Εκτίμηση της ποιότητας νερού σε λίμνες και ταμιευτήρες πόσιμου νερού της Ελλάδας με τη χρήση οικολογικών και μοριακών δεικτών

Transcript

1

2 Στην Οικογένειά μου Numerous and extremely widely distributed across the planet, they are titans in the global control of the biosphere and have been main players and drivers in environmental change Unravelling the Algae

3 ΑΡΙΣΤΟΤΕΛΕΙΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΘΕΣΣΑΛΟΝΙΚΗΣ ΣΧΟΛΗ ΘΕΤΙΚΏΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΤΜΗΜΑ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ ΔΙΔΑΚΤΟΡΙΚΗ ΔΙΑΤΡΙΒΗ Εκτίμηση της ποιότητας νερού σε λίμνες και ταμιευτήρες πόσιμου νερού της Ελλάδας με τη χρήση οικολογικών και μοριακών δεικτών ΚΑΤΣΙΑΠΗ ΜΑΤΙΝΑ ΘΕΣΣΑΛΟΝΙΚΗ 2012

4 Ματίνα Κατσιάπη Αριστοτέλειο Πανεπιστήμιο Θεσσαλονίκης «Εκτίμηση της ποιότητας νερού σε λίμνες και ταμιευτήρες πόσιμου νερού με τη χρήση οικολογικών και μοριακών δεικτών» «Η έγκριση της παρούσας Διδακτορικής Διατριβής από το Τμήμα Βιολογίας του Αριστοτελείου Πανεπιστημίου Θεσσαλονίκης δεν υποδηλώνει αποδοχή των γνωμών του συγγραφέως (Ν. 5343/1932, άρθρο 202, παρ. 2)»

5 ARISTOTLE UNIVERSITY OF THESSALONIKI FACULTY OF SCIENCES SCHOOL OF BIOLOGY DOCTORAL DISSERTATION Assessing water quality of Greek lakes and reservoirs using ecological and molecular markers MATINA KATSIAPI THESSALONIKI 2012

6 ΕΚΠΟΝΗΣΗ ΔΙΔΑΚΤΟΡΙΚΗΣ ΔΙΑΤΡΙΒΗΣ Τόπος Τμήμα Βιολογίας, Αριστοτέλειο Πανεπιστήμιο Θεσσαλονίκης (ΑΠΘ) Τμήμα Γεωπονίας, Ιχθυολογίας και Υδάτινου Περιβάλλοντος, Πανεπιστήμιο Θεσσαλίας Διάρκεια Νοέμβριος 2007-Ιούνιος 2012 Τριμελής Συμβουλευτική Επιτροπή (απόφαση ΓΣΕΣ αρ. 159/ , Τμήμα Βιολογίας ΑΠΘ) Μαρία Μουστάκα, Αναπληρώτρια Καθηγήτρια, Τμήμα Βιολογίας ΑΠΘ (επιβλέπουσα) Κωνσταντίνος Α. Κορμάς, Αναπληρωτής Καθηγητής, Τμήμα Γεωπονίας, Ιχθυολογίας και Υδάτινου Περιβάλλοντος, Πανεπιστήμιο Θεσσαλίας Ευαγγελία Μιχαλούδη, Λέκτορας, Τμήμα Βιολογίας ΑΠΘ Ορισμός Θέματος (απόφαση ΓΣΕΣ αρ. 164/ , Τμήμα Βιολογίας ΑΠΘ) Εξεταστική Επιτροπή (απόφαση ΓΣΕΣ αρ. 204/ , Τμήμα Βιολογίας ΑΠΘ) Μαρία Λαζαρίδου, Καθηγήτρια, Τμήμα Βιολογίας ΑΠΘ Θωμάς Λαναράς, Καθηγητής, Τμήμα Βιολογίας ΑΠΘ Στέφανος Σγαρδέλης, Καθηγητής, Τμήμα Βιολογίας ΑΠΘ Μαρία Μουστάκα, Αναπληρώτρια Καθηγήτρια, Τμήμα Βιολογίας ΑΠΘ (επιβλέπουσα) Κωνσταντίνος Α. Κορμάς, Αναπληρωτής Καθηγητής, Τμήμα Γεωπονίας, Ιχθυολογίας και Υδάτινου Περιβάλλοντος, Πανεπιστήμιο Θεσσαλίας Ήρα Καραγιάννη, Λέκτορας, Τμήμα Βιολογικών Εφαρμογών και Τεχνολογιών, Πανεπιστήμιο Ιωαννίνων Ευαγγελία Μιχαλούδη, Λέκτορας, Τμήμα Βιολογίας ΑΠΘ

7 ΕΥΧΑΡΙΣΤΙΕΣ Ολοκληρώνοντας το πολύ σημαντικό αυτό κεφάλαιο της ζωής μου, τη διδακτορική μου διατριβή, θα ήθελα να ευχαριστήσω όλους εκείνους που συνέβαλαν, ο καθένας με το δικό του τρόπο στην πραγματωσή του.. θα ήθελα να ευχαριστήσω με όλη μου την καρδιά την επιβλέπουσά μου Αν. Καθηγήτρια του Τμήματος Βιολογίας, Μαρία Μουστάκα, για την εμπιστοσύνη της, την καθοδήγηση, την υποστήριξη που μου προσέφερε σε όλα τα επίπεδα όλα αυτά τα απαιτητικά αλλά και όμορφα χρόνια της συνεργασίας μας. Πάνω από όλα όμως θα ήθελα να την ευχαριστήσω που υπήρξε πρότυπο ανθρώπου και επιστήμονα για μένα και με δίδαξε πώς..της μεν επιστήμης ως οίον τε μάλιστα εν τω βίω επιμελήσεσθαι, καπί το τελειότερον αυτήν προαγάγειν και αγλαίσαι αεί πειράσεσθαι, μηδέ χρήσεσθαι ταίτη επί χρηματισμώ ή κενού κλέους θήρα. Όσες γραμμές και αν της αφιερώσω, ποτέ αυτές δε θα είναι αρκετές για να τις εκφράσω την αγάπη και την ευγνωμοσύνη μου. Τον Αν. Καθηγητή του Τμήματος Γεωπονίας, Ιχθυολογίας και Υδάτινου Περιβάλλοντος του Πανεπιστημίου Θεσσαλίας, μέλος της τριμελούς επιτροπής, Κωσταντίνο Κορμά, ευχαριστώ από καρδιάς, για την πολύτιμη επιστημονική καθοδήγησή του σε νέους ορίζοντες, όπως αυτός της Μοριακής Βιολογίας, αλλά και για την ικανότητά του να δίνει μια διαφορετική «νότα» στα πράγματα Τη Λέκτορα του Τμήματος Βιολογίας, Ευαγγελία Μιχαλούδη, ευχαριστώ από καρδιάς, που αποτέλεσε και αυτή, όπως και ο θαυμαστός κόσμος του ζωοπλαγκτού στον οποίο με μύησε, κρίσιμο κρίκο στη διδακτορική μου διατριβή αλλά και για εκείνη την «κριτική» της ματιά Τα υπόλοιπα μέλη της επταμελούς μου επιτροπής, Καθηγήτρια Μαρία Λαζαρίδου (Τμήμα Βιολογίας), Καθηγητή Θωμά Λαναρά (Τμήμα Βιολογίας), Καθηγητή Στέφανο Σγαρδέλη (Τμήμα Βιολογίας) και Λέκτορα Ήρα Καραγιάννη (Τμήμα Βιολογικών Εφαρμογών Πανεπιστήμιο Ιωαννίνων) για τις παρατηρήσεις τους και τη συμβολή τους στη βελτίωση της διδακτορικής μου διατριβής μέσω της «διαφορετικής» προσέγγισης Τον φίλο και συνεργάτη Σάββα Γενίτσαρη, για την όμορφη συνεργασία μας αλλά και αυτή την λίγο πιο χαλαρή προσέγγιση των πραγμάτων Την αγαπημένη φίλη και συνάδελφο Επίκουρο Καθηγήτρια Ελισσάβετ Βαρδάκα, ευχαριστώ από καρδιάς για την ουσιαστική υποστήριξή της από τα προπτυχιακά μου ακόμη χρόνια Τον πολύ καλό και αγαπημένο φίλο, λέκτορα του Τμήματος, Αθανάσιο Τσίκληρα, γιατί με βοήθησε να ξεκαθαρίσω ποιος ήταν ο στόχος από την αρχή Τις δρ. Αλεξάνδρα Μεζίτη και δρ. Μαρία Παχιαδάκη, ευχαριστώ για όλη τη βοήθεια που μου προσέφεραν στο εργαστήριο Γενετικής του Τμήματος Γεωπονίας, Ιχθυολογίας και Υδάτινου Περιβάλλοντος στο Πανεπιστήμιο Θεσσαλίας, αλλά και γενικότερα κατά την εκεί διαμονή μου Τη βιολόγο και πολύ καλή φίλη Ευαγγελία Χαραλάμπους για την ουσιαστική βοήθειά της σε θέματα GIS αλλά και γενικότερα κατά την παραμονή της στο εργαστήριο Τον Λέκτορα Αντώνη Μαζάρη για τη σημαντική βοήθεια σε θέματα στατιστικής Θα ήθελα επίσης να ευχαριστήσω όλους τους φοιτητές σε προπτυχιακό και μεταπτυχιακό επίπεδο, με τους οποίους είχα την ευκαιρία να συνεργαστώ όλα αυτά τα χρόνια μέσω της εκπαιδευτικής διαδικασίας και κοντά τους να μάθω και εγώ..

8 Όλους τους αγαπημένους φίλους που με την παρουσία τους, την υποστήριξη και την ανοχή τους έκαναν αυτό το ταξίδι ακόμη πιο ενδιαφέρον Τους γονείς μου, για την αγάπη τους, την ηθική και υλική υποστήριξη όλα αυτά τα χρόνια και τα οποία ποτέ δε θα μπορέσω να τους τα ξεπληρώσω.. Το μπαμπά μου, που χωρίς αυτόν δεν θα ήταν δυνατή η πραγματοποίηση του μεγαλύτερου μέρους των δειγματοληψιών Τον αδερφό μου για τις «εικαστικές» παρεμβάσεις και τη πολύτιμη βοήθειά του σε θέματα Photoshop

9 ΔΗΜΟΣΙΕΥΜΑΤΑ 1. Katsiapi M, Mazaris AD, Charalampous E & Moustaka M (2012) Watershed landuse types as drivers of freshwater phytoplankton structure. Hydrobiologia doi /s z 2. Katsiapi M, Michaloudi E, Moustaka-Gouni M & Pahissa López J (2012) First ecological evaluation of the ancient Balkan Lake Megali Prespa based on plankton. J. Biol. Res.- Thessalon. 17: Katsiapi M, Moustaka M, Michaloudi E & Kormas AK (2011) Phytoplankton and water quality in a Mediterranean drinking-water reservoir (Marathonas Reservoir, Greece). Environ. Monit. Assess. 185: Katsiapi Μ, Moustaka-Gouni Μ, Michaloudi E, Kormas K (2011) A Microcystis bloom under the ice. Harmful Algae News 43: Michaloudi E, Moustaka-Gouni M, Pantelidakis K, Katsiapi M & Genitsaris S (2012) Plankton succession in the temporary lake Koronia after intermittent dry-out. Int. Rev. Hydrobiol. (accepted) 6. Oikonomou A, Katsiapi M, Karayanni H, Moustaka-Gouni M & Kormas KA (2012) Plankton microorganisms coinciding with two consecutive mass fish kills in a newly reconstructed lake. Sci. World J. doi: /2012/ Moustaka-Gouni M, Kormas KA, Vardaka E, Katsiapi M, Gkelis S (2009) Raphidiopsis mediterranea SKUJA represents non-heterocytous life-cycle stages of Cylindrospermopsis raciborskii (WOLOSZYNSKA) SEENAYYA et SUBBA RAJU in Lake Kastoria (Greece), its type locality: evidence by morphological and phylogenetic analysis. Harmful Algae 8: Moustaka-Gouni M, Michaloudi E, Katsiapi M, Genitsaris S (2007) The coincidence of an Arthrospira-Anabaenopsis bloom and the mass mortality of birds in Lake Koronia Harmful Algae News 35: 6-7 Οι εργασίες 1, 2, 3 και 4 προέρχονται αποκλειστικά από δεδομένα της παρούσας διδακτορικής διατριβής

10 ΑΡΚΤΙΚΟΛΕΞΑ JRC: Joint Research Centre PCR: Polymerase Chain Reaction (Αλυσιδωτή Αντίδραση Πολυμεράσης) CCA: Canonical Correspondense Analysis (Ανάλυση Κανονικοποιημένων Αντιστοιχιών) PCA: Principal Component Analysis (Ανάλυση Κύριων Παραγόντων) ΠΟΥ: Παγκόσμιος Οργανισμός Υγείας (World Health Organization)

11 ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΑ 1. ΕΙΣΑΓΩΓΗ Γενικά Βιοδείκτες και ποιότητα νερού Οδηγία για τα Νερά 2000/60/ΕΚ: Η οικολογική προσέγγιση της Ευρώπης Το φυτοπλαγκτό ως βιολογικό στοιχείο για την εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας νερού Ανθίσεις φυτοπλαγκτού και ανθίσεις νερού Βιοπαρακολούθηση κυανοβακτηρίων Ελληνικές λίμνες: Φυτοπλαγκτό και ποιότητα νερού ΣΚΟΠΟΣ ΠΕΡΙΟΧΗ ΕΡΕΥΝΑΣ ΜΕΘΟΔΟΛΟΓΙΑ Δειγματοληψίες Φυτοπλαγκτό Ζωοπλαγκτό Επεξεργασία δειγμάτων στο εργαστήριο Μικροσκοπική ανάλυση φυτοπλαγκτού Μικροσκοπική ανάλυση ζωοπλαγκτού Μοριακές αναλύσεις Χρήσεις γης Εκτίμηση ποιότητας με βάση παραμέτρους του φυτοπλαγκτού Αριθμός ειδών φυτοπλαγκτού Βιοόγκος φυτοπλαγκτού & (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων Άνθιση φυτοπλαγκτού Βιοόγκος κυανοβακτηρίων Δείκτες φυτοπλαγκτού Δείκτης κοινωνίας φυτοπλαγκτού (Phytoplankton Community Index PCI) Aρχές ανάπτυξης δείκτη Μεταβλητές δείκτη Μορφή δείκτη Στατιστική ανάλυση... 46

12 5. ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ Χαρακτηριστικά κοινωνίας φυτοπλαγκτού Σύνθεση ειδών & ομάδων Σύνθεση κυανοβακτηρίων με φυλογενετική ανάλυση Βιοόγκος φυτοπλαγκτού (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων στο βιοόγκο φυτοπλαγκτού Παράγοντες διαμόρφωσης της κοινωνίας φυτοπλαγκτού Χρήσεις γης στη λεκάνη απορροής Κοινωνία ζωοπλαγκτού Εκτίμηση ποιότητας νερού με βάση το φυτοπλαγκτό Σύνθετος δείκτης Nygaard (CQ) Παράμετροι φυτοπλαγκτού με βάση την Οδηγία 2000/60/ΕΚ Παγκόσμιος Οργανισμός Υγείας Παρουσία γονιδίων τοξικότητας κυανοβακτηρίων Δείκτης κοινωνίας φυτοπλαγκτού (Phytoplankton Community Index PCI) ΣΥΖΗΤΗΣΗ Χαρακτηριστικά κοινωνίας φυτοπλαγκτού Σύνθεση ειδών & ομάδων Σύνθεση κυανοβακτηρίων με φυλογενετική ανάλυση Βιοόγκος φυτοπλαγκτού & (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων Παράγοντες διαμόρφωσης της κοινωνίας φυτοπλαγκτού Χρήσεις γης στη λεκάνη απορροής Κοινωνία ζωοπλαγκτού Εκτίμηση ποιότητας νερού με βάση το φυτοπλαγκτό Σύνθετος δείκτης Nygaard (CQ) Παράμετροι φυτοπλαγκτού με βάση την Οδηγία 2000/60/ΕΚ Παρουσία γονιδίων τοξικότητας κυανοβακτηρίων Δείκτης κοινωνίας φυτοπλαγκτού (Phytoplankton Community Index PCI) ΣΥMΠΕΡΑΣΜΑΤΑ ΠΕΡΙΛΗΨΗ ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ Ελληνόγλωσση

13 9.2 Ξενόγλωσση ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ

14 1 1. ΕΙΣΑΓΩΓΗ 1.1 Γενικά Απαραίτητο για τη ζωή, το νερό αποτελεί αναπόσπαστο κοινωνικό και οικονομικό αγαθό της καθημερινότητάς μας και είναι η βάση των ανθρώπινων κοινωνιών (Cooke et al. 2005). Ωστόσο, η ανθρώπινη δραστηριότητα οδήγησε στην αλλοίωση της ποιότητας των υδάτινων οικοσυστημάτων, με αποτέλεσμα η διαθεσιμότητα νερού αποδεκτής ποιότητας να αποτελεί ένα από τα πιο σοβαρά σύγχρονα προβλήματα σε παγκόσμιο επίπεδο (Perry & Vanderklein 1996). Διανύοντας μια εποχή με ολοένα αυξανόμενες κοινωνικές ανάγκες για νερό επαρκούς ποσότητας και ποιότητας και υπό την επίδραση των επερχόμενων κλιματικών αλλαγών, η παρακολούθηση και διαχείριση των υδάτινων οικοσυστημάτων αποτελεί επιτακτική ανάγκη για την προστασία και διατήρησή τους (Kennedy 1999). Οι λίμνες (φυσικές και ταμιευτήρες) αποτελούν συστήματα μοναδικής αξίας, «οάσεις» γλυκού νερού με ποσοστό επιφάνειας μόλις 0,0008% (Day 2006) σε έναν πλανήτη που καλύπτεται κατά τα 7/10 από νερό. Η αξία και σημασία τους δεν αφορά μόνο τις ανθρώπινες δραστηριότητες και υπηρεσίες που εξυπηρετούν όπως αναψυχή, ύδρευση, αλλά και το ρόλο τους ως ενδιαιτήματα για ποικιλία οργανισμών, καθώς και στη διατήρηση και αειφορία των οικοσυστημάτων (Perry & Vanderklein 1996). Προϋπόθεση για όλες αυτές τις «υπηρεσίες» είναι η καλή ποιότητά τους. Τις τελευταίες δεκαετίες οι λίμνες έχουν δεχθεί σημαντικές πιέσεις, με κύρια την είσοδο φορτίων θρεπτικών (κυρίως φωσφόρου και αζώτου), τα οποία προάγουν τον ευτροφισμό (Scheffer 1998). Ο ευτροφισμός, η διεργασία δηλαδή της αύξησης της πρωτογενούς παραγωγής ως αποτέλεσμα των αυξανόμενων φορτίων θρεπτικών, θεωρείται το πιο διαδεδομένο και σημαντικό ανθρωπογενές πρόβλημα των λιμνών (Lampert & Sommer 1997). Δεδομένα σχετικά με την απόκριση λιμνών στην αυξημένη είσοδο φορτίων θρεπτικών υπάρχουν διαθέσιμα από πολλές γεωγραφικές περιοχές (Smith 2003). Ανεξάρτητα από τη γεωγραφική θέση, οι εμφανείς συνέπειες του ευτροφισμού στα υδάτινα αυτά οικοσυστήματα είναι η εμφάνιση ανθίσεων φυτοπλαγκτού με κυρίαρχα συχνά τοξικά είδη, η μείωση της διαφάνειας του νερού και του περιεχόμενου διαλυμένου οξυγόνου, η μείωση της ποικιλότητας ειδών και η διαταραχή της λειτουργίας των τροφικών πλεγμάτων και της οικολογικής ισορροπίας (Wetzel 2001, Moustaka-Gouni et al. 2006).

15 2 Προσπάθειες για την αποκατάσταση της οικολογικής ισορροπίας λιμνών με πρόβλημα ευτροφισμού έχουν δείξει ότι το φαινόμενο του ευτροφισμού είναι αναστρέψιμο (Scheffer 1998). Απαραίτητη προϋπόθεση για την επιλογή και εφαρμογή μέτρων που θα εξασφαλίσουν την επιτυχία της αποκατάστασης των λιμνών (πλην της αναίρεσης των αιτίων που προκαλούν το φαινόμενο), είναι η γνώση των ιδιαίτερων χαρακτηριστικών του εκάστοτε οικοσυστήματος και της δυναμικής του από φυσική, χημική και βιολογική άποψη (Perry & Vanderklein 1996). Η παρακολούθηση των λιμνών και η εκτίμηση της κατάστασης-ποιότητάς τους με στόχο τη διαχείριση και αποκατάστασή τους, στηριζόταν μέχρι τον προηγούμενο αιώνα κυρίως στον προσδιορισμό φυσικών και κυρίως χημικών παραμέτρων. Ωστόσο, η αδυναμία της συγκεκριμένης προσέγγισης ι) στην εκτίμηση της υποβάθμισης λόγω μη σημειακών πηγών ρύπανσης και υδρομορφολογικών αλλαγών (Karr 1991) καθώς και ιι) στην υιοθέτηση οικολογικών προτύπων με στόχο τη διαχείριση και διατήρησή τους, οδήγησε στη χρήση των οργανισμών που ζουν σε αυτές για την εκτίμηση της κατάστασης-ποιότητάς τους. Οι οργανισμοί σε αντίθεση με τις φυσικές και χημικές παραμέτρους, ενσωματώνουν πληροφορία που σχετίζεται συνολικά με την «υγεία» του οικοσυστήματος, καθώς αποκρίνονται ταυτόχρονα σε μια ποικιλία φυσικών, χημικών και βιολογικών παραγόντων (Friedrich et al. 1992). Έτσι με το χρόνο, στη διαχείριση των λιμνών και των υδάτινων οικοσυστημάτων γενικότερα, άρχισαν να εισάγονται οι έννοιες της «βιοπαρακολούθησης» και της «οικολογικής ποιότητας νερού». 1.2 Βιοδείκτες και ποιότητα νερού Η χρήση οργανισμών για την εκτίμηση της ποιότητας νερού υδάτινων οικοσυστημάτων ξεκίνησε από τα μέσα του 19 ου αιώνα (Chadwick 1842, Hassall 1850, Kolkwitz & Marrson 1908). Αρχικά, η εκτίμηση στηριζόταν στην αυστηρά ποιοτική ανάλυση των βιοκοινοτήτων (είδη ενδεικτικά ρύπανσης ή υποβάθμισης) (Eικ. 1.1), ενώ χρειάστηκε ένας αιώνας περίπου για χρήση ποσοτικών δεδομένων (Davis 1995). Στην πορεία δημιουργήθηκαν διάφοροι δείκτες με στόχο τον ποσοτικό χαρακτηρισμό των βιοκοινοτήτων, όπως δείκτες τροφικής κατάστασης, ποικιλότητας, συμμετοχής ευαίσθητων ειδών κ.ά. (Washington 1984). Στους δείκτες αυτούς έγινε εφικτό να «ενσωματωθούν» πολύπλοκες αλληλεπιδράσεις ανάμεσα στους οργανισμούς και το περιβάλλον τους σε μια αριθμητική τιμή. Η μη γενικευμένη εφαρμογή τους, καθώς δεν αποκρίνονται σε όλες τις αλλαγές που μπορεί να

16 3 υφίσταται μια βιοκοινότητα σε ένα υδάτινο οικοσύστημα, οδήγησε σε μια νέα προσέγγιση, στους «πολυμετρικούς» δείκτες. Εικόνα 1.1: Εικόνες από την μικροσκοπική ανάλυση δειγμάτων νερού όπως παρουσιάζονται στις τεχνικές εκθέσεις των Chadwick (1842) και Hassall (1850) Figure 1.1: Pictures from the microscopic analysis of water samples presented in the technical reports of Chadwick (1842) and Hassall (1850) Η «πολυμετρική» προσέγγιση χρησιμοποιήθηκε για πρώτη φορά από τον Kar (1981), ο οποίος περιέγραψε την ποιότητα νερού σε ρυάκια με βάση διαφορετικές παραμέτρους της βιοκοινότητας των ψαριών. Η φιλοσοφία των πολυμετρικών δεικτών στηρίζεται στο ότι η κάθε επιμέρους παράμετρος εκφράζει συγκεκριμένες επιπτώσεις στη βιοκοινότητα που μπορούν να επιφέρουν οι διάφορες περιβαλλοντικές αλλαγές. Κατά συνέπεια, συνδυάζοντας διάφορες παραμέτρους (δείκτες ποικιλότητας, αριθμό ειδών, οικολογικές ομάδες, ευαίσθητα ή ανθεκτικά είδη κ.ά.), ένας πολυμετρικός δείκτης μπορεί να ενσωματώνει ποικίλες περιβαλλοντικές συνθήκες και να αντικατοπτρίζει διαφορετικές όψεις μιας βιοκοινότητας, δίνοντας τη δυνατότητα για ολιστική εκτίμηση της κατάστασης του οικοσυστήματος. Σήμερα, πολυμετρικοί δείκτες για την εκτίμηση της ποιότητας νερού εφαρμόζονται σε όλες τις κατηγορίες υδάτινων οικοσυστημάτων (λίμνες, ποτάμια, εκβολικά και παράκτια συστήματα), με τη χρήση μιας ποικιλίας οργανισμών και βιοκοινοτήτων (βενθικά μακροασπόνδυλα, μακρόφυτα, ψάρια, βακτήρια, φυτοπλαγκτό, ζωοπλαγκτό). Σε κάθε περίπτωση, θεωρούνται αρκετά ευέλικτοι ως προς τις παραμέτρους και τους επιμέρους δείκτες που μπορούν να συμπεριλάβουν (Hering et al. 2006). Ωστόσο, συχνά η υιοθέτηση και ενσωμάτωση βιοδεικτών στην παρακολούθηση και εκτίμηση της ποιότητας νερού από τη διεθνή επιστημονική κοινότητα, προηγείται σημαντικά της υιοθέτησης του κατάλληλου νομικού πλαισίου

