 9,6 Ruppia cirrhosa 4,2 57,7 Ulva lactuca 2,4 19,4 229

254 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Εικόνες 4Δ.11.α,β. Αποτελέσματα των εποχικών διακυμάνσεων του δείκτη EEI-c στους τρεις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας κατά τη διάρκεια των περιόδων δειγματοληψίας. Figures 4Δ.11. a,b. Results of seasonal variations of EEI-c among the three lagoon types during the sampling periods. 230

255 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Στον Τύπο ΙΙ η τροφική κατάσταση σύμφωνα με τα αποτελέσματα του δείκτη EEI-c (Πίνακας 4Δ.V-Παράρτημα II) κυμαίνονταν καθ όλη τη διάρκεια της περιόδου παρακολούθησης από καλή έως υψηλή (7,60-8,29). Η συμβολή των ειδών Ruppia cirrhosa, Cymodocea nodosa, Lamprothamnium papulosum και Acetabularia acetabulum (Πίνακας 4Δ.2) που ανήκουν στην ομάδα ESGΙ είναι υψηλή και επηρεάζει την τροφική κατάσταση του Τύπου ΙΙ. Κατά τη διάρκεια της άνοιξης η συμβολή των ειδών που ανήκουν στην ομάδα ESGΙ είναι 69,98%, κατά τη διάρκεια του καλοκαιριού 54,2% και τέλος κατά τη διάρκεια του φθινοπώρου 51,32%. Πίνακας 4Δ.2. Αποτελέσματα της εποχικής ανάλυσης του ποσοστού ομοιότητας (SIMPER), της μέσης αφθονίας και του ποσοστού της συμβολής των ειδών που εμφανίζονται στο τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙ με αλφαβητική σειρά. Table 4Δ.2. Seasonal SIMPER analysis results, mean average abundance and % contribution of submerged species in lagoon Type IΙ in alphabetical order. Τύπος λιμνοθάλασσας ΙΙ Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Μ.Ο. Ομοιότητας 25,37 28,28 30,53 Μέσος όρος αφθονίας Ποσοστό συμβολής % Μέσος όρος αφθονίας Ποσοστό συμβολής % Μέσος όρος αφθονίας Ποσοστό συμβολής % Acanthophora nayadiformis ,9 2,95 Acetabularia acetabulum 1,72 11,31 1,83 11,21 1,65 8,63 Ceramium diaphanum 0 0 0,71 3,53 0,69 3,15 Chaetomorpha linum 1,04 6,58 1,39 12,55 1,89 18,83 Chondria capillaris 0 0 1,08 6,14 0,78 3,22 Cladophora glomerata 0,63 2,61 1,1 5,07 1,16 5,48 Cymodocea nodosa 2,21 12,62 3,06 19,38 2,94 18,24 Gracilaria bursa-pastoris 1,03 6,3 1,03 4,51 1,12 3,94 Lamprothamnium 1,73 11,95 1,81 8,15 2,11 9,72 papulosum Ruppia cirrhosa 3,41 34,11 2,57 15,45 2,59 14,72 Ulva rigida 0,91 4,76 1,14 5,57 0,85 3,32 Τέλος, στον Τύπο ΙΙΙ η τροφική κατάσταση της λιμνοθάλασσας κυμαίνονταν από χαμηλή έως υψηλή (4,29-7,40). Κατά τη διάρκεια της άνοιξης του 2006 διαπιστώθηκε μέτρια έως χαμηλή οικολογική κατάσταση πιθανόν λόγω της παρουσίας του είδους Gracilariopsis longissima και αρκετών επιφυτικών ειδών που ανήκουν στην ομάδα ESGII, ενώ μόνο μια φορά παρατηρήθηκε καλή έως υψηλή κατάσταση κατά τη διάρκεια του φθινοπώρου του Σύμφωνα με τα 231

256 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ αποτελέσματα του Πίνακα 4Δ.3 εκτός από το είδος Cymodocea nodosa (ESGΙ), η τάση εμφάνισης ευτροφικών συνθηκών ενισχύεται από το σημαντικό ποσοστό συμβολής των ειδών που ανήκουν στην ομάδα ESGΙΙ (Orfanidis κ.α., 2011). Πίνακας 4Δ.3. Αποτελέσματα της εποχικής ανάλυσης του ποσοστού ομοιότητας (SIMPER), της μέσης αφθονίας και του ποσοστού της συμβολής των ειδών που εμφανίζονται στο τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙ με αλφαβητική σειρά. Table 4Δ.3. Seasonal SIMPER analysis results, mean average abundance and % contribution of submerged species in lagoon Type IΙ in alphabetical order. Τύπος λιμνοθάλασσας ΙΙΙ Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Μ.Ο. Ομοιότητας 39,24 39,07 35,15 Μέσος όρος αφθονίας Ποσοστό συμβολής % Μέσος όρος αφθονίας Ποσοστό συμβολής % Μέσος όρος αφθονίας Ποσοστό συμβολής % Ceramium diaphanum 1,11 8,58 1,58 10,8 1,13 6,94 Ceramium siliquosum 0 0 0,79 2, Chaetomorpha linum 0,87 5,08 1,86 14, Chondria capillaris 1,53 12, ,32 17,39 Cladophora prolifera 1,03 3, Cladophora sp 0,9 3,52 1,02 5, Cymodocea nodosa 4,19 33,6 5,06 41,87 5,12 44,53 Gracilariopsis 3,41 20,29 1,89 9,4 2,05 11,63 longissima Ulva lactuca 1,5 5,24 1,26 7,2 1,56 3,46 Ulva rigida ,05 6,17 Η Ανάλυση Πλεονασμού εφαρμόστηκε μεταξύ των κυριοτέρων αβιοτικών παραμέτρων που μετρήθηκαν στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας και του δείκτη ΕΕΙ-c σε σχέση με τα υδρόβια μακρόφυτα όπως αυτά διακρίθηκαν στις δύο ομάδες οικολογικής κατάστασης. Από τα αποτελέσματα της Ανάλυσης Πλεονασμού προκύπτει ότι το αθροιστικό ποσοστό της διακύμανσης των παραμέτρων που εξηγείται από τους άξονες 1 και 2 αγγίζει το 75,3%. Ο άξονας 1 εξηγεί το 62,2% της διακύμανσης και ο άξονας 2 το 13,05% (Πίνακες 4Δ.4, 4Δ.5). Ο έλεγχος Monte Carlo (p<0,1) έδειξε ότι οι σημαντικότερες παράμετροι που επηρεάζουν το αποτέλεσμα του δείκτη ΕΕΙ-c είναι η διαφάνεια, το διαλυμένο οξυγόνο, η αλατότητα και οι συγκεντρώσεις των φωσφορικών αλάτων. 232

257 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Εικόνες 4Δ.12.α,β. Διγράφημα της Ανάλυσης Πλεονασμού (RDA) που πραγματοποιήθηκε μεταξύ των αβιοτικών παραμέτρων, του δείκτη ΕΕΙ-c και των υδρόβιων μακροφύτων που ανήκουν στις ομάδες ESGI και ESGIΙ στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Figures 4Δ.12.a,b. Biplot and results of Redundant Direct Analysis (RDA) conducted among abiotic parameters, EEI-c index and aquatic macrophytes belonged to ESGI and ESGII group. 233

258 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Πίνακας 4Δ.4. Αποτελέσματα της ανάλυσης πλεονασμού χωρίς συμμεταβλητές μεταξύ των αβιοτικών παραμέτρων, του δείκτη EEI-c και των μακροφυτικών συναθροίσεων. Table 4Δ.4. RDA results between abiotic parameters, EEI-c index and macrophytic assemblages. Άξονες Ι ΙΙ ΙΙΙ IV Συνολική διακύμανση Ιδιοτιμές 0,151 0,032 0,028 0,013 Συσχετισμός taxa με αβιοτικές παραμέτρους 0,752 0,564 0,583 0,405 Αθροιστικό ποσοστό διακύμανσης των taxa 15,1 18,2 1,0 22,3 Αθροιστικό ποσοστό διακύμανσης της σχέσης taxa-αβιοτικών παραμέτρων 62,2 75,3 86,8 92,0 Άθροισμα όλων των φυσικών ιδιοτιμών 1,000 Άθροισμα των ιδιοτιμών που είναι γραμμικοί συνδυασμοί των αβιοτικών παραμέτρων 0,242 1,000 Πίνακας 4Δ.5. Ενδο-συσχετισμός των αβιοτικών παραμέτρων και του δείκτη EEIcμε τους κύριους άξονες ταξιθέτησης της Ανάλυσης Πλεονασμού. Table 4Δ.5. Intrarelationships of Correlation coefficients between the abiotic parameters, EEI-c index and the principal component axes of Redundant Direct Analysis. Μεταβλητές Marginal effects Conditional effects FR explained Lamda 1 Lamda A P F AX1 AX2 Ιδιοτιμές 0,6222 0,1305 Βάθος (m) 0,04 0,02 0,002 3,80 0,8008-0,9957 Διαφάνεια (m) 0,04 0,02 0,002 4,85 11,156 40,176 ph 0,02 0,00 0,072 1,69-0,2377-0,6004 Διαλυμένο Οξυγόνο (mg/l) 0,03 0,01 0,004 3,20 32,491 40,766 Αλατότητα ( ) 0,11 0,11 0,002 23,37 70,303-0,3284 PO 4 -P 0,03 0,01 0,018 2,02 27,744 0,8362 TP 0,01 0,00 0,864 0,62-16,190-0,1435 DIN 0,07 0,03 0,002 6,35-19,429 0,0609 Αλκαλικότητα (mg/l) 0,01 0,00 0,064 1,65-27,726-0,7699 Chl-a (μg/l) 0,03 0,02 0,004 3,09 22,402 22,603 EEI-c 0,03 0,01 0,030 1,93-18,119 15,032 Σύμφωνα με τα αποτελέσματα του Πίνακα 4Δ.5. της Ανάλυσης Πλεονασμού (Εικόνες 4Δ.12.α,β) η διαφάνεια και το διαλυμένο οξυγόνο σχετίζονται θετικά με τον άξονα 2, ενώ η Chl-a συνδέεται θετικά. Αντίθετα, η αλατότητα και η συγκέντρωση των 234

259 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ φωσφορικών αλάτων εμφανίζει θετική συσχέτιση με τον άξονα 1, ενώ ο δείκτης EEI-c σχετίζεται αρνητικά. Έτσι κατά μήκος του άξονα 1 από το αριστερό προς το δεξιό τμήμα του γραφήματος παρατηρείται μια τάση αύξησης των τιμών του δείκτη EEI-c. Δηλαδή καθώς παρατηρούμε το γράφημα διαπιστώνουμε στο δεξιό τμήμα του γραφήματος βρίσκονται οι περιοχές που χαρακτηρίζονται από υψηλή οικολογική κατάσταση, ενώ στο αριστερό τμήμα αυτού τοποθετούνται οι περιοχές με κακή οικολογική κατάσταση. Στο αριστερό τμήμα του γραφήματος η παρουσία των αγγειοσπέρμων Zostera noltii, Ruppia cirrhosa και του χαροφύτου Lamprothamnium papulosum, που ανήκουν στην ομάδα ESGI, σχετίζονται θετικά με τις υψηλές συγκεντρώσεις διαλυμένου ανόργανου αζώτου όπως έχει αποδειχθεί και από την ανάλυση βελτιωμένων αντιστοιχιών του Κεφαλαίου 4Γ. Οι τιμές του δείκτη ΕΕΙ-c χαρακτηρίζουν τις περιοχές αυτές με καλή οικολογική κατάσταση λόγω των υψηλών ποσοστών φυτοκάλυψης των παραπάνω ειδών. Αντίθετα, στο αριστερό τμήμα του γραφήματος, παρόλο που εμφανίζεται το αγγειόσπερμο είδος Cymodocea nodosa που ανήκει στην ομάδα ESGI και προτιμά περιοχές με υψηλή συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου και χαμηλή συγκέντρωση διαλυμένου ανόργανου αζώτου, ο δείκτης παρουσιάζει αρνητική συσχέτιση με τον άξονα και χαρακτηρίζει τις περιοχές όπου εμφανίζεται ως μέτριες. Στο δεξιό τμήμα του γραφήματος όπου βρίσκονται τα είδη Gracilariopsis longissima και Ulva laetevirens που ανήκουν στην ομάδα ESGIΙ, ο δείκτης ΕΕΙ-c παίρνει την μικρότερη τιμή του και οι περιοχές όπου εμφανίζονται χαρακτηρίζονται από φτωχή οικολογική κατάσταση. 4.Δ.2.5. Δείκτης Οικολογικής Εκτίμησης των Μεταβατικών Υδάτων (Transitional Water Quality Index TWQI) Ο δείκτης TWQI έχει εφαρμοστεί σε διάφορες λιμνοθάλασσες της Μεσογείου όπως στη Ria Formosa στην Πορτογαλία, στη Mar Menor στην Ισπανία, στη λιμνοθάλασσα Thau στη Γαλλία, και στη Sacca di Goro στην Ιταλία. Στην Ελλάδα εφαρμόστηκε μόνο στον Κόλπο της Γέρας στη Λέσβο. Τα μέχρι τώρα μεταβατικά ύδατα στη Μεσόγειο όπου εφαρμόστηκε ο δείκτης δεν αναφέρουν στη βυθισμένη υδρόβια βλάστησή τους τα χαρόφυτα Lamprothamnium 235

260 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ papulosum, Chara hispida f. corfuensis και Potamogeton pectinatus (Giordani κ.α., 2009). Η παρουσία των παραπάνω ειδών και κυρίως του χαρόφυτου Chara hispida f. corfuensis και του αγγειόσπερμου Potamogeton pectinatus, τα οποία είναι τα μοναδικά είδη που εμφανίζονται στον Τύπο IV (Καϊάφας), προκάλεσαν προβληματισμό ως προς την ταξινόμησή τους στα βενθικά ριζώδη φυτά (BRP) ή στα μακροφύκη (macroalgae). Στην παρούσα διδακτορική διατριβή τα είδη αυτά, σε συνεργασία με τον Τομέα Επιστημών Ζωής του Πανεπιστημίου της Πάρμα στην Ιταλία, ταξινομήθηκαν σύμφωνα με την οικολογική τους σημασία και όχι σύμφωνα με τον ορισμό που προτείνει ο δείκτης. Το αγγειόσπερμο P. pectinatus αποτελεί ένα βυθισμένο υδρόβιο μακρόφυτο με καλά ανεπτυγμένο ριζικό σύστημα το οποίο παρουσιάζει στον Τύπο IV υψηλό ποσοστό φυτοκάλυψης. Αυτό είχε ως αποτέλεσμα η ποιοτική τιμή QVBRP να είναι υψηλή και το τελικό αποτέλεσμα του δείκτη TWQI να χαρακτηρίζει την οικολογική κατάσταση της λιμνοθάλασσας ως άριστη. Όμως τo είδος P. pectinatus είναι χαρακτηριστικό μεσοτροφικών ή ευτροφικών περιοχών (Casagranda & Boudouresque, 2007) και για τον λόγο αυτό στην περίπτωση της λιμνοθάλασσας Καϊάφα χρησιμοποιήθηκε ως μακροφύκος. Αντίθετα, παρόλο που το είδος Chara hispida f. corfuensis ανήκει στα χλωρόφυτα, προτιμά ολιγοτροφικά νερά με υψηλή διαφάνεια (Kohler & Schneider, 2003) και έτσι στην παρούσα διδακτορική διατριβή χρησιμοποιήθηκε ως βυθισμένο υδρόβιο μακρόφυτο. Στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας οι μέσες τιμές των αποτελεσμάτων του δείκτη TWQI κυμαίνονται από 61 έως 80 χαρακτηρίζοντας έτσι την τροφική τους κατάσταση ως καλή (Εικόνες 4Δ.13α,β, Πίνακας 4Δ.9). Στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας οι παράμετροι οι οποίες φαίνεται να διαμορφώνουν τα αποτελέσματα του δείκτη, είναι η συγκέντρωση του διαλυμένου οξυγόνου και του ολικού ανόργανου αζώτου, καθώς και τα ποσοστά φυτοκάλυψης των μακροφυκών και των βυθισμένων ριζωδών φυτών (Εικόνα 4Δ.14.α). Στις υπό μελέτη λιμνοθάλασσες, (Πίνακας 4Δ.VΙ.-Παράρτημα II) οι μικρότερες μέσες τιμές του δείκτη παρατηρήθηκαν κατά τη διάρκεια της άνοιξης και κυμαίνονταν από 51,5 έως 66,6. Οι τιμές αυτές χαρακτηρίζουν την τροφική κατάσταση των λιμνοθαλασσών από μέτρια ως καλή. Οι χαμηλές τιμές του δείκτη οφείλονται στη χαμηλή συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου που δίνει χαμηλή ποιοτική τιμή QVDO, στην υψηλή συγκέντρωση ολικού ανόργανου αζώτου που 236

261 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ δίνει χαμηλή τιμή QVDΙΝ, αλλά και στην αυξημένη φυτοκάλυψη από μακροφύκη που δίνει χαμηλή τιμή QVmacroalgae και αντίστοιχα στη μειωμένη φυτοκάλυψη από βενθικά ριζώδη φυτά που προκαλεί αντίστοιχα χαμηλές ποιοτικές τιμές (QVBRP) (Εικόνα 4Δ.14α). Έτσι, για παράδειγμα στη λιμνοθάλασσα Ροδιά (Τύπος Ι) η χαμηλή τιμή του δείκτη οφείλεται στις χαμηλές ποιοτικές τιμές του διαλυμένου οξυγόνου (QVDO=2,3), του ολικού ανόργανου αζώτου (QVDΙΝ=4,9) και της φυτοκάλυψης των μακροφυκών (QVmacroalgae=5,4). Αντίθετα, οι υψηλότερες μέσες τιμές του δείκτη, σημειώθηκαν κυρίως κατά τη διάρκεια του καλοκαιριού στις λιμνοθάλασσες Τσουκαλιό (71,2), Κλείσοβα (83,1) και Καϊάφα (89,6) και χαρακτηρίζουν τις λιμνοθάλασσες από καλή έως άριστη τροφική κατάσταση. Οι υψηλές τιμές του δείκτη οφείλονται στην αυξημένη συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου που δίνει υψηλή ποιοτική τιμή QVDΟ, στην μειωμένη φυτοκάλυψη μακροφυκών που δίνει υψηλές ποιοτικές τιμές QVmacroalgae, αλλά και στην αυξημένη φυτοκάλυψη των βυθισμένων ριζωδών φυτών που δίνει επίσης υψηλή ποιοτική τιμή QVBRP. Έτσι, για παράδειγμα, παρατηρώντας τα αποτελέσματα του δείκτη (Εικόνα 4Δ.14.α) για τη λιμνοθάλασσα Κλείσοβα, παρατηρούμε ότι η άριστη τροφική κατάσταση της λιμνοθάλασσας κατά τη θερινή περίοδο του 2005 οφείλεται όχι μόνο στην αυξημένη συγκέντρωση του διαλυμένου οξυγόνου (QVDΟ=14) αλλά και στη μικρότερη συγκέντρωση ολικού ανόργανου αζώτου (QVDΙΝ=8,7) και την αυξημένη φυτοκάλυψη των βυθισμένων ριζωδών φυτών (QVBRP=22,7). 237

262 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Εικόνες 4Δ.13.α,β. Αποτελέσματα των εποχικών διακυμάνσεων του δείκτη TWQI στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας κατά τη διάρκεια των περιόδων δειγματοληψίας. Figures 4Δ.13. a,b. Results of seasonal variations of TWQI among the four lagoon types during the sampling periods. 238

263 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Συγκρίνοντας τα αποτελέσματα των τιμών του δείκτη που εφαρμόστηκε στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας με αυτές των υπόλοιπων λιμνοθαλασσών της Μεσογείου (Εικόνα 4Δ.13.β), παρατηρούμε ότι η τροφική κατάσταση των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας σε σχέση με τις υπόλοιπες λιμνοθάλασσες της Μεσογείου χαρακτηρίζεται ως καλή και παρουσιάζει ομοιότητες με τη λιμνοθάλασσα Etang du Thau (ET). Η λιμνοθάλασσα Etang du Thau παρουσιάζει ομοιότητες με τον Τύπο ΙΙ των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Η επικοινωνία της με τη θάλασσα πραγματοποιείται μέσω δύο στενών διαύλων, η αλατότητά της κυμαίνεται από 31,2 έως 38,8 και ο πυθμένας της καλύπτεται από αγγειόσπερμα είδη και κυρίως Zostera noltii (Plus κ.α., 2001). Η χαμηλότερη μέση τιμή του δείκτη (TWQI=55) σημειώθηκε στη λιμνοθάλασσα Sacca di Goro της Ιταλίας, ενώ οι υψηλότερες μέσες τιμές (TWQI=99) αναφέρονται από τον Κόλπο της Γέρας και τις λιμνοθάλασσες Ria Formosa (TWQI=95) και Lesina (TWQI=85) και οφείλονται στην υψηλή φυτοκάλυψη από βενθικά ριζώδη φυτά (Εικόνα 4Δ.13.β). Η φτωχή έως μέτρια τροφική κατάσταση στη λιμνοθάλασσα Sacca di Goro (TWQΙ: 42 to 52) οφείλεται στις υψηλές συγκεντρώσεις θρεπτικών ιόντων, Chl-a καθώς και στην υψηλή αφθονία του είδους Ulva και στη μειωμένη φυτοκάλυψη από βενθικά ριζώδη φυτά. Η αυξημένη φυτοκάλυψη του είδους Ulva προκαλείται από την εντατική καλλιέργεια μυδιών και τις έντονες ανθρωπογενείς πιέσεις που δέχεται η λιμνοθάλασσα (Viaroli κ.α., 2001). 239

264 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Εικόνα 4Δ.14.α. Εποχικές διακυμάνσεις των ποιοτικών τιμών του διαλυμένου οξυγόνου, της Chl-a, του ολικού ανόργανου αζώτου, του ολικού φωσφόρου, των μακροαλγών και των βυθισμένων ριζωδών φυτών στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Figure 4Δ.14α. Seasonal variations of QV values of DO, Chl-a, DIN, DIP, Macroalgae and BRP (benthic rooted plats) applied into different lagoon types of Western Greece. 240

265 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Εικόνα 4Δ.14.β. Σύγκριση των ποιοτικών τιμών του διαλυμένου οξυγόνου, της Chl-a, του ολικού ανόργανου αζώτου, του ολικού φωσφόρου, των μακροαλγών και των βυθισμένων ριζωδών φυτών παραμέτρων με αυτές των λιμνοθαλασσών Sacca di Goro (SG), Lagoon of Lesina (LE), Etang du Thau (ET), Ria Formosa (RF), Mar Menor (MM) and Gulf of Gera (GG) καθώς και των λιμνοθαλασσών Ροδιά (R), Τσουκαλιό (T), Λογαρού (L), Κλείσοβα (K), Άραξος (A) και Καϊάφας (Kf) (όπως τροποποιήθηκε από Giordani κ.α., 2009). Figure 4Δ.14β. Comparison of QV values of DO, Chl-a, DIN, DIP, Macroalgae and BRP in Sacca di Goro (SG), Lagoon of Lesina (LE), Etang du Thau (ET), Ria Formosa (RF), Mar Menor (MM) and Gulf of Gera (GG) with the studied lagoons of Rodia (R), Tsoukalio (T), Logarou (L), Kleisova (K), Araxos (A) and Kaiafas (Kf) (modified from Giordani κ.α., 2009). 4.Δ Συσχετίσεις αβιοτικών παραμέτρων του δείκτη TWQI Η Ανάλυση Διασποράς (ANOVA) που εφαρμόστηκε μεταξύ των ποιοτικών τιμών (QV) των παραμέτρων του δείκτη TWQI (Πίνακας 4Δ.6), έδειξε ότι οι ποιοτικές τιμές του διαλυμένου οξυγόνου και του ολικού ανόργανου αζώτου διαφέρουν στατιστικά σημαντικά μεταξύ των εποχών, ενώ η ποιοτική τιμή της Chl-a δεν παρουσιάζει στατιστικά σημαντική διαφορά μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών, σε αντίθεση με τις υπόλοιπες υπό διερεύνηση παραμέτρους. 241

266 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Πίνακας 4Δ.6. Ανάλυση Διασποράς μεταξύ των ποιοτικών τιμών των παραμέτρων που συμμετέχουν στον υπολογισμό του δείκτη TWQI ανάλογα με τις εποχές, τις λιμνοθάλασσες και τους τύπους λιμνοθαλασσών. Table 4Δ.6. One Way ANOVA between Quality Values (QV) of parameters involved in the calculation of TWQI between seasons, lagoons and lagoon types. Εποχές Λιμνοθάλασσα Τύπος Λιμνοθάλασσας F Sig. F Sig. F Sig. QVDO 13,32,000 7,088,000 3,713,012 QVDIP 0,939,485 8,258,000 13,882,000 QVDIN 8,104,000 30,713,000 22,318,000 QVChl-a 1,113,365 1,779,118 2,991,032 QVmacroalgae 1,425, ,196, ,815,000 QVBRP 0,56,810 15,406,000 21,36,000 Από τα αποτελέσματα της εφαρμογής του συντελεστή συσχέτισης Spearman (Πίνακας 4Δ.7) μεταξύ των ποιοτικών τιμών (QV) των παραμέτρων του τροφικού δείκτη TWQI που εφαρμόστηκε σε κάθε λιμνοθάλασσα ξεχωριστά αλλά και σε κάθε τύπο λιμνοθάλασσας, διαπιστώθηκε ότι η ποιοτική τιμή της συγκέντρωσης του διαλυμένου οξυγόνου εμφανίζει αρνητική συσχέτιση με αυτή του ολικού ανόργανου φωσφόρου, ενώ συσχετίζεται θετικά με την ποιοτική τιμή του ποσοστού φυτοκάλυψης των μακροφυκών (QVmacroalgae). Οι χαμηλές συγκεντρώσεις διαλυμένου οξυγόνου μπορεί να οφείλονται στην αύξηση της βιομάζας του φυτοπλαγκτού (Chl-a) που δημιουργεί ευτροφικές συνθήκες και προκαλεί την εμφάνιση μακροφυκών (Sfriso κ.α., 2009). Όπως συζητήθηκε και στο Κεφάλαιο 4Β, οι χαμηλές συγκεντρώσεις του διαλυμένου οξυγόνου μπορεί να προκαλέσουν την απελευθέρωση φωσφόρου από το ίζημα και την αύξηση της συγκέντρωσης του ολικού φωσφόρου στη στήλη του νερού (Viaroli κ.α., 1995). Αντίστοιχα, η ποιοτική τιμή της Chl-α συσχετίζεται θετικά με τη αυτή του ολικού ανόργανου φωσφόρου και αρνητικά με τη τιμή του ολικού ανόργανου αζώτου, ενώ φαίνεται να σχετίζεται θετικά με την ποιοτική τιμή του ποσοστού κάλυψης των βυθισμένων ριζωδών φυτών (QVBRP). Οι συσχετίσεις αυτές υποδηλώνουν την επίδραση του φωσφόρου ως περιοριστικού παράγοντα για την αύξηση της φυτοπλαγκτονικής βιομάζας (Ferris & Tyler, 1985). Έχει αποδεχθεί ότι οι χαμηλές 242