17 4 για την εφαρμογή τους (π.χ. η δημιουργία Οδηγιών στην Ευρωπαϊκή Ένωση) (Perry & Vanderklein 1996). 1.3 Οδηγία για τα Νερά 2000/60/ΕΚ: Η οικολογική προσέγγιση της Ευρώπης Στην Ευρώπη, μέχρι και τα τέλη του 20 ου αιώνα, οι οργανισμοί σε συνδυασμό με χημικές και φυσικές παραμέτρους αποτελούσαν μέρος προγραμμάτων παρακολούθησης και εκτίμησης της ποιότητας επιφανειακών υδάτων μόνο σε εθνικό επίπεδο ορισμένων χωρών (Γερμανία, Αυστρία). Η πρώτη οργανωμένη οικολογική προσέγγιση στη διαχείριση των υδατικών πόρων στην Ευρωπαϊκή Ένωση υποστηριζόμενη από το κατάλληλο νομικό πλαίσιο, ξεκίνησε με την εφαρμογή της Οδηγίας για τα Νερά 2000/60/ΕΚ (European Parliament & Council 2000). Στην πράξη, η Οδηγία μέσω της εκτίμησης της οικολογικής κατάστασης των υδάτινων σωμάτων και αναγνωρίζοντας την επίδραση των δραστηριοτήτων στη λεκάνη απορροής σε αυτή, στοχεύει στη διαχείρισή τους σε επίπεδο λεκάνης απορροής και στην εφαρμογή μέτρων για την επίτευξη της καλής οικολογικής κατάστασης (Hering et al. 2010). Αποτελεί την πιο σημαντική προσπάθεια σε μεγάλη κλίμακα για μετάβαση από τη χρήση αυστηρά περιβαλλοντικών κριτηρίων (π.χ. καθορισμός μέγιστων επιτρεπόμενων ορίων ρύπανσης) στην εκτίμηση της ποιότητας νερού, στη χρήση οικολογικών κριτηρίων (π.χ καθορισμός της ελάχιστης δυνατής αποδεκτής κατάστασης ενός υδάτινου σώματος και των βιοκοινοτήτων του) (Solheim et al. 2008). Σύμφωνα με την Οδηγία, οι οργανισμοί μιας βιοκοινότητας αποτελούν το βιολογικό στοιχείο το οποίο λαμβάνει πρωταρχικό ρόλο στην εκτίμηση της ποιότητας νερού, ενώ πρέπει να υποστηρίζεται από τις υδρομορφολογικές συνθήκες και τα φυσικά και χημικά χαρακτηριστικά των υδάτινων σωμάτων (European Parliament & Council 2000). Από τα προτεινόμενα βιολογικά στοιχεία, το φυτοπλαγκτό έχει επιλεγεί πρώτο από την ομάδα διαβαθμονόμησης στη Μεσογειακή περιοχή (European Commission JRC 2009) για την εκτίμηση της οικολογικής κατάστασης των λιμνών και ταμιευτήρων Το φυτοπλαγκτό ως βιολογικό στοιχείο για την εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας νερού H εποχική εμφάνιση, η πληθυσμιακή αύξηση και η αλλαγή των κυρίαρχων οργανισμών στο φυτοπλαγκτό μιας λίμνης εξαρτώνται από ποικίλες αλληλεπιδράσεις ανάμεσα στις διακυμάνσεις των περιβαλλοντικών παραγόντων και στις αποκρίσεις

18 5 των ειδών (Reynolds 2006). Οι κυριότεροι παράγοντες που ευθύνονται για τις αλλαγές στη δομή και δυναμική της κοινωνίας του φυτοπλαγκτού είναι οι φυσικές και υδρολογικές συνθήκες, οι χημικές και πρωτίστως τα επίπεδα θρεπτικών, καθώς και οι βιολογικές αλληλεπιδράσεις (ανταγωνισμός, θήρευση, παρασιτισμός) (Reynolds 1998). Επίσης, καθοριστική είναι και η επίδραση ι) των μορφομετρικών χαρακτηριστικών του υδάτινου οικοσυστήματος ιι) των χαρακτηριστικών της λεκάνης απορροής του, καθώς και ιιι) των δραστηριοτήτων στη λεκάνη απορροής (Istvánovics & Somlyódy 1999). Καθώς οι οργανισμοί του φυτοπλαγκτού αποκρίνονται άμεσα στους παραπάνω παράγοντες με αλλαγές στη σύνθεση, αφθονία, βιομάζα και εμφάνιση και συχνότητα ανθίσεων (Reynolds 2006, Devlin et al. 2009), η ταχύτητα με την οποία εμφανίζονται οι αλλαγές αυτές εξαρτάται από το πόσο γρήγορα μεταβάλλονται οι παραπάνω παράγοντες. Κατά συνέπεια, οι αλλαγές στη δομή και τη δυναμική της κοινωνίας του φυτοπλαγκτού αντικατοπτρίζουν αλλαγές στην οικολογική ποιότητα του εκάστοτε υδάτινου σώματος (Padisák et al. 2006). Η χρήση των ειδών ή ανώτερων ταξινομικών μονάδων φυτοπλαγκτού για την εκτίμηση της ποιότητας του νερού είναι διαδεδομένη τα τελευταία εξήντα χρόνια. Μεμονωμένα είδη ως δείκτες τροφικής κατάστασης αναφέρονται σε διάφορες εργασίες (π.χ. Nygaard 1949, Lepistö & Rosenström 1998, Willén 2000). Την τελευταία δεκαετία, με την εφαρμογή της Οδηγίας για τα Νερά 2000/60/ΕΚ, έχει προκύψει ένας σημαντικός αριθμός δεικτών φυτοπλαγκτού για την εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας που βασίζονται είτε στις «τροφικές» προτιμήσεις (θρεπτικών) των ειδών (revised Brettum: Dokulil et al. 2005, PTSI: Riedmüller et al. 2006, PTI: Salmaso et al. 2006) ή στη συμμετοχή των ειδών ή ομάδων (ταξινομικών και λειτουργικών) στο συνολικό βιοόγκο φυτοπλαγκτού (ITP ή Barbe: Philippe et al. 2003, Catalán ή Iga: Agencia Catalana del I Aigua 2003, MedPti: Marchetto et al. 2009, Phytoplankton Assemblage Index ή Q: Padisák et al. 2006). Όμως υπάρχουν ακόμη δυσκολίες στις γενικεύσεις (Dokulil & Teubner 2005) και αυτό συνδέεται με τη δυναμική της διαδοχής του φυτοπλαγκτού. Επιπλέον, είναι ιδιαίτερης σημασίας η δημιουργία κατάλληλων δεικτών που θα λαμβάνουν υπόψη και τα κλιματικά χαρακτηριστικά που έμμεσα διαμορφώνουν την κοινωνία του φυτοπλαγκτού (Marchetto et al. 2009).

19 6 1.5 Ανθίσεις φυτοπλαγκτού και ανθίσεις νερού Tο φυτοπλαγκτό αποκρίνεται άμεσα στις πιέσεις λόγω ευτροφισμού με εμφανείς αλλαγές στη σύνθεση και τη βιομάζα (Reynolds et al. 2002). Οι πιο συχνές αλλαγές που παρατηρούνται στο φυτοπλαγκτό μιας λίμνης κατά τον ευτροφισμό είναι: αύξηση της συνολικής βιομάζας, παρατεταμένες ανθίσεις φυτοπλαγκτού, κυριαρχία λίγων ειδών, μείωση της ποικιλότητας των ειδών κυρίως σε υπερεύτροφες συνθήκες, μετάβαση προς την κυριαρχία μεγαλύτερου μεγέθους ειδών και αύξηση της συμμετοχής των κυανοβακτηρίων (Willén 2000). Το πιο εμφανές σύμπτωμα και ταυτόχρονα συνέπεια του ανθρωπογενούς ευτροφισμού είναι η αύξηση της συμμετοχής των κυανοβακτηρίων στη σύνθεση και βιομάζα του φυτοπλαγκτού και οι παρατεταμένες ανθίσεις νερού 1 (Moustaka-Gouni et al. 2006) (Eικ. 1.2). Εικόνα 1.2: Άνθιση νερού στη λίμνη Ζάζαρη Figure 1.2: Water bloom in lake Zazari Στην άνθιση νερού τα κυανοβακτήρια είτε λόγω μεγέθους ή λόγω παραγωγής τοξινών δεν αποτελούν τροφή για το ζωοπλαγκτό και παραμένουν στο νερό και στον πυθμένα όπου αποικοδομούνται (Moustaka-Gouni et al. 2006). Οι ανθίσεις νερού με κυρίαρχα τοξικά είδη κυανοβακτηρίων, η συχνότητα εμφάνισης και η καταγραφή των οποίων έχει αυξηθεί σημαντικά τις τελευταίες δεκαετίες παγκοσμίως(chorus & Bartram 1999), αποτελούν από τα σοβαρότερα προβλήματα στη διαχείριση λιμνών και ειδικότερα στην περίπτωση ταμιευτήρων που χρησιμοποιούνται για ύδρευση. 1 Η άνθιση του νερού (ειδική περίπτωση άνθισης φυτοπλαγκτού) χαρακτηρίζεται από τη συσσώρευση μεγάλου βιοόγκου κυανοβακτηρίων στο νερό

20 7 Από τις πιο συχνά απαντώμενες τοξίνες κυανοβακτηρίων σε λίμνες είναι οι μικροκυστίνες με ισχυρή ηπατοτοξική δράση (MacΚintosh et al. 1990). Παράγονται κυρίως από κυανοβακτήρια που ανήκουν στα γένη Microcystis, Anabaena, Anabaenopsis, Planktothrix και Nostoc (Sivonen et al. 1999), ενώ πρόσφατα παραγωγή αυτών έχει αναφερθεί και για τα γένη Arthrospira, Phormidium, Synechocystis, Synechococcus, Plectonema, Pseudanabaena (Sivonen & Börner 2008). Τα κυανοβακτήρια του γένους Microcystis ευθύνονται για την εμφάνιση τοξικών ανθίσεων με τη μεγαλύτερη συχνότητα σε παγκόσμια κλίμακα. Η μακροπρόθεσμη έκθεση σε χαμηλές συγκεντρώσεις μικροκυστινών είναι ιδιαίτερα επικίνδυνη, καθώς έχουν ενοχοποιηθεί και ως παράγοντες καρκινογένεσης (Falconer & Humpage 1996). Στην Οδηγία για τα Νερά 2000/60/ΕΚ, οι ανθίσεις φυτοπλαγκτού έχουν «πρωταγωνιστικό» ρόλο καθώς η κρίσιμη οικολογική ποιότητα της κατηγορίας «μέτρια» προσδιορίζεται έμμεσα ως «.Διαρκείς ανθίσεις φυτοπλαγκτού μπορεί να παρατηρηθούν κατά τους θερινούς μήνες». Η σημασία των ανθίσεων του φυτοπλαγκτού και ειδικότερα των ανθίσεων νερού με συμμετοχή τοξικών κυανοβακτηρίων στα υδάτινα οικοσυστήματα που χρησιμοποιούνται για ύδρευση και αναψυχή, έχει αναγνωριστεί και από τον Παγκόσμιο Οργανισμό Υγείας (ΠΟΥ) (Bartram et al. 1999). Κατά συνέπεια, η πρόβλεψη του σχηματισμού του φαινομένου άνθισης και η διαχείριση κρίσεων από τοξικές ανθίσεις νερού είναι μεγάλης σημασίας, τόσο για την οικολογική ισορροπία των υδάτινων οικοσυστημάτων όσο και για τη δημόσια υγεία. 1.6 Βιοπαρακολούθηση κυανοβακτηρίων Η βιοπαρακολούθηση των κυανοβακτηρίων στηρίζεται στη μικροσκοπική ανάλυση δειγμάτων νερού για τη μορφολογική αναγνώριση γνωστών τοξικών ειδών και στον προσδιορισμό των τοξινών στο νερό και στο σωματιδιακό υλικό με διάφορες αναλυτικές μεθόδους (An & Carmichael 1994). Ωστόσο, η μικροσκοπική ανάλυση δεν μπορεί σε όλες τις περιπτώσεις να οδηγήσει στην αναγνώριση σε επίπεδο είδους ή και γένους πόσο μάλλον να διακρίνει τους τοξικούς μικροοργανισμούς μέσα στο ίδιο είδος. Αυτό γιατί ακόμη και μέσα στο ίδιο είδος, μπορεί να υπάρχουν ταυτόχρονα άτομα που παράγουν τοξίνες και άτομα που δεν παράγουν (Kurmayer et al. 2004) και τα οποία είναι ίδια μορφολογικά (Baker et al. 2002). Επιπλέον, η μικροσκοπική ανάλυση είναι μια διαδικασία ιδιαίτερα χρονοβόρα

21 8 που απαιτεί υψηλή εξειδίκευση. Ακόμη, σε ορισμένες περιπτώσεις μια τοξίνη μπορεί να εμφανίζεται σε έναν πληθυσμό κυανοβακτηρίων με τροποποιημένη μορφήεξαιτίας κυτταρικών διεργασιών- με αποτέλεσμα να είναι δύσκολος ο προσδιορισμός της και κατ επέκταση η εκτίμηση της συνολικής της παρουσίας (Ouellette & Wilhelm 2003). Η ανάπτυξη και η χρήση μοριακών εργαλείων και μεθόδων έκανε εφικτή την ανίχνευση τοξικών μικροοργανισμών και πριν την απελευθέρωση τοξινών στο νερό (Pearson & Neilan 2008), ενώ επιπλέον έδωσε λύση σχετικά με την αναγνώριση «ταξινομικά προβληματικών» γνωστών τοξικών οργανισμών, τα μορφολογικά χαρακτηριστικά των οποίων επικαλύπτονται με άλλα είδη τα οποία δεν συμπεριλαμβάνονται στα τοξικά (Moustaka et al. 2009). Ο αριθμός των δημοσιευμένων επιστημονικών εργασιών που στηρίζονται σε μοριακές μεθόδους για την αναγνώριση της μικροοργανισμικής ποικιλότητας και τον εντοπισμό τοξικών οργανισμών του φυτοπλαγκτού έχει αυξηθεί σημαντικά τα τελευταία 15 χρόνια (Humbert et al. 2010). Καθώς τα κυανοβακτήρια είναι η κύρια ομάδα του φυτοπλαγκτού που ευθύνεται για την παραγωγή τοξινών σε λίμνες, διάφορες μέθοδοι έχουν αναπτυχθεί για τον εντοπισμό τους σε περιβαλλοντικά δείγματα όπως η χρήση διαφόρων περιοχών: η περιοχή ITS (intergenic spacer region) στο οπερόνιο της φυκοκυανίνης (Baker et al. 2002), το γονίδιο rpoc1 (Fergusson & Saint 2003), η περιοχή 16S-23S ITS στο rrna (Masseret & Sukenik 2008), η περιοχή NMT (N-methyltransferase) στο DNA (Tillet et al. 2001), DNA μικροσυστοιχίες (Rudi et al. 1998) κ.ά. Η πιο διαδεδομένη μέθοδος ωστόσο τα τελευταία χρόνια για τον εντοπισμό τοξικών κυανοβακτηρίων, ακόμη και σε προγράμματα παρακολούθησης και διαχείρισης υδάτινων συστημάτων, στηρίζεται στη χρήση των γονιδίων mcy. Η παρουσία των mcy γονιδίων είναι άμεσα συνδεδεμένη με την παρουσία των μικροκυστινών (Kurmayer & Kutzenberger 2003). Οι μικροκυστίνες συντίθενται μη ριβοσωμικά, από ένα ενζυμικό σύστημα που ελέγχεται από μια ομάδα γονιδίων (mcys) γνωστά ως mcy γονίδια (48-55kb DNA). Η αλληλουχία των γονιδίων που είναι υπεύθυνα για την παραγωγή των μικροκυστινών στα γένη Microcystis (Tillet et al. 2000), Anabaena (Rouhiainen et al. 2004) και Planktothrix (Christiansen et al. 2003) είναι πλέον γνωστή. Ανάμεσα στα τρία γένη υπάρχουν διαφορές όσον αφορά τον αριθμό και την αλληλουχία των γονιδίων (Εικ. 1.3), αλλά όλα περιέχουν τα γονίδια mcya-e και mcyg με αποτέλεσμα το σχεδιασμό μορίων-εκκινητών με μεγάλη

22 9 ευαισθησία στον εντοπισμό των συγκεκριμένων γονιδίων με τη χρήση της Αλυσιδωτής Αντίδρασης της Πολυμεράσης (PCR) (Hisbergues et al. 2003). Η συγκεκριμένη μέθοδος είναι γρήγορη, οικονομική και με ουσιαστικά αποτελέσματα στην έγκαιρη «διάγνωση» της παρουσίας τοξικών κυανοβακτηρίων (Ouellette & Wilhelm 2003). Η επέκταση της συγκεκριμένης μεθόδου για τον εντοπισμό γονιδίων που είναι υπεύθυνα για την παραγωγή και άλλων κυανοτοξινών όπως οι νοντουλαρίνες (Moffitt & Neilan 2001) ή η κυλιντροσπερμοψίνη (Mihali et al. 2008, Stücken & Jakobsen 2010) αν και έχει ολοκληρωθεί η εύρεση της αλληλουχίας τους, βρίσκεται υπό διερεύνηση. Εικόνα 1.3: Δομή του οπερονίου που ελέγχει τη σύνθεση της μικροκυστίνης στα κυανοβακτήρια Microcystis aeruginosa, Planktothrix agardhii και Anabaena sp. [με τροποποίηση από Neilan et al. (2008)] Figure 1.3: Structure of the microcystin gene clusters of the cyanobacteria Microcystis aeruginosa, Planktothrix agardhii και Anabaena sp. [modified by Neilan et al. (2008)] Tην τελευταία δεκαετία, σημαντικές εφαρμογές παρουσιάζει και η φυλογενετική ανάλυση των κυανοβακτηρίων μέσω της ανάλυσης του 16S rrna: ι) στην καταγραφή της μικροοργανισμικής ποικιλότητας σε περιβαλλοντικά δείγματα αλλά και ιι) στην αναγνώριση γνωστών τοξικών ειδών κυανοβακτηρίων, των οποίων τα μορφολογικά χαρακτηριστικά δεν οδηγούν σε ασφαλή εκτίμηση (Rajaniemi et al. 2005). Ωστόσο, σε επίπεδο βιοπαρακολούθησης η εφαρμογή της συγκεκριμένης μεθόδου είναι ακόμη δαπανηρή και απαιτείται προηγουμένως αυτοματοποίησή της. 1.7 Ελληνικές λίμνες: Φυτοπλαγκτό και ποιότητα νερού Κύρια πίεση στις ελληνικές λίμνες, όπως και σε όλη την περιοχή της Μεσογείου, αποτελεί η αύξηση των φορτίων θρεπτικών που συνδέεται αναπόσπαστα με το φαινόμενο του ευτροφισμού (Vardaka et al. 2005, Moustaka-Gouni et al. 2006,

23 10 Kagalou & Leonardos 2009). Eνίσχυση του φαινομένου αναμένεται με την αύξηση της θερμοκρασίας σε παγκόσμια κλίμακα, ενώ η Μεσογειακή ζώνη θεωρείται ως μία από τις πιο ευαίσθητες περιοχές στις κλιματικές αλλαγές (Sánchez et al. 2004). Επιπλέον, οι μεσογειακές λίμνες σε γενικές γραμμές φαίνεται ότι είναι περισσότερο ευαίσθητες στο φαινόμενο ευτροφισμού σε σχέση με αντίστοιχες λίμνες σε άλλες γεωγραφικές περιοχές, λόγω της μεγαλύτερης τιμής του λόγου επιφάνειας λεκάνης απορροής προς επιφάνεια λίμνης γεγονός που συνεπάγεται σημαντικές πιέσεις για τα υδάτινα σώματα όταν στη λεκάνη απορροής υπάρχει δραστηριότητα υπό μορφή αγροτικών και τεχνητών εκτάσεων. Με τα λιγοστά δεδομένα που είναι διαθέσιμα, οι τιμές του λόγου αυτού είναι κατά μέσο όρο ~90 για τις μεσογειακές λίμνες και ~17 για τις βορειότερες εύκρατες αντίστοιχα (Alvarez-Cobelas et al. 2005). Δεδομένα από δεκαοκτώ ελληνικές φυσικές λίμνες και ταμιευτήρες που συμπεριλαμβάνονται στην παρούσα έρευνα (Katsiapi et al. 2012a), και για τις οποίες οι τιμές του λόγου αυτού είναι κατά μέσο όρο ~212, υποστηρίζουν στην πλειονότητά τους εύτροφες συνθήκες. Επιπλέον, ένας σημαντικός παράγοντας που φαίνεται να διαφοροποιείται ως προς τη συμβολή του στην οικολογική ποιότητα των μεσογειακών λιμνών, είναι η ιδιαιτερότητα στη δομή του τροφικού πλέγματος (Beklioglu et al. 2007). Είναι γνωστό ότι η βόσκηση από το ζωοπλαγκτό μπορεί να επηρεάσει τη δομή και δυναμική της κοινωνίας του φυτοπλαγκτού και κατά συνέπεια την οικολογική ποιότητα μιας λίμνης, καθιστώντας τους οργανισμούς του ζωοπλαγκτού ιδιαίτερα σημαντικούς ακόμη και στην εκτίμηση της ποιότητας και ακόμη περισσότερο της δυνατότητας αποκατάστασής της (Jeppesen et al. 2011). Οι οργανισμοί «κλειδιά» του ζωοπλαγκτού που είναι σημαντικοί για τον έλεγχο της κοινωνίας του φυτοπλαγκτού και στους οποίους στηρίζεται και η μέθοδος της βιοχειραγώγησης του τροφικού πλέγματος για την αποκατάσταση μιας λίμνης (Romo et al. 1996), είναι τα κλαδοκερωτά και κυρίως είδη του γένους Daphnia. Πρόκειται για πολύ ικανούς διηθηματοφάγους οργανισμούς των οποίων η διηθητική ικανότητα αυξάνει με το μέγεθος, ενώ επηρεάζεται από τη συγκέντρωση και το μέγεθος της τροφής αλλά και από την τοξικότητα των οργανισμών του φυτοπλαγκτού (Lampert & Sommer 1997). Η συμμετοχή στο ζωοπλαγκτό μεγαλόσωμων κλαδοκερωτών του γένους Daphnia την κατάλληλη χρονική περίοδο, μπορεί να συμβάλει τόσο στον έλεγχο της κοινωνίας του φυτοπλαγκτού όσο και στον περιορισμό της κυριαρχίας των κυανοβακτηρίων, των οποίων οι ανθίσεις είναι διαδεδομένες στις εύτροφες ελληνικές λίμνες (Vardaka et al. 2005). Ωστόσο, στις μεσογειακές λίμνες, η κοινωνία του ζωοπλαγκτού συνήθως

24 11 κυριαρχείται από μικρόσωμα είδη (κυρίως τροχόζωα), τα οποία δεν είναι ικανά να ελέγξουν τη μεγάλη βιομάζα του φυτοπλαγκτού και ιδιαίτερα τα κυανοβακτήρια, που ευνοούνται από τις εύτροφες συνθήκες (Beklioglu et al. 2003, Romo et al. 2004, Moustaka et al. 2006). Σε αντίθεση με τον τεράστιο αριθμό των εργασιών που αφορούν το φυτοπλαγκτό (συστηματική και οικολογία) λιμνών της Κεντρικής και Βόρειας Ευρώπης, περιορισμένες είναι οι εργασίες που αφορούν το φυτοπλαγκτό τόσο των φυσικών λιμνών όσο και των ταμιευτήρων της Μεσογείου (Alvarez Cobelas et al. 2005). Περιορισμένα-ιδιαίτερα όσον αφορά τις χρονοσειρές δεδομένων- είναι και τα δημοσιευμένα αποτελέσματα σχετικά με το φυτοπλαγκτό στην Ελλάδα (Vardaka et al. 2005). Τα πρώτα στοιχεία για το φυτοπλαγκτό ελληνικών και διασυνοριακών λιμνών προέρχονται από τους Stancović (1931) και Skuja (1937) και αφορούν κυρίως τη σύνθεσή του σε δείγματα προέρχονται από δίχτυ φυτοπλαγκτού. Έκτοτε, ακολούθησαν έρευνες με ταξινομικό προσανατολισμό, αρχικά με βάση τη χρήση μόνο μορφολογικών χαρακτηριστικών (Αναγνωστίδης 1968, Economou-Amilli 1979, Kristiansen 1980, 1983, Hindák & Moustaka-Gouni 1988, 1990, Tryfon 1996, Temponeras et al. 2000a). Τα τελευταία χρόνια για την ταξινόμηση ακολουθείται η πολυφασική προσέγγιση (χρήση μορφολογικών χαρακτηριστικών, φυλογενετικών σχέσεων και οικολογίας) (Gkelis et al. 2005a, Moustaka-Gouni et al. 2009, 2010). Ο μεγαλύτερος αριθμός ερευνών ωστόσο αφορά τη δομή και δυναμική της κοινωνίας του φυτοπλαγκτού σε σχέση με ποικίλους περιβαλλοντικούς παράγοντες ή άλλους οργανισμούς (Ocevski et al. 1975, Anagnostidis & Economou-Amilli 1980, Overbeck et al. 1982, Anagnostidis & Tafas 1986, Moustaka-Gouni & Tsekos 1989, Moustaka- Gouni 1988, 1993, 1996, Moustaka-Gouni & Nikolaidis 1990, 1992, Tafas & Economou-Amilli 1991, 1997, Moustaka-Gouni et al. 1994, 2000, 2006, 2007, Τρύφων 1994, Tryfon et al. 1994, 1997a, 1997b, Danielidis et al. 1996, Tryfon & Moustaka-Gouni 1997, Temponeras et al. 2000b, Vardaka et al. 2000, Kagalou et al. 2001a, 2001b, 2003, Chrisostomou et al. 2009, Michaloudi et al. 2009, 2012, Katsiapi et al. 2011, 2012a, 2012b). Τα τελευταία χρόνια αύξηση παρουσιάζουν και οι έρευνες που σχετίζονται με τη μοριακή ανάλυση οργανισμών του φυτοπλαγκτού, με έμφαση στα κυανοβακτήρια, από διάφορα υδάτινα οικοσυστήματα της Ελλάδας (Gkelis et al. 2005a, Moustaka-Gouni et al. 2009, 2010, Genitsaris et al. 2009, Vareli et al. 2009a, Vareli et al. 2009b, Kormas et al. 2010, 2011, Lymperopoulou et al. 2011,

25 12 Oikonomou et al. 2012). Σημαντικός είναι και ο αριθμός ερευνών που αφορούν τα παραγόμενα βιοδραστικά πεπτίδια των κυανοβακτηρίων (ποιοτική, ποσοτική ανάλυση) (Lanaras et al. 1989, Cook et al. 2004, Cook et al. 2005, Gkelis et al. 2005b, 2005c, Kagalou et al. 2008, Triantis et al. 2010, Papadimitriou et al. 2010, 2011, 2012). Όσον αφορά την εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας νερού με βάση το φυτοπλαγκτό, τα δημοσιευμένα αποτελέσματα είναι περιορισμένα και σχετικά πρόσφατα. Οι παράμετροι-μετρικές φυτοπλαγκτού που έχουν χρησιμοποιηθεί για την εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας νερού λιμνών και ταμιευτήρων αφορούν: ι) τη σύνθεσή του (σύνθεση ειδών, συμμετοχή ταξινομικών ομάδων στο συνολικό βιοόγκο όπως κυανοβακτήρια) (Kagalou & Leonardos 2009, Katsiapi et al. 2011, 2012a, 2012b), ιι) την παρουσία ανθίσεων (Romero et al. 2002, Vardaka et al. 2005, Katsiapi et al. 2011, 2012a) και ιιι) τη βιομάζα (βιοόγκος) (Katsiapi et al. 2011, 2012a). (Katsiapi et al. 2011).

26 13 2. ΣΚΟΠΟΣ Η παρούσα διδακτορική διατριβή στοχεύει στην εκτίμηση της ποιότητας νερού σε φυσικές λίμνες και ταμιευτήρες της Ελλάδας με βάση το φυτοπλαγκτό ενοποιώντας την από τη βάση προς την κορυφή μοριακή προσέγγιση με την από την κορυφή προς τη βάση ολιστική προσέγγιση του οικοσυστήματος. Οι επιμέρους στόχοι είναι: Ι) η παρακολούθηση χαρακτηριστικών της κοινωνίας του φυτοπλαγκτού (σύνθεση και ποικιλότητα ειδών-μορφολογικά και φυλογενετικά είδη, βιοόγκος, συμμετοχή κυανοβακτηρίων) ΙΙ) η εκτίμηση της ποιότητας νερού με βάση παραμέτρους του φυτοπλαγκτού ΙΙΙ) η διερεύνηση της επίδρασης των χρήσεων γης στη λεκάνη απορροής και της σύνθεσης της κοινωνίας του ζωοπλαγκτού στη διαμόρφωση της κοινωνίας του φυτοπλαγκτού ΙV) η δημιουργία πολυμετρικού δείκτη κοινωνίας φυτοπλαγκτού (Ρhytoplankton Community Index) και εφαρμογή του στην εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας νερού

27 14 3. ΠΕΡΙΟΧΗ ΕΡΕΥΝΑΣ Η εκτίμηση της ποιότητας νερού στα πλαίσια της διατριβής αφορά 13 φυσικές λίμνες και 8 ταμιευτήρες της ηπειρωτικής Ελλάδας (Εικ. 3.1). Εικόνα 3.1: Χάρτης της Ελλάδας στον οποίο απεικονίζονται οι φυσικές λίμνες και ταμιευτήρες που εξετάστηκαν μαζί με τις αντίστοιχες λεκάνες απορροής τους (Λίμνες: 1=Μεγάλη Πρέσπα, 2=Μικρή Πρέσπα, 3=Καστοριάς, 4=Ζάζαρη, 5=Χειμαδίτιδα, 6=Πετρών, 7=Βεγορίτιδα, 8=Δοϊράνη, 9=Ισμαρίδα, 10=Βόλβη, 11=Κορώνεια, 12=Παμβώτιδα 13=Υλίκη Ταμιευτήρες: 14=Κάρλα, 15=Κερκίνη, 16=Αισύμης, 17=Πολυφύτου, 18=Ταυρωπού, 19=Μαραθώνας, 20=Θησαυρού, 21=Πλατανόβρυση) Figure 3.1: Map of Greece indicating the location of the studied lakes and reservoirs with their watersheds (Lakes: 1=Μegali Prespa, 2=Mikri Prespa, 3=Kastorias, 4=Zazari, 5=Chimaditis, 6=Petron, 7=Vegoritis, 8=Doirani, 9=Ismarida, 10=Volvi, 11=Koronia, 12=Pamvotis 13=Yliki Reservoirs: 14=Karla, 15=Kerkini, 16=Aisimis, 17=Polyphytos, 18=Tavropos, 19=Marathonas, 20=Thisavros, 21=Platanovrisi)

28 15 Γεωγραφικά στοιχεία (γεωγραφικό μήκος, γεωγραφικό πλάτος, υψόμετρο) και μορφολογικά στοιχεία των φυσικών λιμνών και ταμιευτήρων (επιφάνεια, επιφάνεια λεκάνης απορροής, μέσο βάθος, μέγιστο βάθος) παραθέτονται στον Πίνακα 3.1. Στον Πίνακα 3.2 παραθέτονται στοιχεία όσον αφορά την τυπολογία (European Commission JRC 2009, Μουστάκα 2010, Katsiapi et al. 2011, δεδομένα Ελληνικού Κέντρου Βιοτόπων-Υγροτόπων), την τροφική τους κατάσταση (δεδομένα προηγούμενων ερευνών και της παρούσας έρευνας) και τις δραστηριότητες που λαμβάνουν χώρα σε αυτά. Οι φυσικές λίμνες βρίσκονται σε υψόμετρο από 25 (Ισμαρίδα) έως 850 m (Μικρή και Μεγάλη Πρέσπα), έχουν επιφάνεια από 1,3 (Ισμαρίδα) έως 257 km 2 (Μεγάλη Πρέσπα), μέγιστο βάθος 1,1 (Ισμαρίδα) έως 50 m (Βεγορίτιδα) και επιφάνεια λεκάνης απορροής από 76 (Ζάζαρη) έως 2436 km 2 (Υλίκη). Από άποψη τροφικής κατάστασης, στην πλειονότητά τους (~80%) είναι εύτροφες και υπερεύτροφες (π.χ. Καστοριάς, Παμβώτιδα), ενώ μόνο η Μεγάλη Πρέσπα, η Βεγορίτιδα και η Υλίκη παρουσιάζουν μεσότροφο προς εύτροφο χαρακτήρα. Οι ταμιευτήρες βρίσκονται σε υψόμετρο από 45 (Κάρλα) έως 800 m (Ταυρωπού), έχουν επιφάνεια από 1,7 (Μαραθώνας) έως 65,2 km 2 (Κερκίνη), μέγιστο βάθος 6,4 (Κερκίνη) έως 120 m (Θησαυρoύ) και επιφάνεια λεκάνης απορροής από 94 (Αισύμης) έως km 2 (Κερκίνη). Από άποψη τροφικής κατάστασης, στην πλειονότητά τους (~75%) παρουσιάζουν μεσότροφο χαρακτήρα (π.χ. Θησαυρού, Μαραθώνας), ενώ ταμιευτήρες όπως η Κάρλα και η Κερκίνη χαρακτηρίζονται από εύτροφες συνθήκες. Οι περισσότεροι ανήκουν στον τύπο L- M5/7 και διακρίνονται επιμέρους σε ημίξηρης και υγρής περιοχής (European Commission JRC 2009), εκτός από την Κερκίνη, το Μαραθώνα και την Κάρλα που διαφοροποιούνται (Πίν. 3.2) (Μουστάκα 2010, Katsiapi et al. 2011). Στα υδάτινα αυτά οικοσυστήματα καλύπτεται ένα μεγάλο εύρος δραστηριοτήτων. Στην πλειονότητά τους χρησιμοποιούνται για ψάρεμα και αναψυχή. Η λίμνη Υλίκη και οι ταμιευτήρες Μαραθώνα, Πολυφύτου, Αισύμης και Ταυρωπού χρησιμοποιούνται για ύδρευση στην ευρύτερη περιοχή που ανήκουν, ενώ οι ταμιευτήρες Θησαυρού, Πλατανόβρυσης και Πολυφύτου χρησιμοποιούνται για την παραγωγή ηλεκτρικής ενέργειας.

29 Πίνακας 3.1: Γεωγραφική θέση και μορφολογικά χαρακτηριστικά των υδάτινων σωμάτων (Φυσικές λίμνες: 1-13, Ταμιευτήρες: 14-21) Table 3.1: Geographical position and morphological characteristics of the studied freshwaters (Lakes: 1-13, Reservoirs: 14-21) Α/Α Υδάτινο σώμα (Συντομογραφία) Γεωγραφικό μήκος (Α) Γεωγραφική θέση Γεωγραφικό πλάτος (Β) 16 Υψόμετρο (m) Επιφάνεια (km 2 ) Μορφολογικά χαρακτηριστικά Επιφάνεια λεκάνης απορροής (km 2 ) Μέσο βάθος (m) Μέγιστο βάθος (m) 1 Μεγάλη Πρέσπα (ΜΓΠ) 22 o 45'55.09'' 39 o 28'42.05'' , , Μικρή Πρέσπα (ΜΚΠ) 21 5'57.97" 40 45'48.07" ,15 197,83 4,1 8,4 3 Καστοριάς (ΚΑΣ) 21 17'36.13" 40 31'9.59" ,97 271,63 4,1 9 4 Ζάζαρη (ΖΑΖ) 21 32'53.38" 40 37'30.63" 600 2,04 75,73 1,7 4,8 5 Χειμαδίτιδα (ΧΕΙ) 21 33'27.67" 40 35'55.10" ,56 112,58 1,2 2,5 6 Πετρών (ΠΕΤ) 21 41'49.60" 40 43'38.79" ,10 346,43 2,6 3 7 Βεγορίτιδα (ΒΕΓ) 21 47'13.76" 40 45'11.06" , , Δοϊράνη (ΔΟΙ) 22 44'48.34" 41 12'55.52" ,83 299,42 3 5,5 9 Ισμαρίδα (ΙΣΜ) 25 19'4.49" 40 59'0.18" 25 1,31 320,54 1 1,2 10 Βόλβη (ΒΟΛ) 23 28'50.61" 40 40'37.57" 40 68, ,67 13,8 23,5 11 Κορώνεια (ΚΟΡ) 23 o 9'24.74'' 40 o 40'58.14'' 70 *22,00 774,69 * * 12 Παμβώτιδα (ΠΑΜ) 20 53'27.68" 39 39'45.57" ,07 479,94 4,3 7,4 13 Υλίκη (ΥΛΙ) 23 16'19.38" 38 23'56.77" , , ,5 14 Κάρλα (ΚΑΡ( 21 o 2'2.74'' 40 o 53'38.51'' 45 *36, ,66 * * 15 Κερκίνη (ΚΕΡ) 23 9'2.48" 41 12'29.47" 50 65, ,85 3,1 6,4 16 Αισύμης (ΑΙΣ) 26 1'35.03" 40 59'24.32" 200 8,73 93, Πολυφύτου (ΠΟΛ) 21 57'35.41" 40 13'21.76" , ,85 26, Ταυρωπού (ΤΑΥ) 21 45'9.28" 39 17'39.60" ,62 163, Μαραθώνας (ΜΑΡ) 23 53'55.56" 38 10'6.61" 230 1,71 118, Θησαυρού (ΘΗΣ) 24 20'10.24" 41 20'13.27" 400 6, , Πλατανόβρυση (ΠΛΑ) 24 27'41.91" 41 20'32.50" 250 2, , *Στα συγκεκριμένα υδάτινα σώματα, εξαιτίας της ιδιαιτερότητας του υδρολογικού καθεστώτος, η επιφάνεια, το μέγιστο και το μέσο βάθος είναι μέχρι την ολοκλήρωση της διδακτορικής διατριβής μεταβλητά

30 17 Πίνακας 3.2: Τυπολογία (δεδομένα από Eλληνικό Κέντρο Βιοτόπων Υγροτόπων-Μουσείο Φυσικής Ιστορίας Γουλανδρή, Mουστάκα 2010), τροφική κατάσταση και δραστηριότητες στα υδάτινα σώματα Table 3.2: Typology (data from the Greek Biotope Wetland Centre-Goulandris Natural History Museum, Moustaka 2010), trophic status and activities taking place in the studied waterbodies Α/Α Υδάτινο σώμα Τυπολογία Τροφική κατάσταση Χρήσεις και δραστηριότητες 1 Μεγάλη Πρέσπα High-D-XL-C Μεσότροφη αναψυχή, αλιεία 2 Μικρή Πρέσπα High-D-L-C Εύτροφη αλιεία 3 Καστοριάς Mid-S-L-C Εύτροφη αναψυχή, αλιεία 4 Ζάζαρη Mid-S-M-S Εύτροφη αλιεία 5 Χειμαδίτιδα Mid-V-M-S Εύτροφη αλιεία 6 Πετρών Mid-V-L-S Εύτροφη αλιεία 7 Βεγορίτιδα Mid-D-L-S Μεσότροφη-Εύτροφη αναψυχή, αλιεία 8 Δοϊράνη Low-S-L-C Εύτροφη αλιεία 9 Ισμαρίδα Low-V-M-S Εύτροφη αλιεία 10 Βόλβη Low-D-L-S Εύτροφη αναψυχή, αλιεία 11 Κορώνεια Low-S-L-C Εύτροφη όχι δραστηριότητες 12 Παμβώτιδα Mid-S-L-S Εύτροφη αναψυχή, αλιεία 13 Υλίκη Low-D-L-C Ολιγότροφη-Μεσότροφη ύδρευση 14 Κάρλα Low-D-L-S (W) Εύτροφη όχι δραστηριότητες 15 Κερκίνη Low-S-L-S (W) Εύτροφη αναψυχή, αλιεία 16 Αισύμης Mid-V-M-S (L-M5/7W) Μεσότροφη ύδρευση 17 Πολυφύτου Mid-D-L-S (L-M5/7A) Μεσότροφη-Εύτροφη ύδρευση, αναψυχή, αλιεία 18 Ταυρωπού Mid-D-L-S (L-M5/7W) Ολιγότροφη-Μεσότροφη ύδρευση, αναψυχή 19 Μαραθώνας Mid-D-M-C (L-M5/7A) Μεσότροφη-Εύτροφη ύδρευση 20 Θησαυρού Mid-D-M-S (L-M5/7W) Μεσότροφη παραγωγή ηλεκτρικής ενέργειας 21 Πλατανόβρυση Mid-D-M-S (L-M5/7W) Μεσότροφη παραγωγή ηλεκτρικής ενέργειας ΦΥΣΙΚΕΣ ΛΙΜΝΕΣ (1-13): Υψόμετρο HIGH: >800 m, MID: m, LOW: <200 m, Μέσο Βάθος S: <3 m, V: 3-15 m, D: >15 m, Επιφάνεια S: 0,5-1 km 2, M: 1-10 km 2, L: km², XL: >100 km², Γεωλογικό υπόβαθρο C: ασβεστολιθικό, S: πυριτικό ΤΑΜΙΕΥΤΗΡΕΣ (14-21): Υψόμετρο HIGH: >800 m, MID: m, LOW: <200 m, Μέσο Βάθος S: <3 m, V: 3-15 m, D: >15 m, Επιφάνεια S: 0,5-1 km 2, M: 1-10 km 2, L: km², XL: >100 km², Γεωλογικό υπόβαθρο C: ασβεστολιθικό, S: πυριτικό. Τύπος L-M5/7: Ημίξηρης περιοχής, μεγάλου βάθους και επιφάνειας, πυριτικό, επιφάνεια λεκάνης απορροής <20000km², υψόμετρο 0-800m, ετήσια βροχόπτωση <800 mm, μέση ετήσια θερμοκρασία >15 ºC, μέσο βάθος >15 m, επιφάνεια υδάτινου σώματος >0,5 km², Αγωγιμότητα <1 meq L -1

31 18 Οι διαφορετικές χρήσεις γης και το (%) ποσοστό κάλυψης στη λεκάνη απορροής των λιμνών και ταμιευτήρων φαίνονται στην Εικόνα 2.2. Οι λεκάνες απορροής των υδάτινων σωμάτων καλύπτονται με αγροτικές (10% έως 58%, μέσος όρος λεκανών: 35%) και τεχνητές εκτάσεις (0% έως 10%, μέσος όρος λεκανών: 2,7%) κοντά ή πάνω από τα επιτρεπτά όρια της βιβλιογραφίας ώστε η λεκάνη να μην έχει επιβάρυνση από τις χρήσεις γης (LAWA 2003, Environmental Agency 2005). Η πλειονότητα (70%) βρίσκεται σε λεκάνες απορροής με αγροτικές και τεχνητές εκτάσεις που ξεπερνούν συνολικά το 30% της έκτασης της λεκάνης απορροής τους. Τη μεγαλύτερη κάλυψη (>50%) σε αγροτικές και τεχνητές εκτάσεις παρουσιάζουν οι λεκάνες απορροής Κάρλας (61%), Κορώνειας (60%), Μαραθώνα (58%), Παμβώτιδας (53%), Ισμαρίδας (53%) και Πετρών (53%), ενώ τη μικρότερη (<20%) οι λεκάνες απορροής Αισύμης (11%), Μικρής Πρέσπας (14%), Ταυρωπού (15%), Πλατανόβρυσης (18%), Μεγάλης Πρέσπας (18%) και Θησαυρού (19%). Εικόνα 3.2: Ποσοστό (%) κάλυψης της γης σύμφωνα με τις διαφορετικές χρήσεις στη λεκάνη απορροής των υδάτινων σωμάτων Figure 3.2: Percentage (%) of land use cover in the watersheds of the studied freshwaters

32 19 4. ΜΕΘΟΔΟΛΟΓΙΑ 4.1 Δειγματοληψίες Φυτοπλαγκτό Χρονική περίοδος & συχνότητα Ο χρόνος γενεάς των οργανισμών του φυτοπλαγκτού καθορίζει και την κατάλληλη συχνότητα δειγματοληψίας για την παρακολούθηση των χρονικών μεταβολών του φυτοπλαγκτού. Εβδομαδιαία συχνότητα δειγματοληψίας αντιστοιχεί σε μέσο χρόνο γενεάς αρκετών οργανισμών (Moustaka-Gouni et al. 2010). Ωστόσο επειδή μια τέτοια συχνότητα συνεπάγεται μεγάλο αριθμό δειγματοληψιών ετησίως θα έχει ως αποτέλεσμα υψηλό κόστος στην παρακολούθηση. Γι αυτό κρίνεται απαραίτητη η λήψη αντιπροσωπευτικών δειγμάτων φυτοπλαγκτού με βάση την οικολογία του. Δηλαδή, κατά την περίοδο των τελευταίων σταδίων διαδοχής του φυτοπλαγκτού (Padisák 2006) και της έντονης αύξησης και εμφάνισης φαινομένων άνθισης φυτοπλαγκτού, τα οποία παρατηρούνται κυρίως κατά τη θερμή περίοδο (καλοκαίρι-φθινόπωρο) (Alvarez Cobelas 2005, Vardaka et al. 2005). Η συχνότητα των δειγματοληψιών σύμφωνα με την Oδηγία για τα Νερά 2000/60/ΕΚ (European Parliament & Council 2000) μπορεί να είναι εποχική ή δύο φορές το χρόνο, ενώ σύμφωνα με την άσκηση διαβαθμονόμησης για τις Μεσογειακές φραγμαλίμνες (European Commission JRC 2009) αρκούν 2-4 δειγματοληψίες κατά την περίοδο Ιούνιος-Σεπτέμβριος. Στις ελληνικές λίμνες, τα δύο τελευταία στάδια διαδοχής του φυτοπλαγκτού που αντανακλούν την πολυπλοκότητα της κοινωνίας στη διάρκεια του έτους, έχουν παρατηρηθεί την περίοδο Ιούνιος-Οκτώβριος (Moustaka-Gouni 1993). Οι 21 φυσικές λίμνες και ταμιευτήρες όπου πραγματοποιήθηκαν δειγματοληψίες στη διάρκεια τις παρούσας έρευνας αντιμετωπίστηκαν ως 22 υδάτινα σώματα. Συγκεκριμένα, ο ταμιευτήρας του Θησαυρού, λόγω των ιδιαίτερων υδρομορφολογικών χαρακτηριστικών του αλλά και οικολογικών δεδομένων από προηγούμενες έρευνες (Albanakis et al. 2001, Moustaka-Gouni et al. 2000) θεωρήθηκε ως αποτελούμενος από δύο υδάτινα σώματα, το ΘΗΣ1 (περιοχή φράγματος, μέγιστο βάθος ~120m) και το ΘΗΣ2 (απομακρυσμένη από το φράγμα περιοχή, μέγιστο βάθος ~30), σε συμφωνία με τις κατευθυντήριες γραμμές της Οδηγίας.