267 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ συγκεντρώσεις Chl-a στη στήλη του νερού, ενισχύουν την φωτοσύνθεση και την αυξημένη φυτοκάλυψη βυθισμένων ριζωδών φυτών (van Donk & van de Bund, 2002). Πίνακας 4Δ.7. Αποτελέσματα του Συντελεστή Συσχέτισης Spearman μεταξύ των ποιοτικών τιμών των παραμέτρων που συμμετέχουν στον υπολογισμό του δείκτη TWQI ανάλογα με τις εποχές, τις λιμνοθάλασσες και τους τύπους λιμνοθαλασσών. Table 4Δ.7. Results of Spearman Rank correlation coefficient between Quality Values (QV) of parameters involved in the calculation of TWQI between seasons, lagoons and lagoon types. QVDIP QVChl-a QVmacroalgae QVBRP Εποχές Λ/θ Τύπος Λ/θ QVDO -,188**,212**,227**,169** QVDIP,176** -,134* -,347** -,347** QVDIN -,148* -,146*,454**,418**,297** QVChl-a,146* -,365** -,263** -,312** QVmacroalgae,741**,368**,361** QVBRP Λ/θ,157*,144*,949** 4.Δ Ανάλυση Κύριων Συνιστωσών (PCA) μεταξύ των ποιοτικών τιμών των παραμέτρων του δείκτη TWQI Η Ανάλυση Κύριων Συνιστωσών που εφαρμόστηκε στους τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας μεταξύ των ποιοτικών τιμών (QV) των παραμέτρων του δείκτη TWQI, εξηγεί το 79% της συνολικής διακύμανσης. Το μεγαλύτερο μέρος της διακύμανσης και σε ποσοστό 60,3% εξηγεί ο άξονας 1, ενώ ο άξονας 2 ερμηνεύει το 18,7% της συνολικής διακύμανσης (Πίνακας 4Δ.8). Έτσι, ο άξονας 1 συσχετίζεται αρνητικά με τις ποιοτικές τιμές του δείκτη που αφορούν τις φυτοκαλύψεις τόσο των μακροφυκών, όσο και των βυθισμένων ριζωδών φυτών. Αντίθετα, ο άξονας 2 συσχετίζεται θετικά με τις ποιοτικές τιμές του διαλυμένου οξυγόνου και αρνητικά με τις τιμές του ολικού ανόργανου αζώτου. Παρατηρείται δηλαδή μια τάση μείωσης των 243

268 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ τιμών του δείκτη από αριστερά προς τα δεξιά όπου εντοπίζονται σταθμοι δειγματοληψίας του Τύπου ΙΙΙ. Πίνακας 4Δ.8. Οι ιδιοτιμές των δύο κύριων συνιστωσών της Ανάλυσης Κύριων Συνιστωσών που πραγματοποιήθηκε στις ποιοτικές τιμές (QV) των παραμέτρων του δείκτη TWQI στους τύπους λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Table 4Δ.8. Eigenvectors of the first two principal components of Principal Component Analysis conducted on the quality values (QV) of TWQI parameters in coastal lagoons types of Western Greece. Άξονας 1 Άξονας 2 Ιδιoτιμές (%) 60,3 18,7 QVDO -0,0853 0,3172 QVDIP 0,0305-0,1083 QVDIN 0,1219-0,6029 QVChl-a 0,0716-0,2542 QVmacroalgae -0,8520 0,4241 QVBRP -0,9029-0,3765 Έτσι, οι λιμνοθάλασσες που χαρακτηρίζονται από υψηλότερες τιμές TWQI τοποθετούνται στo αριστερό τμήμα του γραφήματος όπου εμφανίζονται οι δειγματοληπτικές επιφάνειες της λιμνοθάλασσας του Καϊάφα (Τύπος IV), αλλά και δειγματοληπτικές επιφάνειες που ανήκουν στις λιμνοθάλασσες του Τύπου Ι (Ροδιά) και Τύπου ΙΙ (Τσουκαλιό - Κλείσοβα). Αρκετές από τις δειγματοληπτικές επιφάνειες της λιμνοθάλασσας του Αράξου και της Λογαρούς βρίσκονται στο δεξιό τμήμα του γραφήματος, υποδεικνύοντας χαμηλότερες τιμές του δείκτη (Εικόνα 4Δ.15α,β). Σημαντικό ρόλο σε αυτό το διαχωρισμό φαίνεται να παίζει η μειωμένη φυτοκάλυψη των βενθικών ριζωδών φυτών, η αυξημένη φυτοκάλυψη των μακροφυκών καθώς και η αυξημένη συγκέντρωση του ολικού ανόργανου αζώτου. 244

269 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Εικόνες 4Δ.15α,β. Διγράφημα της Ανάλυσης Κύριων Συνιστωσών με τις ποιοτικές τιμές των παραμέτρων του δείκτη TWQI ανά τύπο λιμνοθάλασσας και λιμνοθάλασσα. Figures 4Δ.15a,b. Biplot of Principal Component Analysis according the quality values of TWQI parameters index in each lagoon type and in each lagoon. 245

270 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ 4Δ.3. Σύγκριση των αποτελεσμάτων των τροφικών δεικτών που εφαρμόστηκαν στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Η φύση του κάθε υδάτινου σώματος, σε συνδυασμό ή και ανεξάρτητα από τις ανθρωπογενείς πιέσεις, επηρεάζει τα αποτελέσματα των δεικτών που εφαρμόζονται (Borja κ.α., 2013). Από τα αποτελέσματα του Πίνακα 4Δ.9 παρατηρούμε ότι η τροφική κατάσταση κάθε λιμνοθάλασσας διαφέρει ανάλογα με τον τροφικό δείκτη που έχει επιλεγεί να εφαρμοστεί. Επιπλέον, οι δείκτες που περιλαμβάνουν βιοτικά στοιχεία διαφέρουν στατιστικά σημαντικά μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών. Στην περίπτωση της εφαρμογής του δείκτη TSI-Chl-a, η τροφική κατάσταση των λιμνοθαλασσών χαρακτηρίζεται ως ολιγοτροφική, ενώ σύμφωνα με τον δείκτη TSI- TP οι ίδιες λιμνοθάλασσες χαρακτηρίζονται από ευτροφικές έως υπερ-ευτροφικές. Το φαινόμενο αυτό έχει παρατηρηθεί και σε άλλες λιμνοθάλασσες της Νότιας Ευρώπης όπως στη Foz de Almargen (Coehlo κ.α., 2007), Ter Vell (Badosa κ.α., 2008), Ricarda, Cal Tet, Ca l Arana (Canedo-Arguelles κ.α., 2012) αλλά και πρόσφατα στη λιμνοθάλασσα του Καϊάφα (Christia κ.α., 2013). Στις λιμνοθάλασσες αυτές οι τιμές της Chl-a είναι χαμηλές παρόλο που οι τιμές των θρεπτικών αλάτων είναι υψηλές και θα επέτρεπαν τη δημιουργία ευτροφικών συνθηκών. Οι μειωμένες τιμές της Chl-a στις λιμνοθάλασσες είναι σύνηθες φαινόμενο. Οι λιμνοθάλασσες, ως συνεχώς μεταβαλλόμενα οικοσυστήματα, δέχονται την επίδραση του ανέμου που προκαλεί επαναιώρηση του ιζήματος και μείωση της διαφάνειας. Η μειωμένη διαφάνεια, λόγω της μειωμένης απορρόφησης της ηλιακής ακτινοβολίας μπορεί να προκαλέσει μειωμένες συγκεντρώσεις Chl-a (Viaroli & Christian, 2003). Όπως φαίνεται από τα αποτελέσματα του Πίνακα 4Δ.9, Ο δείκτης TSI-Chl-a παρουσιάζει στατιστικά σημαντική διαφορά μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών (p<0.001). Σε επίπεδο λιμνοθαλασσών, η λιμνοθάλασσα του Αράξου διαφέρει από τις υπόλοιπες λιμνοθάλασσες σε ότι αφορά τα αποτελέσματα του δείκτη, λόγω των υψηλότερων συγκεντρώσεων Chl-a που έχουν μετρηθεί Η τροφική κατάσταση των λιμνοθαλασσών σύμφωνα με τον δείκτη TRIX δεν παρουσιάζει στατιστικά σημαντικές διαφορές και όλες οι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας που μελετήθηκαν χαρακτηρίζονται από μέτρια οικολογική κατάσταση. 246

271 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Πίνακας 4Δ.9. Μέσες τιμές και τυπική διακύμανση των επιλεγμένων δεικτών που υπολογίστηκαν στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας κατά τη διάρκεια της περιόδου δειγματοληψίας. Οι διαφορές μεταξύ των λιμνοθαλασσών υπολογίστηκαν με το LSD test. Η ύπαρξη κοινών γραμμάτων υποδεικνύει τη μη ύπαρξη στατιστικών διαφορών. Table 4Δ.9. Mean values and standard deviation of the selected trophic and phytobenthic indices were calculated into the lagoons of Western Greece during the sampling campaign. Differences between lagoons were estimated with LSD test. The same letter indicated no significant difference. Τύποι λ/θ Τύπος I Τύπος II Τύπος III Τύπος IV Λιμνοθάλασσα Ροδιά Τσουκαλιό Λογαρού Κλείσοβα Άραξος Καϊάφαςs Sig. Τροφικοί δείκτες TSI-Chl-a 27,1±10,9 32,1±6,7 31,3±6,8 29,2±6,8 38,5±9,8 31,0±17,9,000 abcdf abcdf abcdf abcdf e abcdf (Min-Max) 3,8-45,8 15,3-44,6 13,2-42,8 14,6-49,0 8,9-58,1 0,3-62,9 TSI-TP 67,1±10,8 66,5±17,5 70,7±13,0 65,6±13,5 69,8±10,0 65,4±13,1,293 abcdef abcdef abcdef abcdef abcdef abcdef (Min-Max) 48,9-94,7 4,2-96,9 44,6-91,1 31,3-101,5 45,8-93,6 37,4-96,2 TRIX 5,9±0,8 5.8±1.0 5,9±1,0 5,5±0,6 5,8±0,6 5,5±1,0,070 abcef abcdef abce abdf abcef abcdef (Min-Max) 4,4-7,1 3,8-7,4 3,8-7,3 4,2-6,7 4,4-7,0 3,8-7,6 Βιοτικοί δείκτες E-MaQI 0,9±0,3 0,6±0,4,000 EQR 0,59 0,34 (Min-Max) 0,0-1,4 0,0-1,7 EEI-c 7,5±1,0 7,5±1,0 7,8±1,0 8,2±1,4 5,7±2,5,000 abcd abcd abcd acd e ΕΕΙ CEQR 0,68±0,12 0,71±0,12 0,73±0,12 0,71±0,24 0,47±0,30 (Min-Max) 4,8-9,0 5,9-9,8 5,4-9,7 5,4-10,0 1,0-10,0 Πολυμετρικός δείκτης TWQI 73,3±9,0 66,7±5,3 62,3±13,1 73,7±10,6 66,0±10,3 77,8±13,2,000 ad bce bce ad bce f (Min-Max) 47,0-91,0 52,0-74,0 34,0-88,0 50,0-91,0 43,0-81,0 52,7-97,3 Ο χαρακτηρισμός της τροφικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών με τη χρήση των βιολογικών δεικτών παρουσιάζει στατιστικά σημαντικές διαφορές. Τα αποτελέσματα που προκύπτουν από την εφαρμογή του δείκτη E-MaQI και του ΕΕΙ-c παρουσιάζει σημαντικές διαφορές στον χαρακτηρισμό της οικολογικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών. Η οικολογική κατάσταση στη λιμνοθάλασσα της Κλείσοβας είναι μέτρια σύμφωνα με τον δείκτη E-MaQI, ενώ σύμφωνα με τον δείκτη ΕΕΙ-c η οικολογική κατάσταση κυμαίνεται από καλή έως υψηλή. Στη λιμνοθάλασσα του Αράξου η οικολογική κατάσταση χαρακτηρίζεται ως φτωχή σύμφωνα με το δείκτη E- 247

272 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ MaQI. Μέτρια έως καλή χαρακτηρίζεται η κατάσταση της λιμνοθάλασσας όταν σε αυτή εφαρμόστηκε ο δείκτης ΕΕΙ-c. Ο δείκτης EEI-c διαφέρει στατιστικά σημαντικά μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών και η σημαντικότερη διαφορά παρατηρείται μεταξύ του Τύπου ΙΙΙ και των υπόλοιπων τύπων λιμνοθαλασσών (Πίνακας 4Δ.9), ενώ καμία στατιστικά σημαντική διαφορά δεν παρατηρήθηκε μεταξύ των λιμνοθαλασσών του Αμβρακικού κόλπου (Τύπος Ι και ΙΙ). Τέλος, ο πολυμετρικός δείκτης TWQI παρουσιάζει στατιστικά σημαντικές διαφορές μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών και η οικολογική κατάσταση των τύπων λιμνοθαλασσών χαρακτηρίζεται ως καλή. Επιπλέον, σύμφωνα με τα αποτελέσματα του Πίνακα 4Δ.7 παρατηρούμε ότι τα αποτελέσματα του δείκτη TWQI παρουσιάζουν στατιστικά σημαντικές διαφορές και η εφαρμογή του ελέγχου LSD υποδεικνύει ότι η λιμνοθάλασσα του Καϊάφα διαφέρει στατιστικά σημαντικά από τις υπόλοιπες λιμνοθάλασσες παρουσιάζοντας την υψηλότερη μέση τιμή του δείκτη (77,8). Οι λιμνοθάλασσες Τσουκαλιό, Λογαρού και Άραξος δεν διαφέρουν μεταξύ τους, ενώ παρουσιάζουν στατιστικά σημαντική διαφορά με τις λιμνοθάλασσες Ροδιά και Κλείσοβα. 4Δ.3.1. Συσχέτιση των αβιοτικών παραμέτρων με τους τροφικούς δείκτες Τα αποτελέσματα που προκύπτουν από την εφαρμογή του συντελεστή συσχέτισης Spearman παρουσιάζουν σημαντικές συσχετίσεις των δεικτών με τις περιβαλλοντικές παραμέτρους (Πίνακας 4Δ.10). Έτσι, σε ότι αφορά τον τροφικό δείκτη TSI-Chl-a παρατηρείται υψηλή θετική συσχέτιση με τη συγκέντρωση των φωσφορικών ιόντων και του ολικού φωσφόρου (p<0,001), ενώ αντίθετα παρατηρήθηκε αρνητική συσχέτιση με τη θερμοκρασία και τη συγκέντρωση των αμμωνιακών ιόντων (p<0,05). O τροφικός δείκτης TSI-Chl-a συσχετίζεται θετικά με τον δείκτη TRIX και αρνητικά με τον ΕΕΙ. Από τον Πίνακα 4Δ.10 παρατηρούμε ότι ο δείκτης TRIX συσχετίζεται αρνητικά με τη συγκέντρωση του διαλυμένου οξυγόνου (p<0,001), ενώ παρουσιάζει θετική σχέση με τις συγκεντρώσεις των αλάτων αζώτου και φωσφόρου, καθώς και με τη Chl-a (p<0,001). 248

273 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Μια από τις κύριες περιβαλλοντικές παραμέτρους που περιλαμβάνονται στην εξίσωση υπολογισμού του TRIX είναι και η Chl-a. Έτσι περιοχές με υψηλή συγκέντρωση Chl-a παρουσιάζουν και υψηλότερες τιμές του δείκτη υποδεικνύοντας έτσι μέτρια έως κακή τροφική κατάσταση. Πίνακας 4Δ.10. Συντελεστής συσχέτισης Spearman μεταξύ των αβιοτικών παραμέτρων και των τροφικών δεικτών σε λιμνοθάλασσα. (**σημαντική συσχέτιση με p<0.01; * σημαντική συσχέτιση με p<0.05). Table 4Δ.10. Spearman Rank correlation coefficients among abiotic parameters and trophic status indices applied in coastal lagoons of Western Greece. (**correlation is significant for p<0.01; * correlation is significant for p<0.05) Τροφικοί δείκτες Βιοτικοί δείκτες Πολυμετρικός δείκτης TSI-Chl-a TSI-TP TRIX E-MaQI EEI-c TWQI Βάθος (m) -,170*,256** Διαφάνεια (m) -,143*,343** Θερμοκρασία -,148* ( C) DO (mgl -1 ) -,259** -,173** -,218**,372** Αλατότητα ( ),153* -,163* PO 4 -P (μgl -1 ),228**,267** -,254** -,211** -,142* TP (μgl -1 ),183**,876**,374** -,199** NO 3 -N(μgl -1 ),241** NH 4 -N(μgl -1 ) -,173** CO 3 (mgl -1 ) -,148* HCO 3 (mgl -1 ) -,135* Chl-a(μgl -1 ),815**,158*,498** -,208** -,372** TSIChl-a,276** TRIX,650**,461** E-MaQI,159* EEI-c -,209** TWQI -,167* -,135* -,198**,555** Αντίστοιχα, ο βιοτικός δείκτης E-MaQI παρουσιάζει αρνητική συσχέτιση με τη διαφάνεια (p<0,05) και τη συγκέντρωση φωσφορικών ιόντων, ενώ ο δείκτης ΕΕΙ-c συσχετίζεται αρνητικά με το βάθος (p<0,05), τη συγκέντρωση των φωσφορικών ιόντων και της Chl-a (p<0,001). Η σχέση του βάθους και της διαφάνειας είναι σημαντική και επηρεάζει τα αποτελέσματα ενός δείκτη που στηρίζεται σε βιολογικά ποιοτικά στοιχεία όπως τα υδρόβια μακρόφυτα. Η εμφάνιση των ειδών στις λιμνοθάλασσες επηρεάζεται από τα όρια του βάθους, τα οποία και επηρεάζουν τη 249

274 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ διαφάνεια αλλά και τις συγκεντρώσεις των θρεπτικών ιόντων (Greve & Krause-Jensen 2005, Christia κ.α., 2013). Τα είδη τα οποία ανήκουν στην ομάδα ESGΙΙ ευνοούνται από τις υψηλές συγκεντρώσεις Chl-a και η αφθονία τους μειώνει την τιμή του δείκτη ΕΕΙ-c. Αντίθετα, είδη που ανήκουν στην Oμάδα ESGΙ, προτιμούν συνήθως ύδατα με υψηλή διαφάνεια και ολιγοτροφικές συνθήκες με αποτέλεσμα οι τιμές του δείκτη να είναι υψηλότερες και να οδηγούν σε καλή ή και άριστη οικολογική κατάσταση. Τέλος, ο πολυμετρικός δείκτης TWQI παρουσιάζει θετική συσχέτιση με το βάθος, τη διαφάνεια και το διαλυμένο οξυγόνο (p<0,001), ενώ αρνητική σχέση παρατηρείται με την αλατότητα, τη συγκέντρωση των φωσφορικών ιόντων (p<0,05), του ολικού φωσφόρου και της Chl-a (p<0,001). 4.Δ.3.2. Σύγκριση του τροφικού δείκτη TWQI με τους υπόλοιπους δείκτες 4.Δ Σύγκριση του τροφικού δείκτη TWQI με τον TRIX Σύμφωνα με τα αποτελέσματα του συντελεστή συσχέτισης Spearman, ο δείκτης TWQI συσχετίζεται αρνητικά με τον τροφικό δείκτη TRIX όπως επιβεβαιώνεται και από τους Giordani κ.α. (2009). Οι δύο δείκτες περιλαμβάνουν κοινές αβιοτικές παραμέτρους, ενώ ο δείκτης TWQI περιλαμβάνει και δεδομένα που σχετίζονται με τα υδρόβια μακρόφυτα. Στα μεταβατικά οικοσυστήματα, η κυριαρχία της βενθικής χλωρίδας σε συνδυασμό με την πρωτογενή παραγωγικότητα μπορούν να μεταβάλλουν τις τιμές του δείκτη TRIX, κυρίως λόγω της παραγωγής του οξυγόνου και της πρόσληψης των θρεπτικών από τα μακρόφυτα (Viaroli & Christian, 2003; Viaroli κ.α., 2005). Για παράδειγμα, λιμνοθάλασσες με σχετικά υψηλή βιομάζα σε μακροφύκη, η οποία αποτελεί καθοριστικό παράγοντα για την ποιότητα των οικοσυστημάτων, μπορούν να αξιολογηθούν σύμφωνα με τον δείκτη TRIX στην καλή τροφική κατάσταση, λόγω της υψηλής συγκέντρωσης οξυγόνου, της χαμηλής συγκέντρωσης ολικού ανόργανου αζώτου και Chl-a. Ο δείκτης TWQI στον οποίο η φυτοκάλυψη των μακροφυκών θεωρείται αρνητικός παράγοντας, μπορεί να οδηγήσει στην αντίθετη οικολογική κατάσταση (Nielsen κ.α., 2004; Viaroli κ.α., 2008). 250

275 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Οι διαφορετικές αντιδράσεις των δεικτών TWQI και TRIX ανά εποχή στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας φαίνονται στην Εικόνα 4Δ.16. Χαρακτηριστική είναι η περίπτωση της λιμνοθάλασσας Λογαρού στην οποία η αφθονία των μακροφυκών είναι υψηλότερη κατά τη διάρκεια κυρίως της άνοιξης του 2005, αλλά και των θερινών περιόδων του 2005 και Κατά τη διάρκεια αυτών των περιόδων οι τιμές του δείκτη TWQI που κυμαίνονται από 40 έως 60 υποδεικνύουν μέτρια οικολογική κατάσταση. Τις περιόδους όπου οι τιμές του TWQI είναι μικρότερες από 60, οι αντίστοιχες τιμές του δείκτη TRIX κυμαίνονται μεταξύ 4 και 5 χαρακτηρίζοντας την τροφική κατάσταση του οικοσυστήματος ως καλή. Έτσι, ενώ ο δείκτης TWQI σηματοδοτεί μια σταδιακή υποβάθμιση της ποιότητας των υδάτων, ακολουθώντας την ανάπτυξη των μακροφυκών, ο δείκτης TRIX υποδεικνύει βελτίωση της ποιότητας των υδάτων κατά την περίοδο ανάπτυξης αυτών. Επίσης, ο δείκτης TRIX είναι λιγότερο ευαίσθητος στις μεταβολές που προκαλούνται στα βενθικά στοιχεία του οικοσυστήματος και παραμένει σχετικά σταθερός όταν στην βενθική κοινότητα συμβαίνουν ξαφνικές αλλαγές κυρίως λόγω της εμφάνισης ή εξαφάνισης κάποιων ειδών. Ο κύριος λόγος είναι ότι ο TRIX δεν περιλαμβάνει δείκτες βενθικού μεταβολισμού, οι οποίοι περιλαμβάνονται στον TWQI. Ο δείκτης TRIX σχεδιάστηκε για να εφαρμοστεί σε παράκτια ύδατα (coastal waters), όπου το φυτοπλαγκτόν είναι περισσότερο αντιπροσωπευτικό για το συγκεκριμένο οικοσύστημα από ότι η βυθισμένη υδρόβια βλάστηση (Sfriso κ.α., 2009). Η φτωχή οικολογική κατάσταση που πολλές φορές ορίζει η εφαρμογή του δείκτη στις λιμνοθάλασσες μπορεί να οφείλεται στην αδυναμία του να εφαρμοστεί σε αυτά τα ιδιαίτερα οικοσυστήματα και απαιτείται η χρήση και άλλων παραμέτρων (Caruso κ.α., 2010). Αντίθετα, ο δείκτης TWQI που σχεδιάστηκε ειδικά για μεταβατικά οικοσυστήματα παρουσιάζει μικρότερη ευαισθησία στις μεταβολές των θρεπτικών και της Chl-a. 251

276 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Τύπος Ι Τύπος ΙΙ Τύπος ΙΙΙ Τύπος ΙV Εικόνα 4Δ.16. Εποχιακή διακύμανση της φυτοκάλυψης των μακροφύτων καθώς και των τροφικών δεικτών TWQI και TRIX κατά τη διάρκεια των περιόδων παρακολούθησης στις έξι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Η κλίμακα του TRIX έχει αντιστραφεί έτσι ώστε να έχουμε την στο άνω μέρος την άριστη τροφική κατάσταση και για τους δύο δείκτες. Figure 4Δ.16. Seasonal evolution of macroalgae coverage (%) and the trophic indices TWQI and TRIX values during the sampling campaign is six coastal lagoons of Western Greece. The TRIX scale is reversed to have higher quality values upwards for both indexes. 252

277 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ 4.Δ Σύγκριση του τροφικού δείκτη TWQI με τον ΕΕΙ-c Σύμφωνα με τα αποτελέσματα του συντελεστή συσχέτισης Spearman, ο δείκτης TWQI σχετίζεται θετικά με τον δείκτη ΕΕΙ-c. Κοινό χαρακτηριστικό και των δύο δεικτών, αν και η φιλοσοφία σχεδιασμού τους είναι τελείως διαφορετική, αποτελεί η φυτοκάλυψη των υδρόβιων μακροφύτων, ενώ από στον δείκτη EEI-c δεν λαμβάνονται υπόψη οι περιβαλλοντικές παράμετροι. Σύμφωνα με την Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ, τα υδρόβια μακρόφυτα περιλαμβάνουν τόσο τα μακροφύκη, όσο και τα αγγειόσπερμα. Παρόλο που η Οδηγία τα αντιμετωπίζει διαφορετικά, συχνά εξετάζονται και μαζί, κυρίως λόγω των μορφολογικών και λειτουργικών ομοιοτήτων που παρουσιάζουν στα διάφορα οικοσυστήματα (Orfanidis κ.α., 2001; 2008). Ο δείκτης ΕΕΙ-c έχει εμπνευστεί από τη θεωρία των εναλλακτικών σταθερών καταστάσεων alternative stable states του Holling (1973). Σύμφωνα με τη θεωρία αυτή, οι ανθρωπογενείς παρεμβάσεις, όπως για παράδειγμα ο ευτροφισμός ή η επιβάρυνση από βαρέα μέταλλα, μεταβάλλουν το οικοσύστημα από την άριστη κατάσταση, όπου τα είδη των τελευταίων σταδίων διαδοχής, πολυετή, με χαμηλό ρυθμό ανάπτυξης (ESGΙ, κυρίως Κ στρατηγικής) κυριαρχούν, σε μια υποβαθμισμένη κατάσταση όπου τα ευκαιριακά και νιτρόφιλα είδη με υψηλό ρυθμό ανάπτυξης και μικρό κύκλο ζωής (ESGΙΙ, κυρίως r στρατηγικής) βρίσκονται σε αφθονία. Κάθε ομάδα οικολογικής κατάστασης εκτιμάται διαφορετικά. Έτσι κύριο κριτήριο για την ομάδα ESGΙ αποτελεί η φαινοτυπική πλαστικότητα και η προσαρμογή στο φως (π.χ. Cystoseira crinitophylla<c. compressa<corallina sp.), ενώ αντίθετα για την ομάδα ESGΙΙ κύριο κριτήριο αποτελεί ο ρυθμός ανάπτυξης (π.χ. Gracilaria spp. < Ulva spp). Στον δείκτη TWQI τα είδη διακρίνονται πάλι σε δύο κατηγορίες: στα μακροφύκη και στα βυθισμένα ριζώδη φυτά στα οποία περιλαμβάνονται τα αγγειόσπερμα. Έτσι είδη, με μικρή συνήθως φυτοκάλυψη, τα οποία περιλαμβάνονται στον δείκτη ΕΕΙ-c στην ομάδα ESGΙ όπως η Cystoseira barbata, η Rytiphlaea tinctoria και η Acetabularia acetabulum στον δείκτη TWQI συμπεριλαμβάνονται στα μακροφύκη και έχουν αρνητική συνέπεια στον υπολογισμό του δείκτη. Λόγω της μικρής όμως 253

278 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ φυτοκάλυψης δεν συμβάλλουν αποφασιστικά στη μεταβολή του αποτελέσματος όπως συμβαίνει με τα αγγειόσπερμα ή τα χαρόφυτα. Έτσι στην Εικόνα 4Δ.17 όπου απεικονίζεται η σχέση των δύο δεικτών σε συνδυασμό με τη μέση φυτοκάλυψη των ειδών που ανήκουν στην ομάδα ESGΙΙ παρατηρούμε ότι όταν η φυτοκάλυψη των ειδών που ανήκουν στην ομάδα ESGΙΙ είναι χαμηλή, τόσο ο δείκτης EEI-c όσο και ο δείκτης TWQI έχουν υψηλές τιμές που κατατάσσουν την τροφική κατάσταση των υδάτων από καλή έως υψηλή. Η αντίστροφη τάση παρατηρείται στην περίπτωση που η μέση φυτοκάλυψη των φυτών που ανήκουν στην ομάδα ESGΙΙ είναι υψηλή. Τότε, τόσο ο δείκτης EEI-c, όσο και δείκτης TWQI παρουσιάζουν χαμηλές τιμές που χαρακτηρίζουν την ποιότητα των υδάτων ως μέτρια. Επίσης και οι δύο δείκτες σύμφωνα με τον Πίνακα 4Δ.10 παρουσιάζουν αρνητική συσχέτιση με τη συγκέντρωση των φωσφορικών ιόντων και της Chl-a. Και οι δύο αυτές παράμετροι παίζουν σημαντικό ρόλο στην παρουσία αλλά και την αφθονία των υδρόβιων μακροφύτων (van Donk & van de Bund, 2002). Στις Μεσογειακές λιμνοθάλασσες, όπως και στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας, παρατηρείται ότι μπορούν να συνυπάρχουν τόσο τα αγγειόσπερμα είδη, όπως η Ruppia cirrhosa που ανήκει στην ομάδα ESGI, όσο και τα ευκαιριακά είδη, όπως η Ulva lactuca που ανήκει στην ομάδα ESGII, σε συνθήκες υψηλής αλατότητας και φωσφορικών ιόντων (Duarte 1995, Sfriso κ.α., 2003, Orfanidis κ.α., 2005). Η παρουσία των χλωροφυκών (ESGII) δεν σημαίνει πάντα ότι στην περιοχή θα επικρατούν υψηλές συγκεντρώσεις Chl-a. Σε αρκετές περιπτώσεις, όπως και στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας, έχει παρατηρηθεί ότι είδη του γένους Ulva μπορεί να εμφανίζονται σε περιοχές όπου η συγκέντρωση του φυτοπλαγκτού (Chl-a) είναι χαμηλή. Αυτό μπορεί να συμβεί εξαιτίας του ανταγωνισμού που αναπτύσσεται μεταξύ των χλωροφυκών και του φυτοπλαγκτού στην πρόσληψη θρεπτικών αλάτων (Viaroli & Christian, 2003). 254

279 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Τύπος Ι Τύπος ΙΙ Τύπος ΙΙΙ Εικόνα 4Δ.17. Εποχιακή διακύμανση του ποσοστού φυτοκάλυψης των μακροφύτων που ανήκουν στην Ομάδα Οικολογικής Κατάστασης ΙΙ, καθώς και των τροφικών δεικτών TWQI και ΕΕΙ κατά τη διάρκεια των περιόδων παρακολούθησης στις έξι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Η κλίμακα του TRIX έχει αντιστραφεί έτσι ώστε να έχουμε την στο άνω μέρος την άριστη τροφική κατάσταση και για τους δύο δείκτες. Figure 4Δ.17. Seasonal evolution of Ecological Status Group (ESG II) coverage (%) and the trophic indices TWQI and EEI values during the sampling campaign is six coastal lagoons of Western Greece. The TRIX scale is reversed to have higher quality values upwards for both indices. 255

280 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ 4Δ.4. Συμπεράσματα Η εκτίμηση της οικολογικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών δεν αποτελεί μια απλή και εύκολη διαδικασία (Perez-Ruzafa κ.α., 2007). Οι λιμνοθάλασσες ως δυναμικά και συνεχώς μεταβαλλόμενα οικοσυστήματα παρουσιάζουν έντονες διακυμάνσεις στις φυσικοχημικές τους παραμέτρους που επηρεάζουν τη σύνθεση και την αφθονία των υδρόβιων μακροφύτων καθώς και την οικολογική τους κατάσταση (Boix κ.α., 2005). Μέχρι σήμερα, έχει αναπτυχθεί ένας μεγάλος αριθμός δεικτών που βασίζεται σε αβιοτικά ή βιοτικά ποιοτικά στοιχεία ή σε συνδυασμό και των δύο παραπάνω. Η επιλογή του καταλληλότερου δείκτη για την εκτίμηση της οικολογικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών βρίσκεται σε εξέλιξη από την επιστημονική κοινότητα. Τα συνήθη προβλήματα που παρατηρούνται στην εφαρμογή των διαφορετικών τύπων δεικτών είναι ότι για να είναι αποδεκτοί θα πρέπει να εφαρμοστούν σε μια μεγάλη γεωγραφική κλίμακα και να καθοριστούν οι περιοχές αναφοράς. Κάθε νέα μέθοδος εκτίμησης της οικολογικής κατάστασης ενός υδάτινου σώματος θα πρέπει να σχεδιαστεί, να εφαρμοστεί και να μπορεί να υιοθετηθεί σε διαφορετικές περιοχές και σε μεγάλη γεωγραφική κλίμακα (Martinez-Crego κ.α., 2010, Marba κ.α., 2013). Αυτό είναι πολύ σημαντικό κυρίως για τους δείκτες που έχουν σχεδιαστεί να εφαρμόζονται σε παράκτια ύδατα, όπως ο δείκτης TRIX, και η εφαρμογή τους επεκτείνεται και σε μεταβατικά ύδατα ή λιμνοθάλασσες και αντίστροφα (Blanchet κ.α., 2008). Η εκτίμηση της οικολογικής κατάστασης μιας λιμνοθάλασσας μπορεί να διαφέρει σημαντικά, ανάλογα με το δείκτη που έχει επιλεχθεί να εφαρμοστεί και τις παραμέτρους τις οποίες χρησιμοποιεί όπως είναι οι συγκεντρώσεις των θρεπτικών αλάτων, το διαλυμένο οξυγόνο, η Chl-a, οι βενθικοί και πλαγκτονικοί οργανισμοί. Επιπλέον, έχει αναφερθεί ότι ο χαρακτηρισμός της τροφικής κατάστασης ενός υδάτινου σώματος με τη χρήση κάποιου δείκτη εμπεριέχει υψηλό ποσοστό αβεβαιότητας, υποδεικνύοντας ότι υπάρχουν πολλές άγνωστες ακόμα παράμετροι που θα πρέπει να συμπεριληφθούν στα προγράμματα παρακολούθησης προκειμένου να μειωθεί το ποσοστό αυτό (Mascaro κ.α., 2013). Στην παρούσα διδακτορική διατριβή, η εφαρμογή δεικτών που ανήκουν σε τρεις διαφορετικές κατηγορίες οδήγησε στην εξαγωγή διαφορετικών αποτελεσμάτων και 256

281 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ συμπερασμάτων. Η τροφική κατάσταση των λιμνοθαλασσών που προέκυψε από την εφαρμογή των τροφικών δεικτών όπως αυτοί προτείνονται από τον Carlson (1977) χαρακτήρισε τις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας από ολιγοτροφικές έως υπετροφικές. Αντίστοιχα, η εφαρμογή του δείκτη TRIX κατατάσσει το σύνολο των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας στη μέτρια οικολογική κατάσταση, χωρίς να παρουσιάζει στατιστικά σημαντικές διαφορές μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών. Η εφαρμογή των δεικτών EEI-c και E-MaQI, που βασίζονται αποκλειστικά σε βιολογικά ποιοτικά στοιχεία, παρουσίασε διάφορα προβλήματα που αφορούσαν είτε στον μικρό αριθμό ειδών είτε στο ότι δεν είχαν συμπεριληφθεί κάποια είδη σε ομάδες οικολογικής κατάστασης. Έτσι ο διαφορετικός τρόπος προσέγγισης και σχεδιασμού των δεικτών μπορεί να οδηγήσει σε διαφορετικά αποτελέσματα. Επιπλέον, η εφαρμογή του δείκτη E-MaQI στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας, ο οποίος αποτελεί έναν ποιοτικό δείκτη παρουσίασε προβλήματα λόγω του περιορισμένου αριθμού ειδών που καταγράφηκαν σε αυτές. Ο δείκτης ΕΕΙ-c που είναι ένας ποσοτικός δείκτης ο οποίος στηρίζεται στο ποσοστό φυτοκάλυψης των ειδών που διακρίνονται ανάλογα με τα μορφολογικά τους χαρακτηριστικά (functional groups) μπόρεσε να εφαρμοστεί στους τρεις από τους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών και σύμφωνα με τα αποτελέσματα η τροφική κατάσταση αυτών κυμαίνεται από καλή έως άριστη. Η σύγκριση των αποτελεσμάτων ενός δείκτη που βασίζεται αποκλειστικά σε βιοτικά ποιοτικά στοιχεία με έναν αμιγώς αβιοτικό δείκτη όπως π.χ. ο δείκτης TRIX παρουσιάζει σημαντικές διαφορές. Στην περίπτωση των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας π.χ. η λιμνοθάλασσα Τσουκαλιό, σύμφωνα με τον δείκτη EEI-c, χαρακτηρίζεται από καλή έως υψηλή οικολογική κατάσταση, ενώ ο δείκτης TRIX την χαρακτηρίζει ως μέτριας οικολογικής κατάστασης. Μέχρι σήμερα ο δείκτης EEI-c έχει εφαρμοστεί με επιτυχία σε πολλές παράκτιες περιοχές (Orfanidis κ.α., 2011), όμως η εφαρμογή του στις λιμνοθάλασσες είναι περιορισμένη και αναφέρεται στη λιμνοθάλασσα Lesina της Ιταλίας (Orfanidis κ.α., 2012), στη λιμνοθάλασσα Αγίασμα και Margherita di Savoia στην Ιταλία (Orfanidis κ.α., 2008) και στη λιμνοθάλασσα Mar Menor της Ισπανίας, η εφαρμογή του οποίου περιορίστηκε μόνο στο πετρώδες υπόστρωμα αυτής (Garcίa-Sanchez κ.α., 2012). Η εφαρμογή του δείκτη EEI-c στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας έδωσε αποτελέσματα όμως η γενικευμένη εφαρμογή του χρειάζεται ιδιαίτερη προσοχή και 257

282 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ θα πρέπει να εφαρμοστεί και σε άλλες λιμνοθάλασσες προκειμένου να ενισχυθεί η αξιοπιστία του. Για παράδειγμα στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας όπου εμφανίζονταν τα είδη του γένους Ulva και Gracilariopsis, ο δείκτης έδωσε αντιπροσωπευτικά αποτελέσματα όπως συνέβη και στην περίπτωση της λιμνοθάλασσας Mar Menor (Garcίa-Sanchez κ.α., 2012). Αντίθετα, σε περιπτώσεις όπου οι συγκεντρώσεις των ενώσεων του αζώτου ήταν υψηλές ο δείκτης χαρακτηρίζει τις περιοχές αυτές ως καλές ή άριστες εξαιτίας της κυριαρχίας αγγειοσπέρμων ειδών ή χαροφύτων που ανήκουν στην ομάδα ESGI. Επίσης στον δείκτη ΕΕΙ-c, σύμφωνα με τη βιβλιογραφία, η υποδιαίρεση των μακροφυτικών ειδών ανάλογα με τη δομή τους σε ομάδες παρουσιάζει κάποια προβλήματα. Για παράδειγμα, κάποια πολυετή είδη με καλά ανεπτυγμένο θαλλό δεν παρουσιάζουν σημαντικές διαφοροποιήσεις ανάλογα με την τροφική κατάσταση των λιμνοθαλασσών και μπορούν να βρεθούν ακόμα και σε ευτροφικές συνθήκες όπως για παράδειγμα το είδος Cystoseira barbata (Montesanto & Panayiotidis, 2001). Αντίθετα, μεγάλος αριθμός νηματοειδών η φυλλωδών ειδών όπως τα είδη που ανήκουν στα γένη Ceramium, Hypneae, Laurencia και Sphacelaria παρατηρούνται σε συνθήκες υψηλής τροφικής κατάστασης, παρόλο που η παρουσία τους σε παράκτιες περιοχές υποδεικνύει χαμηλή τροφική κατάσταση (Sfriso κ.α., 2009). Επιπρόσθετα, όταν το ποσοστό φυτοκάλυψης των μακροφύτων είναι χαμηλό (ESGI και ESGII<30%) η εφαρμογή του δείκτη ΕΕΙ δεν μπορεί να δώσει αξιόπιστα αποτελέσματα, γιατί ο δείκτης που στηρίζεται στο ποσοστό κάλυψης των μακροφύτων θα χαρακτηρίσει τις περιοχές αυτές ως μέτριας τροφικής κατάστασης. Επιπλέον, η παρουσία έστω και ενός είδους με μικρό ποσοστό φυτοκάλυψης μπορεί να χαρακτηρίσει την τροφική κατάσταση της λιμνοθάλασσας από άριστη έως φτωχή ανάλογα εάν το είδος ανήκει στην ομάδα ESGI ή ESGIΙ (Sfriso & Facca, 2011). Επίσης, η εκτίμηση της οικολογικής κατάστασης ενός υδάτινου σώματος με δείκτες που στηρίζονται στα υδρόβια μακρόφυτα (αγγειόσπερμα και μακροφύκη) μπορεί να επηρεαστεί από το σχέδιο και τον τρόπο δειγματοληψίας (Mascaro κ.α., 2013). Επίσης έχει αποδειχθεί ότι η πιθανότητα εσφαλμένης ταξινόμησης ενός υδάτινου σώματος σε αντίστοιχη οικολογική κατάσταση σχετίζεται και από το εύρος των ορίων που περιλαμβάνει ο Λόγος Οικολογικής Ποιότητας (EQR). Έτσι, όσο πιο περιορισμένα είναι τα όρια ενός δείκτη τόσο μεγαλύτερες είναι οι πιθανότητες εσφαλμένης ταξινόμησης (Kelly κ.α., 2009). Οι δείκτες όπου ο Λόγος Οικολογικής 258

283 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Ποιότητας (ΕΕΙ-c, POMI, κ.α.) δεν είναι ισομερώς κατανεμημένος σε μια πενταβάθμια κλίμακα δίνει διαφορετικά επίπεδα αβεβαιότητας ανάλογα με την τάξη οικολογικής κατάστασης. Στις περιπτώσεις αυτές προτείνεται η εφαρμογή περισσότερων δειγματοληψιών στο κρίσιμο όριο μεταξύ καλής και μέτριας οικολογικής κατάστασης προκειμένου να αυξηθούν τα όρια εμπιστοσύνης του δείκτη. Η εφαρμογή του πολυμετρικού δείκτη TWQI στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας παρουσίασε πλεονεκτήματα έναντι των άλλων δεικτών. Μπόρεσε να εφαρμοστεί σε κάθε τύπο λιμνοθάλασσας και να δώσει αντιπροσωπευτικά αποτελέσματα που μπορούν να συγκριθούν με άλλες Μεσογειακές λιμνοθάλασσες, αφού πρώτα αναθεωρήθηκε η κατάταξη κάποιων ειδών που συναντήθηκαν στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας και δεν είχαν αναφερθεί σε προηγούμενες περιοχές εφαρμογής (Giordani κ.α., 2009). Τα είδη αυτά αφορούσαν τα χαρόφυτα Lamprothamnium papulosum και Chara hispida f. corfuensis, καθώς και το αγγειόσπερμο Potamogeton pectinatus των οποίων το ποσοστό φυτοκάλυψης ήταν σημαντικό και μπορούσε να επηρεάσει το αποτέλεσμα του δείκτη. Τα χαρόφυτα αποτελούν σημαντικό βιολογικό παράγοντα για τις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας, ενώ έχουν αναφερθεί επίσης στις λιμνοθάλασσες της Βαλτικής (Steinhardt & Selig, 2007) καθώς και στις Σουηδικές ακτές (Blindow, 2000). Μέχρι τώρα δεν έχουν αναφερθεί χαρόφυτα από τις λιμνοθάλασσες της Βόρειας Ελλάδας (Orfanidis κ.α., 2011), αλλά μόνο από εποχικά λιμνία και λίμνες στην Ελλάδα (Langangen, 2010, Christia κ.α., 2011) και την Κύπρο (Christia κ.α., 2011). Στη λεκάνη της Μεσογείου, τα χαρόφυτα εμφανίζονται κυρίως σε ρηχές αλμυρές έως υπεράλμυρες λίμνες στην Ισπανία (Conde-Alvarez κ.α., 2012, De Wit κ.α., 2013), σε τυπικές μεσογειακές λιμνούλες με αλατότητα μικρότερη από 2 στη ΒΔ Ισπανία (del Pozo κ.α., 2011, Rodrigo κ.α., 2013) και στη λιμνοθάλασσα Veccares στη Ν. Γαλλία (αλατότητα 4, Charpentier κ.α., 2005). Τα χαρόφυτα έχουν χαρακτηριστεί ως κατάλληλοι βιοδείκτες για την εκτίμηση ολιγοτροφικών και μεσοτροφικών συνθηκών στις λίμνες (Stelzer κ.α., 2005), όμως από τα αποτελέσματα της παρούσας διδακτορικής διατριβής παρατηρούμε ότι χαρόφυτα μπορούν να εμφανιστούν ακόμα και σε περιοχές με χαμηλό τροφικό επίπεδο και αυξημένες συγκεντρώσεις θρεπτικών αλάτων (Schubert & Blindow, 2003). 259

284 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Στην παρούσα διδακτορική διατριβή διαπιστώνεται ότι ο πολυμετρικός δείκτης που περιλαμβάνει δεδομένα βιοτικών ποιοτικών στοιχείων (υδρόβια μακρόφυτα) βρίσκει εφαρμογή σε όλους τους τύπους λιμνοθαλασσών. Ο συνδυασμός των αβιοτικών στοιχείων που περιλαμβάνονται σε έναν πολυμετρικό δείκτη και η σημαντική συσχέτιση που παρουσιάζουν με τα βιοτικά ποιοτικά στοιχεία μπορεί να αποτυπώσει με μεγαλύτερη αξιοπιστία την οικολογική κατάσταση των λιμνοθαλασσών. Συνήθως οι δείκτες που περιλαμβάνουν στον υπολογισμό τους στοιχεία από μακροφυτικές κοινωνίες παρουσιάζουν μεγαλύτερες διαφορές σε χωρική και εποχική κλίμακα παρά σε χρονική (Mascaro κ.α., 2013). Γενικότερα, στις λιμνοθάλασσες η εφαρμογή των βιοτικών δεικτών που στηρίζονται στα υδρόβια μακρόφυτα είναι δύσκολη και απαιτεί ιδιαίτερη προσοχή. Πέρα από τους εμπνευστές των δεικτών, που έχουν εξετάσει την εφαρμογή τους σε μια συγκεκριμένη περιοχή μελέτης, πολλοί λίγοι είναι εκείνοι που προχωρούν στην εφαρμογή τους στο πεδίο. Βασική αιτία είναι η μεγάλη ετερογένεια που παρουσιάζουν τα οικοσυστήματα αυτά καθώς και η αλληλεπίδραση της απόκρισης του δείκτη σε διάφορες περιβαλλοντικές παραμέτρους όπως είναι η αλατότητα, η θερμοκρασία, το διαλυμένο οξυγόνο κ.α., οι οποίες παίζουν σημαντικό ρόλο στην παρουσία και τη σύνθεση των μακροφυτικών συναθροίσεων (Garcia-Sanchez κ.α., 2012). 260

285 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ 4.Δ.5. ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ Badosa, A., Boix, D., Brucet, S., Lopez-Flores, R., Quintana, X.D., Short-term variation in the ecological status of a Mediterranean coastal lagoon (NE Iberian Peninsula) after a man-made change of hydrological regime. Aquat. Conserv.- Mar. Freshw. Ecosyst., 18: Bennett, S., Roca, G., Romero, J., Alcoverro, T., Ecological status of seagrass ecosystems: an uncertainty analysis of the meadow classification based on the Posidonia oceanica multivariate index (POMI). Mar. Poll. Bull., 62: Blanchet, H., Lavesque, N., Ruellet, T., Dauvin, J.C., Sauriau, P.G, Desroy, N., Desclaux, C., Leconte, M., Bachelet, G., Janson, A.L., Bessineton, C., Duhamel, S., Jourde, J., Mayot, S., Simon S., de Montaudouin X., Use of biotic indices in semi-enclosed coastal ecosystems and transitional waters habitats Implications for the implementation of the European Water Framework Directive. Ecol. Indic., 8: Blindow, I., Distribution of charophytes along the Swedish coast in relation to salinity and eutrophication. Intern. Rev. Hydrobiol., 85: Boix, D., Gascón, S., Sala, J., Martinoy, M., Gifre, J., Quintana, X.D., A new index of water quality assessment in Mediterranean wetlands based on crustacean and insect assemblages: the case of Catalunya (NE Iberian peninsula). Aquat. Conserv.- Mar. Freshw. Ecosyst., 15: Bonanni, P., Caprioli, R., Ghiara, E., Mignuzzi, C., Orlandi, C., Paganin, G., Monti, A., Sediment and interstitial water chemistry of the Orbetello lagoon (Grosseto, Italy); nutrient diffusion across the water-sediment interface. Hydrobiologia, 235/236: Borja, A., Franco, J., Valencia, V., Bald, J., Muxika, I., Belzunce, M.J., Solaun, O., 2004b. Implementation of the European Water Framework Directive from the Basque Country (northern Spain): a methodological approach. Mar. Poll. Bull., 48: Borja, A., Dauer, D.M., Assessing the environmental quality status in estuarine and coastal systems: Comparing methodologies and indices. Ecol. Indic., 8(4): Borja, A., Elliott, M., Henriksen, P., Marba, N., Transitional and coastal waters ecological status assessment: advances and challenges resulting from implementing the European Framework Directive. Hydrobiologia, 704:

286 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Borja, A., Franco, J., Valencia, V., Bald, J., Muxika, I., Belzunce, M.J., Solaun, O., Implementation of the European water framework directive from the Basque country (northern Spain): a methodological approach. Mar. Poll. Bull., 48: Cabral, H.N., Fonseca, V.F., Gamito, R., Gonçalves, C.I., Costa, J.L., Erzini, K., Gonçalves, J., Martins, J., Leite, L., Andrade, J.P., Ramos, S., Bordalo, A., Amorim, E., Neto, J.M., Marques, J.C., Rebelo, J.E., Silva, C., Castro, N., Almeida, P.R., Domingos, I., Gordo, L.S., Costa, M.J., Ecological quality assessment of transitional waters based on fish assemblages: the Estuarine Fish Assessment Index (EFAI). Instituto da Água, Lisboa. Cañedo-Argüelles, M., Rieradevall, M., Farres-Corell, R., Newton, A., Annual characterization of four Mediterranean coastal lagoons subjected to intense human activity. Estuar. Coast. Shelf Sci., 114: Carlson, R.E., A trophic state index for lakes. Limnol. Oceanogr., 22, Caruso, G., Leonardi, M., Monticelli, L.S., Decembrini, F., Azzaro, F., Crisafi, E., Zappalà, G., Bergamasco, A., Vizzini, S., Assessment of the ecological status of transitional waters in Sicily (Italy): first characterisation and classification according to a multiparametric approach. Mar. Poll. Bull., 60(10): Casagranda, C., Boudouresque, C. F., Biomass of Ruppia cirrhosa and Potamogeton pectinatus in a Mediterranean brackish lagoon, Lake Ichkeul, Tunisia. Fundamental and Applied Limnology Archiv für Hydrobiol., 168/3: Charpentier, A., Grillas, P., Lescuyer, F., Coulet, E., Auby, I., Spatio-temporal dynamics of a Zostera noltii dominated community over a period of fluctuating salinity in a shallow lagoon, Southern France. Estuar. Coast. Shelf Sci., 64(2/3): Christia, C., Tziotzis, I., Fyttis, G., Kashta, L., Papastergiadou, E., A survey of the benthic aquatic flora of transitional water systems of Greece and Cyprus (Mediterranean Sea). Bot. Mar., 54: Christia, C., Papastergiadou, E., Papatheodorou, G., Geraga, M., Papadakis, E., Seasonal and spatial variations of water quality, substrate and aquatic macrophytes based on side scan sonar, in an eastern Mediterranean lagoon (Kaiafas, Ionian Sea). Environ. Earth Sci., doi: /s Coehlo, S., Gamito, S., Pérez-Ruzafa, A., Trophic state of Foz de Almargem coastal lagoon (Algarve, South Portugal) based on the water quality and the phytoplankton community. Estuar. Coast. Shelf Sci.,71:

287 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Conde-Alvarez, R.M., Bañares-España, E., Nieto-Caldera, J.M., Submerged macrophyte biomass distribution in the shallow saline lake Fuente de Piedra (Spain) as function of environmental variables. An. Jard. Bot. Madr., 69(1): De Wit, R., Guerrero, M.-C., Legaz, A., Jonkers, H. M., Blocier, L., Gumiaux, C., Gautret, P., Conservation of a permanent hypersaline lake: management options evaluated from decadal variability of Coleofasciculus chthonoplastes microbial mats. Aquatic Conserv: Mar. Freshw. Ecosyst., 23(4): del Pozo, R., Fernandez-Alaez, C., Fernadez-Alaez, M., The relative importance of natural and anthropogenic effects on community composition of aquatic macrophytes in Mediterranean ponds. Mar. Freshw. Res., 62: Duarte, C.M., Submerged aquatic vegetation in relation to different nutrient regimes. Ophelia, 41:87. Ferris, J.M., Tyler, P.A., Chlorophyll a -total phosphorus relationships in Lake Burragorang, New South Wales, and some other Southern Hemisphere lakes. Australian J. Mar. Freshw. Res., 36: Garcia-Sanchez, M., Pιrez-Ruzafa, I.M., Marcos, C., Pιrez-Ruzafa, A., Suitability of benthic macrophyte indices (EEI, E-MaQI and BENTHOS) for detecting anthropogenic pressures in a Mediterranean coastal lagoon (Mar Menor, Spain). Ecol. Indic., 19: Giordani, G., Zaldivar, J.M., Viaroli, P., Simple tolls for assessing water quality and trophic status in transitional water ecosystems. Ecol. Indic., 9: Greve, T.M., Krause-Jensen, D., Predictive modelling of eelgrass (Zostera marina L.) depth limits. Mar. Biol., 146: Guinda X., Juanes, J.A., Puente, A., Revilla, J.A., Comparison of two methods for quality assessment of macroalgae assemblages, under different pollution types. Ecol. Indic., 8(5): Hering, D., Borja, A., Carstensen, J., Carvalho, L., Elliot, M., Feld, C.K., Heiskanen, A.S., Johnson, R.K., Moe, J., Pont, D., Solheim,A.L., van de Bund, W., The European Water Framework Directive at the age of 10: a critical review of the achievements with recommendations for the future. Sci. Tot. Environ., 408: Holling, C.S., Resilience and stability of ecological systems. Annu. Rev. Ecol. System, 4:

288 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Juanes, J.A., Guinda, X., Puente, A., Revilla, J. A., Macroalgae, a suitable indicator of the ecological status of coastal rocky communities in the NE Atlantic. Ecol. Indic., 8 (4): Jonge, V.N. de, Elliott, M., Brauer, V.S., Marine monitoring: its shortcomings and mismatch with the EU Water Framework Directive s objectives. Mar. Poll. Bull., 53: Kelly, M., Bennion, H., Burgess, A., Ellis, J., Juggins S., Guthrie, R., Jamieson, J., Adriaenssens, V., Yallop, M., Uncertainty in ecological status assessments of lakes and rivers using diatoms. Hydrobiologia, 633: Kohler, Α., Schneider, S., Macrophytes as bioindicators. Large Rivers 14(1-2), Arch. Hydrobiol. SuppI., 147(1-2): Langangen, A Charophytes (Charales) from Crete (Greece) collected in Fl. Medit., 22: Lopez y Royo, C., Pergent, G., Alcoverro, T., Buia, M.C., Casazza, G., Martınez-Crego, B., Perez, M., Silvestre, F., Romero, J., The seagrass Posidonia oceanica as indicator of coastal water quality: experimental intercalibration of classification systems. Ecol. Indic., 11: Mascaro, O., Alcoverro, T., Dencheva, K., Dıez, I., Gorostiaga. J.M., Krause-Jensen, D., Balsby, T.J.S., Marba, N., Muxika, I., Neto, J.M., Nikolic, V., Orfanidis, S., Pedersen, A., Perez, M., Romero, J., Exploring the robustness of macrophyte-based classification methods to assess the ecological status of coastal and transitional ecosystems under the Water Framework Directive. Hydrobiologia, 704: Marbà, N., Krause-Jensen, D., Alcoverro, T., Birk, S., Pedersen, A., Neto, J., Orfanidis, S., Garmendia, J., Muxika, I., Borja, A., Dencheva, K., Duarte, C., Diversity of European seagrass indicators: patterns within and across regions. Hydrobiologia 704: Martinez-Crego, B., Alcoverro, T., Romero, J., Biotic indices for assessing the status of coastal waters: a review of strength and weaknesses. J. Env. Monit., 12: Montesanto, B., Panayotidis, P., The Cystoseira spp. Communities from the Aegean Sea (NE Mediterranean). Med. Mar. Sci., 2(1): Moss, B., Shallow lakes, the water framework directive and life. What should it all be about? Hydrobiologia 584:

289 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Munari, C., Mistri, M., The performance of benthic indicators of ecological change in Adriatic coastal lagoons: Throwing the baby with the water? Mar. Pol. Bul., 56: Muxika, I., Borja, A., Bald, J., Using historical data, expert judgment and multivariate analysis in assessing reference conditions and benthic ecological status, according to the European Water Framework Directive. Mar. Poll. Bull., 55(1/6): Nielsen, S.L., Banta, G.T., Pedersen, M.F., Estuarine nutrient cycling: the influence of primary producers, Kluwer Academic (eds), Dordrecht. Nixon, S.W., Granger, S., Buckley, B., The warming of Narragansett Bay. 41(2): Orfanidis, S., Panayotidis, P., Stamatis, N., Ecological evaluation of transitional and coastal waters: A marine benthic macrophytes-based model. Med. Mar. Sci., 2(2), Orfanidis, S., Panayotidis, P., Stamatis, N., An insight to the ecological evaluation index (EEI). Ecol. Indic., 3: Orfanidis, S., Stamatis, N., Ragias, V., Schramm, W Eutrophication patterns in an eastern Mediterranean coastal lagoon: Vassova, Delta Nestos, Macedonia, Greece. Med. Mar. Sci., 6 (2): Orfanidis, S., Pinna, M., Sabetta, L., Stamatis, N., Nakou, K Variation of structural and functional metrics in macrophyte communities within two habitats of eastern Mediterranean coastal lagoons: natural versus human effects. Aquatic Conserv.: Mar. Freshw. Ecosys., 18 (1): Orfanidis, S., Panayotidis, P., Ugland, K.I., Ecological Evaluation Index continuous formula (EEI-c) application: a step forward for functional groups, the formula and reference condition values. Med. Mar. Sci., 12 (1), Orfanidis, S., Dencheva, K., Nakou, K., Basset, A., Benthic macrophyte changes across an anthropogenic pressures gradient in Mediterranean and Black Sea water systems: structural vs. functional approaches. In: Current questions in water management. Book of Abstracts to the WISER (Water bodies in Europe- Integrative Systems to assess Ecological Status and Recovery) final conference. Tallinn, Estonia, January. Pp Pérez-Ruzafa, A., Marcos, C., Pérez-Ruzafa, I.M., Barcala, E., Hegazi, M.I., Quispe, J., Detecting changes resulting from human pressure in a naturally quick changing and heterogeneous environment: Spatial and temporal scales of variability in coastal lagoons. Estuar. Coast. Shelf Sci., 75:

290 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Pérez-Ruzafa, A., Marcos, C., Pérez-Ruzafa, I.M., Pérez-Marcos, M., Coastal lagoons: transitional ecosystems between transitional and coastal waters. J. Coast. Conserv., 15(3): Plus, M., Deslous-Paoli, J -M., Auby, I., Dagault, F., Factors influencing primary production of seagrass beds (Zostera noltii Hornem.) in the Thau lagoon (French Mediterranean coast). J. Εxperim. Μar. Biol. Ecol., 259(1): Reizopoulou, S., Nicolaidou A., Index of Size Distribution (ISD): a method of quality assessment for coastal lagoons. Hydrobiologia, 577: Rodrigo, M.A., Rojo, C., Alonso-Guillén, J.L., Vera, P., Restoration of two small Mediterranean lagoons: The dynamics of submerged macrophytes and factors that affect the success of revegetation. Ecol. Engin., 54: Romero, J., Martınez-Crego, B., Alcoverro, T., Perez, M., A multivariate index based on the seagrass Posidonia oceanica (POMI) to assess ecological status of coastal waters under the Water Framework Directive (WFD). Mar. Poll. Bull., 55: Schubert, H., Blindow, I., Charophytes of the Baltic Sea (eds). BMB Publi. No 19, Koeltz Scientific, Konigstein. Sfriso, A., Facca, C., Ghetti, P.F., Temporal and spatial changes of macroalgae and phytoplankton in a Mediterranean coastal area. The Venice Lagoon as case study. Mar. Environ. Res., 56: Sfriso, A, Facca, C., Ghetti, P.F., Validation of the Macrophyte Quality Index (MaQI) set up to assess the ecological status of Italian marine transitional environments. Hydrobiologia, 617: Sfriso, A., Facca, C., Ecological indices based on macroalgae and angiosperms in the Mediterranean eco-region: an overview, in: Life in the Mediterranean Sea: A look at habitat changes. Noga Stambler (Eds.), Nova Science Publishers, pp Simboura, N., Zenetos, A., Benthic indicators to use in ecological quality classification of Mediterranean soft bottom marine ecosystems, including a new biotic index. Med.. Mar. Sci., 3: Søndergaard, M., Jeppesen, E., Jensen, J.P., Amsinck, S.L., Water framework directive: ecological classification of Danish lakes. J. Appl. Ecol., 42:

291 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ Steinhardt, T., Selig, U., Spatial distribution patterns and relationship between recent vegetation and diaspore bank of a brackish coastal lagoon on the southern Baltic Sea. Estuar. Coast. Shelf. Sci., 74: Stelzer, D., Schneider, S., Melzer, A., Macrophyte-based assessment of lakes-a contribution to the implementation of the European Water Framework Directive in Germany. Internt. Rev. Of Hydrobiol., 90(2): Uriarte, A., Borja, A., 2009.Assessing fish quality status in transitional waters, within the European Water Framework Directive: setting boundary classes and responding to anthropogenic pressures. Estuar. Coast. Shelf Sci., 82: Vadrucci, M. R., Stanca, E., Mazziotti, C., Umani, S. F., Assimakopoulou, G., Moncheva, S., Romano, A., Bucci, R., Ungaro, N., Basset, A., Ability of phytoplankton trait sensitivity to highlight anthropogenic pressures in Mediterranean lagoons: A size spectra sensitivity index (ISS-phyto). Ecol. Indic., 34: van Donk, E., van de Bund, W.J., Impact of submerged macrophytes including charophytes on phyto- and zooplankton communities: allelopathy versus other mechanisms. Aquat. Bot., 72(3/4): Viaroli, P., Azzoni, R., Bartoli, M., Giordani, G., Tajè, L., Evolution of trophic conditions and dystrophic outbreaks in the Sacca di Goro lagoon (Northern Adriatic Sea), in F.M. Faranda, L. Guglielmo, G. Spezie (eds). Mediterranean Ecosystems: Structures and Processes. Springer-Verlag Italia, Milan, Viaroli, P., Christian, R.R., Description of trophic status, hyperautotrophy and dystrophy of a coastal lagoon through a potential oxygen production and consumption index - TOSI: trophic oxygen status index. Ecol. Indic., 3: Viaroli, P., Mistri, M., Troussellier, M., Guerzoni, S., Cardoso, A.C., Structure, functions and ecosystem alterations in Southern European coastal lagoons. Hydrobiologia, 550: vii+269p. Viaroli, P., Bartoli, M.; Giordani, G., Naldi, M., Orfanidis, S., Zaldivar, J.M., Community shifts, alternative stable states, biogeochemical controls and feedbacks in eutrophic coastal lagoons: a brief overview. Aquat. Conserv.: Mar. Freshw. Ecosyst. 18(1): Vollenweider, R.A., Giovanardi, F., Montanari, G., Rinaldi, A., Characterization of the trophic conditions of marine coastal waters with special reference to the NW Adriatic Sea: 267

292 ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΜΕΡΟΣ Δ proposal for a trophic scale, turbidity and generalized water quality index. Envirometrics, 9: WFD 2000/60/EC. Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council establishing a framework for the Community action in the field of water policy. Official Journal of the European Communities 43:

293 ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ ΚΕΦΑΛΑΙΟ 5-ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ Στην παρούσα διδακτορική διατριβή διερευνήθηκαν έξι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας, με στόχο την εκτίμηση της οικολογικής τους κατάστασης με τη χρήση υδρόβιων μακροφύτων ως βιοδεικτών. Τα αποτελέσματα αναφέρονται στη διάκριση των λιμνοθαλασσών σε τύπους, στην παρακολούθηση των αβιοτικών παραμέτρων και της υδρόβιας βλάστησης που αναπτύσσεται σε κάθε διαφορετικό τύπο λιμνοθάλασσας, καθώς και στις σχέσεις που αναπτύσσονται μεταξύ αυτών. Στην παρούσα διδακτορική διατριβή αναπτύχθηκε μια αβιοτική τυπολογία των λιμνοθαλασσών της λεκάνης της Μεσογείου χρησιμοποιώντας δεδομένα από ένα σύνολο 28 διαφορετικών λιμνοθαλασσών. Από την ανάλυση των κύριων συνιστωσών προέκυψαν πέντε τύποι λιμνοθαλασσών στη λεκάνη της Μεσογείου, οι οποίοι διακρίθηκαν σύμφωνα με το μέγεθος, τον βαθμό απομόνωσης και τη μέση τιμή αλατότητας. Οι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας ανήκουν συνολικά σε τέσσερις από τους πέντε τύπους λιμνοθαλασσών της Μεσογείου. Στον Τύπο Ι (Ροδιά) ανήκουν μεσο-ύαλες και μεγάλου μεγέθους λιμνοθάλασσες, με υψηλό βαθμό απομόνωσης (απομονωμένες) και υψηλή εισροή γλυκών υδάτων. Στον Τύπο ΙΙ (Τσουκαλιό, Λογαρού, Κλείσοβα) κατατάσσονται μεγάλου μεγέθους λιμνοθάλασσες, με μικρό βαθμό απομόνωσης από τη θάλασσα, μέτρια εισροή γλυκών υδάτων και υψηλές τιμές αλατότητας. Στον Τύπο ΙΙΙ (Άραξος) εμφανίζονται λιμνοθάλασσες με μικρό μέγεθος, υψηλές τιμές αλατότητας, μέτριο βαθμό επικοινωνίας με τη θάλασσα και περιορισμένη εισροή γλυκών υδάτων. Τέλος, στον Τύπο IV (Καϊάφας) ανήκουν λιμνοθάλασσες μεγάλου βάθους, μικρού μεγέθους, με μεγάλο βαθμό απομόνωσης και υψηλή εισροή γλυκών υδάτων. Οι λιμνοθάλασσες Ροδιά, Τσουκαλιό και Λογαρού του Αμβρακικού κόλπου, η λιμνοθάλασσα Κλείσοβα, η λιμνοθάλασσα του Αράξου και τέλος η λιμνοθάλασσα του Καϊάφα, αν και ανήκουν στην ίδια γεωγραφική περιοχή (Δυτική Ελλάδα) παρουσιάζουν σημαντικές διαφορές ως προς τα αβιοτικά και γεωμορφολογικά τους χαρακτηριστικά.

294 ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ Επίσης, σκοπός αυτής της έρευνας ήταν να διαπιστωθεί αν στους διαφορετικούς τύπους λιμνοθαλασσών αλλά και σε κάθε λιμνοθάλασσα ξεχωριστά, παρατηρούνται διαφορές στις αβιοτικές παραμέτρους καθώς και στη σύνθεση της υδρόβιας βλάστησης. Τα αποτελέσματα που προέκυψαν είναι ενδιαφέροντα και επιβεβαιώνουν την αρχική υπόθεση, ενώ προσφέρουν σημαντικές πληροφορίες για την οικολογική κατάσταση των λιμνοθαλασσών της Μεσογείου με τη χρήση δεικτών που στηρίζονται σε αβιοτικά και βιοτικά ποιοτικά στοιχεία. Κατά τη διάρκεια των περιόδων παρακολούθησης, βρέθηκαν στατιστικά σημαντικές διαφορές των μέσων τιμών των περισσότερων αβιοτικών παραμέτρων και της Chl-a στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών. Στην παρούσα διδακτορική διατριβή οι τιμές της Chl-a ήταν χαμηλές και παρόμοιες με αυτές που απαντώνται σε αντίστοιχες Μεσογειακές λιμνοθάλασσες. Στις λιμνοθάλασσες με υψηλό βαθμό απομόνωσης (Τύποι Ι & IV), παρατηρήθηκαν υψηλότερες συγκεντρώσεις των αλάτων του αζώτου σε σχέση με τους Τύπους ΙΙ και ΙΙΙ κυρίως κατά τη διάρκεια της υγρής περιόδου. Οι λιμνοθάλασσες αυτές δέχονται περισσότερο έντονα τις επιδράσεις από τις ανθρωπογενείς δραστηριότητες (γεωργικές, τουριστικές) και το οργανικό φορτίο που καταλήγει σε αυτές μέσω των ρεμάτων ή αποστραγγιστικών αυλάκων έχει σαν αποτέλεσμα κατά την υγρή περίοδο, να παρατηρούνται υψηλές συγκεντρώσεις θρεπτικών ιόντων που οδηγούν περιοδικά σε φαινόμενα ευτροφισμού. Αντίθετα, οι λιμνοθάλασσες που έχουν καλύτερο βαθμό επικοινωνίας με τη θάλασσα παρουσιάζουν μικρότερες συγκεντρώσεις θρεπτικών αλάτων. Στις λιμνοθάλασσες του Αμβρακικού παρατηρείται μια τάση αύξησης της συγκέντρωσης των νιτρικών αλάτων σε σύγκριση με εργασίες προηγούμενων ετών, γεγονός που πιθανόν να οφείλεται στις αυξημένες εισροές οργανικού φορτίου από τις αγροτικές καλλιέργειες. Επιπλέον, από τα αποτελέσματα της παρούσας εργασίας, διαπιστώνεται πως ο φώσφορος αποτελεί περιοριστικό παράγοντα ανάπτυξης σε σχέση με το άζωτο τόσο στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας όσο και σε άλλες λιμνοθάλασσες της Μεσογείου. Τέλος, από τα αποτελέσματα του συντελεστή συσχέτισης Spearman, παρατηρούμε ότι η αλατότητα παίζει σημαντικό ρόλο

295 ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ στις φυσικοχημικές διεργασίες των λιμνοθαλασσών, αφού επηρεάζει παραμέτρους όπως το διαλυμένο οξυγόνο, το ph και τις συγκεντρώσεις των θρεπτικών αλάτων του αζώτου και του φωσφόρου. Σε ότι αφορά τα βιολογικά ποιοτικά στοιχεία των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας, συνολικά καταγράφηκαν 40 είδη υδρόβιων μακροφύτων τα οποία σχηματίζουν πέντε διαφορετικές μακροφυτικές συναθροίσεις σύμφωνα με την ανάλυση βελτιωμένων αντιστοιχιών (DCA). Συνάθροιση Ι. Zostera noltii-lamprothamnium papulosum-gracilaria bursa pastoris- Cladophora glomerata Συνάθροιση ΙΙ. Ruppia cirrhosa-acetabularia acetabulum-gracilariopsis longissima-ulva rigida Συνάθροιση ΙΙΙ. Cymodocea nodosa-chondria capillaris-ceramium siliquosum-ulva species Συνάθροιση IV. Cystoseira barbata, Alsidium corrallinum, Acanthophora nayadiformis, Gracilaria gracilis και Valonia aegagropila Συνάθροιση V. Chara hispida f. corfuensis, Potamogeton pectinatus Κύριο χαρακτηριστικό των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας αποτελεί ο μικρός βαθμός ποικιλότητας και η κυριαρχία ειδών με μεγάλη πλαστικότητα και εύρος αντοχής στις διακυμάνσεις των φυσικοχημικών παραμέτρων. Τα κυρίαρχα είδη αποτελούν τα αγγειόσπερμα Zostera noltii, Ruppia cirrhosa, Cymodocea nodosa, και Potamogeton pectinatus, τα οποία συνοδεύονται από τα χαρόφυτα Lamprothamnium papulosum και Chara hispida f. corfuensis. Στην παρούσα διδακτορική διατριβή παρατηρήθηκε μείωση της μέσης τιμής αφθονίας των ειδών Zostera noltii και Lamprothamnium papulosum στον Τύπο λιμνοθάλασσας I από το 2005 έως το Τα παραπάνω είδη αντικαταστάθηκαν σταδιακά από το αγγειόσπερμο Ruppia cirrhosa. Γενικότερα παρατηρείται μια τάση μείωσης του είδους Zostera noltii στις λιμνοθάλασσες της Μεσογείου και πιθανή αιτία είναι οι μεγάλες διακυμάνσεις στις τιμές της αλατότητας. Τα αγγειόσπερμα είδη Ruppia cirrhosa και Cymodocea nodosa καταγράφηκαν στους τρεις πρώτους τύπους λιμνοθαλασσών. Τα παραπάνω είδη παρουσιάζουν διαφορές ως προς τον ρυθμό ανάπτυξης, αλλά και το

296 ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ εύρος ανοχής τους στις συγκεντρώσεις των θρεπτικών αλάτων. Έτσι, το είδος Ruppia cirrhosa παρουσιάζει μεγαλύτερο εύρος διακύμανσης τόσο ως προς την αλατότητα (μεσο-υαλες-πολύ-ύαλες συνθήκες), αλλά και ως προς τις συγκεντρώσεις του ολικού ανόργανου αζώτου και μπορεί να βρεθεί από ολιγοτροφικά έως υπερτροφικά περιβάλλοντα. Η υψηλότερη τιμή του μέσου όρου αφθονίας της παρατηρήθηκε την άνοιξη και το καλοκαίρι και απαντάται κυρίως στους τύπους λιμνοθαλασσών Ι και ΙΙ. Η Cymodocea nodosa εμφανίζεται περισσότερο ευάλωτη στις μεταβολές της αλατότητας και αποικίζει περιοχές που βρίσκονται στα όρια με το θαλάσσιο περιβάλλον και παρουσιάζουν μικρότερες συγκεντρώσεις θρεπτικών αλάτων. O υψηλότερος μέσος όρος αφθονίας της σημειώνεται από το καλοκαίρι έως το φθινόπωρο και απαντάται κυρίως στις λιμνοθάλασσες του Τύπου ΙΙ και ΙΙΙ. Ο τύπος λιμνοθάλασσας IV (Καϊάφας) παρουσιάζει το μικρότερο αριθμό ειδών και διαφέρει στατιστικά σημαντικά από όλους τους τύπους λιμνοθαλασσών. Οι μικρές τιμές αλατότητας και το μεγάλο μέσο βάθος προσδίδουν στη λιμνοθάλασσα λιμναία χαρακτηριστικά. Τα δύο είδη που κυριαρχούν αποτελούνται από το αγγειόσπερμο Potamogeton pectinatus και το χαρόφυτo Chara hispida f. corfuensis. Σε ότι αφορά την εκτίμηση της οικολογικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας με την εφαρμογή δεικτών που στηρίζονταν σε αβιοτικά και βιοτικά ποιοτικά στοιχεία, αλλά και σε συνδυασμό και των δύο προηγούμενων, οδηγηθήκαμε σε διαφορετικά αποτελέσματα. Η επιλογή του καταλληλότερου δείκτη είναι μια δύσκολη διαδικασία γιατί κάθε λιμνοθάλασσα ή τύπος λιμνοθάλασσας αποτελεί μια ξεχωριστή περίπτωση. Η τροφική κατάσταση των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας κυμαίνονταν από ολιγοτροφική έως υπερ-ευτροφική. Οι δείκτες TSI-Chl-a, TSI-TP και TRIX που στηρίζονται σε αβιοτικές παραμέτρους, είναι λιγότερο ευαίσθητοι στις μεταβολές των βιοτικών στοιχείων και στην περίπτωση των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας μόνο ο δείκτης TSI-Chl-a παρουσίασε στατιστικά σημαντικές διαφορές μεταξύ των λιμνοθαλασσών.

297 ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ Οι δείκτες που στηρίζονται στην υδρόβια βλάστηση μπορούν να δώσουν περισσότερο αξιόπιστα αποτελέσματα, όμως η εφαρμογή τους στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας παρουσίασε διάφορους περιορισμούς. Ο δείκτης E-MaQI εφαρμόστηκε μόνο στην Κλείσοβα και τον Άραξο όπου ο αριθμός των ειδών ήταν μεγαλύτερος από 20, ενώ ο δείκτης ΕΕΙ-c δεν μπόρεσε να εφαρμοστεί στη λιμνοθάλασσα του Καϊάφα λόγω της έλλειψης ταξινόμησης του είδους Chara hispida f. corfuensis σε ομάδα οικολογικής κατάστασης. Επίσης, στην περίπτωση του δείκτη ΕΕΙ-c, παρατηρήθηκε ότι όταν η κάλυψη της βυθισμένης υδρόβιας βλάστησης ήταν μικρότερη από 30%, ανεξάρτητα αν τα είδη ανήκαν στην ομάδα ESGI ή ESGII, ο δείκτης χαρακτήριζε την περιοχή από μέτρια έως φτωχή οικολογική κατάσταση. Επομένως τα όρια του δείκτη για τις λιμνοθάλασσες θα πρέπει να αναθεωρηθούν. Τέλος, η εφαρμογή του πολυμετρικού δείκτη TWQI που είναι ειδικά σχεδιασμένος για μεταβατικά οικοσυστήματα χαρακτηρίζει την τροφική κατάσταση των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας ως καλή, παρουσιάζοντας στατιστικά σημαντικές διαφορές μεταξύ των τύπων λιμνοθαλασσών και δίνοντας περισσότερο αντιπροσωπευτικά αποτελέσματα που σχετίζονται και με την παρουσία των ειδών της υδρόβιας βλάστησης όπως προέκυψε από την ανάλυση κύριων συνιστωσών και τον έλεγχο των συσχετίσεων του Spearman. Ο δείκτης αυτός είναι απλός στη χρήση του και σύμφωνα με τα αποτελέσματα φαίνεται να είναι περισσότερο ευαίσθητος στις μεταβολές της υδρόβιας βλάστησης, ενώ δεν φαίνεται να επηρεάζεται έντονα από τις διακυμάνσεις της Chl-a. Στην παρούσα διδακτορική διατριβή έγινε προσπάθεια επέκτασης και εφαρμογής του δείκτη στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας, οι οποίες χρησιμοποιήθηκαν ως μελέτη περίπτωσης. Η εφαρμογή του πολυμετρικού δείκτη TWQI στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας παρουσίασε πλεονεκτήματα έναντι των άλλων δεικτών. Μπόρεσε να εφαρμοστεί σε κάθε τύπο λιμνοθάλασσας και να δώσει αντιπροσωπευτικά αποτελέσματα που μπορούν να συγκριθούν με άλλες Μεσογειακές λιμνοθάλασσες.