33 20 Οι δειγματοληψίες πραγματοποιήθηκαν κατά τη διάρκεια των μηνών Ιούνιος- Οκτώβριος και κατά τη χρονική περίοδο Στην Κερκίνη και στη Βεγορίτιδα πραγματοποιήθηκαν δειγματοληψίες και το μήνα Νοέμβριο του 2008 και 2010 αντίστοιχα λόγω παρατεταμένης θερμής περιόδου. Τουλάχιστον 3 δειγματοληψίες πραγματοποιήθηκαν σε κάθε υδάτινο σώμα μέσα στην περίοδο αυτή. Σταθμοί, θέσεις, βάθος δειγματοληψίας Οι σταθμοί δειγματοληψίας στα υδάτινα σώματα της παρούσας έρευνας επιλέχθηκαν σε θέσεις αντιπροσωπευτικές της πελαγικής ζώνης στο βαθύτερο σημείο της λίμνης ή του ταμιευτήρα. Επιπλέον, στα υδάτινα σώματα που παρατηρήθηκε σχηματισμός κυανοβακτηριακής κρούστας, συλλέχθηκαν δείγματα αυτής και από την παρόχθια περιοχή. Η θέση των σημείων δειγματοληψίας καθορίστηκε με βάση τα υδρο-μορφολογικά χαρακτηριστικά του κάθε υδάτινου σώματος. Η ομάδα διαβαθμονόμησης της Μεσογείου για την εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας έχει προτείνει τη δειγματοληψία ενός ενιαίου δείγματος στήλης νερού στο βαθύτερο σημείο από την εύφωτη ζώνη (European Commission JRC 2009). Έτσι το βάθος στη στήλη νερού για τη συλλογή των δειγμάτων φυτοπλαγκτού καθορίστηκε από το βάθος της εύφωτης ζώνης (Μουστάκα 1988). Στην παρούσα έρευνα, το βάθος της εύφωτης ζώνης ορίστηκε με βάση τον τύπο: Βάθος δίσκου Secchi x 2,5 (Μουστάκα 1988, European Commission JRC 2009). Συλλογή δειγμάτων Για την ποιοτική και ποσοτική ανάλυση του φυτοπλαγκτού και για τις μοριακές αναλύσεις των περιβαλλοντικών δειγμάτων, πραγματοποιήθηκε συλλογή δειγμάτων νερού από τη στήλη του νερού (από την επιφάνεια μέχρι το τέλος της εύφωτης ζώνης ανά 1 ή 2 m) με τη χρήση δειγματολήπτη τύπου Niskin χωρητικότητας 2 L. Τα διακριτά αυτά δείγματα χρησιμοποιήθηκαν για τη δημιουργία ενιαίου δείγματος, για το οποίο αναμίχθηκαν ίσοι όγκοι των διακριτών δειγμάτων νερού μέχρι τελικού όγκου 2 L. Σε κάθε δειγματοληψία, υποδείγμα όγκου 500 ml από το ενιαίο δείγμα νερού μετά την τοποθέτησή του σε πλαστική φιάλη στερεωνόταν in situ με διάλυμα Lugol και οξικού οξέος (Rott 1981), ενώ το υπόλοιπο μεταφερόταν στο εργαστήριο σε πλαστικές φιάλες όγκου 1,5 L για περαιτέρω επεξεργασία. Για την ποιοτική ανάλυση του φυτοπλαγκτού, συλλέχθηκαν επιπλέον

34 21 δείγματα νερού με τη χρήση ειδικού διχτυού με διάμετρο πόρου 20 μm. Για τη συλλογή δειγμάτων νερού και κυανοβακτηριακής κρούστας από την παρόχθια ζώνη χρησιμοποιήθηκε πλαστικό δοχείο χωρητικότητας 10 L και τα δείγματα στη συνέχεια τοποθετήθηκαν σε πλαστικές φιάλες όγκου 500 ml. Όλα τα δείγματα νερού φυλασσόταν σε χαμηλή θερμοκρασία με τη χρήση φορητών ψυγείων μέχρι τη μεταφορά τους στο εργαστήριο. Οι δειγματοληψίες πραγματοποιούνταν πρωινές ώρες μεταξύ π.μ. και τα δείγματα μεταφερόταν στο εργαστήριο μέσα σε διάστημα 1-6 ωρών ανάλογα με την απόσταση Ζωοπλαγκτό Χρονική περίοδος & συχνότητα Παράλληλα με τις δειγματοληψίες του φυτοπλαγκτού πραγματοποιήθηκαν και οι δειγματοληψίες του ζωοπλαγκτού. Συγκεκριμένα, στην πλειονότητα των υδάτινων σωμάτων πραγματοποιήθηκε μία δειγματοληψία ζωοπλαγκτού την περίοδο της έντονης αύξησης του φυτοπλαγκτού ή κατά το σχηματισμό άνθισης, για να εκτιμηθεί η «δυνατότητα ελέγχου» του φυτοπλαγκτού από την κορυφή προς τη βάση (Lampert & Sommer 1997) κατά την περίοδο αυτή. Σταθμοί, θέσεις, βάθος δειγματοληψίας Οι δειγματοληψίες ζωοπλαγκτού πραγματοποιήθηκαν στο βαθύτερο σημείο της λίμνης/ταμιευτήρα στον ίδιο σταθμό όπου πραγματοποιήθηκαν και οι δειγματοληψίες του φυτοπλαγκτού για τη λήψη του ενιαίου δείγματος. Αν και η κατανομή του ζωοπλαγκτού σε μια λίμνη δεν είναι γενικά ομοιόμορφη, ωστόσο θέσεις στο εσωτερικό της και στα βαθύτερα σημεία θεωρούνται ότι είναι αντιπροσωπευτικές για την επικρατέστερη κατάσταση της κοινωνίας του ζωοπλαγκτού στη λίμνη (Gannon et al. 1984). Επιπλέον, για να είναι δυνατή η οποιαδήποτε συσχέτιση με το φυτοπλαγκτό, έπρεπε να υπάρχει κοινός σταθμός. Συλλογή δειγμάτων Η συλλογή των δειγμάτων έγινε με τη χρήση ι) δειγματολήπτη τύπου Niskin χωρητικότητας 2 L και ιι) διχτυών με διάμετρο πόρου 50 και 100 μm. Για την ποσοτική ανάλυση του ζωοπλαγκτού, πραγματοποιήθηκε συλλογή δειγμάτων με το δειγματολήπτη ανά 1 ή 2 m από όλη τη στήλη του νερού μέχρι να συλλεχθούν

35 22 τουλάχιστον 30 L νερού. Τα 30 L στη συνέχεια διηθήθηκαν μέσα από δίχτυ με άνοιγμα πόρου 50 μm και τοποθετούνταν σε πλαστικά βαζάκια, όπου στερεωνόταν με την προσθήκη διαλύματος φορμόλης 40% μέχρι τελικής συγκέντρωσης της φορμόλης στο δείγμα 4%. Για την ποιοτική ανάλυση του ζωοπλαγκτού, συλλέχθηκαν δείγματα νερού με τη χρήση των διχτυών 50 και 100 μm με κατακόρυφες σύρσεις στη στήλη του νερού, τα οποία αφού τοποθετούνταν επίσης σε πλαστικά βαζάκια, μεταφέρονταν στο εργαστήριο σε χαμηλή θερμοκρασία με τη χρήση πάγου. 4.2 Επεξεργασία δειγμάτων στο εργαστήριο Μικροσκοπική ανάλυση φυτοπλαγκτού H μικροσκοπική ανάλυση του φυτοπλαγκτού πραγματοποιήθηκε σε ανάστροφο μικροσκόπιο Nikon ECLIPSE TE2000-S φωτεινού πεδίου, με τεχνικές αντίθεσης φάσης και φθορισμού. Χρησιμοποιήθηκαν ζωντανά και συντηρημένα με Lugol και φορμόλη δείγματα νερού. Αναγνώριση και ταξινόμηση ειδών Η αναγνώριση και ταξινόμηση των οργανισμών του φυτοπλαγκτού στηρίχτηκε στη χρήση των ταξινομικών συγγραμμάτων και εργασιών των Huber- Pestalozzi (1938, 1941, 1942, 1950, 1955, 1961), Tikkanen (1986), Hindák & Moustaka (1988), Komárek (1991), Anagnostidis & Komárek (1988), Komárek & Anagnostidis (1986, 1989), Komárek & Anagnostidis (1999), Komárek & Anagnostidis (2005), Komárek (2010), Komárek & Zapomělova (2007). Καταμέτρηση ατόμων Η καταμέτρηση των ατόμων των ειδών του φυτοπλαγκτού πραγματοποιήθηκε σύμφωνα με τη μέθοδο του Utermöhl (1958) και την τροποποίηση κατά Sandgren & Robinson (1984) σε ανάστροφο μικροσκόπιο Nikon ECLIPSE TE2000-S με μικροσκοπία φωτεινού πεδίου και αντίθεσης φάσης. Δείγματα συντηρημένα με Lugol εξετάστηκαν σε θαλάμους των 2, 5, 10 και 25 ml, αφού προηγήθηκε έλεγχος αυτών στο ανάστροφο μικροσκόπιο ως προς την πυκνότητά τους σε οργανισμούς (μεγάλη πυκνότητα οργανισμών μικρότερος ο όγκος του υπό εξέταση δείγματος). Ο χρόνος καθίζησης των οργανισμών στους θαλάμους ήταν τουλάχιστον ίσος με 6 h (όπως ορίζεται στους Willen (1976) και Rott (1981).

36 23 Η επιλογή της επιφάνειας του θαλάμου καθώς και της μεγέθυνσης του φακού που χρησιμοποιήθηκαν για την καταμέτρηση των οργανισμών, έγινε με βάση την κατανομή, την αφθονία και το μέγεθος των οργανισμών. Συγκεκριμένα, η καταμέτρηση των σπανιότερων και μεγαλύτερων σε μέγεθος οργανισμών (κύτταρα, τριχώματα, νήματα, αποικίες) πραγματοποιήθηκε με σάρωση του θαλάμου σε μεγέθυνση x10 (αντικειμενικός φακός: Nikon 10x/0.25, Ph1 DL, οο/- WD 7.0). Aφού εξετάστηκε ο θάλαμος για την ομοιογένεια της κατανομής των οργανισμών στην επιφάνειά του, η καταμέτρηση ι) των αφθονότερων και μικρότερων σε μέγεθος οργανισμών (κύτταρα, νήματα) πραγματοποιήθηκε με την εξέταση σε μεγέθυνση x40 (αντικειμενικός φακός: Nikon 40x/0.65, Ph2 DL, oo/- WD 0.57) τουλάχιστον 70 οπτικών πεδίων και ιι) των άφθονων μεγάλου μεγέθους ατόμων ή αποικιών με την εξέταση σε μεγέθυνση x10 ή x20 (αντικειμενικός φακός: Nikon 10x/0.25, Ph1 DL, oo/- WD 7.0 και Nikon 20x/0.40, Ph1 ΑDL, oo/1.2 WD 3.1 αντίστοιχα) τουλάχιστον 20 ή 30 οπτικών πεδίων αντίστοιχα. Η θέση των οπτικών πεδίων καθορίστηκε σύμφωνα με τη σχέση του εμβαδού της επιφάνειας της κεντρικής περιοχής προς το εμβαδόν της περιφέρειας του θαλάμου (Sandgren & Robinson 1984). Σε κάθε θάλαμο καταμετρήθηκαν τουλάχιστον 100 άτομα των πιο άφθονων ειδών και 400 άτομα συνολικά, με μέγιστο ποσοστό σφάλματος στην καταμέτρηση 20% και 10% αντίστοιχα (Willén 1976). Για τον υπολογισμό των κυττάρων ανά αποικία στα είδη του γένους Microcystis χρησιμοποιήθηκε η εξίσωση (Μουστάκα 1988): 1,5453 y= 1,4751 x διάμετρος αποικίας Η αφθονία των οργανισμών του φυτοπλαγκτού εκφράστηκε σε άτομα L -1. Υπολογισμός βιοόγκου ειδών & μετατροπή σε βιομάζα Ο βιοόγκος των ειδών που καταμετρήθηκαν προέκυψε από τη μετατροπή των τιμών αφθονίας τους, αφού αρχικά υπολογίστηκε ο μέσος κυτταρικός όγκος για κάθε είδος. Ο μέσος κυτταρικός όγκος υπολογίστηκε μετά από μέτρηση των διαστάσεων 30 τουλάχιστον ατόμων (κυττάρων, αποικιών, νημάτων) από τα πιο άφθονα είδη και σύμφωνα με τους γεωμετρικούς τύπους των Edler (1979) και Hillebrand et al. (1999). Η μέτρηση των κυτταρικών διαστάσεων πραγματοποιήθηκε σε μικροσκόπιο Nikon ECLIPSE TE2000-S με τη χρήση εργαλείων της κάμερας Nikon (DS-L1 & DS-5M) σε μεγεθύνσεις x10 για τα μεγαλύτερα σε μέγεθος είδη και σε x40 για τα μικρότερα

37 24 σε μέγεθος είδη. Η μετατροπή των κυτταρικών όγκων σε βιομάζα έγινε με βάση την παραδοχή ότι η μέση ειδική πυκνότητα του κυττάρου είναι 1 g cm -3 (Rott 1981). Ο -1 βιοόγκος και η βιομάζα των οργανισμών του φυτοπλαγκτού εκφράστηκαν σε mm 3 L και mg L -1 αντίστοιχα Μικροσκοπική ανάλυση ζωοπλαγκτού H μικροσκοπική ανάλυση του ζωοπλαγκτού πραγματοποιήθηκε σε μικροσκόπιο LAICA-LEITZ LABORLUX S φωτεινού πεδίου και στερεοσκόπιο Olympus SZ40. Χρησιμοποιήθηκαν ζωντανά και συντηρημένα με φορμόλη δείγματα νερού. Αναγνώριση και ταξινόμηση ειδών Η αναγνώριση και ταξινόμηση των οργανισμών του ζωοπλαγκτού στηρίχτηκε στη χρήση των ταξινομικών συγγραμάτων και εργασιών των Ruttner-Kolisko (1974), Voigt & Koste (1978), Amoros (1984), Pourriot & Francez (1986), Einsle (1996), Dussart & Defaye (2001), Nogrady & Segers (2002), Benzie (2005) και Wallace et al. (2006). Καταμέτρηση ειδών Η ποσοτική ανάλυση του ζωοπλαγκτού πραγματοποιήθηκε σε θαλάμους καταμέτρησης τύπου Sedwick Rafter χωρητικότητας 2 ml. Η καταμέτρηση έγινε ως εξής: Αρχικά, ποσότητα 1,5 ml από το δείγμα τοποθετήθηκε στο θάλαμο καταμέτρησης για έλεγχο της πυκνότητάς του σε άτομα. Δείγμα πυκνότητας > άτομα 1,5 ml -1, αραιωνόταν με προσθήκη διαλύματος φορμόλης 4% μέχρι τελικής πυκνότητας ατόμων ανά 1,5 ml και τελικό όγκο 50 ή 100 ml. Δείγμα πυκνότητας <60 άτομα 1,5 ml -1,συμπυκνώνονταν με διήθηση μέσω διχτυού με διάμετρο πόρου 50 μm μέχρι τελικής πυκνότητας ατόμων ανά 1,5 ml. Στη συνέχεια, ποσότητα 1,5 ml από το τελικό δείγμα-το οποίο προηγουμένως είχε ομογενοποιηθεί- τοποθετούνταν ξανά στο θάλαμο καταμέτρησης για τον προσδιορισμό της αφθονίας των οργανισμών του ζωοπλαγκτού. Η διαδικασία της καταμέτρησης επαναλήφθηκε 5 φορές ώστε να μετρηθούν συνολικά τουλάχιστον 300 άτομα σε κάθε δείγμα (με την προϋπόθεση ότι τα αποτελέσματα της μετρήσεων μεταξύ των επαναλήψεων δε διέφεραν >20%) με ποσοστό σφάλματος μικρότερο του

38 25 10% (Botrell et al. 1976, Taggart 1984). Η αφθονία των οργανισμών του ζωοπλαγκτού εκφράστηκε σε άτομα L -1. Ταυτόχρονα με την καταμέτρηση των ατόμων του ζωοπλαγκτού, σε κάθε δείγμα προσδιορίστηκε το μήκος σώματος κάθε ατόμου (Εικ. 4.1). Στη συνέχεια έγινε ομαδοποίησή τους με βάση το μέγεθός τους και την ικανότητά τους ως προς την κατανάλωση του φυτοπλαγκτού σε δύο κλάσεις μεγέθους: τα «μικρόσωμα είδη» με μέγεθος 1000 μm και τα «μεγαλόσωμα είδη» με μέγεθος >1000 μm (Brooks & Dodson 1965). Εικόνα 4.1: Σχηματική παράσταση του μήκους σώματος των κλαδοκερωτών και κωπηπόδων όπως αυτό προσδιορίστηκε στην κάθε περίπτωση (τροποποιημένο από Μιχαλούδη 1997) Figure 4.1: Schematic presentation of the body length measured in cladocerans and copepods of the present study (modified by Michaloudi 1997)

39 Μοριακές αναλύσεις Στα δείγματα που συλλέχθηκαν από τα υδάτινα σώματα της παρούσας έρευνας πραγματοποιήθηκαν μοριακές αναλύσεις με στόχο: ι) τον εντοπισμό του γονιδίου mcya και ιι) την ταυτοποίηση ειδών κυανοβακτηρίων μέσω φυλογενετικής ανάλυσης του 16S rrna. Για τον εντοπισμό του γονιδίου mcya εξετάστηκαν δείγματα από όλα τα υδάτινα σώματα-ακόμη και από εκείνα στα οποία μικροσκοπικά δεν παρατηρήθηκαν κυανοβακτήρια- και επιπλέον δείγματα κυανοβακτηριακής κρούστας, στα υδάτινα σώματα στα οποία παρατηρήθηκε (Καστοριάς, Δοϊράνη, Παμβώτιδα, Χειμαδίτιδα). Η φυλογενετική ανάλυση του 16S rrna πραγματοποιήθηκε μόνο σε δείγματα στα οποία παρουσιάστηκε μικροσκοπικά σημαντική δυσκολία στην ταυτοποίηση κυανοβακτηρίων (Κάρλα, Κερκίνη, Αισύμης, Βόλβη), καθώς ο συνδυασμός αυτής με την ανάλυση λειτουργικών γονιδίων (Thomazeau et al. 2010) είναι ιδιαίτερα επιτυχής στον εντοπισμό τοξικών κυανοβακτηρίων (Kormas et al. 2010). Επεξεργασία δειγμάτων Από το ζωντανό ενιαίο δείγμα νερού διηθήθηκε ποσότητα ml (ανάλογα με την πυκνότητα σε οργανισμούς) μέσω πολυκαρβονικών ηθμών με διάμετρο πόρου 0,2 μm (polycarbonate membrane filters, Millipore, USA). Η διήθηση πραγματοποιήθηκε με τη χρήση συσκευής διήθησης νερού τύπου Nalgene και αντλίας κενού υπό πίεση. Οι ηθμοί αφού τοποθετήθηκαν σε ειδικά πλαστικά φιαλίδια αποθηκεύτηκαν μαζί με τα δείγματα κυανοβακτηριακής κρούστας στους -20 ο C μέχρι την ανάλυσή τους. Απομόνωση DNA Για τον εντοπισμό του γονιδίου mcya και τη φυλογενετική ανάλυση πραγματοποιήθηκε απομόνωση DNA από ι) ηθμούς που επιλέχθηκαν με βάση την σύνθεση και αφθονία των δειγμάτων που συλλέχθηκαν από τα όλα τα υδάτινα σώματα (π.χ. επιλέχθηκαν τα δείγματα με κυρίαρχα γνωστά τοξικά είδη κυανοβακτηρίων) και ιι) δείγματα κυανοβακτηριακής κρούστας από τα υδάτινα σώματα (Καστοριάς, Δοϊράνη, Παμβώτιδα, Χειμαδίτιδα) στα οποία αυτή παρατηρήθηκε.

40 27 Η απομόνωση του ολικού DNA πραγματοποιήθηκε με τη χρήση του Power Soil Ultra Clean Water DNA Isolation Kit (ΜΟΒΙΟ Inc., ΗΠΑ) σύμφωνα με τις οδηγίες του κατασκευαστή. Πριν την απομόνωση, ι) οι ηθμοί τεμαχίστηκαν με αποστειρωμένο νυστέρι, ενώ ιι) από τα δείγματα νερού με κυανοβακτηριακή κρούστα, (τα οποία παρέμειναν από την προηγούμενη ημέρα σε θερμοκρασία 4 ο C για να ξεπαγώσουν) ποσότητα 50 ml φυγοκεντρήθηκε (για 10 min σε 5000 rpm) σε πλαστικά φιαλίδια τύπου falcon, απομακρύνθηκε το υπερκείμενο και από τα συμπυκνωμένα κύτταρα χρησιμοποιήθηκε ποσότητα 1 ml για την απομόνωση. Ενίσχυση της περιοχής mcya-cd του γονιδίου mcya των κυανοβακτηρίων Η περιοχή mcya-cd του γονιδίου mcya των κυανοβακτηρίων ενισχύθηκε σε όλα τα δείγματα χρησιμοποιώντας τους εκκινητές mcya-cd1f και mcya-cd1r (Πίν. 4.1) (Hisbergues et al. 2003). Η σύσταση του μίγματος κάθε αντίδρασης PCR ήταν η εξής : 2-60 ng DNA, 1 x PCR Buffer, 0,1 Unit Taq DNA πολυμεράση, 0,2 mm dntps, 2,5 mm MgCl 2 και 20 pm από κάθε εκκινητή σε τελικό όγκο 20 μl. To αναμενόμενο μέγεθος των προϊόντων της PCR ήταν 297 ζεύγη βάσεων και οι συνθήκες που χρησιμοποιήθηκαν ήταν 5 min στους 94 ο C, 40 κύκλοι με 30 sec στους 94 ο C, 45 sec στους 55 ο C και 1 min στους 72 ο C και τελικά 8 min στους 72 ο C. Τα προϊόντα κάθε αντίδρασης PCR αναλύθηκαν σε πηκτή (gel) αγαρόζης (1,5 % w/v) με βρωμιούχο αιθίδιο και οι πηκτές φωτογραφήθηκαν στη συνέχεια σε υπεριώδη ακτινοβολία. Σε όλες τις αντιδράσεις χρησιμοποιήθηκε ως δείγμα θετικού ελέγχου DNA (κωδικός: ΚΑΣ1) που απομονώθηκε από κυανοβακτηριακή κρούστα με κυρίαρχο το κυανοβακτήριο Microcystis από τη λίμνη Καστοριάς και βρέθηκε θετικό για την παρουσία του γονιδίου mcya. Επιπλέον, το δείγμα αυτό χρησιμοποιήθηκε και για τον έλεγχο της πιθανής παρουσίας ουσιών στα δείγματα από τα όλα τα υδάτινα σώματα, που θα μπορούσαν να δράσουν ανασταλτικά για την αντίδραση της PCR. Ως αρνητικό δείγμα ελέγχου χρησιμοποιήθηκε απεσταγμένο νερό. Ενίσχυση της αλληλουχίας του 16S rdna των κυανοβακτηρίων Η ενίσχυση του 16S rdna των κυανοβακτηρίων πραγματοποιήθηκε στα δείγματα από τη λίμνη Βόλβη, και τους ταμιευτήρες Κάρλας, Κερκίνης και Αισύμης χρησιμοποιώντας τους εκκινητές cya106f, cya781r(a) και cya781r(b) (Πίν. 4.1) (Nübel et al. 1997). Η σύσταση του μίγματος κάθε αντίδρασης PCR ήταν η εξής : 2-