298 ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ Κατά την εφαρμογή του δείκτη αναθεωρήθηκε η διάκριση της υδρόβιας βλάστησης σε βυθισμένα ριζώδη φυτά και μακροφύκη για τα είδη Potamogeton pectinatus, Lamprothamnium papulosum και Chara hispida f. corfuensis, τα οποία δεν έχουν παρατηρηθεί στις λιμνοθάλασσες όπου είχε εφαρμοστεί ο δείκτης μέχρι σήμερα. Συμπερασματικά, τα αποτελέσματα της παρούσας διδακτορικής διατριβής αποκαλύπτουν πως η διαφορετική τυπολογία των λιμνοθαλασσών επηρεάζει τις φυσικοχημικές παραμέτρους αλλά και τη σύνθεση των μακροφυτικών συναθροίσεων. Λιμνοθάλασσες με μεγάλο βαθμό απομόνωσης παρουσιάζουν μικρότερο αριθμό ειδών και μικρότερες τιμές του δείκτη ποικιλότητας Shannon, σε σχέση με λιμνοθάλασσες που δέχονται εντονότερα τη δράση του θαλασσινού νερού. Επιπλέον, η οικολογική κατάσταση των λιμνοθαλασσών μπορεί να χαρακτηριστεί ως καλή αλλά τα αποτελέσματα μπορεί να διαφέρουν ανάλογα με τον δείκτη που θα εφαρμοστεί. Η εφαρμογή του πολυμετρικού δείκτη TWQI που στηρίζεται τόσο σε αβιοτικές παραμέτρους όσο και στην υδρόβια βλάστηση δίνει περισσότερο αξιόπιστα αποτελέσματα και προτείνεται η εφαρμογή του στις λιμνοθάλασσες. Τέλος, η καταγραφή της υδρόβιας βλάστησης που πραγματοποιήθηκε για πρώτη φορά στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας μπορεί να αποτελέσει σημαντικό εργαλείο για τη λήψη μέτρων προστασίας και διαχείρισης των ευαίσθητων αυτών οικοσυστημάτων. Γενικότερα, στις λιμνοθάλασσες η εφαρμογή των βιοτικών δεικτών που στηρίζονται στα υδρόβια μακρόφυτα είναι μια διαδικασία η οποία βρίσκεται σε εξέλιξη. Πέρα από τους εμπνευστές των δεικτών, που έχουν εξετάσει την εφαρμογή τους σε μια συγκεκριμένη περιοχή μελέτης, πολλοί λίγοι είναι εκείνοι που προχωρούν στην εφαρμογή τους στο πεδίο.

299 GENERAL CONLUSIONS GENERAL CONCLUSIONS The results of the current thesis were considered important as they provide information on the necessity of classifying coastal lagoons into types according to their abiotic and hydromorphological characteristics. Furthermore, the monitoring of abiotic parameters and submerged aquatic macrophytes indicated important correlations and significant differences between lagoon types. According to the results: This thesis developed an abiotic typology for Mediterranean coastal lagoons using data from a total of 28 different lagoons. From the analysis of the principal components they distinguished five Mediterranean lagoons types, according to their size, degree of confinement and the mean salinity values. The Rodia, Tsoukalio and Logarou lagoons of Amvrakikos Gulf, as well as, Kleisova, Araxos and Kaiafas lagoons, although they belong to the same geographical area (Western Greece) they showed significant differences in abiotic and geomorphological characteristics. Coastal lagoons of Western Greece belong to four of the five Mediterranean types. A further principal component analysis showed that except from the size, the degree of confinement and the mean salinity values, depth, freshwater inputs and the width and length of the lagoon barrier are playing significant role to their typological classification. In the lagoon type I (Rodia) they are included shallow, mesohaline, large sized lagoons with high degree of confinement (chocked) and high freshwater inputs. In the lagoon Type II (Tsoukalio, Logarou, Kleisova) they are ranked shallow, large sized lagoons, with low degree of confinement from the sea, moderate freshwater inflow and high salinity values. In lagoon Type III (Araxos) are included shallow, small sized lagoons, with high salinity values, moderate degree of communication with the sea and limited freshwater inflow. Finally, in the lagoon Type IV (Kaiafas) they are developed deep, small sized lagoons, with a high degree of confinement and high freshwater inflows. During the monitoring periods they were found statistically significant differences in the mean values of most abiotic parameters, while Chl-a 275

300 GENERAL CONLUSIONS concentrations were low in the four lagoons types and similar to those found in similar Mediterranean lagoons. Coastal lagoons with high degree of confinement (Types I & IV) showed higher concentrations of nitrogen compounds in relation to Types II and III. More isolated lagoons are strongly influenced by anthropogenic activities (agriculture, tourism) and the organic load conducted to them through streams or drainage channels has resulted to higher nutrient concentrations during the wet period. In contrast, coastal lagoons having a better degree of communication with the sea exhibit lower nutrients concentrations. Also, there was recorded an increasing trend of nitrate concentration in the lagoons of Amvrakikos gulf comparing with previous references. In addition, the results of this study found that phosphorus is a limiting factor for growth in relation to nitrogen in both lagoons of Western Greece and other Mediterranean lagoons. Finally, the results of the Spearman correlation coefficient showed that salinity plays an important role in the physicochemical processes in lagoons, since it affects parameters such as dissolved oxygen, ph and nutrient concentrations of nitrogen and phosphorus. A total of 40 submerged aquatic macrophyte species was recorded in coastal lagoons of Western Greece, distinguished in five different macrophyte assemblages. Coastal lagoons of Western Greece showed low degree of diversity and the dominant species were characterized by high plasticity in variations of physicochemical parameters. The dominant species are the angiosperms Zostera noltii, Ruppia cirrhosa, Cymodocea nodosa, and Potamogeton pectinatus, accompanied by the charophytes Lamprothamnium papulosum and Chara hispida f. corfuensis. Macrophytic assemblage Ι. Zostera noltii-lamprothamnium papulosum- Gracilaria bursa pastoris- Cladophora glomerata Macrophytic assemblage ΙΙ. Ruppia cirrhosa-acetabularia acetabulum- Gracilariopsis longissima-ulva rigida Macrophytic assemblage ΙΙΙ. Cymodocea nodosa-chondria capillaris- Ceramium siliquosum-ulva species Macrophytic assemblage IV. Cystoseira barbata, Alsidium corrallinum, Acanthophora nayadiformis, Gracilaria gracilis και Valonia aegagropila 276

301 GENERAL CONLUSIONS Macrophytic assemblage V. Chara hispida f. corfuensis, Potamogeton pectinatus During the monitoring period, the species Zostera noltii and Lamprothamnium papulosum were gradually replaced from 2005 to 2007 by the angiosperm Ruppia cirrhosa. In the recent years a decreasing trend of species Zostera noltii was observed in Mediterranean coastal lagoons that probably caused by salinity fluctuations. The angiosperm species Ruppia cirrhosa and Cymodocea nodosa were observed in the first three types of lagoons. These species showed significant differences according to their growth rate and the range of tolerance to nutrient concentrations. Thus, the angiosperm species Ruppia cirrhosa can be found from oligotrophic to hypertrophic environments with salinity ranging from meso to polyhaline conditions. The highest average abundance was recorded during spring and summer and is found mainly in the lagoon Types I and II. On the other hand, Cymodocea nodosa appeared to be more vulnerable in salinity changes and colonize areas that are on the boundaries of the marine environment and have lower nutrient concentrations. The highest average abundance was marked from summer to autumn and is mainly found in the lagoons Types II and III. The lagoon Type IV (Kaiafas) has the smallest number of species and differs significantly from all lagoon types. The low salinity values and the high average depth impart lagoon lake characteristics. The dominant species are the angiosperm Potamogeton pectinatus and the charophyte Chara hispida f. corfuensis. As regards the ecological status assessment of Western Greece coastal lagoons the selection of the most appropriate index is not an easy task and each lagoon or lagoon type could be considered as a special case. The trophic status of lagoons in western Greece ranged from oligotrophic to hyper - eutrophic. TSI-Chl-a, TSI-TP and TRIX indices based on abiotic parameters are less sensitive to changes in biotic elements and in the case of Western Greece lagoons only index TSI-Chl-a showed statistically significant differences between the lagoons. 277

302 GENERAL CONLUSIONS The indicators that are based on submerged aquatic vegetation could give more reliable results, but their application in Western Greece coastal lagoons presented several limitations. The E-MaQI index could be applied only in Kleisova and Araxos lagoons, where the number of species was greater than 20, while the index EEI could not be implemented in the Kaiafas lagoon due to lack of classification of both species in ecological status groups. Also, in the case of EEI index, when the submerged aquatic vegetation was lower than 30%, irrespective of whether the species belonged to the ESGI or ESGII group, the index characterize the ecological status from moderate to poor. Therefore the limits of the index should be revised for the lagoons. Finally, the application of the multimetric index TWQI which is especially designed for transitional ecosystems characterize the ecological status of lagoons in western Greece as good, showing statistically significant differences between lagoon types and give more representative results associated with the presence of species of aquatic vegetation as revealed by principal component analysis and Spearman correlation coefficients. This index is simple to use and in accordance with the results, is seem to be more sensitive to changes in aquatic vegetation, while it is not strongly influenced by Chl-a variations. The TWQI index was revised in the current thesis as it may concerns the way that the submerged aquatic vegetation is distinguished in benthic root plants and macroalgae for species Potamogeton pectinatus, Lamprothamnium papulosum and Chara hispida f. corfuensis. In the current thesis coastal lagoons of Western Greece were considered as case study. In conclusion, the results of this thesis reveal that the different typology of lagoons affects the physicochemical parameters and the composition of macrophytic assemblages. Lagoons that are highly confined exhibit lower number of species and low Shannon diversity index values, comparing to lagoons that are more influenced by seawater intrusion. Moreover, the trophic status of lagoons can be described as good, but the results may vary depending on the index applied. The application of the multimetric index TWQI that utilizes both abiotic parameters and the aquatic vegetation gives more reliable results and proposed for implementation in coastal 278

303 GENERAL CONLUSIONS lagoons. Finally, the knowledge of submerged aquatic vegetation of Western Greece coastal lagoons that was first recorded in this thesis could be an important tool for the management of these sensitive and peculiar ecosystems. Generally, the application of biotic indices based on aquatic macrophytes in coastal lagoons, is a process which is ongoing. 279

304 ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ ΠΑΡΑΡΤΗΜΑΤΑ-ANNEXES

305 GENERAL CONLUSIONS ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ Ι/ANNEX I 281

306 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας Ι. Χαρακτηρισμός της οικολογικής κατάστασης των μεταβατικών υδάτων με τη χρήση βιολογικών δεικτών σύμφωνα με την Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ. Table Ι. Characterization of the ecological status of transitional waters using biological indicators according to the Water Framework Directive 2000/60/EC. Βιολογικά Ποιοτικά Στοιχεία Στοιχείο Υψηλή κατάσταση Καλή κατάσταση Μέτρια κατάσταση Φυτοπλαγκτόν Σύνθεση και αφθονία Παρατηρούνται Οι αλλαγές στη Μακροφύκη Αγγειόσπερμα των ταξινομικών κατηγοριών που ελαφρές αλλαγές στη σύνθεση και την σύνθεση και την αφθονία των Βενθικά ασπόνδυλα αντιστοιχούν στις μη αφθονία των ταξινομικών Ιχθυοπανίδα διαταραγμένες ταξινομικών κατηγοριών είναι συνθήκες. Δεν κατηγοριών. Δεν μέτριες. Ενδέχεται να παρατηρούνται αλλαγές λόγω ανθρωπογενών δραστηριοτήτων υπάρχει ανεπιθύμητη διαταραχή υπάρξει ανεπιθύμητη διαταραχή. Παλιρροιακό καθεστώς Μορφολογικές συνθήκες Γενικές Συνθήκες Συνθετικού ρύποι Μη συνθετικοί ρύποι Υδρομορφολογικά Ποιοτικά Στοιχεία Συνθήκες που αντιστοιχούν στην επίτευξη των παραπάνω οριζόμενων τιμών για τα βιολογικά ποιοτικά στοιχεία Ρεύμα γλυκού νερού Έκθεση στον κυματισμό όπως στις μη διαταραγμένες συνθήκες Βάθος, υπόστρωμα, δομή, διαπαλιρροιακές συνθήκες αδιατάρακτες Φυσικοχημικά Ποιοτικά Στοιχεία αδιατάρακτα Θρεπτικά Θερμοκρασία Αλατότητα Διαλυμένο Οξυγόνο Διαφάνεια Σχεδόν μηδενικές συγκεντρώσεις Συγκεντρώσεις εντός ορίων μη διαταραγμένων συνθηκών Τα μεγέθη δεν υπερβαίνουν τα όρια Συγκεντρώσεις δεν υπερβαίνουν τα όρια Συγκεντρώσεις δεν υπερβαίνουν τα πρότυπα Συνθήκες που αντιστοιχούν στην επίτευξη των παραπάνω οριζόμενων τιμών για τα βιολογικά ποιοτικά στοιχεία Συνθήκες που αντιστοιχούν στην επίτευξη των παραπάνω οριζόμενων τιμών για τα βιολογικά ποιοτικά στοιχεία i

307 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας ΙΙ. Χαρακτηρισμός της οικολογικής κατάστασης των μεταβατικών υδάτων σύμφωνα με την Οδηγία Πλαίσιο 2000/60/ΕΕ με βάση τα υδρόβια μακρόφυτα. Table ΙΙ. Characterization of the ecological status of transitional waters under the Water Frame Directive 2000/60/EE by aquatic macrophytes Παράρτημα V, Υψηλή κατάσταση Καλή κατάσταση Μέτρια κατάσταση Μακρόφυτα Η σύνθεση των μακροφυτικών ειδών είναι συνεπής με τις μη διαταραγμένες συνθήκες. Δεν παρατηρούνται ανιχνεύσιμες αλλαγές στην κάλυψη των μακροφυτικών ειδών λόγω ανθρωπογενών δραστηριοτήτων Αγγειόσπερμα Η ταξινομική σύνθεση αντιστοιχεί πλήρως ή σχεδόν πλήρως προς τις μη διαταραγμένες συνθήκες. Δεν παρατηρούνται ανιχνεύσιμες αλλαγές της αφθονίας αγγειοσπέρμων λόγω ανθρωπογενών δραστηριοτήτων. Η ταξινομική σύνθεση αντιστοιχεί πλήρως ή σχεδόν πλήρως προς τις μη διαταραγμένες συνθήκες. Δεν παρατηρούνται ανιχνεύσιμες αλλαγές της αφθονίας αγγειοσπέρμων λόγω ανθρωπογενών δραστηριοτήτων. Παρατηρούνται ελαφρές αλλαγές στη σύνθεση και η αφθονία των ταξινομικών κατηγοριών μακροφυκών σε σχέση με τις τυποχαρακτηριστικές κοινότητες. Οι αλλαγές αυτές δεν υποδηλώνουν ταχύτερη αύξηση φυτοβένθους ή ανώτερων μορφών φυτικής ζωής, με αποτέλεσμα την ανεπιθύμητη διατάραξη της ισορροπίας των οργανισμών που υπάρχουν στο υδατικό σύστημα ή της φυσικοχημικής ποιότητας του νερού. Παρατηρούνται ελαφρές αλλαγές στη σύνθεση των ταξινομικών κατηγοριών αγγειοσπέρμων σε σχέση με τις τυπο-χαρακτηριστικές κοινότητες. Η αφθονία των αγγειοσπέρμων εμφανίζει ελαφρές ενδείξεις διατάραξης Η σύνθεση των ταξινομικών κατηγοριών μακροφυκών διαφέρει μετρίως από τις τυποχαρακτηριστικές συνθήκες και είναι σημαντικά αλλοιωμένη σε σχέση με την καλή ποιότητα. Παρατηρούνται μέτριες αλλαγές της μέσης μακροφυτικής αφθονίας, οι οποίες μπορεί να είναι τέτοιες που να οδηγήσουν σε ανεπιθύμητη διατάραξη της ισορροπίας των οργανισμών που υπάρχουν στο υδατικό σύστημα. Η σύνθεση των ταξινομικών κατηγοριών αγγειοσπέρμων διαφέρει μετρίως από τις τυποχαρακτηριστικές κοινότητες και είναι σημαντικά αλλοιωμένη σε σχέση με την καλή ποιότητα. Υπάρχουν Μέτριες αλλοιώσεις της αφθονίας ταξινομικών κατηγοριών αγγειοσπέρμων. των ii

308 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας III Τυπολογικά χαρακτηριστικά των λιμνοθαλασσών: Ροδιά, Τσουκαλιό και Λογαρού. Table III. Typological characteristics of Rodia, Tsoukalio and Logarou lagoons. Ροδιά Τσουκαλιό Λογαρού Λιμνοθάλασσα Συντεταγμένες Β Α Β Α Β Α Έκταση (Km 2 ) Τύπος Λιμνοθάλασσας Ταξινόμηση μεγέθους Πολύ μεγάλη Πολύ μεγάλη Πολύ μεγάλη Περίμετρος (m) , Σχήμα κυκλικό ημικυκλικό κυκλικό Μέσο βάθος (m) 1, Μήκος (m) Πλάτος (m) ,5 Μέγιστο βάθος 4 2,5 1,5 Σύνδεση με τη θάλασσα Υπόστρωμα Άμμος (%): 20,7 Ιλύς (%): 68,2 Άργιλος (%): 11,1 Αριθμός ανοιγμάτων προς τη θάλασσα και διαστάσεις (μήκοςπλάτος) Κανένα άνοιγμα προς τον Αμβρακικό κόλπο. Ένα άνοιγμα πλάτους 120m και πλάτους 120m μέτρων με τη λιμνοθάλασσα Τσουκαλιό Άμμος (%): 21,7 Ιλύς (%): 54,9 Άργιλος (%): 23,4 Επτά τεχνητά ανοίγματα πλάτους 10m και μήκους από 140 έως 320m Εισροή γλυκού νερού Μέση τιμή αλατότητας ( ) 14,1 22,6 31,9 Αλατότητα ( ) 4,1-22,4 8,8-31,4 15,3-45,4 Μέγιστο-Ελάχιστο Εύρος παλίρροιας Φράγμα Μήκος φράγματος (m) Ελάχιστο πλάτος (m) Μέγιστη απόσταση από το ελώδες περιθώριο (m) Υγρότοπος Έκταση (ha) Μέγιστη απόσταση ως τη χέρσο (m) Ποσοστό % της συνολικής 61, ,7 λιμνοθαλάσσιας έκτασης Λεκάνη απορροής Έκταση (ha) Άμμος (%): 14,8 Ιλύς (%): 38 Άργιλος (%): 47,2 Πέντε ανοίγματα πλάτους 20m και μήκους από 150 έως 350m iii

309 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας IV. Τυπολογικά χαρακτηριστικά των λιμνοθαλασσών: Κλείσοβα, Άραξος και Καϊάφας. Table IV. Typological characteristics of Kleisova, Araxos and Kaiafas lagoons. Κλείσοβα Άραξος Καϊάφας Λιμνοθάλασσα Συντεταγμένες Β Α Β Α 37º30 Β, E 21º36 Α Έκταση (Km 2 ) 26,5 4 2 Τύπος Λιμνοθάλασσας Ταξινόμηση μεγέθους Μεγάλη Πολύ μεγάλη Μεγάλη Περίμετρος (m) Σχήμα ακανόνιστο Ορθογώνιο παραλληλόγραμμο Ορθογώνιο παραλληλόγραμμο Μήκος (m) Πλάτος (m) Μέσο βάθος (m) 0,6 1,2 3,2 Μέγιστο βάθος 1,5 3 8,1 Σύνδεση με τη θάλασσα Υπόστρωμα Άμμος (%): 20 Ιλύς (%): 58 Άργιλος (%): 22 Άμμος (%): 68 Ιλύς (%): 24 Άργιλος (%): 8 Άμμος:43,6% Ιλύς:30,1% Άργιλος:26,6% Αριθμός ανοιγμάτων προς τη θάλασσα και διαστάσεις (μήκος-πλάτος) Δύο ανοίγματα πλάτους 30m x820m και 40m x920m αντίστοιχα Τρία ανοίγματα μήκους 24x170m, 5-15x125m και 6-12x300m αντίστοιχα προς τον Πατραϊκό κόλπο Εισροή γλυκού νερού Μέση τιμή αλατότητας ( ) 44,9 40,5 9,3 Αλατότητα ( ) 33,2-56,1 30,9-44,7 6,9-14,2 Μέγιστο-Ελάχιστο Εύρος παλίρροιας Φράγμα Μήκος φράγματος (m) Ελάχιστο πλάτος (m) Μέγιστη απόσταση από το ελώδες περιθώριο (m) Υγρότοπος Έκταση (ha) Μέγιστη απόσταση ως τη χέρσο (m) Ποσοστό % της συνολικής λιμνοθαλάσσιας έκτασης Ένα άνοιγμα μήκους 10x300m, προς τον Πατραϊκό κόλπο iv

310 GENERAL CONLUSIONS Λεκάνη απορροής Έκταση (ha) Πίνακας V. Κατάλογος των σταθμών δειγματοληψίας στις έξι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας με τις ημερομηνίες, τις συντεταγμένες και την περιγραφή τους. Table V. Catalogue of sampling sites of six coastal lagoons of Western Greece with dates, coordinates and their description. Λιμνοθάλασσα Ροδιά Εποχές Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο 14/5/ /7/ /9/ /4/ /6/ /9/ /4/ /7/2007 5/9/2007 Σταθμοί Συντεταγμένες Περιγραφή R1 R2 R3 N 39 o N 39 o N 39 o E 20 o E 20 o E 20 o Στην αριστερή πλευρά του διαύλου επικοινωνίας της λιμνοθάλασσας της Ροδιάς με την Τσουκαλιό ΒΑ της λιμνοθάλασσας κοντά στη ζώνη του καλαμώνα της Ροδιάς και του όρους Βίγλα 30 μέτρα νότια του σταθμού R2 κοντά στη ζώνη του καλαμώνα της Ροδιάς Τσουκαλιό 14/5/ /4/ /4/ /7/ /6/ /7/ /9/ /9/2006 5/9/2007 T4 N 39 o T5 N 39 o E 20 o E 20 o Στο βόρειο τμήμα της λιμνοθάλασσας και λίγα μέτρα πριν την προσέγγιση της θέσης όπου είναι τοποθετημένη η κάμερα παρακολούθησης της αποικίας των αργυροπελεκάνων Pelecanus crispus Στο βόρειο τμήμα της λιμνοθάλασσας στο σημείο όπου είναι τοποθετημένη η κάμερα παρακολούθησης T6 N 39 o E 20 o Στο βόρειο τμήμα της λιμνοθάλασσας και στα αριστερά της τεχνητής νησίδας όπου σχηματίζουν τις αποικίες τους οι αργυροπελεκάνοι L7 N 39 o E 20 o μέτρα ανατολικά από την τοποθεσία Βασιλάδι και πολύ κοντά στο δρόμο που συνδέει τη Σαλαώρα με την Κορωνησία Λογαρού 28/5/ /4/ /4/ /7/ /6/ /7/ /9/ /9/2006 5/9/2007 L8 N 39 o L9 N 39 o E 20 o E 20 o μέτρα από τον L7 σταθμό προς τα αριστερά 100 μέτρα από τον L8 σταθμό προς τα αριστερά L10 N 39 o E 20 o Ανατολικά από το Βασιλάδι, κοντά στο εικόνισμα και στην έδρα του Αλιευτικού Συνεταιρισμού της Λογαρούς Κλείσοβα 31/3/2006 9/5/ /8/ /6/2006 4/10/ /9/2006 K1 N 38 o E 21 o Δυτικά της λιμνοθάλασσας στην πλευρά του δρόμου που συνδέει το ξενοδοχείο Ξενία με την Τουρλίδα και κοντά στα αποδυτήρια v