41 28 60 ng DNA, 1 x PCR Buffer, 0,1 Unit Taq DNA πολυμεράση, 0,2 mm dntps, 2,5 mm MgCl 2 και 20 pm από κάθε εκκινητή σε τελικό όγκο 20 μl. To αναμενόμενο μέγεθος των προϊόντων της PCR ήταν 700 ζεύγη βάσεων και οι συνθήκες που χρησιμοποιήθηκαν ήταν 5 min στους 94 ο C, 30 κύκλοι με 30 sec στους 94 ο C, 30 sec στους 57 ο C και 30 sec στους 72 ο C και τελικά 5 min στους 72 ο C. Τα προϊόντα κάθε αντίδρασης PCR αναλύθηκαν σε πηκτή αγαρόζης (1,5 % w/v) με βρωμιούχο αιθίδιο και στη συνέχεια καθαρίστηκαν με τη χρήση του Montage Purification kit (Millipore Inc. USA). Μετά τον καθαρισμό τους κλωνοποιήθηκαν άμεσα με τη χρήση του PCR XL ΤΟΡΟ Vector kit (Invitrogen Inc. Germany) σε χημικώς δεκτικά κύτταρα Escherichia coli σύμφωνα με τις οδηγίες του κατασκευαστή. To μέγεθος του ενθέματος ελέγχθηκε μέσω PCR χρησιμοποιώντας τους εκκινητές M13F και Μ13R που προσδένονται στο πλασμίδιο. Οι συνθήκες που χρησιμοποιήθηκαν στην PCR ήταν 5 min στους 94 ο C, 26 κύκλοι με 30 sec στους 94 ο C, 30 sec στους 52,5 ο C και 1,5 min στους 72 ο C και τελικά 7 min στους 72 ο C. Οι κλώνοι που περιείχαν το ένθεμα καλλιέργηθηκαν σε 2 ml υγρού θρεπτικού μέσου Luria-Bertani με μέσο επιλογής το αντιβιοτικό καναμυκίνη (50 μg ml -1 ) και τα πλασμίδια απομονώθηκαν από τα κύτταρα των καλλιεργειών με τη χρήση του NucleoSpin Plasmid Quick Pure kit (Macherey Nagel Germany). Τα απομονωμένα πλασμίδια στάλθηκαν για προσδιορισμό της αλληλουχίας του ενθέματος (Macrogen Korea) με τη χρήση των εκκινητών M13F και M13R. Για την εύρεση των κοντινότερων συγγενών και την ταυτοποίηση των αλληλουχιών χρησιμοποιήθηκε το διαδικτυακό πρόγραμμα BLAST (Basic Local Alignment Tool) στην ιστοσελίδα με βάση την πρωτοταγή δομή αλληλουχιών που είναι ήδη κατατεθειμένες σε διεθνή τράπεζα δεδομένων. Αφού τα δεδομένα ευθυγραμμίστηκαν με τη χρήση του προγράμματος ClustalX, κατασκευάστηκαν τα φυλογενετικά δέντρα με το πρόγραμμα MEGA 4.0 (Tamura et al. 2007) και τη μέθοδο αποστάσεων neighbor-joining σύμφωνα με Jukes- Kantor. Οι κόμβοι και η στατιστική εγκυρότητα του δέντρου ελέγχθηκαν με τη μέθοδο bootstrap. Η πληρότητα των βιβλιοθηκών που δημιουργήθηκαν ελέγχθηκε με τη χρήση του μαθηματικού τύπου του εκτιμητή κάλυψης Good s (C-Good s coverage) (Good 1953):

42 29 όπου n i είναι ο αριθμός των φυλοτύπων που παρουσιάζονται μία φορά στη βιβλιοθήκη και Ν το μέγεθος της βιβλιοθήκης (Kemp & Aller 2004). Πίνακας 4.1: Εκκινητές που χρησιμοποιήθηκαν στην παρούσα έρευνα Table 4.1: Primers used in the present study Εκκινητές Αλληλουχία (5-3 ) Μέγεθος Αναφορά mcya-cd1f mcya-cd1r cya106f cya781r(a) cya781r(b)) AAAATTAAAAGCCGTATCAAA AAAAGTGTTTTATTAGCGGCTCA CGGACGGGTGAGTAACGCGTGA GACTACTGGGGTATCTAATCCCA GACTACAGGGGTATCTAATCCCT 297 Hisbergues et al. (2003) 660 Nübel et al. (1997) 4.3 Χρήσεις Γης Οι χρήσεις γης στις λεκάνες απορροής των υδάτινων σωμάτων της παρούσας έρευνας προσδιορίστηκαν με τη χρήση της ευρωπαϊκής βάσης δεδομένων CORINE Land Cover 2000 (EEA 1993), που περιέχει πληροφορίες για την κάλυψη γης (χρήσεις) σε όλη την Ευρώπη και για την Ελλάδα είναι η μοναδική που έχει επικυρωθεί σε εθνικό επίπεδο. Για τον υπολογισμό της ποσοστιαίας κάλυψης γης στη λεκάνη απορροής για τις διαφορετικές χρήσεις χρησιμοποιήθηκε το ArcInfo (ArcGis 10.x software) (GIS 1994). Επίσης με τη χρήση του ArcGis σχεδιάστηκαν τα υδάτινα σώματα και οι αντίστοιχες λεκάνες απορροής του με βάση φυσικά όρια και τοπογραφικά χαρακτηριστικά. Οι βασικές κατηγορίες χρήσεων γης που χρησιμοποιήθηκαν είναι: οι αγροτικές (αρόσιμη γη/ μόνιμες καλλιέργειες/ βοσκοτόπια/ ετερογενείς περιοχές), οι τεχνητές (αστικές/ βιομηχανικές, εμπορικές και μεταφορών/ ορυχεία, χωματερές και κατασκευές/ τεχνητές μη γεωργικές περιοχές με βλάστηση), οι υγρότοποι (εσωτερικά νερά, θάλασσα) και τα δάση και ημιφυσικές περιοχές (δάση/ θάμνοι και ποώδης βλάστηση/ ανοιχτοί χώροι).

43 Εκτίμηση ποιότητας με βάση παραμέτρους του φυτοπλαγκτού Αριθμός ειδών φυτοπλαγκτού Ο αριθμός των συνυπαρχόντων ειδών φυτοπλαγκτού που αναγνωρίστηκαν στα υδάτινα σώματα κατά τη θερμή περίοδο της παρούσας έρευνας αποτέλεσε παράμετρο για την εκτίμηση της οικολογικής τους ποιότητας. Συγκεκριμένα, σε μια λίμνη μεσότροφης-εύτροφης κατάστασης, όπως η Βόλβη την περίοδο , ο αριθμός συνυπαρχόντων ειδών φυτοπλαγκτού στα πρώτα στάδια διαδοχής με τη χαμηλότερη ποικιλότητα ειδών δεν υπερβαίνει τα 30 είδη (Moustaka-Gouni 1993). Επιπλέον σε μια υποβαθμισμένη (υπερεύτροφη) λίμνη όπως η Κορώνεια, η ποικιλότητα ειδών αναμένεται επίσης χαμηλή (Μουστάκα 1988)- δεν υπερβαίνει τα 30 είδη φυτοπλαγκτού- ακόμη και στα τελευταία στάδια διαδοχής (θερμή περίοδος) (Michaloudi et al. 2009). Με βάση αυτά τα δεδομένα, θεωρήθηκε ότι σε μια λίμνη με οικολογική ποιότητα νερού κατώτερη της καλής, ο αριθμός συνυπαρχόντων ειδών φυτοπλαγκτού κατά τη θερμή περίοδο θα είναι μικρότερος από Βιοόγκος φυτοπλαγκτού και (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων Στα πλαίσια εκτίμησης της οικολογικής ποιότητας των φυσικών λιμνών και ταμιευτήρων της παρούσας έρευνας χρησιμοποιήθηκαν οι παράμετροι «βιοόγκος φυτοπλαγκτού» και «(%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων», όπως έχει οριστεί για την Ελλάδα κατά την άσκηση διαβαθμονόμησης των Μεσογειακών χωρών και σύμφωνα με τις κατευθυντήριες γραμμές της Οδηγίας για τα Νερά 2000/60/ΕΚ. Η εκτίμηση με βάση τιμές αυτών των παραμέτρων στηρίχτηκε: ι) στις συνθήκες αναφοράς και τα όρια που προτάθηκαν για τους ταμιευτήρες τύπου L-M5/7 και L-M8 κατά την άσκηση διαβαθμονόμησης των Μεσογειακών χωρών (European Commission JRC 2009) και ιι) στις συνθήκες αναφοράς (Μουστάκα 2008) και τα όρια που προτάθηκαν για συγκεκριμένες φυσικές λίμνες και ταμιευτήρες της Ελλάδας μετά από εισήγηση ειδικού (Μουστάκα 2010) (Πίν. 4.2). Στην εκτίμηση δεν συμπεριλήφθηκαν ο ταμιευτήρας της Κάρλας και η λίμνη Κορώνεια εξαιτίας της ιδιαιτερότητας του υδρολογικού τους καθεστώτος, το οποίο τα καθιστά άκρως μεταβλητά συστήματα. Βιοόγκος φυτοπλαγκτού Η κυριότερη παράμετρος του φυτοπλαγκτού, ο «βιοόγκος» είναι ταυτόσημη με την παράμετρο βιομάζα (ουσιαστικά και λειτουργικά). Τα όρια της παραμέτρου

44 31 έχουν προταθεί με βάση την οικολογία του φυτοπλαγκτού και τη συσσώρευση βιομάζας (της πρωτογενούς παραγωγής) ως αποτέλεσμα του ευτροφισμού. Για την εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας των υδάτινων σωμάτων χρησιμοποιήθηκε ο μέσος όρος του συνόλου των τιμών που προσδιορίστηκαν σε κάθε υδάτινο σώμα κατά τη διάρκεια της έρευνας. (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων Τα όρια της παραμέτρου «(%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων» έχουν προταθεί με βάση τα χαρακτηριστικά του τύπου των λιμνών και ταμιευτήρων (βάθος, θερμική στρωμάτωση, χρόνος παραμονής του νερού, απορροή), την επίδραση των φυσικών διαταραχών στην αύξηση των κυανοβακτηρίων, την επίδραση των παραγόντων του Μεσογειακού κλίματος στην αύξησή τους καθώς και τις κατευθυντήριες γραμμές του ΠΟΥ για ασφαλή χρήση νερού (Moυστάκα 2010). Για την εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας των υδάτινων σωμάτων χρησιμοποιήθηκε ο μέσος όρος του συνόλου των τιμών που προσδιορίστηκαν σε κάθε υδάτινο σώμα κατά τη διάρκεια της έρευνας.

45 32 Πίνακας 4.2: Όρια Καλής-Μέτριας οικολογικής ποιότητας για τις παραμέτρους «βιοόγκος» και «(%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων» που χρησιμοποιήθηκαν για την εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας νερού των φυσικών λιμνών και των ταμιευτήρων (European Commission JRC 2009, Μουστάκα 2010) Table 4.2: Βoundaries for the Good-Moderate ecological quality of the metrics biovolume και cyanobacteria contribution (%) used for the assessment of the ecological water quality of the studied lakes and reservoirs, respectively (European Commission JRC 2009, Μουστάκα 2010) Φυσική λίμνη Βιοόγκος (mm -3 L -1 ) (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων Καλή-Μέτρια Καλή-Μέτρια Οικολογική Ποιότητα Οικολογική Ποιότητα Ταμιευτήρας Βιοόγκος (mm -3 L -1 ) (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων Καλή-Μέτρια Καλή-Μέτρια Οικολογική Ποιότητα Οικολογική Ποιότητα Δοϊράνη Ζάζαρη Πετρών 6 45 Ταυρωπού Θησαυρός Πλατανόβρυση 1,9 9,2 Βόλβη Πολυφύτου 2,1 28,5 3,8 39 Υλίκη Κερκίνη 2,5 30 Καστοριάς Παμβώτιδα 4,5 40 Μαραθώνας 2,3 30 Μικρή Πρέσπα Αισύμης Ισμαρίδα Χειμαδίτιδα Βεγορίτιδα Μεγάλη Πρέσπα

46 Άνθιση φυτοπλαγκτού Η άνθιση φυτοπλαγκτού προσδιορίζεται με βάση την αφθονία (πληθυσμιακή πυκνότητα) του οργανισμού ή των οργανισμών που τη σχηματίζουν (Reynolds 2006). Επιπλέον ο ορισμός των ανθίσεων για τα κοκκοειδή κυανοβακτήρια γίνεται με βάση την αφθονία των κυττάρων και όχι των αποικιών που σχηματίζουν, καθώς ο αριθμός κυττάρων σε κάθε αποικία μπορεί να διαφέρει αρκετές τάξεις μεγέθους ανάλογα με το είδος και το μέγεθος της αποικίας (Μουστάκα 1988). Καθώς οι οργανισμοί του φυτοπλαγκτού παρουσιάζουν ένα μεγάλο εύρος μεγεθών (από 0,5 μm έως και >2000 μm) και το εύρος των τεσσάρων τάξεων μεγέθους αντιστοιχεί σε εκθετική μεταβολή του βιοόγκου, στην παρούσα έρευνα καθορίστηκε διαφορετική πληθυσμιακή πυκνότητα για διαφορετικού μεγέθους ή βιοόγκου οργανισμούς. Στον Πίνακα 4.3 παραθέτονται οι τιμές αφθονίας για τις διαφορετικές κατηγορίες βιοόγκου, όπως αυτές ορίστηκαν με βάση τα δεδομένα σύνθεσης φυτοπλαγκτού της παρούσας έρευνας και τα όρια καλής-μέτριας οικολογικής ποιότητας για το βιοόγκο φυτοπλαγκτού σε ελληνικές φυσικές λίμνες και ταμιευτήρες (Μουστάκα 2010). Πίνακας 4.3: Κατηγορίες βιοόγκου με βάση τα διαφορετικά μεγέθη οργανισμών του φυτοπλαγκτού και οι αντίστοιχες τιμές αφθονίας για τον προσδιορισμό άνθισης Table 4.3: Biovolume categories according to the different phytoplankton sizes and the relevant phytoplankton abundance for the definition of bloom formation Βιοόγκος ατόμου (μm 3 ) Αφθονία (άτομα ml -1 ) <200 > >20000 < Βιοόγκος κυανοβακτηρίων Στην παρούσα έρευνα χρησιμοποιήθηκε η παράμετρος «βιοόγκος κυανοβακτηρίων» στα πλαίσια εκτίμησης της οικολογικής ποιότητας νερού των υδάτινων σωμάτων για ασφαλή χρήση σύμφωνα με τις κατευθυντήριες γραμμές του ΠΟΥ. Για την εκτίμηση χρησιμοποιήθηκε η μέγιστη τιμή της παραμέτρου για όλα τα υδάτινα σώματα και τα όρια που προτείνονται για χρήση νερού που αφορά την ύδρευση και αναψυχή (Bartram et al. 1999) (Πίν. 4.4).

47 34 Πίνακας 4.4: Όρια ΠΟΥ για το βιοόγκο των κυανοβακτηρίων και προτεινόμενες δράσεις για ασφαλή χρήση νερού και διαχείριση υδάτινων σωμάτων που προορίζονται για ύδρευση (Συναγερμού) ή/και αναψυχή (Καθοδήγησης) (με τροποποίηση από Bartram et al. 1999) Table 4.4: The WHO Alert and Guidance Levels and proposed measures for the safe use and management of drinking and recreational freshwaters based on cyanobacterial biovolume (modified by Bartram et al. 1999) Όρια Συναγερμού Δράσεις Ουδός Εγρήγορσης: 0,02 mm 3 L -1 Παρακολούθηση-Εβδομαδιαίες δειγματοληψίες Ουδός Συναγερμού 1: 0,2 mm 3 L -1 Μέτρα για ελάττωση βιομάζας κυανοβακτηρίων και έλεγχος τοξικότητας Ουδός Συναγερμού 2: 10 mm 3 L -1 Συνεχής παρακολούθηση, συνέχιση προσπάθειας για ελάττωση βιομάζας κυανοβακτηρίων Όρια Καθοδήγησης Δράσεις Ουδός Καθοδήγησης 1: 0,2 mm 3 L -1 Προειδοποιητικές πινακίδες-ενημέρωση αρχών Ουδός Καθοδήγησης 2: 10 mm 3 L -1 Προειδοποιητικές πινακίδες-παρακολούθηση για σχηματισμό κυανοβακτηριακής κρούστας Ουδός Καθοδήγησης 3: 300 mm 3 L -1 Απαγόρευση δραστηριοτήτων στο νερό και επαφής με την κυανοβακτηριακή κρούστα Δείκτες φυτοπλαγκτού Σύνθετος Δείκτης Nygaard (Nygaard s compound Index) O σύνθετος δείκτης φυτοπλαγκτού του Nygaard (1949) είναι δείκτης τροφικής κατάστασης. Χρησιμοποιεί τη στενή σχέση ι) του μεγάλου αριθμού ειδών των συζυγών φυκών με τις ολιγότροφες λίμνες και ιι) του μεγάλου αριθμού των κυανοβακτηρίων, των χλωροφυκών της τάξης Chlorococcales, των διατόμων της τάξης Centrales και των ευγληνοφυκών με τις εύτροφες λίμνες. Πρόκειται δηλαδή για το πηλίκο του αριθμού των ειδών συγκεκριμένων τάξεων ή κλάσεων σε μια λίμνη, οι τιμές του οποίου αυξάνουν με την τροφική κατάσταση και υπολογίζεται από τον τύπο: όπου Cyanophyceae: αριθμός ειδών κυανοφυκών (κυανοβακτηρίων), Chlorococcales: αριθμός ειδών κοκκοειδών χλωροφυκών, Centrales: αριθμός ειδών διατόμων της τάξης

48 35 centrales, Euglenophyceae: αριθμός ειδών ευγληνοφυκών και Desmidiales: αριθμός ειδών συζυγών. Ωστόσο, υπάρχουν ομάδες φυτοπλαγκτού που δεν συμπεριλαμβάνονται στον δείκτη, όπως τα χρυσοφύκη κα τα διάτομα της τάξης Pennales, των οποίων η συμμετοχή (τόσο από άποψη αριθμού ειδών αλλά και βιομάζας) αναφέρεται να αυξάνει σε συνθήκες χαμηλής συγκέντρωσης θρεπτικών (Reynolds 1998, Watson et al. 1997). Στην παρούσα έρευνα, ο δείκτης χρησιμοποιήθηκε στα πλαίσια εκτίμησης της οικολογικής ποιότητας των υδάτινων σωμάτων, αφού τροποποιήθηκε για να συμπεριλάβει και τις ομάδες των χρυσοφυκών και διατόμων της τάξης Pennales ως εξής: όπου Chrysophyceae: αριθμός ειδών χρυσοφυκών Pennales: αριθμός ειδών διατόμων της τάξης Pennales Οι τιμές του αρχικού δείκτη (Nygaard 1949), σύμφωνα με τον οποίο ένα υδάτινο σώμα χαρακτηρίζεται ως προς την τροφική του κατάσταση (ολιγότροφο, μεσότροφο, εύτροφο), είναι: Ολιγότροφο: <2 Μεσότροφο: 2-6 Εύτροφο: >6 Οι νέες προτεινόμενες τιμές του δείκτη, μετά από την τροποποίησή του και την εφαρμογή του στα υδάτινα σώματα της παρούσας έρευνας είναι: Ολιγότροφο: <1,5 Μεσότροφο: 1,5-4 Εύτροφο: 4-6 Υπερεύτροφο: >6 Η αλλαγή αυτή στηρίζεται στη μείωση του πηλίκου λόγω αύξησης της τιμής του παρανομαστή με την ενσωμάτωση του αριθμού ειδών των χρυσοφυκών και διατόμων αμφίπλευρης συμμετρίας. Επιπλέον δημιουργήθηκε μια νέα κατηγορία τροφικής κατάστασης (υπερεύτροφο). Για την τροποποίηση του δείκτη και τα όρια της κάθε τροφικής κατάστασης χρησιμοποιήθηκαν δημοσιευμένα δεδομένα (π.χ. Μoustaka & Tsekos 1989). Δείκτης Catalán (Ιga) Ο δείκτης Catalan (Iga) (Agencia Catalana de l Aigua 2003) στηρίζεται στην επιμέρους συμμετοχή βιοόγκου (βιομάζας) των ταξινομικών ομάδων στο συνολικό βιοόγκο του φυτοπλαγκτού με διαφορετικούς συντελεστές βαρύτητας. Το μεγαλύτερο συντελεστή (4) έχει η ομάδα των κυανοβακτηρίων, η οποία και θεωρείται η πιο σημαντική

49 36 για την υποβάθμιση της ποιότητας του νερού. Αντίθετα, η ομάδα που δείχνει υψηλότερη συμμετοχή σε καλή κατάσταση είναι αυτή των χρυσοφυκών (μη αποικιακά). Υπολογίζεται από τον τύπο: όπου χρησιμοποιείται ο βιοόγκος (mm 3 L -1 ) για τα Cr: κρυπτοφύκη, Cc: χρυσοφύκη (σχηματίζουν αποικίες), Dc: διάτομα (σχηματίζουν αποικίες), Chc: χλωροφύκη της τάξης των Chlorococcales (σχηματίζουν αποικίες), Vc: χλωροφύκη της τάξης των Volvocales (σχηματίζουν αποικίες), Cia: κυανοβακτήρια, D: δινοφύκη, Cnc: χρυσοφύκη (δε σχηματίζουν αποικίες), Chnc: Chlorococcales (δε σχηματίζουν αποικίες), Dnc: διάτομα (δε σχηματίζουν αποικίες). Η χρήση του δείκτη Catalán στην εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας υδάτινων σωμάτων, ωστόσο, δεν είναι αρκετά ασφαλής καθώς ο δείκτης δε στηρίζεται στο σύνολο των οργανισμών που μπορεί να συμμετέχουν στο φυτοπλαγκτό ενός υδάτινου σώματος. Για να έχει βαρύτητα θα πρέπει η τιμή του να προσδιορίζεται με βάση το σύνολο των ταξινομικών ομάδων που συμμετέχουν στην κοινωνία φυτοπλαγκτού του εκάστοτε υδάτινου σώματος. Γι αυτό στην παρούσα έρευνα, ο δείκτης χρησιμοποιήθηκε στα πλαίσια εκτίμησης της οικολογικής ποιότητας του συνόλου των υδάτινων σωμάτων, αφού τροποποιήθηκε για να συμπεριλάβει και τις ομάδες των πρυμνεσιοφυκών και ευγληνοφυκών (οι οποίες έχουν βρεθεί σε υψηλές αφθονίες σε υδάτινα σώματα της παρούσας έρευνας) ως εξής: όπου Pry: πρυμνεσιοφύκη και Eu: ευγληνοφύκη. Επιπλέον στην ομάδα των Chnc συμπεριλήφθηκαν και τα χλωροφύκη της τάξης των Desmidiales. Οι τιμές-όρια των κλάσεων ταξινόμησης της οικολογικής κατάστασης ενός υδάτινου σώματος για τον δείκτη Catalán (Agencia Catalana de l Aigua 2003) διατηρήθηκαν και μετά την τροποποίηση λόγω του μεγάλου εύρους τιμών και της μεταβολής που προκαλείται ταυτόχρονα στον αριθμητή (πρυμνεσιοφύκη, ευγληνοφύκη) και στον παρονομαστή (συζυγή φύκη): Καλή: 10 Μέτρια: 100 Ελλιπής: 200 Κακή: 300

50 37 Δείκτης Q (Phytoplankton Assemblage Index) O δείκτης Q (Padisák et al. 2006) είναι δείκτης οικολογικών ομάδων φυτοπλαγκτού και δημιουργήθηκε με σκοπό να χρησιμοποιηθεί για την εκτίμηση της οικολογικής κατάστασης λιμνών σύμφωνα με τις απαιτήσεις της Οδηγίας για τα Νερά 2000/60/ΕΚ. Ο προσδιορισμός του εμπεριέχει ι) την ταξινομική σύνθεση ειδών ιι) τη λειτουργική διαφοροποίηση και ομαδοποίηση των ειδών ιιι) τα μεγέθη ατόμων των ειδών ιv) την αφθονία του κάθε είδους και συνεπώς v) την παράμετρο άνθιση φυτοπλαγκτού και vι) τη βιομάζα του κάθε είδους. Υπολογίζεται από τον τύπο: όπου, ni: βιομάζα οικολογικής ομάδας (mg L -1 ), Ν: συνολική βιομάζα του φυτοπλαγκτού (mg L -1 ) και F: παράγοντας που χαρακτηρίζει την i οικολογική ομάδα και εξαρτάται από τον τύπο της λίμνης. Tα είδη φυτοπλαγκτού για τα οποία υπολογίζονται τα δεδομένα pi (βιομάζας) στον μαθηματικό τύπο του δείκτη Q, εντάσσονται σε οικολογικές ομάδες με βάση τις ειδικές προσαρμογές και απαιτήσεις τους σε σχέση με περιβαλλοντικούς παράγοντες. Η ένταξη των οργανισμών του φυτοπλαγκτού σε οικολογικές ομάδες πραγματοποιήθηκε με βάση τους Reynolds et al. (2002) και Padisák et al. (2009). Οι τιμές-όρια για τις κλάσεις οικολογικής ποιότητας ενός υδάτινου σώματος για τον δείκτη Q όπως προτείνονται από τους Padisák et al. (2006) είναι τα παρακάτω: Καλή: 3-4 Μέτρια: 2-3 Ελλιπής: 1-2 Κακή: 0-1 Το πιο κρίσιμο σημείο στον προσδιορισμό της τιμής του είναι ο προσδιορισμός του παράγοντα F. Στην παρούσα έρευνα, οι παράγοντες F προσδιορίστηκαν μετά από τροποποίηση των τιμών που αναφέρονται στους Padisák et al. (2006) για κάποιους τύπους λιμνών, για τα είδη - οικολογικές ομάδες που αναγνωρίστηκαν σε κάθε υδάτινο σώμα με βάση ι) τις ιδιαιτερότητες του κάθε υδάτινου σώματος (κλιματικά στοιχεία, υδρομορφολογικά χαρακτηριστικά) ιι) τη γνώση από την οικολογία του φυτοπλαγκτού στις ελληνικές φυσικές λίμνες και ταμιευτήρες και ιιι) την τροποποίηση που έγινε από Μουστάκα (2010).