311 GENERAL CONLUSIONS 19/4/2007 2/6/ /7/ /6/ /7/ /8/ /10/2006 6/10/2007 K2 N 38 o K3 N 38 o E 21 o E 21 o ΝΔ της λιμνοθάλασσας και κοντά στην Τουρλίδα Στο βόρειο τμήμα της λιμνοθάλασσας, κοντά στην πόλη του Μεσολογγίου, τον ιστιοπλοϊκό όμιλο και τον βιολογικό καθαρισμό K4 N 38 o E 21 o Στο κέντρο της λιμνοθάλασσας, λίγα μέτρα πριν τη νησίδα που συνδέει τη δυτική πλευρά της λιμνοθάλασσας με την ανατολική K5 N 38 o E 21 o Στη δυτική πλευρά της λιμνοθάλασσας και 200 μέτρα μετά τον σταθμό K4 K6 N 38 o E 21 o Στην ανατολική πλευρά της λιμνοθάλασσας και κοντά στο εισοδευτικό στόμιο επικοινωνίας της λιμνοθάλασσας με τον Πατραϊκό κόλπο K7 N 38 o E 21 o Στην ανατολική πλευρά της λιμνοθάλασσας και κοντά στην χωματερή της πόλης A1 N 38 o E 21 o Στη δυτική πλευρά της λιμνοθάλασσας προς το Ιόνιο Πέλαγος και κοντά στο εκκλησάκι του Αγ. Ιωάννη A2 N 38 o E 21 o Στη δυτική πλευρά της λιμνοθάλασσας κοντά στους κοιτώνες της Ναυτικής Στρατιωτικής Βάσης του Αράξου Άραξος 2/4/ /5/2006 2/4/ /5/2007 5/7/ /8/ /6/ /7/ /6/ /7/ /8/ /9/ /10/2005 9/9/ /10/2006 6/10/2007 A3 N 38 o A4 N 38 o A5 N 38 o A6 N 38 o E 21 o E 21 o E 21 o E 21 o Στη δυτική πλευρά της λιμνοθάλασσας κάτω από την πύλη της Ναυτικής Στρατιωτικής Βάσης του Στη δυτική πλευρά της λιμνοθάλασσας απέναντι από το κοιμητήριο της περιοχής Στο νότιο τμήμα της λιμνοθάλασσας, στο ξύλινο παρατηρητήριο που κατασκευάστηκε από τους αλιείς για την παρακολούθηση των υδάτων Στην ανατολική πλευρά της λιμνοθάλασσας, στο εισοδευτικό στόμιο Μπούκα Ι που συνδέει τη λιμνοθάλασσα με τον Πατραϊκό κόλπο A7 N 38 o Καϊάφας 1/4/2006 8/7/ /9/2005 Kf1 N 37 o E 21 o E 21 o Στην ανατολική πλευρά της λιμνοθάλασσας, στο εισοδευτικό στόμιο Μπούκα ΙΙ που συνδέει τη λιμνοθάλασσα με τον Πατραϊκό κόλπο 200 μέτρα από τον σταθμό Kf2 στην αριστερή πλευρά κοντά στο παλιό ξενοδοχείο vi

312 GENERAL CONLUSIONS 18/5/ /4/ /5/ /8/2005 4/7/ /7/ /7/ /10/2005 9/9/2006 9/11/2006 Kf2 N 37 o Kf3 N 37 o E 21 o E 21 o Στη Δυτική πλευρά της λιμνοθάλασσας, κοντά στο κανάλι επικοινωνίας που συνδέει τη λιμνοθάλασσα με το Ιόνιο Πέλαγος Απέναντι από το παλιό ξενοδοχείο και στη μέση της γέφυρας που συνδέει το νησάκι της Αγ. Αικατερίνης με την Εθνική Οδό Πατρών Πύργου-Ζαχάρως 20/8/2007 Kf4 N 37 o E 21 o Κοντά στις ιαματικές πηγές και πριν το λιμανάκι όπου δένει το καραβάκι που μεταφέρει τους λουόμενους από το νησάκι της Αγ. Αικατερίνης προς τις ιαματικές εγκαταστάσεις Kf5 N 37 o E 21 o Στο ΒΔ τμήμα της λιμνοθάλασσας και στο πίσω μέρος του νησιού της Αγ. Αικατερίνης, στο χώρο εξάσκησης των θαλασσίων αθλημάτων Kf6 N 37 o E 21 o μέτρα αριστερά του σταθμού Kf4 Kf7 N 37 o E 21 o Κοντά στον βιολογικό καθαρισμό της Ζαχάρως vii

313 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας Va. Κατάλογος των σταθμών δειγματοληψίας στις έξι λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Table Va. Catalogue of sampling sites of six coastal lagoons of Western Greece. Λ/Θ Εποχές Σταθμοί Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Ροδιά 14/5/ /4/ /4/ /7/ /6/ /7/ /9/ /9/2006 5/9/2007 R1 R2 R3 Τσουκαλιό 14/5/ /7/ /9/2005 T4 16/4/ /6/ /9/2006 T5 12/4/ /7/2007 5/9/2007 T6 Λογαρού 28/5/ /7/ /9/2005 L7 17/4/ /6/ /9/2006 L8 12/4/ /7/2007 5/9/2007 L9 L10 Κλείσοβα 31/3/ /8/2005 4/10/2005 K1 9/5/ /6/ /9/2006 K2 19/4/2007 2/6/ /7/ /6/ /7/ /8/ /10/2006 6/10/2007 K3 K4 K5 K6 K7 Άραξος 2/4/2006 5/7/ /9/2005 A1 15/5/ /8/ /10/2005 A2 2/4/ /5/ /6/ /7/ /6/ /7/ /8/2007 9/9/ /10/2006 6/10/2007 A3 A4 A5 A6 A7 Καϊάφας 1/4/2006 8/7/ /9/2005 Kf1 18/5/ /8/ /10/2005 Kf2 16/4/ /5/2007 4/7/ /7/ /7/ /8/2007 9/9/2006 9/11/2006 Kf3 Kf4 Kf5 Kf6 Kf7 iv

314 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας Vb. Περιγραφή των ανθρωπογενών πιέσεων στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Κάθε τύπος πίεσης εκτιμήθηκε σύμφωνα με την κλίμακα (0= καμία; 1=μικρή; 2=μέτρια; 3= υψηλή; 4= πολύ υψηλή). Table Vb. Description human pressures in coastal lagoons of Western Greece. Each type of pressure was evaluated using a scale of value ranging from 0 to 4 (0= absent; 1=low pressure; 2=moderate pressure; 3= high pressure; 4= very high pressure). iv

315 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας VI. Συγκεντρωτικός πίνακας όπου αναφέρονται οι δείκτες που επιλέχθηκαν για την αξιολόγηση της οικολογικής κατάστασης των λιμνοθαλασσών της Δυτικής Ελλάδας. Table VI. Aggregated table with trophic indices selected for the evaluation of the ecological status of coastal lagoons of Western Greece. Δείκτες Τροφικής Κατάστασης (TSI) Δείκτες Λόγος Οικολογικής Κατάστασης (EQR) Αναφορές TSI (Chl-a) = (9.81 x ln[chl-a]) TSI (TP) = (14.42 x ln[tp]) Αβιοτικοί Δείκτες ολιγοτροφικό (TSI<30), ολιγο-μεσοτροφικό(30 TSI<40), μεσοτροφικό (40 TSI<50), ευτροφικό (50 TSI<60), ευτροφικό προς υπερτροφικό (60 TSI<70) υπερ-εύτροφο (70 TSI). Τροφικός Δείκτης (TRIX) TRIX = [Log 10 (Chl-α * ad%o * DIN * TP)-(k)]/m Υψηλή (TRIX < 4), Καλή (4 TRIX < 5), Μέτρια (5 TRIX < 6) Φτωχή (6 TRIX) Δείκτης Οικολογικής Αξιολόγησης (EEI-c) Ειδικός Δείκτης Ποιότητας Μακροφύτων (E-MaQI) Φυτοβενθικοί Δείκτες Ο δείκτης βασίζεται στην κάλυψη των μακροφύτων και τη διάκρισή τους σε δυο ομάδες οικολογικής κατάστασης. Η Ομάδα Οικολογικής Κατάστασης Ι περιλαμβάνει τα μακροφύκη με χοντρό θαλλό ή ασβεστοφύκη, με χαμηλό μεταβολικό ρυθμό και πολυετή κύκλο ζωής (τελικοί αποικιστές). Η Ομάδα Οικολογικής Κατάστασης ΙΙ περιλαμβάνει φυλλοειδή και νηματοειδή μακροφύκη με υψηλούς μεταβολικούς ρυθμούς και ετήσιο κύκλο ζωής (καιροσκοπικά είδη). Όλα τα είδη που συλλέγονται αναγνωρίζονται τουλάχιστον σε επίπεδο είδους. Είναι πολύ σημαντικό να αναγνωριστούν έστω και τα μικρά επίφυτα, γιατί μερικά από αυτά, όπως τα Corallinaceae είναι χαρακτηριστικά της καλής-υψηλής οικολογικής κατάστασης. Τα είδη βαθμολογούνται με 0= ανθεκτικά είδη, 1= αδιάφορα είδη και 2= ευαίσθητα είδη. Κακή=2 Χαμηλή=4 Μέτρια=6 Καλή= 8 Υψηλή=10 Κακή=0 0.20, Φτωχή= , Μέτρια= Καλή= Υψηλή= Carlson, 1977 Vollenweider et al Orfanidis et al. 2001; 2003; 2011 Sfriso et al Δείκτης Εκτίμησης Μεταβατικών (TWQI) Οικολογικής των Υδάτων Συνδυαστικός Δείκτης TWQI=QV DO +QV Chla +QV DIN +QV TP +QV MA +QV PH DO= Διαλυμένο Οξυγόνο (%SAT), TP=Ολικός Φώσφορος (μg/l) στη στήλη του νερού, DIN=Διαλυμένο ανόργανο Άζωτο (μg/l) στη στήλη του νερού, Chl-a= Χλωροφύλλη-a (μg/l), MA= Κάλυψη (%) σε μακροάλγη, BRP= Κάλυψη (%) σε βενθικά ριζώδη φυτά 0-40 Κακή Φτωχή Μέτρια Καλή Υψηλή Giordani et al vii

316 GENERAL CONLUSIONS ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ ΙΙ/ANNEX II ix

317 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας.4Β.Ι. Μέσες τιμές ± Μέση Διακύμανση των αβιοτικών παραμέτρων στον Τύπο λιμνοθάλασσας Ι κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων από Άνοιξη 2005 έως Φθινόπωρο Table 4Β.Ι. Mean± St.Dev. of abiotic parameters measured in the lagoon Type I during the sampling periods from spring 2005 to autumn Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο F Sig Βάθος (m) 1,10±0,26 1,07±0,21 0,97±0,35 1,17±0,29 1,13±0,31 1,17±0,06 0,80±0,26 0,97±0,35 1,17±0,06 0,694,692 Διαφάνεια (m) 1,07±0,25 1,03±0,15 0,97±0,35 1,17±0,29 1,13±0,31 1,17±0,06 0,80±0,26 0,73±0,51 1,17±0,06 0,989,476 Διαφάνεια/Βάθος 0,97±0,06 0,97±0,06 1,0±0,0 1,0±0,0 1,0±0,0 1,0±0,0 1,0±0,0 0,77±0,40 1,0±0,0 0,926,518 Θερμοκρασία 22,13±0,61 27,27±0,32 25,93±0,31 18,07±0,40 27,4±0,78 23,3±0,06 18,9±0,75 31,63±0,81 23,13±0,06 196,4,000 ( C) ph 8,13±0,06 8,17±0,12 7,97±0,15 7,97±0,25 8,2±0,0 8,47±0,06 8,67±0,15 8,07±0,15 8,43±0,12 9,47,000 Διαλυμένο 2,60±0,62 7,13±1,02 7,80±1,13 8,10±0,10 6,70±0,66 7,40±1,14 11,2±0,52 5,87±2,76 7,23±1,03 10,19,000 Οξυγόνο (mg/l) Αλατότητα ( ) 8,17±0,15 12,53±0,40 21,03±0,4 4,20±0,10 11,4±0,1 16,6±0,45 14,4±0,35 21,87±0,47 16,57±0,31 879,02,000 PO 4 -P (μg/l) 7,48±3,90 1,44±0,51 2,21±0,75 6,15±0,58 0,82±0,0 18,13±7,95 18,13±1,43 5,77±1,43 5,77±1,43 13,51,000 TP (μg/l) 87,37±21,03 67,59±27,24 111,28±19,31 39,56±8,92 171,9±161,7 211,0±280,5 47,8±16,46 137,65±22,3 93,97±107,5 0,743,654 NO 2 -N (μg/l) 38,99±59,9 33,07±17,66 20,82±8,08 36,3±6,08 27,64±6,03 5,4±3,27 11,53±2,04 12,57±0,95 5,19±2,94 1,164,372 NO 3 -N (μg/l) 277,93±162,1 104,4±26,17 277,16±63, ,3±96,09 186,2±64,37 307,65±407,1 348,9±192,2 137,5±36,5 283,65±336,6 16,75,000 NH 4 -N (μg/l) 195,5±94,93 311,3±40,61 195,71±23,55 35,46±23,09 213,46±20,11 224,7±81,16 258,0±50,8 87,9±17,5 149,3±40,2 7,999,000 DIN (μg/l) 512,4±230,1 448,8±38,41 493,7±36, ,0±103,5 427,32±79,9 537,8±393,8 618,4±170,6 237,9±53,7 438,2±321,9 13,64,000 CO 3 (mg/l) 13,07±2,25 30,8±9,70 17,73±2,65 12,6±0,0 21,07±7,33 14,73±3,7 14,7±3,7 12,63±6,35 21,07±9,67 2,996,025 HCO 3 (mg/l) 67,77±6,21 92,17±49,18 138,9±34,4 109,8±12,2 48,8±32,28 113,9±92,4 73,2±12,2 77,27±7,04 85,4±12,2 1,481,232 Αλκαλικότητα 80,83±4,46 122,97±39,74 156,7±32,0 122,4±12,2 69,87±28,03 128,6±90,17 87,93±9,19 89,9±3,56 106,5±19,9 1,702,166 (mg/l) Chl-a (μg/l) 0,59±0,28 0,32±0,17 0,26±0,10 3,15±1,41 0,20±0,19 1,59±1,15 1,86±0,38 1,35±1,33 1,29±0,9 4,063,006 x

318 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας.4Β.Π. Μέσες τιμές± Μέση Διακύμανση των αβιοτικών παραμέτρων στον Τύπο λιμνοθάλασσας Ι κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων Table.4Β.Π. Mean± St Dev of abiotic parameters measured in the lagoon Type I during the sampling periods from 2005 to Τύπος Ι F Sig. Βάθος (m) 1,04±0,25 1,16±0,21 0,98±0,27 1,193,321 Διαφάνεια (m) 1,02±0,23 1,16±0,21 0,9±0,35 1,963,162 Διαφάνεια/Βάθος 0,98±0,04 1,0±0,0 0,92±0,23 0,766,475 Θερμοκρασία ( C) 25,11±2,37 22,93±4,07 24,56±5,6 0,641,535 ph 8,1±0,1 8,2±0,3 8,4±5,6 3,705,040 Διαλυμένο Οξυγόνο (mg/l) 5,84±2,58 7,4±0,89 8,1±2,8 2,327,119 Αλατότητα ( ) 13,9±5,67 10,7±5,41 17,6±3,3 4,409,023 PO 4 -P (μg/l) 3,71±3,48 8,37±8,7 9,89±6,3 2,208,132 TP (μg/l) 88,75±27,35 140,8±179,7 93,14±67,8 0,599,558 NO 2 -N (μg/l) 30,96±32,49 23,12±14,5 9,76±3,92 2,418,111 NO 3 -N (μg/l) 219,83±123,5 711,4±730,0 256,68±216,1 3,402,050 NH 4 -N (μg/l) 234,17±78,4 157,88±101,6 165,1±82,99 2,049,151 DIN (μg/l) 498,9±121,4 892,36±650,6 431,5±247,1 3,437,049 CO 3 (mg/l) 20,5±9,48 16,1±5,6 16,1±7,16 1,007,380 HCO 3 (mg/l) 99,62±43,49 90,82±58,54 78,62±10,76 0,553,583 Αλκαλικότητα (mg/l) 120,2±41,7 107,0±55,2 94,77±14,18 0,873,431 Chl-a (μg/l) 0,39±0,23 1,65±1,57 1,5±0,87 3,912,034 xi

319 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας.4Β.ΙΙΙ. Μέσες τιμές± st dev των αβιοτικών παραμέτρων στη λιμνοθάλασσα Τσουκαλιό κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων Table.4Β.ΙΙΙ. Mean± St Dev of abiotic parameters measures in Tsoukalio lagoon during the sampling periods from 2005 to Λ/Θ Τσουκαλιό Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο F Sig Βάθος (m) 1,0±0,0 0,83±0,25 0,97±0,12 1,03±0,06 0,73±0,12 0,6±0,1 0,6±0,0 0,63±0,06 0,63±0,15 6,756,000 Διαφάνεια (m) 1,0±0,0 0,77±0,21 0,90±0,10 1,03±0,06 0,73±0,12 0,6±0,1 0,6±0,0 0,63±0,06 0,63±0, ,000 Διαφάνεια/Βάθος 1,0±0,0 0,97±0,06 0,97±0,06 1,0±0,0 1,0±0,0 1,0±0,0 1,0±0,0 1,0±0,0 1,0±0,0 0,875,555 Θερμοκρασία ( C) 21,8±0,3 26,47±0,4 25,77±0,21 17,03±0,06 26,53±0,12 23,43±0,23 18,47±0,15 29,73±0,06 23,47±0, ,5,000 ph 8,26±0,08 8,42±0,21 8,14±0,03 8,25±0,05 8,34±0,18 8,77±0,07 8,97±0,07 8,26±0,02 8,87±0,05 21,081,000 Διαλ. Οξυγ. (mg/l) 3,87±0,06 4,8±0,26 4,30±0,17 8,1±0,1 6,9±0,2 8,33±1,20 11,17±0,87 7,17±0,12 8,7±1,21 39,703,000 Αλατότητα ( ) 14,17±0,35 25,9±4,76 31,3±0,12 8,97±0,15 17,87±2,14 27,97±0,51 19,07±0,25 29,4±0,0 28,47±0,59 58,685,000 PO 4 -P (μg/l) 4,24±2,36 1,97±0,05 2,44±0,55 6,15±1,15 2,15±2,31 6,10±7,6 17,31±2,47 6,59±3,78 5,77±1,43 6,37,001 TP (μg/l) 215,94±35,64 53,64±19,56 374,2±263,0 28,03±14,49 122,38±96,45 72,55±78,23 69,24±15,44 126,9±28,12 64,29±27,54 3,611,011 NO 2 -N (μg/l) 31,32±22,33 5,32±2,93 6,99±2,47 119,64±70,22 30,31±12,12 4,78±4,06 11,94±1,30 10,28±1,43 6,13±4,54 6,526,000 NO 3 -N (μg/l) 252,99±162,6 72,49±43,25 110,82±15,5 1033,4±753,8 101,88±32,47 752,6±27,73 166,3±21,35 113,9±19,96 765,1±90,78 6,057,001 NH 4 -N (μg/l) 87,82±49,79 13,16±5,86 60,82±36,76 52,46±2,52 432,46±18,04 52,34±55,92 255,0±15,51 107,5±19,29 34,99±35,49 51,794,000 DIN (μg/l) 372,13±135,1 90,97±51,83 178,63±31, ,44±683,7 564,65±31,66 809,7±60,7 403,2±37,9 231,75±38,56 806,2±54,0 7,135,000 CO 3 (mg/l) 21,7±10,78 18,9±5,56 13,3±4,37 16,87±9,68 12,63±6,35 23,2±3,64 23,2±3,64 21,1±3,64 21,1±3,64 1,232,336 HCO 3 (mg/l) 50,83±9,32 178,93±55,01 138,27±28,17 81,3±30,7 69,13±30,7 61,0±12,2 69,13±14,09 77,27±18,64 85,4±12,2 6,99,000 Αλκαλικότητα 72,53±10,44 197,83±60,17 151,57±23,95 98,2±21,68 81,77±28,8 84,2±12,73 92,33±10,45 98,37±16,06 106,5±9,23 7,004,000 (mg/l) Chl-a (μg/l) 1,1±0,16 0,89±0,12 0,66±0,23 3,11±0,54 1,73±2,13 1,26±0,85 1,78±0,86 1,43±0,34 1,15±0,86 1,933,117 xii

320 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας 4Β.IV. Μέσες τιμές± st dev των αβιοτικών παραμέτρων στη λιμνοθάλασσα Λογαρού κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων Table 4Β. IV. Mean± St Dev of abiotic parameters measured in Logarou lagoon during the sampling periods from 2005 to Λ/Θ Λογαρού Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο F Sig Βάθος (m) 0,55±0,1 0,55±0,210 0,50±0,08 0,58±0,05 0,48±0,05 0,50±0,0 0,55±0,06 0,53±0,05 0,5±0,0 1,050,425 Διαφάνεια (m) 0,30±0,08 0,33±0,13 0,30±0,08 0,38±0,17 0,48±0,05 0,5±0,0 0,55±0,06 0,38±0,1 0,5±0,0 4,534,001 Διαφάνεια/Βάθος 0,53±0,1 0,58±0,013 0,63±0,15 0,65±0,29 1,0±0,0 1,0±0,0 1,0±0,0 0,73±0,19 1,0±0,0 9,285,000 Θερμοκρασία ( C) 22,1±0,36 25,7±0,33 25,55±0,29 17,33±0,30 24,3±0,13 21,95±0,51 18,33±0,13 27,35±0,06 22,08±0,13 551,63,000 ph 8,17±0,18 8,33±0,02 8,28±0,04 8,26±0,18 8,57±0,23 8,55±0,11 8,55±0,15 7,87±0,03 8,71±0,22 11,623,000 Διαλ. Οξυγ. (mg/l) 5,53±1,04 4,25±2,37 7,03±0,90 7,63±0,3 6,08±0,36 6,20±1,31 7,38±0,67 2,93±1,08 5,58±0,51 7,293,000 Αλατότητα ( ) 24,45±0,26 32,28±0,66 38,58±1,20 16,4±0,82 24,6±3,77 38,88±1,18 27,45±3,08 45,38±0,13 39,65±1,02 109,99,000 PO 4 -P (μg/l) 7,01±10,95 1,53±0,62 2,55±1,17 3,07±2,06 0,82±0,0 11,38±14,1 4,95±2,86 11,13±1,43 11,75±3,11 2,061,077 TP (μg/l) 120,59±70,31 113,24±53,87 20,75±3,28 95,2±63,93 126,75±192,3 296,74±110,6 171,24±31,76 189,8±20,53 128,6±42,0 3,191,011 NO 2 -N (μg/l) 116,66±53,24 2,26±0,71 7,53±0,75 102,8±48,7 1,65±0,75 2,42±1,26 7,17±4,19 15,11±1,45 3,04±1,58 14,694,000 NO 3 -N (μg/l) 172,53±14,55 181,41±94,1 85,28±45,26 525,71±155,2 111,96±45,54 151,82±210,6 37,7±4,37 202,07±13,04 113,2±154,1 6,778,000 NH 4 -N (μg/l) 307,7±365,28 6,68±5,49 125,32±67,1 146,8±156,27 14,55±4,79 73,82±78,69 41,6±18,0 100,5±17,92 43,74±44,05 1,816,118 DIN (μg/l) 596,88±391,1 190,74±90,3 218,13±91,67 775,32±146,4 127,82±45,46 228,06±178,8 86,47±24,4 317,67±8,73 159,9±132,2 8,014,000 CO 3 (mg/l) 7,88±1,05 15,23±5,78 24,15±2,1 9,48±6,35 14,23±6,08 25,28±10,33 23,73±6,03 28,45±8,13 23,73±6,03 5,611,000 HCO 3 (mg/l) 152,5±35,22 122,0±24,4 102,18±31,25 106,75±20,84 36,6±29,88 91,5±37,93 48,8±26,36 85,4±9,96 82,35±6,01 6,988,000 Αλκαλικότητα 160,38±35,1 137,23±21,0 126,3±31,8 116,23±17,4 50,83±23,84 116,78±32,1 72,53±22,93 113,85±17,86 106,5±10,58 6,956,000 (mg/l) Chl-a (μg/l) 0,99±0,23 0,68±0,21 0,56±0,11 3,21±0,09 0,45±0,24 1,54±0,38 1,27±0,38 2,01±1,16 1,35±0,45 13,386,000 xiii

321 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας 4Β.V. Μέσες τιμές± st dev των αβιοτικών παραμέτρων στη λιμνοθάλασσα Κλείσοβα κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων Table 4Β.V. Mean± St Dev of abiotic parameters measured in Kleisova lagoon during the sampling periods from 2005 to Λ/Θ Κλείσοβα Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο F Sig Βάθος (m) 0,67±0,29 0,50±0,0 0,66±0,19 0,59±0,15 0,53±0,1 0,61±0,09 0,69±0,07 0,6±0,1 1,241,304 Διαφάνεια (m) 0,67±0,29 0,50±0,0 0,59±0,16 0,57±0,11 0,51±0,09 0,61±0,09 0,69±0,07 0,6±0,1 1,519,189 Διαφάνεια/Βάθος 1,0±0,0 1,0±0,0 0,90±0,10 0,99±0,04 0,97±0,08 1,0±0,0 1,0±0,0 1,0±0,0 3,128,010 Θερμοκρασία ( C) 26,17±0,12 20,33±0,58 21,53±1,08 27,26±0,53 22,1±0,46 22,26±0,55 31,07±0,27 23,87±0,52 218,36,000 ph 8,72±0,14 8,43±0,20 8,65±0,09 8,61±0,21 8,62±0,14 8,74±0,08 8,37±0,09 8,34±0,20 6,785,000 Διαλ. Οξυγ. (mg/l) 8,13±0,85 10,9±0,2 8,20±0,22 7,49±0,85 4,93±0,69 9,47±1,6 7,84±0,55 7,56±0,98 19,427,000 Αλατότητα ( ) 45,33±0,93 43,77±1,32 37,19±3,05 40,34±1,75 49,23±3,99 40,67±2,05 50,86±2,69 51,21±3,81 23,327,000 PO 4 -P (μg/l) 6,27±2,5 3,33±1,15 8,74±4,37 3,90±1,24 8,48±7,12 4,77±2,80 4,59±1,05 5,65±2,75 1,818,110 TP (μg/l) 16,33±3,51 23,67±9,29 33,87±18,58 59,0±36,39 256,99±268,0 107,92±24,95 159,32±117,5 106,3±34,74 2,943,014 NO 2 -N (μg/l) 11,16±8,72 3,49±0,58 3,41±1,74 1,14±1,32 1,0±0,35 0,87±0,15 1,13±0,3 1,91±0,49 9,131,000 NO 3 -N (μg/l) 150,16±18,36 30,82±7,02 76,39±24,38 93,06±24,99 24,55±6,17 21,59±9,96 20,59±3,43 50,39±35,94 22,145,000 NH 4 -N (μg/l) 30,82±4,36 9,67±2,89 73,77±91,82 58,24±62,3 32,37±70,72 34,07±28,65 5,57±3,0 4,14±3,67 1,512,191 DIN (μg/l) 192,13±7,81 43,98±9,61 153,56±111,5 152,44±45,46 57,92±70,98 56,53±36,37 27,29±4,27 56,45±39,52 5,398,000 CO 3 (mg/l) 32,0±6,93 34,0±6,93 21,67±6,43 23,47±5,73 27,54±9,93 33,4±6,27 22,0±3,81 20,77±7,05 3,639,004 HCO 3 (mg/l) 73,2±12,2 69,13±37,27 90,63±47,31 48,8±13,18 119,4±33,57 81,91±35,02 78,41±7,67 87,14±13,04 3,286,007 Αλκαλικότητα 105,2±18,53 103,13±32,35 112,3±49,92 72,27±13,19 146,93±31,56 115,31±34,71 100,4±7,72 107,91±11,6 3,539,005 (mg/l) Chl-a (μg/l) 0,53±0,06 0,84±0,06 0,58±0,25 0,84±0,58 1,89±2,11 0,69±0,36 1,28±0,49 2,03±1,81 1,709,135 xiv