51 Δείκτης Κοινωνίας Φυτοπλαγκτού (Phytoplankton Community Index PCI) Στην παρούσα έρευνα, με βάση τα δεδομένα φυτοπλαγκτού που συλλέχθηκαν από το σύνολο των φυσικών λιμνών και ταμιευτήρων, δημιουργήθηκε ο πολυμετρικός δείκτης PCI. Η διαδικασία ανάπτυξης του πολυμετρικού δείκτη φυτοπλαγκτού περιέλαβε τρία βασικά βήματα: ι) επιλογή αρχών ανάπτυξης του δείκτη, ιι) επιλογή των επιμέρους δεικτών και μετρικών (στο σύνολό τους μεταβλητές) που ενοποιούνται για τη δημιουργία του και ιιι) επιλογή της μορφής του (Hering et al. 2006) Αρχές ανάπτυξης δείκτη Οι αρχές ανάπτυξης του πολυμετρικού δείκτη που προτείνεται στην παρούσα έρευνα και είναι δείκτης κοινωνίας φυτοπλαγκτού, θεμελιώθηκαν στην οικολογία του φυτοπλαγκτού μέσω της γενικής προσέγγισης ολόκληρης της κοινωνίας του φυτοπλαγκτού (δομής και δυναμικής) και της απόκρισής της στις περιβαλλοντικές αλλαγές. Με την ενοποίηση μεταβλητών οικολογικής ποιότητας νερού που χαρακτηρίζουν την κοινωνία του φυτοπλαγκτού σε επίπεδο γονιδίου (π.χ. mcy), ατόμου (π.χ. μορφομετρία), πληθυσμού (π.χ. αφθονία), κοινωνίας (π.χ. βιοποικιλότητα /κυριαρχία) και οικοσυστήματος (π.χ. πρωτογενής παραγωγή, ανθίσεις), ο δείκτης αυτός αποτελεί ολιστική προσέγγιση της κοινωνίας του φυτοπλαγκτού για την εκτίμηση της απόκρισής της στον ανθρωπογενή ευτροφισμό, την κύρια πίεση που υφίστανται οι ελληνικές λίμνες (Katsiapi et al. υπό δημοσίευση) Μεταβλητές δείκτη Γενικά, ένας καλά δομημένος πολυμετρικός δείκτης περιλαμβάνει μεταβλητές σύνθεσης, αφθονίας, βιομάζας, ποικιλότητας, ευαισθησίας ή ανθεκτικότητας των ειδών ή των λειτουργικών (οικολογικών) ομάδων, αντανακλώντας κατά αυτό τον τρόπο πολλαπλές διαστάσεις της λειτουργίας του οικοσυστήματος (Hering et al. 2006). Οι μεταβλητές αυτές μπορεί να είναι είτε μετρικές ή δείκτες απλής μορφής ή και τα δύο. Ο όρος «μετρική» (metric) αναφέρεται σε ένα χαρακτηριστικό ή μια διεργασία ενός βιολογικού συστήματος που μπορεί να μετρηθεί και η τιμή της έχει βρεθεί εμπειρικά να αλλάζει ως απόκριση στην ανθρώπινη παρέμβαση (Karr & Chu 1999). Στην περίπτωση του φυτοπλαγκτού (βιολογικού στοιχείου), η μετρική αντανακλά συγκεκριμένες και προβλέψιμες αποκρίσεις της κοινωνίας του φυτοπλαγκτού στην ανθρώπινη παρέμβαση είτε πρόκειται για ένα

52 39 μεμονωμένο παράγοντα ή για ένα συνδυασμό παραγόντων μέσα στη λεκάνη απορροής όταν πρόκειται για υδάτινο σώμα. Για παράδειγμα, μετρικές μπορούν να θεωρηθούν η αφθονία, ο βιοόγκος και η συμμετοχή των κυανοβακτηρίων στο συνολικό βιοόγκο φυτοπλαγκτού. Ο πολυμετρικός δείκτης φυτοπλαγκτού PCI που προτείνεται στην παρούσα έρευνα, στηρίζεται σε μετρήσεις χαρακτηριστικών και διεργασιών που εκφράζονται με μεταβλητές (μετρικές και δείκτες) αντιπροσωπευτικές όλων των κατηγοριών που του προσδίδουν κατάλληλη δομή: 1. Σύνθεσης: μορφολογικά και φυλογενετικά είδη 2. Ποικιλότητας: α. αριθμός ειδών β. τροποποιημένος δείκτης Nygaard 3. Σύνθεσης και βιομάζας: α. βιοόγκος β. % συμμετοχή κυανοβακτηρίων στο βιοόγκο γ. τροποποιημένος δείκτης Q δ. τροποποιημένος δείκτης Catalán 4. Αφθονίας και βιομάζας: α. βιοόγκος β. ανθίσεις 5. Ευαισθησίας ή ανθεκτικότητας ή τοξικότητας, (μορφολογικά και φυλογενετικά είδη, γονίδια, βιοοόγκος κυανοβακτηρίων με βάση τα όρια του ΠΟΥ για ασφαλή χρήση νερού) Γενικά, κατά την δημιουργία των πολυμετρικών δεικτών αποφεύγεται η επιλογή μεταβλητών οι οποίες παρουσιάζουν ισχυρή συσχέτιση μεταξύ τους. Στην παρούσα έρευνα ωστόσο, η επιλογή των μεταβλητών του δείκτη (Πίν. 4.5) έγινε με βάση τη βαρύτητα της κάθε μεταβλητής για την εκτίμηση της απόκρισης της κοινωνίας του φυτοπλαγκτού και την πληρέστερη δυνατή πληροφορία στην εκτίμηση της ποιότητας του νερού και όχι με βάση την ισχυρή μεταξύ τους συσχέτιση. Αυτό γιατί η τελική επιλογή των μεταβλητών ενός πολυμετρικού δείκτη πρέπει να οδηγεί στην πιο «πολυμετρική» δυνατή εικόνα των βιολογικών συνθηκών του υδάτινου σώματος (Hering et al. 2006). Για παράδειγμα, η αφθονία και η βιομάζα του φυτοπλαγκτού (μεταβλητές της κατηγορίας σύνθεση και αφθονία ή βιομάζα) μπορεί να παρουσιάζουν κατά περιόδους σημαντικά ισχυρή συσχέτιση (όταν οι μεταβολές αφθονίας και βιομάζας αφορούν σε είδη με παρόμοιους κυτταρικούς όγκους και μεγέθη και όχι το αντίστροφο) και γι αυτό θεωρητικά θα έπρεπε να αποκλειστεί η μία εκ των δύο μεταβλητών. Ωστόσο, η επιλογή και χρήση και των δύο δεν δημιουργεί πρόβλημα λόγω συσχέτισης, καθώς ο πολυμετρικός δείκτης θα προκύπτει από το άθροισμα των τιμών των επιμέρους μεταβλητών και όχι ως μέσος όρος αυτών.

53 40 Πίνακας 4.5: Μεταβλητές δείκτη κοινωνίας φυτοπλαγκτού (PCI) και εύρος συντελεστών βαρύτητας για καθεμιά Table 4.5: Variables of the Phytoplankton Community Index (PCI) and their scores Μεταβλητές Εύρος συντελεστών βαρύτητας (%) Εύρος τιμών 1. Βιοόγκος φυτοπλαγκτού 40-53% 0,5-2,3 2. % συμμετοχή κυανοβακτηρίων 10-11% 0,1-0,5 3. Όρια Π.Ο.Υ. 0-4% 0-0,2 4. Γονίδια τοξικότητας 0-3% 0-0,1 5. Αριθμός ειδών 0-5% 0-0,2 6. Σύνθετος δείκτης Nygaard 13-20% 0,2-0,7 7. Δείκτης Q ή Catalan 20-30% 0,3-1 Ειδικότερα: 1) Βιοόγκος φυτοπλαγκτού Η πρώτη άμεση απόκριση του φυτοπλαγκτού στην πίεση των αυξημένων φορτίων θρεπτικών σε μια λίμνη είναι εξ ορισμού (λειτουργικός και όχι ετυμολογικός ορισμός του ευτροφισμού), η αύξηση της πρωτογενούς παραγωγής, δηλαδή η αύξηση της βιομάζας του φυτοπλαγκτού. Η βιομάζα (=βιοόγκος) φυτοπλαγκτού είναι και η μόνη παράμετρος (στην παρούσα έρευνα θεωρείται μετρική) στη διεθνή βιβλιογραφία που θεωρείται ότι μπορεί να χρησιμοποιηθεί στην πρόβλεψη των μεταβολών με την αλλαγή της τροφικής κατάστασης (Lampert & Sommer 1997). Ο βιοόγκος φυτοπλαγκτού αν και ποσοτική παράμετρος συνεισφέρει και στην ποιοτική προσέγγιση της κοινωνίας του φυτοπλαγκτού, καθώς εμπεριέχει στον υπολογισμό του την ταξινομική σύνθεση και το μέγεθος των φυτοπλαγκτικών οργανισμών. Επιπλέον, εμπεριέχει και τη μετρική αφθονία φυτοπλαγκτού, αφού η μέθοδος προσδιορισμού του προϋποθέτει γνώση της πληθυσμιακής πυκνότητας κάθε είδους, δηλαδή της αφθονίας κάθε είδους ξεχωριστά αλλά και της συνολικής αφθονίας (άτομα, κύτταρα). Άλλωστε, η πιο εμφανής συνέπεια του ανθρωπογενούς ευτροφισμού είναι η άνθιση του νερού (άφθονα κυανοβακτήρια) εξαιτίας της συσσώρευσης μεγάλου βιοόγκου κυανοβακτηρίων, τα οποία είτε λόγω μεγέθους ή λόγω παραγωγής τοξινών δεν αποτελούν τροφή του ζωοπλαγκτού και δημιουργούν διαταραχές στην οικολογική ισορροπία μιας λίμνης (Moustaka-Gouni et al. 2006). Επομένως, στο βιοόγκο του φυτοπλαγκτού εμπεριέχεται και η μετρική «άνθιση», με βάση

54 41 την οποία προσδιορίζεται έμμεσα η κρίσιμη οικολογική ποιότητα της κατηγορίας «μέτρια» στην Οδηγία για τα Νερά 2000/60/ΕΚ. Σύμφωνα με όλα τα προηγούμενα, φαίνεται ότι η μετρική βιοόγκος είναι η θεμελιώδης μετρική του φυτοπλαγκτού με τη μεγαλύτερη πληροφορία και συνεπώς τη μεγαλύτερη βαρύτητα (Πίν. 4.5) -για τον χαρακτηρισμό ενός υδάτινου σώματος, καθώς σε αυτή συνδέονται: ι) οι μετρικές φυτοπλαγκτού που προτείνονται από την Οδηγία, όπως σύνθεσης (ειδών και ομάδων), βιομάζας (βιοόγκος), αφθονίας και η άνθιση του φυτοπλαγκτού και κυρίως ιι) οι μετρικές που περιγράφουν τη λειτουργική εικόνα της κοινωνίας φυτοπλαγκτού ενός υδάτινου σώματος. 2) (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων, παρουσία γονιδίων τοξικότητας, όρια ΠΟΥ για το βιοόγκο κυανοβακτηρίων H μετρική (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων (στο συνολικό βιοόγκο) ανήκει στις μετρικές σύνθεσης του φυτοπλαγκτού. Αποτελεί μετρική ποιοτική και ποσοτική ταυτόχρονα. Είναι σημαντική γιατί συνδέεται με τις διαταραχές του τροφικού πλέγματος αλλά και τη δημόσια υγεία, καθώς η χρήση νερού στο οποίο κυριαρχούν τοξικά κυανοβακτήρια εγκυμονεί κινδύνους. Παράλληλα με αυτή έχουν ληφθεί υπόψη ι) οι κατευθυντήριες γραμμές του Παγκόσμιου Οργανισμού Υγείας για ασφαλή χρήση νερού (οι οποίες συνδέονται με τον καθορισμό συνθηκών αναφοράς με βάση τη συμμετοχή των κυανοβακτηρίων) και ιι) η παρουσία γονιδίων τοξικότητας για την έγκαιρη διάγνωση της παρουσίας τοξικών κυανοβακτηρίων. 3) Αριθμός ειδών φυτοπλαγκτού, σύνθετος δείκτης Nygaard Η χρήση της ποικιλότητας ειδών του φυτοπλαγκτού ως συνόλου (συνολικός αριθμός ειδών φυτοπλαγκτού) στην εκτίμηση της ποιότητας νερού είναι διαδεδομένη τις τελευταίες δεκαετίες. Η χρήση της σχέσης ποικιλότητας επιμέρους ταξινομικών ομάδων (π.χ. σύνθετος δείκτης Nygaard) είναι μια νέα προσπάθεια για επαναχρησιμοποίηση ενός δείκτη που δεν χρησιμοποιείται τα τελευταία χρόνια. Αν και ο συνολικός αριθμός ειδών φυτοπλαγκτού δε θεωρείται μετρική καθώς δεν παρουσιάζει γραμμική σχέση με τη μεταβολή της τροφικής κατάστασης (συνήθως είναι μικρός στις ολιγότροφες και υπερεύτροφες λίμνες), ωστόσο έχει δική του λειτουργική αξία για το σύστημα. Αυτό γιατί ο αριθμός ειδών του φυτοπλαγκτού ή η βιοποικιλότητά του σχετίζεται με τη σταθερότητα και την αδράνεια του οικοσυστήματος στις διαταραχές και τις μεταβολές και μπορεί να χρησιμοποιηθεί για να εκτιμηθεί η φέρουσα ικανότητα του συστήματος για αποκατάσταση κατά την εφαρμογή μέτρων.

55 42 Ο σύνθετος δείκτης Nygaard (δείκτης σύνθεσης φυτοπλαγκτού) στηρίζεται στο γεγονός ότι ορισμένα είδη ή ομάδες ειδών, παρά το μεγάλο εύρος προσαρμογής τους στο περιβάλλον, μπορούν μερικές φορές να είναι χρήσιμοι δείκτες των περιβαλλοντικών συνθηκών. Χρησιμοποιεί τη στενή σύνδεση ορισμένων ομάδων φυτοπλαγκτού με υποβαθμισμένα ή υψηλής ποιότητας υδάτινα οικοσυστήματα. Ο δείκτης μετά από την κατάλληλη τροποποίηση (που προαναφέρθηκε) για να συμπεριλάβει και επιπλέον «ευαίσθητες ομάδες» (π.χ. χρυσοφύκη), χρησιμοποιήθηκε ως δείκτης σύνθεσης στον πολυμετρικό δείκτη PCI. 4) Δείκτης Q O δείκτης Q, είναι δείκτης ποιοτικός και ποσοτικός (σχετική αφθονία ή βιομάζα) και παρουσιάζει πλεονεκτήματα έναντι των δεικτών των Μεσογειακών χωρών Catalán και MedPΤΙ που αποκλείουν κάποιους οργανισμούς του φυτοπλαγκτού. Αυτό γιατί μπορεί να συμπεριλάβει το σύνολο των ειδών του φυτοπλαγκτού και έχει ισχυρή οικολογική βάση με αποτέλεσμα τη γενικευμένη εφαρμογή του (Padisák et al. 2006). Επιπλέον, ο προσδιορισμός του εμπεριέχει σημαντική πληροφορία (βλ. παραπάνω) για τη δομή και δυναμική της κοινωνίας του φυτοπλαγκτού, γι αυτό και επιλέχθηκε ως μεταβλητή στον πολυμετρικό δείκτη PCI Μορφή δείκτη Με βάση τις αρχές ανάπτυξης του πολυμετρικού δείκτη PCI, η επιλογή της μορφής του έγινε με σκοπό να προκύπτει ένα εύρος τιμών για κάθε κλάση ποιότητας νερού. Οι κλάσεις που επιλέχθηκαν σε συμφωνία με την Οδηγία - και το αντίστοιχο για καθεμιά εύρος τιμών είναι: συνθήκες αναφοράς (5), υψηλή (4-<5), καλή (3-<4), μέτρια (2-<3), ελλιπής (1-<2), κακή (<1). Κατά τον υπολογισμό του δείκτη, η κάθε μεταβλητή λαμβάνει τιμές ανάλογα με τη βαρύτητά της (συντελεστής βαρύτητας) (Πίν. 4.5, 4.6).

56 43 Πίνακας 4.6: Μεταβλητές δείκτη κοινωνίας φυτοπλαγκτού (PCI) και βαθμονόμηση αυτών για τις αντίστοιχες κλάσεις οικολογικής ποιότητας (*για τις παραμέτρους βιοόγκος φυτοπλαγκτού και % συμμετοχή κυανοβακτηρίων, η τελική τιμή στο δείκτη υπολογίζεται με βάση τις συνθήκες αναφοράς και τα προβλεπόμενα όρια ταξινόμησης για κάθε τύπο υδάτινου σώματος, τα οποία έχουν προσδιοριστεί μετά από εισήγηση ειδικού) Table 4.6: Variables of the Phytoplankton Community Index (PCI) and their scores for each class of ecological water quality (* the final scores for the metrics of phytoplankton biovolume and the % contribution of cyanobacteria will be calculated by considering the reference values and the class boundaries for each type of freshwater) Μεταβλητές Συνθήκες αναφοράς Υψηλή-Καλή Καλή-Μέτρια Μέτρια-Ελλιπής Ελλιπής-Κακή 1. Βιοόγκος φυτοπλαγκτού* 2,3 2,1 1,4 0,8 0,5 2. (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων* 0,5 0,45 0,3 0,2 0,1 3. Όρια Π.Ο.Υ. 0,2 (< Επίπεδο 1) 0,15 (Επίπεδο 1: 0,2-2 mm L -3 ) 0,1 (Επίπεδο 1: 2-10 mm L -3 ) 0 (>Επίπεδο 2) 0 (>Επίπεδο 2) 4. Γονίδια τοξικότητας 0,1 (απουσία) 0,1 (απουσία) 0,1 (απουσία) 0 (παρουσία) 0 (παρουσία) 5. Αριθμός ειδών 0,2 (>60 είδη) 0,2 (>60 είδη) 0,1 (30-60 είδη) 0,1 (30-60 είδη) 0 (<30 είδη) 6. Σύνθετος δείκτης Nygaard 0,7 (ολιγότροφο) 0,7 (ολιγότροφο) 0,4 (μεσότροφο) 0,3 (εύτροφο) 0,2 (υπερεύτροφο) 7. Δείκτης Q 1 (5) 0,9 (4-<5) 0,7 (3-<4) 0,6 (2-<3) 0,3 (1-<2)

57 44 Για τις μεταβλητές «βιοόγκος» και «(%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων», η τιμή τους στον δείκτη υπολογίζεται για κάθε τύπο υδάτινου σώματος (φυσικές λίμνες και ταμιευτήρες) ξεχωριστά. Δηλαδή, για κάθε τύπο υδάτινου σώματος θα προκύψει μια εξίσωση από τα όρια της μεταβλητής (βιοόγκου, (%) συμμετοχής κυανοβακτηρίων) στο δείκτη για κάθε κλάση ποιότητας και τα όρια που έχουν προταθεί για τη μεταβλητή για κάθε κλάση ποιότητας μετά από εισήγηση ειδικού. Με βάση την εξίσωση αυτή θα υπολογίζεται η τιμή-βαθμολογία της μεταβλητής στο δείκτη για το συγκεκριμένο τύπο υδάτινου σώματος. Για παράδειγμα, για τον τύπο της Ταυρωπού, τα προτεινόμενα όρια για κάθε κλάση οικολογικής ποιότητας για τις μεταβλητές «βιοόγκος» και «(%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων» (European Commission JRC 2009, Μουστάκα 2010) και τα αντίστοιχα όρια στο δείκτη φαίνονται στον Πίνακα 4.7. H εξίσωση που προκύπτει και συνδέει την κάθε μεταβλητή με τα όρια στο δείκτη για τις διάφορες κλάσεις ποιότητας θα είναι: y=-0,563 ln(x) + 1,8346 (r 2 =0,93) για τη μεταβλητή «βιοόγκος» και y=-0,104 ln(x) + 0,5519 (r 2 =0,99) για τη μεταβλητή «(%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων» (Πίν. 4.7). Αν στην κάθε εξίσωση (χ) χρησιμοποιηθούν η μέση τιμή βιοόγκου (0,62 mm 3 L -1 ) και (%) συμμετοχής των κυανοβακτηρίων (1,8 %) αντίστοιχα που έχουν προσδιοριστεί στην Ταυρωπού κατά τη διάρκεια της έρευνας, θα προκύψει η τιμή-βαθμολογία για κάθε μεταβλητή στο δείκτη (2,1 και 0,49 αντίστοιχα). Πίνακας 4.7: Όρια κλάσεων ποιότητας για τον τύπο της Ταυρωπού για το βιοόγκο φυτοπλαγκτού και την (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων (x) και τα αντίστοιχα όρια κάθε μεταβλητής (y) στο δείκτη PCI. Στο κάτω μέρος του πίνακα παραθέτονται οι αντίστοιχες εξισώσεις όπως προέκυψαν από τις συγκεκριμένες τιμές Table 4.7: Class boundaries for the assessment of the ecological water quality of Tavropos lake type in regard to the metrics of phytoplankton biovolume and (%) contribution of cyanobacteria (x) and the corresponding scores (y) for each metric in the PCI Index. At the end of the table, the corresponding equations for each metric are given Κλάση ποιότητας Βιοόγκος (όρια) (x) Όρια στο δείκτη (y) (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων (όρια) (x) Όρια στο δείκτη (y) Υψηλή 0,36 2,3 0,001 0,5 Καλή 1,1 2,1 3 0,45 Μέτρια 1,9 1,4 9,2 0,3 Ελλιπής 4,2 0,8 30 0,2 Κακή 12,6 0,5 80 0,1 y=-0,563ln(x)+1,8346 (r²=0,93) y=-0,104ln(x)+0,5519 (r² = 0,99)

58 45 Κάθε φορά που θα αλλάζουν τα όρια ποιότητας για τις μεταβλητές θα διαφοροποιείται και η αντίστοιχη εξίσωση από την οποία θα προκύπτει η τιμήβαθμολογία της μεταβλητής στο δείκτη. Για τα υπόλοιπα υδάτινα σώματα οι αντίστοιχες εξισώσεις όπως προέκυψαν για τις μεταβλητές «βιοόγκος» και «(%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων» παρουσιάζονται στο Παράρτημα (Πίν. 10.2). Ωστόσο, λόγω του υψηλού συντελεστή βαρύτητας της μεταβλητής βιοόγκος (Πίν. 4.5), υπάρχει κίνδυνος να υπερεκτιμηθεί η οικολογική ποιότητα υδάτινων σωμάτων που ανήκουν σε κλάσεις πάνω από τη μέτρια, στην περίπτωση που σε αυτά κυριαρχούν σε μεγάλες αφθονίες οργανισμοί πολύ μικρού μεγέθους (και επομένως με μικρό βιοόγκο ή μικρή συμμετοχή στο συνολικό βιοόγκο φυτοπλαγκτού). Για να αποφευχθεί αυτή η περίπτωση, η υψηλή ( 4) ή καλή ( 3) οικολογική ποιότητα σε ένα υδάτινο σώμα (με βάση την τελική τιμή του δείκτη PCI) θα πρέπει να υποστηρίζεται ταυτόχρονα και από την χαμηλή αφθονία των επιμέρους ειδών με κυτταρικό όγκο <200 μm 3. Σε αντίθετη περίπτωση θα επαναπροσδιορίζεται η τιμή του δείκτη όσον αφορά τις μεταβλητές «βιοόγκος» και «(%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων» με βάση τους διορθωμένους συντελεστές που προτείνονται στον Πίνακα 4.8. Για παράδειγμα, αν σε ένα υδάτινο σώμα με υψηλή ή καλή οικολογική ποιότητα (σύμφωνα με τον δείκτη PCI) υπάρχει έστω και ένα είδος φυτοπλαγκτού που ξεπερνά σε αφθονία τα κύτταρα ml -1, αλλά λόγω του πολύ μικρού κυτταρικού μεγέθους έχει μικρό κυτταρικό όγκο (βιοόγκο) <200 μm 3, τότε στον δείκτη PCI η μεταβλητή «βιοόγκος φυτοπλαγκτού» θα πάρει την τιμή του ορίου της αντίστοιχης κλάσης, δηλαδή της «υψηλής-καλής»=2,1 και «καλής-μέτριας»=1,4 (Πίν. 4.7 & 4.9). Επιπλέον, αν η μεταβλητή «(%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων» έχει υψηλή βαθμολογία (>0,4), θα εξετάζεται η αφθονία των επιμέρους ειδών κυανοβακτηρίων και με βάση αυτή θα παίρνει την ανάλογη τιμή η μεταβλητή (Πίν. 4.8). Ο δείκτης PCI θα παίρνει τιμές από 0 έως 5 και θα προκύπτει από το άθροισμα των τιμών όλων των μεταβλητών που προέρχονται από κάθε κατηγορία και ενοποιούν όλα τα συνθετικά της κοινωνίας του φυτοπλαγκτού.

59 46 Πίνακας 4.8: Τιμές για τις μεταβλητές «βιοόγκος φυτοπλαγκτού» και «(%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων» με βάση την αφθονία επιμέρους ειδών φυτοπλαγκτού και ειδών κυανοβακτηρίων αντίστοιχα για υδάτινα σώματα με τιμή πολυμετρικού δείκτη 3 Table 4.8: Scores of the variables total phytoplankton biovolume and (%) cyanobacterial contribution in regard to the abundance of individual phytoplankton and cyanobacterial species respectively, for the freshwaters that the multimetric phytoplankton index gives a total score 3 Βιοόγκος φυτοπλαγκτού Αφθονία επιμέρους ειδών Τιμή φυτοπλαγκτού με κυτταρικό όγκο <200 μm 3 1. <10000 κύτταρα ml -1 * *διατηρεί την αρχική τιμή 2. >10000 κύτταρα ml -1 * 2,1 ή 1,4* *ανάλογα με την κλάση (%) συμμετοχή κυανοβακτήριων Αφθονία επιμέρους ειδών Τιμή κυανοβακτηρίων 1. <2000 κύτταρα ml -1 *διατηρεί την αρχική τιμή * κύτταρα ml -1 0, κύτταρα ml -1 0,2 4. > κύτταρα ml -1 0,1 4.6 Στατιστική ανάλυση Η Κανονικοποιημένη Ανάλυση Αντιστοιχιών (Canonical Correspondence Analysis-CCA) (Quinn & Keough 2002) χρησιμοποιήθηκε για τον έλεγχο συσχέτισης μεταξύ των χρήσεων γης και της σύνθεσης ι) των ειδών και ιι) των ταξινομικών ομάδων φυτοπλαγκτού. Για την ανάλυση, οι διαφορετικοί τύποι χρήσης γης ομαδοποιήθηκαν με βάση το δεύτερο επίπεδο ανάλυσης της βάσης Corine Land Cover και τελικά χρησιμοποιήθηκαν 15 τύποι χρήσης γης. Το Monte Carlo test έδειξε ως στατιστικά σημαντικούς 5 από τους τύπους χρήσης γης με συντελεστή διόγκωσης <20. Για να εξεταστεί πιθανή διαφοροποίηση στο βιοόγκο φυτοπλαγκτού ανάμεσα στα υδάτινα σώματα με υψηλό ποσοστό αγροτικών και τεχνητών εκτάσεων και σε εκείνα με χαμηλό, πραγματοποιήθηκε μη-παραμετρικός έλεγχος με τη χρήση του Mann Whitney test (Hammer et al. 2001). Προηγουμένως, τα υδάτινα σώματα ομαδοποιήθηκαν χρησιμοποιώντας διαφορετικά ποσοστά κάλυψης σε αγροτικές και τεχνητές εκτάσεις από 15% έως 45%. Η Ανάλυση Κύριων Παραγόντων (Principal Components Analysis- PCA) (Legedre & Legedre 1998) χρησιμοποιήθηκε για τον έλεγχο της συσχέτισης των υδάτινων σωμάτων με βάση τις τιμές των ακόλουθων παραμέτρων: ι) βιοόγκος φυτοπλαγκτού ιι) (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων ιιι) αριθμός ειδών ιv) σύνθετος δείκτης Nygaard και v) δείκτης Q. Οι τιμές της παραμέτρου «βιοόγκος φυτοπλαγκτού»,

60 47 λογαριθμήθηκαν για να ακολουθούν κανονική κατανομή. Η στατιστική επεξεργασία των αποτελεσμάτων έγινε με τη χρήση του προγράμματος SPSS Statistics release

61 48 5. ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ 5.1 Χαρακτηριστικά κοινωνίας φυτοπλαγκτού Σύνθεση ειδών & ομάδων Από τη μικροσκοπική ανάλυση των δειγμάτων, διαπιστώθηκε η παρουσία συνολικά 307 ειδών φυτοπλαγκτού (Πίν. 5.1) στο σύνολο των υδάτινων σωμάτων κατά την περίοδο έρευνας. Πίνακας 5.1: Κατάλογος ειδών φυτοπλαγκτού που αναγνωρίστηκαν στα υδάτινα σώματα Table 5.1: List of phytoplankton species identified in the studied freshwaters ΚΥΑΝΟΒΑΚΤΗΡΙΑ (CYANOBACTERIA) Anabaena aphanizomenoides FORTI Anabaena bergii OSTENFELD Anabaena cf. compacta Anabaena cf. solitaria Anabaena flos-aquae BRÉB. ex BORN et FLAH. Anabaena mendotae TRELEASE Anabaena viguieri DENIS et FRÉMY Anabaena spiroides KLEBAHN Anabaena spp. Anabaenopsis arnoldii APTEKARJ Anabaenopsis cf. elenkinii Anabaenopsis cunnigtonii W.R. TAYLOR Anabaenopsis sp. Anabaenopsis cf. tanganyikae Aphanizomenon flos-aquae (L.) RALFS Aphanizomenon gracile (LEMM.) LEMM. Aphanizomenon issatschenkoi (USAČ) PROŠK. LAVR. Aphanizomenon spp. Aphanocapsa delicatissima W. et G. S. WEST Aphanocapsa holsatica (LEMM.) CRONB. et KOM. Aphanocapsa incerta (LEMM.) CRONB. et KOM. Aphanothece sp. Arthrospira fusiformis (VORON.) KOM. et LUND Chroococcus limneticus LEMM. Chroococcus dispersus (KEISSLER) LEMM. Chroococcus minutus (KÜTZ.) NÄG. Chroococcus sp. Coelosphaerium minutissimum LEMM. Coelosphaerium kuetzingianum NÄG. Coelosphaerium naegelianum UNG. Cyanodictyon cf. imperfectum Cyanodictyon planctonicum HICKEL Cyanodictyon sp. Cyanonephron styloides HICKEL Cylindrospermopsis raciborskii (WOLOSZ.) SEEN. et SUBBA RAJU Gomphosphaeria sp. Jaagenima sp. Lemmermaniella pallida LEMM. Limnothrix redekei (VAN GOOR) MEFFERT Merismopedia minima BECK Merismopedia punctata MEYEN Merismopedia tenuissima LEMM. Merismopedia warmingiana LAGERH. Microcystis aeruginosa (KÜTZ.) KÜTZ. Microcystis flos-aquae (WITTR.) KIRCHN. Microcystis ichthyoblabe KÜTZ. Microcystis novacekii (KOM.) COMP.

62 49 Πίνακας 5.1: Συνέχεια Table 5.1: Continued ΚΥΑΝΟΒΑΚΤΗΡΙΑ (CYANOBACTERIA) Microcystis panniformis KOM. et. al Microcystis viridis BROWN Microcystis wesenbergii (KOM.) KOM. in KONDR. Myxobaktron hirudiforme G. S. WEST Nodularia sp. Oscillatoria sp. Pannus spumosus HICKEL Planktolyngbya cf. microspira Planktolyngbya circumcreta (G. S. WEST) ANAGN. et KOM. Planktolyngbya limnetica (LEMM.) KOM.-LEGN. et CRONB. Planktothrix agardhii (GOM.) ANAGN. et KOM. Pseudanabaena limnetica (ANAGN. et KOM.) KOM.- LEGN et CRONB Pseudanabaena mucicola (NAUM. et HUB.-PEST.) BOURR. Pseudanabaena spp. Radiocystis geminata SKUJA Raphidiopsis mediterranea SKUJA Romeria simplex (HIND.) HIND. Romeria sp. Snowella cf. arachnoeidea Snowella lacustris (CHOD.) KOM. et HIND. Snowella litoralis (HÄYRÉN) KOM. et HIND. Spirulina sp. Woronichinia naegeliana (UNGER) ELENK. ΧΛΩΡΟΦΥΚΗ (CHLOROPHYTES) Actinastrum cf. aciculare Actinastrum hantzschii LAGERH. Ankistrodesmus bibraianus (REINSCH) KORS. Ankistrodesmus fusiformis CORDA Ankistrodesmus spiralis (W. B. TURNER) LEMM. Ankyra lanceolata (KORŠ.) FOTT Ankyra ocellata (KORŠ.) FOTT Asterococcus limneticus (G.M. SMITH) Botryococcus braunii KÜTZ. Carteria globosa KORŠ. Chlamydomonas sp. Chlorogonium elongatum DANG. Chlorogonium minimum PLAYFAIR Choricystis coccoides (RHODHE & SKUJA) FOTT Coelastrum astroeideum DE-NOT. Coelastrum microporum NÄG. sensu auct. post. Coelastrum pseudomicroporum KORŠ. Coelastrum sphaericum NÄG. Coronastrum ellipsoideum FOTT Coronastrum lunatum THOMP. Crucigenia cf. fenestrata Crucigenia excavata M.A. CONRAD Crucigenia tetrapedia (KIRCH.) W. et G. S. WEST Crucigeniella crucifera (WOLLE) KOM. Crucigeniella neglecta (FOTT & ETTL) KOM. Crucigeniella rectangularis (NÄG.) KOM. Dictyosphaerium cf. tetrachotomum Dictyosphaerium ehrenbergianum NÄG. Dictyosphaerium pulchellum WOOD Dictyosphaerium sp. Didymocystis bicellularis (CHOD.) KOM. Dimorphococcus lunatus BRAUN Diplochloris lunata (FOTT) FOTT Echinocoleum elegans C.C. JAO & K. T. LEE Elakatothrix gelatinosa WILLE

63 50 Πίνακας 5.1: Συνέχεια Table 5.1: Continued ΧΛΩΡΟΦΥΚΗ (CHLOROPHYTES) Eudorina sp. Franceia ovalis (FRANCÉ) LEMM. Gleotila sp. Golenkinia radiata CHOD. Golenkiniopsis solitaria (KORŠ.) KORŠ. Gonium sp. Granulocystis sp. Hyaloraphidium contortum PASCH. et KORŠ. Kirchneriella cf. obesa Kirchneriella contorta (SCHMID.) BOHL. Kirchneriella dianae (BOHL.) C. GONZ. Kirchneriella irregularis (G. M. SMITH) KORŠ. Kirchneriella lunaris (KIRCH.) MÖB. Koliella longiseta (VISCH.) HIND. Koliella spiculiformis (VISCH.) HIND. Korshikoviella limnetica (LEMM.) P.S. SILVA Lagerheimia cf. chodatii Lagerheimia ciliata (LAGER.) CHOD. Lagerheimia citriformis (SNOW) G.M. SMITH Lagerheimia genevensis (CHOD.) CHOD. Lagerheimia subsalsa LEMM. Monoraphidium arcuatum (KORŠ.) HIND. Monoraphidium circinale (NYG.) NYG. Monoraphidium contortum (THUR.) KOM. - LEGN. Monoraphidium dybowskii (WOLOSZ.) HIND. et KOM. - LEGN. Monoraphidium flexuosum KOM. Monoraphidium griffithii (BERK.) KOM. - LEGN. Monoraphidium irregulare (G.M. SMITH) KOM. - LEGN. Monoraphidium minutum (NÄG.) KOM. - LEGN. Nephrochlamys subsolitaria (G. M. WEST) KORŠ. Nephrocytium cf. agardhianum Nephrocytium cf. limneticum Oocystis borgei SNOW Oocystis cf. naegeli Οocystis lacustris CHOD. Oocystis rhomboidea FOTT Oocystis spp. Pandorina morum (O. MÜLLER) BORY DE ST. VINC. Pediastrum biraidatum MEYEN Pediastrum boryanum (TURP.) MENEGH. Pediastrum duplex MEYEN Pediastrum simplex MEYEN Pediastrum tetras (EHRENB.) RALFS Phacotus lenticularis (EHRENB.) STEIN Planctonema lauterbornii SCHMID. Polyedriopsis spinulosa SCHMID. Pseudoquadrigula sp. Quadricoccus ellipticus HORTOB. Quadrigula sp. Scenedesmus acuminatus (LAGERH.) CHOD. Scenedesmus acutus MEYEN Scenedesmus cf. obliquus Scenedesmus dimorphus (TURP.) KÜTZ. Scenedesmus disciformis (CHOD.) FOTT & KOM. Scenedesmus intermedius CHOD. Scenedesmus linearis KOM. Scenedesmus obtusus MEYEN Scenedesmus ovalternus CHOD. Scenedesmus spp.

64 51 Πίνακας 5.1: Συνέχεια Table 5.1: Continued ΧΛΩΡΟΦΥΚΗ (CHLOROPHYTES) Selenastrum capricornutum PRINTZ Selenastrum gracile REINSCH Schroederia indica PHIL. Schroederia nitzschioides (G. M. WEST) KORŠ. Schroederia setigera (SCHRÖD.) LEMM. Schroederia spiralis (PRINTZ) KORŠ. Sphaerocystis schroeteri CHOD. Tetraedron caudatum (CORDA) HANSG. Tetraedron minimum (A. BR.) HANSG. Tetraedron triangulare KORŠ. Tetraselmis sp. Tetrastrum triangulare (CHOD.) KOM. Tetrastrum stavrogeniaforme (SCHRÖD.) LEMM. Treubaria euryacantha (SCHMID.) KORŠ. Treubaria triappendiculata BERN. Uroglena sp. Volvox aureus EHRENB. Westella cf. botryoeides Willea irregularis (WILLE) SCHMID. Closterium aciculare T. WEST Closterium acutum BRÉB. Closterium cf. strigosum Closterium dianae EHRENB. ex RALFS Closterium gracile BRÉB. Closterium kuetzingii BRÉB. Cosmarium abbreviatum RACIB. Cosmarium bioculatum BRÉB. ex RALFS Cosmarium blyttii WILLE Cosmarium depressum (NÄG.) P. LUNDELL Cosmarium laeve RABEN. Cosmarium phaseolus BRÉB. ex RALFS Cosmarium pygmaeum ARCHER Cosmarium reinforme (RALFS) ARCHER Euastrum insulare (WITT.) ROY Mougeotia sp. Spondylosium sp. Staurastrum chaetocheras (SCHRÖD.) G. M. SMITH Staurastrum spi. Staurastrum spp. Staurastrum tetracerum RALFS Staurodesmus spp. Xanthidium antilopaeum (BRÉB.) KÜTZ. ΔΙΑΤΟΜΑ (DIATOMS) Amphiprora sp. Asterionella formosa HASSALL Attheya zachariasii BRUN Aulacoseira granulata (EHRENB.) SIMONSEN Chaetocheros cf. mulleri Cyclotella spp. Fragilaria crotonensis KITTON Fragilaria sp. Nitzschia acicularis (KÜTZ.) W. SMITH Nitzschia closterium (EHRENB.) W. SMITH Nitzschia palea (KÜTZ.) W. SMITH Nitzschia sp. Rhizosolenia eriensis SMITH Rhizosolenia longiseta ZACH. Stephanodiscus hantzschii GRUNOW Stephanodiscus spp.

65 52 Πίνακας 5.1: Συνέχεια Table 5.1: Continued ΔΙΑΤΟΜΑ (DIATOMS) Synedra acus Tabellaria sp. ΕΥΓΛΗΝΟΦΥΚΗ (EUGLENOPHYTES) Colacium sp. Euglena acus EHRENB. Euglena caudata HÜBNER Euglena cf. excavata Euglena cf. hemichromata Euglena cf. limnophila Euglena cf. minima Euglena cf. texta Euglena ehrenbergii KLEBS Euglena fenestrata ELENK. Euglena gracilis KLEBS Euglena gymnodinioides ZAKRYS Euglena intermedia (KLEBS) SCHMITZ Euglena mutabilis SCHMITZ Euglena oxyuris SCHMARDA Euglena spathirhyncha SKUJA Euglena spirogyra EHRENB. Euglena tripteris (DUJARD.) KLEBS Euglena spp. Leponcilis cf. physalis Leponcilis cf. stenii Leponcilis cf. texta Leponciclis fusiformis (CARTER) LEMM. Leponciclis ovum (EHRENB.) LEMM. Leponcilis sp. Phacus cf. angulatus Phacus cf. arnoldi Phacus curvicauda SVIREN. Phacus longicauda (EHRENB.) DUJARD. Phacus orbicularis HÜBNER Phacus polytrophos POCH. Phacus pyrum (EHRENB.) ARCHER Phacus tortus (LEMM.) SKVRTZOV Strombomonas cf. fluviatilis Trachelomonas armata (EHRENB.) STEIN Trachelomonas cf. crebea Trachelomonas cf. similis Trachelomonas hispida (PERTY) STEIN Trachelomonas intermedia DANG. Trachelomonas nigra SVIREN. Trachelomonas planctonica SVIREN. Trachelomonas spp. Trachelomonas volvocinopsis SVIREN. ΞΑΝΘΟΦΥΚΗ (XANTHOPHYTES) Centritractus africanus FRITSCH et RICH Goniochloris cf. fallax Goniochloris contorta (BOUR.) ETTL Goniochloris mutica (BRAUN) FOTT Goniochloris pulchra PASCH. Goniochloris smithii (BOUR.) FOTT Goniochloris sp. Ophyocytium sp. Pseudogoniochloris tripus (PASCH). KRIEN. Pseudostaurastrum enorme (RALFS) CHOD. Pseudostaurastrum limneticum (BORGE) CHOD. Tetraedriella regularis (KÜTZ.) FOTT

66 53 Πίνακας 5.1: Συνέχεια Table 5.1: Continued ΞΑΝΘΟΦΥΚΗ (XANTHOPHYTES) Tetraedriella sp. ΠΡΥΜΝΕΣΙΟΦΥΚΗ (PRYMNESIOPHYTES) Chrysochromulina parva Prymnesium parvum CARTER ΧΡΥΣΟΦΥΚΗ (CHRYSOPHYTES) Bitrichia ollula (FOTT) FOTT Dinobryon cf. bavaricum Dinobryon divergens IMHOF Dinobryon sertularia EHRENB. Dinobryon sociale (EHRENB.) EHRENB. Dinobryon sp. Kephyrion littorale LUND Mallomonas akrokomos RUTTNER Mallomonas tonsurata TEIL. ΚΡΥΠΤΟΦΥΚΗ (CRYPTOPHYTES) Cryptomonas spp. Rhodomonas lens PASCH. et RUTTNER Rhodomonas minuta SKUJA ΔΙΝΟΦΥΚΗ (DINOPHYTES) Ceratium furcoides (LEVAND.) LANG. Ceratium hirundinella (MÜLLER) SCHRANK Ceratium monoceras TEMP. Glenodinium sp. I Glenodinium sp. Gymnodinium fuscum (EHRENB.) STEIN Gymnodinium helveticum PENARD Peridiniopsis elpatiewsky (OSTENF.) LEMM. Peridinium spp. Pfiesteria cf. piscicida Mallomonas sp. Micractinium pusillum FRESENIUS Ochromonas ludibunda PASCH. Οι οργανισμοί αυτοί κατανέμονται σε 9 ταξινομικές (κλάσεις/φύλα) και 27 λειτουργικές ομάδες. Από τις ταξινομικές ομάδες, η πολυπληθέστερη σε αριθμό ειδών ήταν τα χλωροφύκη (136 είδη), με πιο κοινά τα γένη Pediastrum, Monoraphidium, Staurastrum, Scenedesmus, Tetraedron, Treubaria (Εικ. 5.1). Ακολούθησαν τα κυανοβακτήρια (70 είδη) με πιο κοινά τα γένη Microcystis, Aphanizomenon, Cylindrospermopsis, Anabaena, Chroococcus, Planktothrix (Eικ. 5.2) και τα ευγληνοφύκη (43) (Εικ. 5.3α). Από τις λειτουργικές ομάδες, τα περισσότερα είδη φυτοπλαγκτού (58 είδη) ανήκαν στην ομάδα J, με τις ομάδες F (35 είδη) και W1 (32 είδη) να ακολουθούν (Εικ. 5.3β).

67 54 Εικόνα 5.1: Τα πιο κοινά γένη χλωροφυκών στα υδάτινα σώματα της παρούσας έρευνας Figure 5.1: The most common genera of chlorophytes present in the studied freshwaters Εικόνα 5.2: Τα πιο κοινά γένη κυανοβακτηρίων στα υδάτινα σώματα της παρούσας έρευνας Figure 5.2: The most common genera of cyanobacteria present in the studied freshwaters

68 55 Εικόνα 5.3: Αριθμός ειδών α. των ταξινομικών και β. των λειτουργικών ομάδων που αναγνωρίστηκαν στο φυτοπλαγκτό των υδάτινων σωμάτων Figure 5.3: Number of phytoplankton taxa of a. the taxonomic and b. functional groups identified in the studied freshwaters Όσον αφορά τα υδάτινα σώματα, ο μεγαλύτερος αριθμός ειδών καταγράφηκε στη λίμνη Ισμαρίδα (150 είδη), ενώ ο μικρότερος στην Κορώνεια (23 είδη) (Εικ. 5.4). Σε όλα τα υδάτινα σώματα, πλην της Κορώνειας, καταγράφηκαν πάνω από 40 συνυπάρχοντα είδη φυτοπλαγκτού κατά την περίοδο έρευνας. Εικόνα 5.4: Αριθμός συνυπαρχόντων ειδών στο φυτοπλαγκτό των υδάτινων σωμάτων Figure 5.4: Number of coexisting phytoplankton species identified in the studied freshwaters

69 56 Σε όλα τα υδάτινα σώματα, με εξαίρεση την Κορώνεια, η πολυπληθέστερη σε αριθμό ειδών ταξινομική ομάδα ήταν τα χλωροφύκη με τα κυανοβακτήρια και τα διάτομα να ακολουθούν στην πλειονότητα αυτών. Στη λίμνη Ισμαρίδα μετά τα χλωροφύκη, η δεύτερη σε αριθμό ειδών ταξινομική ομάδα ήταν τα ευγληνοφύκη και ακολούθησαν τα κυανοβακτήρια, ενώ στην Κορώνεια η πιο πλούσια ομάδα σε αριθμό ειδών ήταν τα κυανοβακτήρια με τα χλωροφύκη και τα διάτομα να ακολουθούν (Εικ. 5.5). Εικόνα 5.5: Αριθμός ειδών (%) των ταξινομικών ομάδων που αναγνωρίστηκαν στο φυτοπλαγκτό των υδάτινων σωμάτων Figure 5.5: Number (%) of phytoplankton species of the taxonomic groups identified in the studied freshwaters Σύνθεση κυανοβακτηρίων με φυλογενετική ανάλυση Η φυλογενετική ανάλυση των κυανοβακτηρίων των ταμιευτήρων Αισύμης, Κάρλας και Κερκίνης και της λίμνης Βόλβης παρουσιάζεται στην Εικόνα 5.6.