322 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας 4Β.VI. Μέσες τιμές± st dev των αβιοτικών παραμέτρων των λιμνοθαλασσών Τσουκαλιό, Λογαρού και Κλείσοβας του Τύπου ΙΙ κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων Table 4Β.VI. Mean± St Dev of abiotic parameters measured in Tsoukalio, Logarou and Kleisova lagoon of lagoon Type II during the sampling periods from 2005 to Τσουκαλιό Λογαρού Κλείσοβα F Sig. Τύπος ΙΙ Βάθος (m) 0,93±0,16 0,79±0,21 0,62±0,08 0,53±0,09 0,52±0,06 0,53±0,05 0,58±0,20 0,59±0,15 0,63±0,09 1,970,144 Διαφάνεια (m) 0,89±0,15 0,79±0,21 0,62±0,08 0,31±0,09 0,45±0,11 0,48±0,10 0,58±0,20 0,56±0,12 0,63±0,09 0,111,895 Διαφάνεια/Βάθος 0,98±0,04 1,0±0,0 1,0±0,0 0,58±0,12 0,88±0,23 0,91±0,17 1,0±0,0 0,95±0,08 1,0±0,0 11,104,000 Θερμοκρασία ( C) 24,68±2,20 22,33±4,2 23,89±4,89 24,45±1,76 21,2±3,05 22,58±3,87 23,25±3,22 23,63±2,73 25,73±3,95 3,151,047 ph 8,27±0,17 8,45±0,26 8,64±0,29 8,26±00,12 8,46±0,22 8,38±0,40 8,58±0,22 8,63±0,15 8,49±0,22 5,822,004 Διαλ. Οξυγ. (mg/l) 4,32±0,44 7,78±0,90 9,01±1,90 5,6±1,86 6,63±1,03 5,29±2,04 9,52±1,61 6,87±1,56 8,29±1,38 4,887,009 Αλατότητα ( ) 23,8±7,97 18,27±8,31 25,64±4,96 31,77±6,08 26,63±9,93 37,49±7,99 44,55±1,33 42,25±5,98 47,58±5,73 5,987,003 PO 4 -P (μg/l) 2,89±1,6 4,80±4,48 9,89±6,06 3,7±6,27 5,09±8,82 9,27±3,96 4,8±2,37 7,04±5,16 5,0±2,28 4,007,021 TP (μg/l) 214,59±192,28 74,32±74,69 86,82±36,83 84,86±66,29 172,9±151,95 163,2±39,84 20,0±7,46 116,62±180,3 124,52±73,01 0,104,902 NO 2 -N (μg/l) 14,54±16,95 51,58±63,26 9,45±3,58 42,28±61,6 35,63±55,76 8,44±5,78 7,32±6,94 1,85±1,66 1,30±0,56 3,511,033 NO 3 -N (μg/l) 145,43±117,98 629,3±560,17 348,43±316,91 146,4±71,29 263,17±239,0 117,65±107,0 90,49±66,53 64,66±35,64 30,86±24,92 2,680,073 NH 4 -N (μg/l) 53,93±45,15 179,09±192,29 122,51±85,82 146,57±233,1 78,39±107,45 61,94±38,94 20,24±12,05 54,79±74,16 14,6±21,27 1,279,283 DIN (μg/l) 213,91±144,91 859,94±443,23 480,39±258,2 335,25±289,3 377,07±321,6 188,03±122,8 118,05±81,53 121,3±93,9 46,76±32,71 3,578,031 CO 3 (mg/l) 17,97±7,43 17,57±7,62 21,8±3,32 15,75±7,68 16,33±9,9 25,30±6,58 33,0±6,29 24,23±7,63 25,39±8,06 3,105,049 HCO 3 (mg/l) 122,68±64,73 70,49±24,23 77,27±14,94 125,56±35,13 78,28±41,77 72,18±22,95 71,17±24,9 86,27±44,08 82,49±21,21 8,307,000 Αλκαλικότητα 140,64±63,93 88,06±20,60 99,07±12,29 141,31±30,86 94,61±39,52 97,48±24,73 104,17±23,61 110,5±45,56 107,8±21,41 7,677,001 (mg/l) Chl-a (μg/l) 0,88±0,24 2,03±1,44 1,45±0,69 0,74±0,25 1,73±1,23 1,54±0,76 0,69±0,18 1,10±1,34 1,33±1,19 4,402,015 xv

323 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας 4Β.VII. Μέσες τιμές± st dev των αβιοτικών παραμέτρων στον Τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙ κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων από Άνοιξη 2005 έως Φθινόπωρο Table 4Β.VII. Mean± St Dev of abiotic parameters measured in the lagoon Type II during the sampling periods from spring 2005 to autumn Τύπος ΙΙ Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο F Sig Βάθος (m) 0,74±0,25 0,67±0,23 0,64±0,24 0,71±0,22 0,59±0,15 0,54±0,08 0,59±0,07 0,63±0,09 0,58±0,11 1,954,060 Διαφάνεια (m) 0,60±0,38 0,56±0,28 0,54±0,27 0,62±0,28 0,58±0,13 0,53±0,08 0,59±0,07 0,59±0,16 0,58±0,11 0,269,975 Διαφάνεια/Βάθος 0,73±0,26 0,82±0,23 0,84±0,21 0,85±0,21 0,99±0,03 0,99±0,05 1,0±0,0 0,92±0,16 1,0±0,0 4,698,000 Θερμοκρασία ( C) 21,97±0,35 26,07±0,45 24,05±2,59 19,36±2,37 26,26±1,36 22,34±0,72 20,32±2,05 29,72±1,66 23,27±0,88 53,996,000 ph 8,21±0,15 8,47±0,21 8,28±0,15 8,45±0,23 8,54±0,22 8,63±0,14 8,7±0,14 8,21±0,23 8,56±0,29 8,938,000 Διαλ. Οξυγ. (mg/l) 4,81±1,15 5,58±2,28 7,37±2,76 8,01±0,33 6,69±0,87 6,02±1,65 9,24±1,83 6,29±2,32 7,24±1,46 6,573,000 Αλατότητα ( ) 20,04±5,50 34,28±8,44 37,96±5,19 25,2±12,9 31,03±10,24 41,71±9,18 32,26±9,46 44,69±8,83 43,04±9,77 8,643,000 PO 4 -P (μg/l) 5,82±8,00 3,08±2,53 2,75±0,99 6,56±4,05 2,64±1,86 8,80±9,05 7,51±5,89 6,89±3,40 7,42±3,76 2,655,011 TP (μg/l) 161,45±74,12 66,29±54,04 127,66±210,57 50,14±44,89 91,94±108,4 228,83±210,73 117,72±45,08 161,09±84,38 103,68±40,42 2,948,005 NO 2 -N (μg/l) 80,08±60,53 6,01±5,74 6,16±2,25 56,72±66,37 7,54±13,26 2,21±2,30 5,04±5,11 7,09±6,49 3,14±2,59 9,637,000 NO 3 -N (μg/l) 207,01±103,7 139,36±75,87 76,61±43,24 409,84±497,0 100,35±31,62 216,93±312,77 57,2±60,55 92,45±81,79 221,48±308,06 2,784,008 NH 4 -N (μg/l) 213,47±285,23 15,87±11,68 71,28±66,35 90,07±104,82 125,95±172,67 48,49±67,52 77,14±83,21 54,54±52,50 22,07±31,68 2,675,010 DIN (μg/l) 500,56±311,47 161,23±75,38 154,04±95,4 556,61±530,9 233,73±187,5 267,63±319,76 139,38±146,95 154,07±136,15 246,68±315,0 3,548,001 CO 3 (mg/l) 13,8±9,69 21,36±9,23 23,85±9,37 17,16±8,48 18,51±7,53 25,96±8,69 28,45±7,42 23,65±5,83 21,69±5,93 3,692,001 HCO 3 (mg/l) 108,93±60,02 124,4±52,65 103,09±40,1 93,24±37,02 49,67±23,91 98,91±38,07 67,91±31,17 80,16±10,75 85,4±10,7 4,947,000 Αλκαλικότητα 122,73±53,45 145,8±50,13 126,94±32,99 110,4±36,56 68,18±21,98 124,87±37,23 98,16±32,6 103,81±13,6 107,1±10,1 5,509,000 (mg/l) Chl-a (μg/l) 1,03±0,20 0,70±0,20 0,67±0,18 1,88±1,37 0,92±1,04 1,66±1,50 1,09±0,64 1,52±0,74 1,65±1,36 2,368,022 xvi

324 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας 4Β.VIII. Μέσες τιμές± st dev των αβιοτικών παραμέτρων στον Τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙ κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων Table 4Β.VIII. Mean± St Dev of abiotic parameters measured in Kleisova lagoon during the sampling periods from 2005 to Τύπος ΙΙ F Sig. Βάθος (m) 0,68±0,23 0,61±0,17 0,60±0,09 1,970,144 Διαφάνεια (m) 0,56±0,29 0,58±0,18 0,59±0,11 0,111,895 Διαφάνεια/Βάθος 0,80±0,22 0,94±0,14 0,97±,0,1 11,104,000 Θερμοκρασία ( C) 24,26±2,26 22,66±3,27 24,4±4,27 3,151,047 ph 8,33±0,20 8,54±0,21 8,49±0,31 5,822,004 Διαλ. Οξυγ. (mg/l) 6,04±2,43 7,0±1,35 7,59±2,23 4,887,009 Αλατότητα ( ) 31,95±9,75 32,65±12,67 40,0±10,7 5,987,003 PO 4 -P (μg/l) 3,67±4,36 6,0±6,24 7,27±4,38 4,007,021 TP (μg/l) 113,69±138,49 123,64±156,24 127,5±63,49 0,104,902 NO 2 -N (μg/l) 25,27±44,17 22,16±45,51 5,09±5,14 3,511,033 NO 3 -N (μg/l) 133,66±88,53 242,37±355,4 123,7±196,2 2,680,073 NH 4 -N (μg/l) 87,62±163,38 88,17±124,1 51,25±62,46 1,279,283 DIN (μg/l) 246,54±225,76 352,66±393,03 180,04±215,6 3,578,031 CO 3 (mg/l) 20,32±9,91 20,54±8,95 24,6±6,9 3,105,049 HCO 3 (mg/l) 112,51±49,39 80,61±39,64 78,43±20,6 8,307,000 Αλκαλικότητα (mg/l) 132,83±44,85 101,15±40,12 103,02±21,02 7,677,001 Chl-a (μg/l) 0,78±0,24 1,48±1,35 1,42±0,97 4,402,015 xvii

325 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας 4Β. IX. Μέσες τιμές± st dev των αβιοτικών παραμέτρων στον Τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙΙ κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων από Άνοιξη 200 έως Φθινόπωρο Table 4Β.IX. Mean± St Dev of abiotic parameters measured in the lagoon Type IIΙ during the sampling periods from spring 2005 to autumn Τύπος ΙΙΙ Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο F Sig Βάθος (m) 0,68±0,21 0,85±0,38 0,59±0,12 0,60±0,17 0,69±0,11 0,64±0,18 0,69±0,20 0,66±0,29 0,721,655 Διαφάνεια (m) 0,54±0,11 0,60±0,16 0,56±0,13 0,54±0,16 0,67±0,1 0,57±0,09 0,64±0,14 0,66±0,29 0,695,676 Διαφάνεια/Βάθος 0,80±0,08 0,80±0,34 0,94±0,10 0,90±0,22 0,99±0,04 0,91±0,19 0,94±0,1 1,0±0,0 1,209,319 Θερμοκρασία 30,05±1,74 21,30±0,4 22,5±1,5 26,9±0,5 22,31±1,84 22,04±2,55 27,87±0,53 22,13±0,47 29,236,000 ( C) ph 8,35±0,10 8,14±0,09 8,68±0,17 8,27±0,18 8,41±0,19 8,29±0,21 7,96±0,07 8,14±0,19 11,681,000 Διαλ. Οξυγ. (mg/l) 7,04±1,30 8,67±0,64 9,02±0,71 7,44±2,1 8,59±2,03 12,79±1,45 4,78±0,36 7,45±1,69 16,387,000 Αλατότητα ( ) 42,38±0,15 43,05±1,91 33,03±2,11 40,3±2,05 42,29±1,34 38,44±0,94 42,64±0,52 44,14±0,88 42,779,000 PO 4 -P (μg/l) 25,37±5,14 18,52±7,22 19,85±11,03 13,89±10,62 13,25±10,58 4,42±2,24 6,36±1,63 6,36±2,41 5,483,000 TP (μg/l) 99,0±11,6 95,0±139,8 139,57±61,49 79,9±38,6 151,72±63,75 166,38±148,4 143,48±53,44 59,7±14,73 1,380,239 NO 2 -N (μg/l) 4,83±1,76 4,29±3,54 5,38±2,61 2,38±2,87 0,87±0,24 2,09±1,35 1,08±0,45 0,85±0,15 5,846,000 NO 3 -N (μg/l) 26,31±8,76 225,6±205,2 121,87±121,7 144,4±206,3 33,0±11,47 28,06±18,83 19,35±2,22 10,47±3,53 2,870,015 NH 4 -N (μg/l) 13,41±9,65 5,39±2,97 26,74±40,36 20,89±7,88 18,89±11,77 40,11±30,38 5,67±2,43 3,9±3,37 2,551,028 DIN (μg/l) 44,55±14,52 235,25±204,3 153,9±129,8 167,68±211,24 52,75±15,21 70,26±49,4 26,09±3,22 15,22±4,74 2,862,016 CO 3 (mg/l) 27,0±5,48 24,0±2,45 21,68±16,46 21,96±3,66 22,13±7,95 32,06±4,26 27,56±6,02 23,49±7,92 1,307,271 HCO 3 (mg/l) 131,15±20,23 40,5±10,25 51,41±21,38 55,19±34,75 106,31±35,89 103,7±49,18 86,26±14,55 85,4±17,25 5,828,000 Αλκαλικότητα 158,15±16,75 64,5±9,33 73,09±11,83 77,14±34,45 128,8±31,2 135,76±49,29 113,8±12,35 108,89±22,1 7,443,000 (mg/l) Chl-a (μg/l) 0,53±0,16 1,53±1,33 4,33±5,66 3,0±1,31 4,8±2,20 3,52±1,42 4,25±2,20 1,89±1,08 1,833,106 xviii

326 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας 4Β.X. Μέσες τιμές± st dev των αβιοτικών παραμέτρων στον Τύπο λιμνοθάλασσας ΙΙΙ κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων Table 4Β.X. Mean± St Dev of abiotic parameters measured in lagoon Type III during the sampling periods from 2005 to Τύπος ΙΙΙ F Sig. Βάθος (m) 0,76±0,30 0,62±0,14 0,66±0,22 1,349,269 Διαφάνεια (m) 0,57±0,13 0,59±0,14 0,62±0,19 0,417,661 Διαφάνεια/Βάθος 0,80±0,23 0,94±0,14 0,95±0,12 3,318,045 Θερμοκρασία ( C) 25,68±4,82 23,9±2,55 24,01±3,15 0,956,000 ph 8,24±0,14 8,45±0,24 8,13±0,21 0,111,896 Διαλ. Οξυγ. (mg/l) 7,86±1,28 8,35±1,79 8,34±3,63 6,607,003 Αλατότητα ( ) 42,71±1,30 38,54±4,45 41,74±2,59 16,508,000 PO 4 -P (μg/l) 21,94±6,86 15,6±10,64 5,71±2,22 0,301,741 TP (μg/l) 97,0±117,1 123,7±61,9 123,19±98,67 6,656,003 NO 2 -N (μg/l) 4,56±2,61 2,88±2,87 1,34±0,96 3,805,029 NO 3 -N (μg/l) 125,9±171,6 99,76±140,3 19,29±12,87 1,015,370 NH 4 -N (μg/l) 9,40±7,88 22,17±23,67 16,56±23,95 3,753,031 DIN (μg/l) 139,9±168,4 124,8±145,8 37,19±36,58 2,623,083 CO 3 (mg/l) 25,5±4,24 21,92±10,21 27,7±6,93 1,620,209 HCO 3 (mg/l) 85,83±50,68 70,97±39,3 91,79±30,87 2,664,080 Αλκαλικότητα(mg/l) 111,3±51,61 92,89±36,83 119,5±32,63 3,865,028 Chl-a (μg/l) 1,03±1,07 4,04±3,49 3,22±1,85 0,590,558 xix

327 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας 4Β.XI. Μέσες τιμές± st dev των αβιοτικών παραμέτρων στον Τύπο λιμνοθάλασσας ΙV κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων από Άνοιξη 200 έως Φθινόπωρο Table 4Β.XI. Mean± St Dev of abiotic parameters measured in the lagoon Type ΙV during the sampling periods from spring 2005 to autumn Τύπος ΙV Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο Άνοιξη Καλοκαίρι Φθινόπωρο F Sig Βάθος (m) 2,84±0,44 2,62±0,50 2,96±0,15 2,89±0,14 2,95±0,31 2,84±0,73 2,82±0,20 0,364,897 Διαφάνεια (m) 2,03±0,47 1,62±0,47 1,24±0,13 1,31±0,30 1,87±0,53 2,61±0,65 2,56±0,29 8,886,000 Διαφάνεια/Βάθος 0,72±0,15 0,61±0,12 0,42±0,03 0,45±0,09 0,63±0,15 0,92±0,06 0,91±0,1 19,4,000 Θερμοκρασία 25,36±3,0 29,08±3,14 27,65±2,64 25,12±2,92 24,26±3,71 26,85±2,87 22,44±3,98 2,736,027 ( C) ph 8,36±0,54 7,81±0,12 7,60±0,07 7,80±0,40 8,0±0,2 8,51±0,22 8,51±0,31 7,992,000 Διαλ. Οξυγ. 9,89±2,55 7,52±0,99 6,40±1,65 8,56±1,1 9,27±1,45 8,21±2,01 8,35±1,82 2,143,071 (mg/l) Αλατότητα ( ) 8,85±2,54 9,51±0,10 13,0±2,27 9,78±2,22 9,81±1,96 7,88±0,64 8,53±1,01 4,447,002 PO 4 -P (μg/l) 6,12±3,19 3,99±2,18 1,63±1,25 3,69±0,67 6,0±7,76 4,95±1,48 49,46±99,86 1,215,321 TP (μg/l) 76,89±36,51 22,1±6,32 89,63±36,39 46,98±32,97 105,96±111,7 87,94±27,52 193,4±133,5 3,363,010 NO 2 -N (μg/l) 24,9±53,97 22,46±6,62 10,71±14,33 32,59±40,59 79,39±69,4 1,91±1,60 20,88±49,9 2,263,058 NO 3 -N (μg/l) 70,0±91,28 117,46±39,9 101,8±47,07 178,67±140,9 239,47±153,5 16,09±5,34 24,68±11,4 5,603,000 NH 4 -N (μg/l) 113,54±141,2 295,12±125,6 75,45±52,7 135,7±88,55 137,81±121,79 16,38±6,08 329,6±779,8 0,788,585 DIN (μg/l) 208,47±209,25 435,0±105,4 187,97±111,5 346,9±239,5 456,67±255,74 34,38±8,42 375,15±838,79 1,152,353 CO 3 (mg/l) 20,65±8,22 16,8±5,58 8,53±2,75 15,95±11,43 13,45±4,39 27,65±7,31 18,51±9,55 3,634,006 HCO 3 (mg/l) 81,91±7,76 111,16±22,85 72,98±20,09 107,75±50,79 92,37±47,96 79,3±20,1 108,9±48,1 1,139,360 Αλκαλικότητα 102,57±10,76 127,96±26,11 81,51±22,34 123,7±44,93 105,8±42,27 106,9±18,5 127,4±43,75 1,25,304 (mg/l) Chl-a (μg/l) 2,34±1,56 0,05±0,01 1,58±1,04 1,99±2,44 2,68±2,58 2,58±1,31 5,04±5,95 1,623,168 xx

328 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας 4Β.XII. Μέσες τιμές± st dev των αβιοτικών παραμέτρων στον Τύπο λιμνοθάλασσας ΙV κατά τη διάρκεια των δειγματοληπτικών περιόδων Table 4Β.XII. Mean± St Dev of abiotic parameters measured in lagoon Type III during the sampling periods from 2005 to Τύπος IV F Sig. Βάθος (m) 2,66±0,33 2,99±0,20 2,79±0,59 2,719,078 Διαφάνεια (m) 1,44±0,41 2,02±0,64 2,34±0,62 7,365,002 Διαφάνεια/Βάθος 0,54±0,14 0,68±0,22 0,84±0,14 8,573,000 Θερμοκρασία ( C) 27,36±3,6 23,9±3,78 26,49±2,48 4,401,019 ph 7,7±0,2 8,0±0,4 8,6±0,2 31,06,000 Διαλ. Οξυγ. (mg/l) 8,07±0,99 8,13±1,84 9,25±2,41 1,753,186 Αλατότητα ( ) 9,540,11 10,6±2,55 7,57±0,25 12,69,000 PO 4 -P (μg/l) 4,44±2,73 21,5±61,8 4,42±1,35 0,934,401 TP (μg/l) 22,5±9,51 136,4±107,8 89,29±34,7 8,222,000 NO 2 -N (μg/l) 23,42±6,56 50,47±65,12 1,83±1,46 5,183,010 NO 3 -N (μg/l) 146,28±43,4 143,3±149,2 14,46±5,07 7,869,001 NH 4 -N (μg/l) 268,15±107,1 175,7±467,5 35,84±78,24 1,727,191 DIN (μg/l) 437,85±92,84 369,5±522,2 52,12±77,47 4,654,015 CO 3 (mg/l) 15,0±4,45 12,3±4,81 28,9±6,77 40,14,000 HCO 3 (mg/l) 107,0±25,72 100,8±45,12 72,76±16,31 3,967,027 Αλκαλικότητα(mg/l) 122,0±28,04 113,1±45,82 101,7±14,13 1,112,339 Chl-a (μg/l) 0,05±0,01 3,27±3,33 3,34±2,76 5,981,005 xxi

329 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας.4Γ.I. Κύρια χαρακτηριστικά των μακροφυτικών ειδών που συλλέχθηκαν στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Table 4Γ.I. Main characteristics of macrophytic species selected in coastal lagoons of Western Greece. Phylum: Rhodophyta Καθεστώς εγκαθίδρυσης ESG E- MaQI scores FFg Διαδοχή Στρατηγική ανάπτυξης Διάρκεια ζωής Φωτόφιλο/ σκιόφιλο Climax species Αιωρούμενο Drifting Ευκαιριακό είδος Βιότοπος/ζώνη Family: Ceramiaceae Ceramium diaphanum (Lightfoot) Roth Ceramium siliquosum (Kützing) Maggs et Hommersand Gracilariaceae επίφυτο II 1 Νηματοειδέςδιακλαδισμένο επίφυτο II 1 Νηματοειδέςδιακλαδισμένο Αργής διαδοχής Αργής διαδοχής αδιάφορο ετήσιο φωτόφιλο + Υποπαράλια ζώνη αδιάφορο ετήσιο φωτόφιλο + Υποπαράλια ζώνη φωτόφιλο Gracilaria bursa-pastoris (S.G. Gmelin) P.C. Silva Gracilaria gracilis (Stackhouse) M. Steentoft, L.M. Irvine et W.F. Farnham Gracilariopsis longissima (S.G. Gmelin) Steentoft, L.M. Irvine et Farnham Hypnaceae προσκολλημένο, αιωρούμενο προσκολλημένο, αιωρούμενο προσκολλημένο, αιωρούμενο II 1 Coarsely branched, thalli are brittle and fleshy Μέσης διαδοχής II 0 Coarsely branched Μέσης διαδοχής II 0 Coarsely branched Μέσης διαδοχής ανθεκτικόανταγωνιστής ανθεκτικόανταγωνιστής ανθεκτικόανταγωνιστής ετήσιο φωτόφιλο + Υποπαράλια ζώνη πολυετές φωτόφιλο + Υποπαράλια ζώνη ετήσιο φωτόφιλο + Υποπαράλια ζώνη Hypnae musciformis (Wuffen) J.V. Lamoroux Rhodomelaceae Προσκόλλημενο, επίφυτο II 2 φυλλώδες Μέσης διαδοχής ανθεκτικόανταγωνιστής ετήσιο φωτόφιλο + υποπαλιρροιακή ζώνη -υφάλους. Acanthophora nayadiformis (Delile) Papenfuss Alsidium corrallinum C. Agardh Chondria capillaris (Hudson) M.J. Wynne Laurencia obtusa (Hudson) J.V. Lamouroux Laurencia intricata J.V. Lamouroux προσκολλημένο, αιωρούμενο προσκολλημένο, αιωρούμενο II 2 Coarsely branched Αργής διαδοχής II 2 Coarsely branched Αργής διαδοχής προσκολλημένο, αιωρούμενο II 2 Coarsely branched Μέσης διαδοχής ανθεκτικόανταγωνιστής πολυετές φωτόφιλο + Διαπαλιρροιακή έως υποπαράλιαζώνη προσκολλημένο, II 2 Cartillageneous, Μέσης ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + Πέτρες, χαλίκια, αιωρούμενο, sessile διαδοχής βρυόζωα επίφυτο επίφυτο II 1 νηματοειδές ευκαιριακό αδιάφορο ετήσιο φωτόφιλο + Υποπαράλιαζώνη ανθεκτικόανταγωνιστής ανθεκτικόανταγωνιστής ετήσιο φωτόφιλο + Κατώτερη μεσοπαράλια έως την ανώτερη υποπαράλια ζώνη ετήσιο φωτόφιλο + κατώτερη μεσοπαράλια- xxii

330 GENERAL CONLUSIONS Υποπαράλιαζώνη Laurencia sp Polysiphonia elongata (Hudson) Sprengel Rytiphlaea tinctoria (Clemente) C. Agardh Stylonemataceae προσκολλημένο, αιωρούμενο προσκολλημένο, αιωρούμενο προσκολλημένο, αιωρούμενο II 2 Coarsely branched Αργής διαδοχής ανθεκτικόανταγωνιστής ετήσιο φωτόφιλο + Υποπαράλιαζώνη II 0 νηματοειδές ευκαιριακό ruderal πολυετές φωτόφιλο + Βιοτόπους που φέρουν τρίμματα/πέτρες II 2 Coarsely branched Μέσης ανθεκτικόανταγωνιστής ετήσιο φωτόφιλο + Υποπαράλια ζώνη διαδοχής Stylonema cornu-cervi (Reinsch.) Phylum: Ochrophyta Family: Chordariaceae επίφυτο II 1 Coarsely branched Μέσης διαδοχής αδιάφορο ετήσιο Σκιόφιλο + μεσοπαράλια - ανώτερη υποπαράλια ζώνη, ή κοντά σε πετρώδεις ακτές Nemacystus flexuosus (C. Agardh) v. giraudyi (J. Ag.) De Jong Ectocarpus sp. Ectocarpaceae Sargassaceae Προσκολλημένο, επίφυτο Επίφυτο, αιωρούμενο II 0 ανθεκτικό ετήσιο Σκιόφιλο + σκληρό υπόστρωμα όπως πέτρες και κοράλλια II 0 νηματοειδές ευκαιριακό ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + Υποπαράλια ζώνη Cystoseira barbata (Stackhouse) C. Agardh Sphacelariaceae προσκολλημένο, αιωρούμενο I 1 Coarsely branched Αργής διαδοχής ανθεκτικόανταγωνιστής πολυετές φωτόφιλο + παλιρροιακήυποπαλιρ ροιακή ζώνη Sphacelaria cirrosa (Roth) C. Agardh Phylum: Chlorophyta αιωρούμενο II 1 νηματοειδές Μέσης διαδοχής Δεν αντέχει στην έλλειψη νερού ετήσιο φωτόφιλο + παλιρροιακές λιμνούλες, πέτρες και φύκη στην παραλιακή ή υποπαραλιακή ζώνη Family: Cladophoraceae Chaetomorpha linum (O.F.Müller) Kützing προσκολλημένο, αιωρούμενο II 0 νηματοειδές ευκαιριακό ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + Εκτεθειμένες και προστατευόμενες περιοχές δια παλιρροιακή ζώνη. Προσκολλημένο εντοπίζεται σε αμμώδη υποστρώματα xxiii

331 GENERAL CONLUSIONS στη μέση και κατώτερη παράλια ζώνη Chaetomorpha sp. Cladophora hutchinsiae (Dillwyn) Kützing Cladophora glomerata (Linnaeus) Kützing Cladophora prolifera (Roth) Kützing Cladophora sp. Polyphysaceae προσκολλημένο, αιωρούμενο προσκολλημένο, αιωρούμενο προσκολλημένο, αιωρούμενο προσκολλημένο, αιωρούμενο προσκολλημένο, αιωρούμενο II 0 νηματοειδές ευκαιριακό ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + Εκτεθειμένες και προστατευόμενες περιοχές δια παλιρροιακή ζώνη. Προσκολλημένο εντοπίζεται σε αμμώδη υποστρώματα στη μέση και κατώτερη παράλια ζώνη II 1 νηματοειδές ευκαιριακό ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + στη μέση και κατώτερη παραλιακή ζώνη. Στην υποπαράλια ζώνη βρίσκεται τόσο σε προστατευόμενες, όσο και σε εκτεθειμένες περιοχές II 1 νηματοειδές ευκαιριακό ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + Υποπαράλια ζώνη II 1 νηματοειδές ευκαιριακό ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + Κατώτερη παράλια και υποπαράλια ζώνη, σε απότομες και σκιασμένες βραχώδεις ή πετρώδεις ακτές II 0 νηματοειδές ευκαιριακό ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + Εκτεθειμένες και προστατευόμενες περιοχές δια παλιρροιακή ζώνη. Προσκολλημένο εντοπίζεται σε αμμώδη υποστρώματα στη μέση και κατώτερη παράλια ζώνη Acetabularia acetabulum (Linnaeus) P.C. Silva προσκολλημένο I 2 Ομπρελοειδής δίσκος, ασβεστώδη επικάλυψη Αργής διαδοχής ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + Υπο-παράλια ζώνη xxiv

332 GENERAL CONLUSIONS Ulvaceae Ulva flexuosa (Wulf.) ssp. linziformis (Bliding) Ballesteros Ulva intestinalis Linnaeus Ulva lactuca Linnaeus Ulva laetevirens Areschoug Ulva linza Linnaeus Ulva prolifera (O. F. Muller) Ulva rigida C. Agardh Valoniaceae προσκολλημένο, αιωρούμενο προσκολλημένο, αιωρούμενο προσκολλημένο, αιωρούμενο προσκολλημένο, αιωρούμενο προσκολλημένο, αιωρούμενο προσκολλημένο, αιωρούμενο προσκολλημένο, αιωρούμενο II 0 φυλλώδες ευκαιριακό ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + Σε ακτές με σκληρό υπόστρωμα που είναι σχετικά ασταθείς ή δέχονται την επίδραση από την απορροή γλυκών υδάτων, λάσπης και φερτών υλικών II 0 φυλλώδες ευκαιριακό ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + Κοντά στην επιφάνεια σε φωτόφιλους βιοτόπους, σε επιβαρυμένα από θρεπτικά ύδατα, κοντά σε ρυάκια, αλμυρόβαλτους και λιμένες II 0 φυλλώδες ευκαιριακό ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + Υφάλυρα έως υπεράλμυρα νερά, επιπλέων ή προσκολλημένο σε πέτρες και πασσάλους II 0 φυλλώδες ευκαιριακό ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + Κοντά στην επιφάνεια σε φωτόφιλους βιοτόπους, σε επιβαρυμένα από θρεπτικά ύδατα, κοντά σε ρυάκια, αλμυρόβαλτους και λιμένες II 0 φυλλώδες ευκαιριακό ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + II 0 φυλλώδες ευκαιριακό ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + Σε ακτές με σκληρό υπόστρωμα σχετικά ασταθείς ή δέχονται την επίδραση από την απορροή γλυκών υδάτων, λάσπης και φερτών υλικών II 0 φυλλώδες ευκαιριακό ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + Valonia aegagropila C. Agardh προσκολλημένο, αιωρούμενο II 2 vesicular Πρωτοπόρο είδος έως αργής διαδοχής ανθεκτικό ετήσιο φωτόφιλο + Υποπαράλια ζώνη xxv

333 GENERAL CONLUSIONS Phylum: Streptophyta Family: Characeae Chara hispida f. corfuensis (J. Groves ex N. Filrszky) R.D. Wood Lamprothamnium papulosum (Wallr.) Groves J. Phylum: Magnoliophyta Προσκολλημένο I 2 ασβεστώδη επικάλυψη προσκολλημένο I 2 ασβεστώδη επικάλυψη Πρωτοπόρο είδος έως αργής διαδοχής Πρωτοπόρο είδος έως αργής διαδοχής ανθεκτικόανταγωνιστής Ετήσιο/πολ υετές φωτόφιλο + Σε ρηχά νερά με αμμώδες υπόστρωμα, σε λίμνες και λιμνούλες ανθεκτικό πολυετές φωτόφιλο + Σε μαλακά αμμώδη υποστρώματα ή υποστρώματα πλούσια σε όστρακα Potamogetonaceae Potamogeton pectinatus Linnaeus Ruppiaceae Προσκολλημένο II 0 αγγειόσπερμο Πρωτοπόρο είδος έως αργής διαδοχής ανθεκτικό πολυετές φωτόφιλο + Σε μαλακό υπόστρωμα Ruppia cirrhosa (Petag.) Grande Zannichelliaceae Προσκολλημένο I 0 αγγειόσπερμο Πρωτοπόρο είδος έως αργής διαδοχής ανθεκτικόανταγωνιστής πολυετές φωτόφιλο + Σε μαλακό υπόστρωμα, σε προστατευμένα ρηχά παράκτια νερά με υψηλή αλατότητα έως σχεδόν γλυκά νερά, εκβολές, βάλτους Cymodocea nodosa Ucria (Ascherson) Zosteraceae Προσκολλημένο I 1 αγγειόσπερμο Πρωτοπόρο είδος έως αργής διαδοχής ανθεκτικόανταγωνιστής πολυετές φωτόφιλο + Αμμώδες υπόστρωμα Zostera noltii Hornemann Προσκολλημένο I 2 αγγειόσπερμο Πρωτοπόρο είδος έως αργής διαδοχής ανθεκτικόανταγωνιστής πολυετές φωτόφιλο + Διαπαλιρροιακή ζώνη, λασπώδες ή αμμώδες υπόστρωμα πλούσιο σε όστρακα xxvi

334 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας 4Γ.II. Μακροφυτικά είδη που συλλέχθηκαν σε κάθε σταθμό δειγματοληψίας στις λιμνοθάλασσες της Δυτικής Ελλάδας. Table 4Γ.II. Macrophytic species selected in each sampling station into coastal lagoons of Western Greece. Phylum: Rhodophyta Family: Ceramiaceae Order: Ceramiales R1 R2 R3 T4 T4 T6 L7 L8 L9 L10 K1 K2 K3 K4 K5 K6 K7 A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 Ceramium diaphanum (Lightfoot) Roth Ceramium siliquosum (Kützing) Maggs et Hommersand Family: Gracilariaceae + + Order: Gracilariales Gracilaria bursa-pastoris (S.G. Gmelin) P.C. Silva Gracilaria gracilis (Stackhouse) M. Steentoft, L.M. Irvine et W.F. Farnham Gracilariopsis longissima (S.G. Gmelin) Steentoft, L.M. Irvine et Farnham R1 R2 R3 T4 T4 T6 L7 L8 L9 L10 K1 K2 K3 K4 K5 K6 K7 A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 Family: Hypnaceae Order: Gigartinales Hypnae musciformis (Wuffen) J.V. Lamoroux Family: Rhodomelaceae + + Order: Ceramiales Acanthophora nayadiformis (Delile) Papenfuss Alsidium corrallinum C. Agardh Chondria capillaris (Hudson) M.J. Wynne xxviii

335 GENERAL CONLUSIONS Laurencia obtusa (Hudson) J.V Lamouroux Laurencia obtusa var. intricata (Lamouroux) J. Agardh Laurencia sp + Polysiphonia elongata (Hudson) Sprengel Rytiphlaea tinctoria (Clemente) C. Agardh Family: Stylonemataceae Order: Stylonematales Stylonema cornu-cervi (Reinsch.) + Phylum: Heterokonthophycophyta Family: Chordariaceae R1 R2 R3 T4 T4 T6 L7 L8 L9 L10 K1 K2 K3 K4 K5 K6 K7 A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 Order: Ectocarpales Nemacystus flexuosus (C. Agardh) v. giraudyi (J. Ag.) De Jong Family: Ectocarpaceae + Order: Ectocarpales Ectocarpus sp Family: Sargassaceae Order: Fucales Cystoseira barbata (Stackhouse) C. Agardh Family: Sphacelariaceae + Order: Sphacelariales Sphacelaria cirrosa (Roth) C. Agardh + + Phylum: Chlorophyta Family: Cladophoraceae Order: Cladophorales Chaetomorpha linum (O.F.Müller) Kützing xxix

336 GENERAL CONLUSIONS Chaetomorpha sp Cladophora cf. hutchinsiae (Dillwyn) + + Kützing Cladophora glomerata (Linnaeus) Kützing Cladophora prolifera (Roth) Kützing Cladophora sp R1 R2 R3 T4 T4 T6 L7 L8 L9 L10 K1 K2 K3 K4 K5 K6 K7 A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 Family: Polyphysaceae Order: Dasycladales Acetabularia acetabulum (Linnaeus) P.C.Silva Family: Ulvaceae Order: Ulvales Ulva flexuosa (Wulf.) ssp. linziformis (Bliding) Ballesteros Ulva intestinalis Linnaeus Ulva lactuca Linnaeus Ulva laetevirens Areschoug Ulva prolifera (O. F. Muller) + + Ulva rigida C. Agardh Family: Valoniaceae Order: Siphonocladales Valonia aegagropila C. Agardh Phylum: Streptophyta Family: Characeae Order: Charales Chara aspera Deth. Ex Willd. + Lamprothamnium papulosum (Wallr.) Groves xxx

337 GENERAL CONLUSIONS Phylum: Magnoliophyta R1 R2 R3 T4 T4 T6 L7 L8 L9 L10 K1 K2 K3 K4 K5 K6 K7 A1 A2 A3 A4 A5 A6 A7 Family: Ruppiaceae Order: Alismatales Ruppia cirrhosa (Petag.) Grande Family: Zannichelliaceae Order: Potamogetonales Cymodocea nodosa Ucria (Ascherson) Family: Zosteraceae Order: Potamogetonales Zostera noltii Hornemann + EN EN + + EN + xxxi

338 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας 4Δ.Ι. Μέσες τιμές και τυπική διακύμανση του τροφικού δείκτη TSI-Chl-a στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια της περιόδου δειγματοληψίας. Table 4Δ.Ι. Mean values and standard deviation of trophic index TSIChl-a among the four lagoon types during the sampling campaign. TSIChl-a Τύπος Ι Τσουκαλιό Λογαρού Κλείσοβα Τύπος ΙΙ Τύπος ΙΙΙ (Ροδιά) (Άραξος) Άνοιξη 05 24,6±4,97 31,47±1,46 30,27±2,09 30,79±1,82 Τύπος IV (Καϊάφας) Καλοκαίρι 05 18,37±5,31 29,4±1,26 26,53±2,7 24,33±1,14 26,73±2,72 21,3±9,45 8,89±17,77 Φθινόπωρο 05 16,6±4,59 26,03±3,46 24,67±1,96 28,9±0,72 26,35±2,79 29,5±14,71 2,96±0,85 Άνοιξη 06 41,2±4,26 41,63±1,70 42,05±0,26 24,55±4,17 33,21±9,45 39,27±10,92 37,73±8,26 Καλοκαίρι 06 12,97±9,05 29,47±14,67 21,3±6,3 27,05±6,33 25,93±8,43 40,72±3,76 38,82±4,08 Φθινόπωρο 06 33,5±6,91 31,57±6,09 34,6±2,29 33,44±7,94 33,37±6,1 44,93±5,19 40,4±8,3 Άνοιξη 07 36,53±2,14 35,47±4,8 32,65±2,91 25,47±6,29 29,66±6,62 42,32±3,77 44,99±9,51 Καλοκαίρι 07 29,27±12,14 33,9±2,36 36,15±5,79 32,47±3,61 33,83±4,15 43,77±4,77 36,97±5,83 Φθινόπωρο 07 31,1±8,19 30,23±6,92 33,18±3,04 34,68±7,71 33,3±6,34 34,78±8,07 Πίνακας 4Δ.ΙΙ. Μέσες τιμές και τυπική διακύμανση του τροφικού δείκτη TSI-TP στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια της περιόδου δειγματοληψίας. Table 4Δ.ΙΙ. Mean values and standard deviation of trophic index TSI-TP among the four lagoon types during the sampling campaign. TSI TP Τύπος Ι Τσουκαλιό Λογαρού Κλείσοβα Τύπος ΙΙ Τύπος ΙΙΙ (Ροδιά) (Άραξος) Άνοιξη 05 68,33±3,55 81,53±2,32 71±9,77 75,51±9,01 Τύπος IV (Καϊάφας) Καλοκαίρι 05 64,03±6,33 60,9±5,40 70,8±8,19 44,17±3,1 59,84±12,91 64,53±14,18 50,07±11,1 Φθινόπωρο 05 71,97±2,38 85,96±13,84 47,7±2,36 49,06±5,51 59,62±19,55 59,92±18,36 49,72±6,57 Άνοιξη 06 56,97±3,15 51,03±7,05 67,4±9,88 52,05±11,17 56,22±11,91 73,91±7,37 64,23±4,63 Καλοκαίρι 06 74,33±12,8 69,3±41,5 62,83±18,92 61,1±7,41 63,36±12,31 65,97±6,72 69,83±2,63 Φθινόπωρο 06 71,0±21,4 47,7±38,48 85,32±6,27 79,76±11,12 74,49±22,59 75,33±6,70 80,26±8,2 Άνοιξη 07 59,4±4,61 64,96±3,42 78,12±2,64 71,33±3,4 71,91±5,65 74,51±9,88 70,58±11,39 Καλοκαίρι 07 75,03±2,35 73,76±3,12 79,78±1,53 74,94±8,18 76,07±6,25 74,95±5,17 68,26±6,63 Φθινόπωρο 07 62,9±16,99 63,17±7,05 73,65±4,24 70,7±5,23 69,93±6,29 62,78±3,26 xxxii

339 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας 4Δ.ΙΙΙ. Μέσες τιμές και τυπική διακύμανση του τροφικού δείκτη TRIX στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια της περιόδου δειγματοληψίας. Table 4Δ.ΙΙΙ. Mean values and standard deviation of trophic index TRIX among the four lagoon types during the sampling campaign. TRIX Τύπος Ι Τροφική Τσουκαλιό Λογαρού Κλείσοβα Τύπος ΙΙ Τροφική (Ροδιά) κατάσταση κατάσταση Άνοιξη 05 5,5±0,26 Μέτρια 5,7±0,26 5,75±0,46 5,73±0,36 Μέτρια Τύπος ΙΙΙ (Άραξος) Τροφική κατάσταση Τύπος ΙV Τροφική κατάσταση Καλοκαίρι 05 4,70±0,30 Καλή 4,03±0,21 4,77±0,73 5,17±0,05 4,67±0,64 Καλή 5,1±0,41 Μέτρια 4,70±1,04 Καλή Φθινόπωρο 05 4,97±0,23 Καλή 4,9±0,3 4,17±0,05 4,5±0,1 4,49±0,35 Καλή 5,53±0,77 Μέτρια 4,16±0,30 Καλή Άνοιξη 06 6,93±0,21 Φτωχή 6,6±0,4 6,97±0,25 5,27±0,45 6,04±0,89 Φτωχή 6,2±0,48 Φτωχή 6,50±0,20 Φτωχή Καλοκαίρι 06 5,83±0,23 Μέτρια 6,5±0,95 5,32±0,31 5,66±0,35 5,74±0,64 Μέτρια 6,13±0,46 Φτωχή 6,10±0,15 Φτωχή Φθινόπωρο 06 6,57±0,49 Φτωχή 6,06±1,23 6,72±0,49 6,05±0,58 6,25±0,74 Φτωχή 6,09±0,60 Φτωχή 5,76±0,92 Μέτρια Άνοιξη 07 5,80±0,10 Μέτρια 5,7±0,65 6,12±0,17 5,11±0,49 5,53±0,63 Μέτρια 5,67±0,33 Μέτρια 6,25±0,71 Φτωχή Καλοκαίρι 07 6,33±0,50 Φτωχή 6,47±0,05 7±0,24 5,57±0,24 6,17±0,68 Φτωχή 6,19±0,27 Φτωχή 5,23±0,36 Μέτρια Φθινόπωρο 07 6,20±0,36 Φτωχή 6,3±0,32 6,3±0,51 5,76±0,58 6,04±0,56 Φτωχή 5,13±0,27 Μέτρια Πίνακας 4Δ.IV. Μέσες τιμές και τυπική διακύμανση του τροφικού δείκτη E-MaQI στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια της περιόδου δειγματοληψίας. Table 4Δ.IV. Mean values and standard deviation of trophic index E-MaQI among the four lagoon types during the sampling campaign. Τσουκαλιό EQR Λογαρού EQR Κλείσοβα EQR Τύπος ΙΙ EQR Τροφική κατάσταση Άνοιξη 05 1,0±0,0 1,0 1,17±0,35 0,70 1,1±0,26 0,66 Καλή Τύπος ΙΙΙ (Άραξος) EQR Τροφική κατάσταση Καλοκαίρι 05 1,0±0,0 1,0 1,17±0,35 0,70 0,47±0,25 0,68 0,91±0,39 0,54 Μέτρια 0,65±0,29 0,66 Καλή Φθινόπωρο 05 1,03±0,05 1,0 1,07±0,15 0,85 0,37±0,11 0,75 0,85±0,35 0,68 Καλή 0,45±0,39 0,50 Μέτρια Άνοιξη 06 0,73±0,06 1,0 1,05±0,88 0,52 0,79±0,17 0,78 0,85±0,46 0,56 Μέτρια 0,61±0,58 0,36 Φτωχή Καλοκαίρι 06 0,8±0,1 0,92 0,9±0,39 0,81 0,84±0,42 0,65 0,85±0,34 0,66 Καλή 0,49±0,27 0,61 Καλή Φθινόπωρο 06 0,96±0,15 0,87 0,95±0,24 0,86 0,83±0,17 0,75 0,89±0,19 0,79 Καλή 0,47±0,29 0,56 Μέτρια Άνοιξη 07 0,63±0,21 0,76 1,1±0,24 0,83 0,9±0,29 0,89 0,90±0,30 0,67 Καλή 0,77±0,37 0,65 Καλή Καλοκαίρι 07 0,93±0,06 0,92 1,27±0,51 0,65 1±0,16 0,80 1,06±0,31 0,85 Υψηλή 0,74±0,32 0,56 Μέτρια Φθινόπωρο 07 0,97±0,11 0,84 1,27±0,51 0,64 1,13±0,23 0,80 1,14±0,32 0,80 υψηλή 0,46±0,34 0,50 Μέτρια xxxiii

340 GENERAL CONLUSIONS Πίνακας 4Δ.V. Μέσες τιμές και τυπική διακύμανση του δείκτη EEI στους τρεις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια της περιόδου δειγματοληψίας. Table 4Δ.V. Mean values and standard deviation of trophic index EEI among the three lagoon types during the sampling campaign. EEI-c Τύπος Ι Τροφική Τσουκαλιό Λογαρού Κλείσοβα Τύπος ΙΙ Τροφική (Ροδιά) κατάσταση κατάσταση Άνοιξη 05 6,53±1,07 Καλή-Μέτρια 7,8±1,8 8,47±0,61 8,19±1,18 Καλή-Υψηλή Τύπος ΙΙΙ (Άραξος) Τροφική κατάσταση Καλοκαίρι 05 7,53±0,46 Καλή-Υψηλή 8,1±0,36 7,85±0,88 9,06±0,81 8,29±0,86 Καλή-Υψηλή 5,43±2,71 Καλή-Μέτρια Φθινόπωρο 05 8,17±0,38 Καλή-Υψηλή 7,43±0,32 6,3±1,0 9,5±0,87 7,60±1,58 Καλή-Υψηλή 7,4±2,09 Καλή-Υψηλή Άνοιξη 06 6,47±0,49 Καλή-Μέτρια 6,9±1,4 8,9±0,77 7,74±1,40 7,89±1,38 Καλή-Υψηλή 4,29±2,44 Μέτρια-Χαμηλή Καλοκαίρι 06 8,40±0,53 Καλή-Υψηλή 8,3±1,32 7,82±0,62 7,77±1,08 7,90±0,97 Καλή-Υψηλή 6,10±2,51 Καλή-Μέτρια Φθινόπωρο 06 7,90±0,53 Καλή-Υψηλή 7,37±1,21 7,77±0,67 8,4±1,38 8,0±1,19 Καλή-Υψηλή 5,83±2,14 Καλή-Μέτρια Άνοιξη 07 8,17±0,80 Καλή-Υψηλή 7,3±0,63 7,77±0,88 8,23±1,55 7,9±1,22 Καλή-Υψηλή 5,71±2,53 Καλή-Μέτρια Καλοκαίρι 07 7,53±0,46 Καλή-Υψηλή 6,83±0,87 7,62±0,34 8,34±2,05 7,81±1,57 Καλή-Υψηλή 5,81±2,84 Καλή-Μέτρια Φθινόπωρο 07 6,83±1,80 Καλή-Μέτρια 7,87±0,60 7,51±1,28 8,1±1,54 7,88±1,26 Καλή-Υψηλή 5,53±2,80 Καλή-Μέτρια Πίνακας 4Δ.VI. Μέσες τιμές και τυπική διακύμανση του δείκτη TWQI στους τέσσερις τύπους λιμνοθαλασσών κατά τη διάρκεια της περιόδου δειγματοληψίας. Table 4Δ.VI. Mean values and standard deviation of trophic index TWQI among the four lagoon types during the sampling campaign. TWQI Τύπος Ι Τροφική Τσουκαλιό Λογαρού Κλείσοβα Τύπος ΙΙ Τροφική (Ροδιά) κατάσταση κατάσταση Άνοιξη 05 56,33±8,14 Μέτρια 60,33±9,07 51,5±16,01 55,29±13,34 Μέτρια Τύπος ΙΙΙ (Άραξος) Τροφική κατάσταση Τύπος ΙV (Καϊάφας) Καλοκαίρι 05 73,67±4,62 Καλή 67,3±2,51 54,25±3,2 83±1 66,8±12,75 Καλή 64,5±11,09 Καλή 77,89±17,83 Καλή Τροφική κατάσταση Φθινόπωρο 05 74,67±5,03 Καλή 61±3,46 57,75±12,87 82,67±7,64 66,2±14,21 Καλή 74,25±5,91 Καλή 83,72±4,7 Υψηλή Άνοιξη 06 68,0±2,0 Καλή 65,3±6,02 69,75±18,25 74,71±10,16 71,29±12,05 Καλή 60,29±10,36 Καλή 84,65±11,52 Υψηλή Καλοκαίρι 06 79,0±3,46 Καλή 71,3±1,15 75±7,53 66±13,95 68,86±10,58 Καλή 65,29±12,59 Καλή 84,55±10,74 Υψηλή Φθινόπωρο 06 77,33±3,51 Καλή 69±2 69,25±5,85 66,57±10,11 67,86±7,58 Καλή 68,43±9,38 Καλή 78,61±10,43 Υψηλή Άνοιξη 07 79,67±6,11 Καλή 70,3±2,08 72±14,54 76,14±11,39 73,71±10,77 Καλή 67,14±7,88 Καλή 82,36±16,49 Υψηλή Καλοκαίρι 07 76,0±13,23 Καλή 69±5 53,25±9,21 73,85±9,74 66,93±12,31 Καλή 62,86±12,64 Καλή 74,83±12,59 Υψηλή Φθινόπωρο 07 74,67±9,02 Καλή 67±3 61,25±8,92 76,86±10,63 70,29±8,65 Καλή 68,0±10,4 Καλή xxxiv

341 GENERAL CONLUSIONS ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ ΙΙΙ/ANNEX III 275

342 GENERAL CONLUSIONS 276

343 GENERAL CONLUSIONS 277