70 57 Εικόνα 5.6: Φυλογενετικό δέντρο κυανοβακτηριακών φυλοτύπων (έντονα γράμματα) του 16S rrna γονιδίου (~660 βάσεις) που βρέθηκαν στα δείγματα από τους ταμιευτήρες Κερκίνη (KER), Αισύμης (AIS), Κάρλα (KAR) (Oikonomou et al. 2012) και τη λίμνη Βόλβη (VOL) με βάση τη μέθοδο neighbor-joining και την ανάλυση Jukes-Cantor. Πραγματοποιήθηκαν 1000 έλεγχοι bootstrap. Οι ομάδες των φυλοτύπων με 98% αντιπροσωπεύονται από μία μοναδική αλληλουχία. Η κλίμακα αντιπροσωπεύει 2 αντικαταστάσεις νουκλεοτιδίων σε 100 νουκλεοτίδια Figure 5.6: Phylogenetic tree of relationships of 16S rrna gene (ca. 660 bp) of the representative unique (grouped on 98% similarity) cyanobacterial clones (in bold) found in the samples collected from the Kerkini (KER), Aisimis (AIS) and Karla (KAR) (Oikonomou et al. 2012) reservoirs and lake Volvi (VOL), based on the neighbor-joining method as determined by distance Jukes-Cantor analysis. One thousand bootstrap analyses (distance) were conducted. GenBank numbers are shown in parentheses. Scale bar represents 2% estimated

71 58 Εικόνα 5.7: Φυλογενετικό δέντρο πλαστιδιακών φυλοτύπων (έντονα γράμματα) του 16S rrna γονιδίου (~660 βάσεις) που βρέθηκαν στα δείγματα από τους ταμιευτήρες Κάρλα (KAR) (Oikonomou et al. 2012) Κερκίνη (KER), Αισύμης (AIS), και τη λίμνη Βόλβη (VOL) με βάση τη μέθοδο neighbor-joining και την ανάλυση Jukes-Cantor. Πραγματοποιήθηκαν 1000 έλεγχοι bootstrap. Οι ομάδες των φυλοτύπων με 98% αντιπροσωπεύονται από μία μοναδική αλληλουχία. Η κλίμακα αντιπροσωπεύει 2 αντικαταστάσεις νουκλεοτιδίων σε 100 νουκλεοτίδια Figure 5.7: Phylogenetic tree of relationships of 16S rrna gene (ca. 660 bp) of the representative unique (grouped on 98% similarity) plastid clones (in bold) found in the samples collected from the Kerkini (KER), Aisimis (AIS) and Karla (KAR) (Oikonomou et al. 2012) reservoirs and lake Volvi (VOL) based on the neighbor-joining method as determined by distance Jukes-Cantor analysis. One thousand bootstrap analyses (distance) were conducted. Scale bar represents 2% estimated Στα υδάτινα αυτά σώματα, κατά τη μικροσκοπική ανάλυση παρατηρήθηκαν κυανοβακτήρια των τάξεων Chroococcales, Oscillatoriales και Nostocales σε υψηλές αφθονίες για τα οποία δεν ήταν δυνατή η αναγνώριση σε επίπεδο είδους ή ακόμη και γένους μόνο από τα μορφολογικά τους χαρακτηριστικά. Σύμφωνα με τα αποτελέσματα της φυλογενετικής ανάλυσης, οι κυανοβακτηριακοί φυλότυποι που βρέθηκαν ι) στον

72 59 ταμιευτήρα της Κερκίνης αντιστοιχούν στα κυανοβακτήρια Aphanizomenon issatschenkoi, Aphanizomenon flos-aquae, Microcystis aeruginosa, Synechococcus sp. ιι) στον ταμιευτήρα της Αισύμης αντιστοιχούν στo βενθικό κυανοβακτήριo Nodularia sphaerocarpa και σε κυανοβακτήρια τα οποία δεν έχουν περιγραφεί γενετικά (AIS-C3) ιιι) στον ταμιευτήρα της Κάρλας αντιστοιχούν στα κυανοβακτήρια Planktothrix agardhii και Cyanobium sp. και iv) στη λίμνη Βόλβη αντιστοιχούν στο κυανοβακτήριο Limnothrix redekei. Επιπλέον, αρκετοί από τους φυλότυπους που βρέθηκαν και στα τέσσερα υδάτινα σώματα αντιστοιχούν σε πλαστίδια ευκαρυωτικών μικροοργανισμών (Εικ. 5.7) Bιοόγκος φυτοπλαγκτού Κατά τη διάρκεια της παρούσας έρευνας, ο μέσος βιοόγκος φυτοπλαγκτού κυμάνθηκε στα υδάτινα σώματα από 0,6 ±0,75 mm 3 L -1 (Ταυρωπού) έως 263,6 ±2,7 mm 3 L -1 (Χειμαδίτιδα), με τις φυσικές λίμνες να παρουσιάζουν στην πλειονότητά τους υψηλότερες τιμές βιοόγκου σε σχέση με τους ταμιευτήρες (Εικ. 5.8). Αναφορικά με τη μέγιστη τιμή βιοόγκου που καταγράφηκε σε κάθε υδάτινο σώμα στο σύνολο των δειγματοληψιών, η υψηλότερη μέγιστη τιμή βιοόγκου (731,42 mg L -1 ) καταγράφηκε στη λίμνη Καστοριάς, ενώ η χαμηλότερη στον ταμιευτήρα Αισύμης (1,98 mg L -1 ). Εικόνα 5.8: Μέσος βιοόγκος φυτοπλαγκτού στα υδάτινα σώματα. Με ράβδους παριστάνεται το τυπικό σφάλμα Figure 5.8: Mean phytoplankton biovolume in the studied freshwaters. Bars represent standard deviation

73 (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων στο βιοόγκο φυτοπλαγκτού Η μέση (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων στο βιοόγκο του φυτοπλαγκτού κυμάνθηκε στα υδάτινα σώματα της παρούσας έρευνας από 0,8% (Αισύμης) έως 99,8% (Χειμαδίτιδα) (Εικ. 5.9). Στους ταμιευτήρες, με εξαίρεση την Κάρλα, την Κερκίνη και τον Μαραθώνα, η μέση (%) συμμετοχή των κυανοβακτηρίων δεν ξεπέρασε το 20%. Αντίθετα, στην πλειονότητα των φυσικών λιμνών-με εξαίρεση την Ισμαρίδα, τη Μεγάλη Πρέσπα και την Υλίκη- η μέση (%) συμμετοχή των κυανοβακτηρίων ξεπέρασε το 70% του συνολικού βιοόγκου. Αναφορικά με τη μέγιστη (%) συμμετοχή των κυανοβακτηρίων που καταγράφηκε σε κάθε υδάτινο σώμα στο σύνολο των δειγματοληψιών, στον ταμιευτήρα της Κερκίνης και στη λίμνη Βεγορίτιδα ήταν 100%. Επιπλέον στην πλειονότητα των υδάτινων σωμάτων ξεπέρασε το 80% του συνολικού βιοόγκου. Στον ταμιευτήρα Πολυφύτου και στη λίμνη Υλίκη, η μέγιστη (%) συμμετοχή των κυανοβακτηρίων στο βιοόγκο φυτοπλαγκτού ήταν μόλις 1% και 1,6% αντίστοιχα (Εικ. 5.9). Εικόνα 5.9: Μέση (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων στο συνολικό βιοόγκο του φυτοπλαγκτού (οι τιμές πάνω από τις μπάρες υποδεικνύουν τη μέγιστη τιμή που καταγράφηκε) στα υδάτινα σώματα Figure 5.9: Mean (%) cyanobacterial contribution to total phytoplankton biovolume (the values on the top of the bars indicate the maximum biovolume recorded in the freshwater) in the studied freshwaters

74 Παράγοντες διαμόρφωσης της κοινωνίας φυτοπλαγκτού Χρήσεις γης στη λεκάνης απορροής Αναφορικά με τη σύνθεση φυτοπλαγκτού, στην παρούσα έρευνα η Κανονικοποιημένη Ανάλυση Αντιστοιχιών (Canonical Correspondence Analysis) (Ι) ι) δεν έδειξε ξεκάθαρο πρότυπο συσχέτισης των επιμέρους ειδών φυτοπλαγκτού με τους διαφορετικούς τύπους χρήσεις γης αλλά ιι) για τις ταξινομικές ομάδες φυτοπλαγκτού (Ν=9), από την ίδια ανάλυση προέκυψαν τα εξής (Εικ. 5.10): ο Άξονας Ι εξηγεί το 58,4% της διακύμανσης στην παρουσία των ταξινομικών ομάδων. Ο άξονας αυτός αντιπροσωπεύει τη μετάβαση από τις βιομηχανικές/εμπορικές μονάδες και μονάδες μεταφοράς (τύπος 12, r=0,74) και τις καλλιεργήσιμες εκτάσεις (τύπος 21, r=0,69) στις φυσικές εκτάσεις με θαμνώδη και ποώδη βλάστηση (τύπος 32, r=-0,47). Ο Άξονας ΙΙ εξηγεί το 22,04% της διακύμανσης στην παρουσία των ταξινομικών ομάδων. Ο άξονας αυτός αντιπροσωπεύει τη μετάβαση από τα βοσκοτόπια (τύπος 23, r=-0,52) στα δάση (τύπος 31, r=0,53). Η θέση των ταξινομικών ομάδων στο διάγραμμα υποδεικνύει τις χρήσεις γης με τις οποίες συνδέονται. Σύμφωνα με το διάγραμμα, η παρουσία των κυανοβακτηρίων και των ξανθοφυκών συσχετίζεται με διάφορους τύπους τεχνητών και αγροτικών χρήσεων γης (τύποι 11, 12, 13, 14, 21, 22, 23). Η παρουσία των χρυσοφυκών, δινοφυκών, πρυμνεσιοφυκών και διατόμων συσχετίζεται με τις δασικές εκτάσεις (τύπος 31), ενώ τα χλωροφύκη εντοπίζονται πολύ κοντά στο σημείο τομής των αξόνων. Τα ευγληνοφύκη εντοπίζονται πάνω στο διάγραμμα απομακρυσμένα από τις υπόλοιπες ομάδες, πιο κοντά στις αγροτικές και τεχνητές εκτάσεις.

75 62 Εικόνα 5.10: Διάγραμμα ταξιθέτησης της CCA (I) (Κανονικοποιημένη Ανάλυση Αντιστοιχιών) της παρουσίας των ταξινομικών ομάδων φυτοπλαγκτού στα υδάτινα σώματα με τις διαφορετικές χρήσεις γης στη λεκάνη απορροής τους (11-14 τεχνητές εκτάσεις: 11 αστικός ιστός, 12 βιομηχανικές, εμπορικές, μονάδες μεταφοράς, 13 ορυχεία, χωματερές εργοτάξια, 14 τεχνητές μη γεωργικές εκτάσεις με βλάστηση/ αγροτικές εκτάσεις: 21 καλλιεργήσιμες εκτάσεις, 22 μόνιμες καλλιέργειες, 23 βοσκοτόπια, 24 ετερογενείς γεωργικές εκτάσεις/ δασικές εκτάσεις: 31 δάση, 32 θαμνώδης και ποώδης βλάστηση, 33 ανοιχτοί χώροι με λίγη ή καθόλου βλάστηση/ 41 υγρότοποι/ 51 υδάτινα σώματα) Figure 5.10: Ordination diagram for the CCA (I) (Canonical Correspondence Analysis) of phytoplankton taxonomic groups present in the studied freshwaters and the land use types in the corresponding watersheds (11-14 artificial: 11 urban fabric, 12 industrial commercial and transport units, 13 mine dump and construction sites, 14 artificial non-agricultural vegetated areas / agricultural: 21 arable land, 22 permanent crops, 23 pastures, 24 heterogeneous agricultural areas / forests: 31 forests, 32 scrub and/or herbaceous vegetation associations, 33 open spaces with little or no vegetation / 41 wetlands / 51 water bodies) Μετά την εφαρμογή του Monte Carlo test, ως στατιστικά σημαντικοί τύποι χρήσεων γης βρέθηκαν οι τύποι 11 (αστικός ιστός), 12 (βιομηχανικές, εμπορικές, μονάδες μεταφοράς), 21 (καλλιεργήσιμες εκτάσεις), 24 (ετερογενείς γεωργικές εκτάσεις) και 33 (ανοιχτοί χώροι με λίγη ή καθόλου βλάστηση) (Εικ. 5.11).

76 63 Εικόνα 5.11: Διάγραμμα ταξιθέτησης της CCA (II) της παρουσίας των ταξινομικών ομάδων φυτοπλαγκτού στα υδάτινα σώματα με τις διαφορετικές χρήσεις γης στη λεκάνη απορροής τους (11 αστικός ιστός, 12 βιομηχανικές, εμπορικές, μονάδες μεταφοράς, 21 καλλιεργήσιμες εκτάσεις, 24 ετερογενείς γεωργικές εκτάσεις, 33 ανοιχτοί χώροι με λίγη ή καθόλου βλάστηση) Figure 5.11: Ordination diagram for the CCA (II) of phytoplankton taxonomic groups present in the studied freshwaters and the land use types in the corresponding watersheds (11 urban fabric, 12 industrial commercial and transport units, 21 arable land, 24 heterogeneous agricultural areas, 33 open spaces with little or no vegetation) Οι δύο πρώτοι άξονες αθροιστικά εξηγούν το 83,3 % της διακύμανσης της σχέσης ταξινομικών ομάδων και χρήσεων γης (Πίν Παράρτημα). Ο άξονας Ι συσχετίζεται με τις καλλιεργήσιμες εκτάσεις (τύπος 21) και ο Άξονας ΙΙ ερμηνεύεται από τον αστικό ιστό (τύπος 11). Σύμφωνα με το διάγραμμα, η παρουσία των κυανοβακτηρίων, των χλωροφυκών και των κρυπτοφυκών συσχετίζεται με τον αστικό ιστό (τύπος 11). Τα ευγληνοφύκη και ξανθοφύκη ταξιθετούνται στο άκρο του θετικού τμήματος του άξονα Ι συσχετιζόμενα με τις αγροτικές εκτάσεις (Πίν Παράρτημα).

77 64 Στην Εικόνα 5.12 παρουσιάζονται οι μέγιστες τιμές βιοόγκου που καταγράφηκαν στα 22 υδάτινα σώματα, τα οποία διαχωρίστηκαν σε δύο ομάδες με βάση το ποσοστό κάλυψης της λεκάνης απορροής σε αγροτικές και τεχνητές εκτάσεις (αγροτικές και τεχνητές εκτάσεις>30% ή <30%). Εικόνα 5.12: Μέγιστος βιοόγκος φυτοπλαγκτού στα υδάτινα σώματα Figure 5.12: Maximum phytoplankton biovolume in the studied freshwaters Η ανάλυση συσχέτισης κατά ζεύγη έδειξε ότι σημαντικά υψηλότερες τιμές βιοόγκου καταγράφονται στα υδάτινα σώματα με αγροτική και τεχνητή κάλυψη γης >30% (υψηλή κάλυψη 167,76±82,13 mm 3 L -1, χαμηλή κάλυψη 6,63±4,02 mm 3 L -1 ) (Mann Whitney U=7,01; P=0,01) Κοινωνία ζωοπλαγκτού Σύνθεση & Αφθονία Κατά τη διάρκεια της παρούσας έρευνας η συνολική αφθονία του ζωοπλαγκτού στα υδάτινα σώματα της παρούσας έρευνας κυμάνθηκε από 17,6 (Θησαυρός1-ΘΗΣ1) έως 3780,7 άτομα L -1 (Ζάζαρη). Στην πλειονότητα των υδάτινων σωμάτων, η πιο άφθονη ομάδα ήταν τα τροχόζωα, με τα κωπήποδα, τα κλαδοκερωτά και τις προνύμφες των δίθυρων μαλάκιων να ακολουθούν. Εξαίρεση αποτέλεσε ο ταμιευτήρας της Πολυφύτου και η λίμνη Πετρών με πιο άφθονη την ομάδα των κωπηπόδων και των κλαδοκερωτών αντίστοιχα (Εικ. 5.13).

78 65 Εικόνα 5.13: Συνολική αφθονία του ζωοπλαγκτού και συμμετοχή των διαφορετικών ομάδων (τροχόζωα, κωπήποδα, κλαδοκερωτά, προνύμφες δίθυρων μαλάκιων) στην πλειονότητα των υδάτινων σωμάτων Figure 5.13: Total zooplankton abundance and contribution of each group (rotifers, copepods, cladocerans, molluscan larvae) in the majority of the studied freshwaters Kλάσεις μεγέθους ζωοπλαγκτού Συνολικά, κατά την διάρκεια της παρούσας έρευνας καταμετρήθηκαν 8650 άτομα ζωοπλαγκτού. Στην πλειονότητά τους (98%) πρόκειται για «μικρόσωμα είδη» με μέγεθος <1000 μm (Εικ. 5.14). Εικόνα 5.14: Κατανομή του συνολικού αριθμού ατόμων ζωοπλαγκτού σε «μικρόσωμα είδη» με μέγεθος <1000 μm και σε «μεγαλόσωμα είδη» με μέγεθος 1000 μm Figure 5.14: Distribution of total zooplankton in small-sized species with size <1000 μm and in large-sized species with size 1000 μm

79 66 Στην Εικόνα 5.15 φαίνεται η κατανομή των «μικρόσωμων» και «μεγαλόσωμων» ατόμων ζωοπλαγκτού στα υδάτινα σώματα της παρούσας έρευνας κατά τη διάρκεια της έντονης αύξησης του φυτοπλαγκτού. Στην πλειονότητα (94%) των υδάτινων σωμάτων, στην κοινωνία του ζωοπλαγκτού κυρίαρχα ήταν τα μικρόσωμα άτομα, όπως τροχόζωα και ναύπλιοι κωπηπόδων, με ποσοστό >80%. Μόνο στον ταμιευτήρα της Πλατανόβρυσης υπήρχε συμμετοχή μεγαλόσωμων ατόμων, κλαδοκερωτών και κωπηπόδων (κωπηποδίτες στο τελευταίο στάδιο και ενήλικα άτομα) της οποίας η συνολική αφθονία ξεπέρασε το 35%. Εικόνα 5.15: Κατανομή των ατόμων ζωοπλαγκτού σε «μικρόσωμα» με μέγεθος <1000 μm και σε «μεγαλόσωμα» με μέγεθος 1000 μm στα υδάτινα σώματα Figure 5.15: Distribution of zooplankton individuals in small-sized with size <1000 μm and in large-sized with size 1000 μm in the studied freshwaters 5.3 Εκτίμηση ποιότητας νερού με βάση το φυτοπλαγκτό Σύνθετος Δείκτης Nygaard (CQ) Η κατανομή του αριθμού ειδών στις διαφορετικές ταξινομικές ομάδες φυτοπλαγκτού χρησιμοποιήθηκε για τον υπολογισμό του σύνθετου δείκτη Nygaard (CQ) για τον χαρακτηρισμό της τροφικής κατάστασης των υδάτινων σωμάτων. Στην Εικόνα 5.16 παρουσιάζονται οι τιμές του σύνθετου δείκτη Nygaard (CQ) στα υδάτινα σώματα και η ένταξη των υδάτινων σωμάτων ως προς την τροφική τους κατάσταση με βάση τις τιμές του δείκτη, οι οποίες κυμάνθηκαν από 1,6 (Ταυρωπoύ) έως 11 (Ζάζαρη). Σύμφωνα με τον δείκτη, 12 από τα 22 υδάτινα σώματα-στην πλειονότητα τους λίμνες- εντάσσονται

80 67 στην εύτροφη και υπερεύτροφη κατάσταση, τα 9-στην πλειονότητα τους ταμιευτήρες- στην μεσότροφη και μόνο ο ταμιευτήρας Ταυρωπού χαρακτηρίζεται ως ολιγότροφος. Εικόνα 5.16: Τιμές του τροποποιημένου δείκτη Nygaard (CQ) στα υδάτινα σωμάτα σε σχέση με τα όρια μεσότροφης εύτροφης και υπερεύτροφης κατάστασης Figure 5.16: Modified Nygaard Index (CQ) in the studied freshwaters in relation to the boundaries of the mesotrophic eutrophic and hypertrophic conditions Παράμετροι φυτοπλαγκτού με βάση την Οδηγία 2000/60/ΕΚ Βιοόγκος φυτοπλαγκτού Στις Εικόνες 5.17 και 5.18 παρουσιάζεται η εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας των υδάτινων σωμάτων με βάση το μέσο βιοόγκο φυτοπλαγκτού. Όσον αφορά τους ταμιευτήρες, στην πλειονότητά τους εμφάνισαν καλή οικολογική ποιότητα, με εξαίρεση την Κερκίνη και το δεύτερο τμήμα του Θησαυρού (ΘΗΣ2) των οποίων η οικολογική ποιότητα εκτιμήθηκε κατώτερη της καλής (Εικ. 5.17). Αντίθετα, σε όλες τις φυσικές λίμνες με εξαίρεση την Υλίκη, η οικολογική ποιότητα με βάση τη συγκεκριμένη παράμετρο εκτιμήθηκε κατώτερη της καλής (Εικ. 5.18).

81 68 Εικόνα 5.17: Μέσος βιοόγκος φυτοπλαγκτού και όρια καλης-μέτριας οικολογικής ποιότητας στους ταμιευτήρες. Οι ράβδοι παριστάνουν το τυπικό σφάλμα Figure 5.17: Mean phytoplankton biovolume and boundaries for the assessment of the goodmoderate ecological quality in the studied reservoirs. Bars represent standard deviation

82 69 Εικόνα 5.18: Μέσος βιοόγκος φυτοπλαγκτού και όρια καλής-μέτριας οικολογικής ποιότητας στις φυσικές λίμνες. Οι ράβδοι παριστάνουν το τυπικό σφάλμα Figure 5.18: Mean phytoplankton biovolume and boundaries for the assessment of the goodmoderate ecological quality in the studied lakes

83 70 (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων στο βιοόγκο φυτοπλαγκτού Στις Εικόνες 5.19 και 5.20 παρουσιάζεται η εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας των υδάτινων σωμάτων με βάση την (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων στο βιοόγκο του φυτοπλαγκτού. Όσον αφορά τους ταμιευτήρες, στην πλειονότητά τους εμφάνισαν καλή οικολογική ποιότητα, με εξαίρεση τους Κερκίνη, Μαραθώνα και Πλατανόβρυση, των οποίων η οικολογική ποιότητα εκτιμήθηκε κατώτερη της καλής (Εικ. 5.19). Αντίθετα, σε όλες τις φυσικές λίμνες, με εξαίρεση την Υλίκη, η οικολογική ποιότητα με βάση τη συγκεκριμένη παράμετρο εκτιμήθηκε κατώτερη της καλής (Εικ. 5.20). Εικόνα 5.19: Μέση (%) συμμετοχή των κυανοβακτηρίων στο συνολικό βιοόγκο του φυτοπλαγκτού και όρια καλής-μέτριας οικολογικής ποιότητας στους ταμιευτήρες Figure 5.19: Mean (%) cyanobacterial contribution to total phytoplankton biovolume and boundaries for the assessment of the good-moderate ecological quality in the studied reservoirs

84 71 Εικόνα 5.20: Μέση (%) συμμετοχή των κυανοβακτηρίων στο συνολικό βιοόγκο του φυτοπλαγκτού και όρια καλής-μέτριας οικολογικής ποιότητας στις φυσικές λίμνες Figure 5.20: Mean % cyanobacterial contribution to total phytoplankton biovolume and boundaries for the assessment of the good-moderate ecological quality in the studied lakes

85 72 Aνθίσεις φυτοπλαγκτού Κατά τη διάρκεια της θερμής περιόδου της παρούσας έρευνας, καταγράφηκαν φαινόμενα άνθισης φυτοπλαγκτού στην πλειονότητα των υδάτινων σωμάτων. Τα υδάτινα σώματα με φαινόμενα άνθισης καθώς και τα υπεύθυνα για το σχηματισμό τους γένη φυτοπλαγκτού αναφέρονται στον Πίνακα 5.2. Από το σύνολο των υδάτινων σωμάτων, ανθίσεις φυτοπλαγκτού καταγράφηκαν στα 16 από αυτά και συγκεκριμένα σε όλες τις φυσικές λίμνες και στους 3 από τους 9 ταμιευτήρες. Φαινόμενα άνθισης δεν καταγράφηκαν στους ταμιευτήρες Θησαυρού (ΘΗΣ1 και ΘΗΣ2), Πλατανόβρυσης, Ταυρωπού, Αισύμης και Πολυφύτου. Συνολικά, 35 είδη φυτοπλαγκτικών οργανισμών που ανήκουν σε 18 γένη και 5 ταξινομικές ομάδες (κυανοβακτήρια, διάτομα, ευγληνοφύκη, κρυπτοφύκη και δινοφύκη) βρέθηκαν να σχηματίζουν ανθίσεις στα υδάτινα σώματα της παρούσας έρευνας. Τα κυανοβακτήρια ήταν οι κυρίαρχοι οργανισμοί στο σχηματισμό ανθίσεων, καθώς ανθίσεις τους καταγράφηκαν στα 14 από τα 16 υδάτινα σώματα, πλην των λιμνών Υλίκης και Μεγάλης Πρέσπας. Από τα κυανοβακτήρια, είδη του γένους Microcystis και Anabaena (Εικ. 5.21) εμφανίστηκαν να σχηματίζουν συχνότερα ανθίσεις στην πλειονότητα των υδάτινων σωμάτων, ενώ με μικρότερη συχνότητα καταγράφηκαν ανθίσεις από είδη που ανήκουν στα γένη Planktothrix, Aphanizomenon και Anabaenopsis (Εικ. 5.21). Περιορισμένες ήταν οι ανθίσεις από άλλες ομάδες φυτοπλαγκτού. Ειδικότερα, ανθίσεις διατόμων και κρυπτοφυκών καταγράφηκαν στον ταμιευτήρα της Κάρλας. Στη Μεγάλη Πρέσπα, χαρακτηριστική ήταν η άνθιση διατόμων του γένους Cyclotella (Εικ. 5.21), ενώ στην Ισμαρίδα εκτός από την άνθιση κυανοβακτηρίων καταγράφηκε άνθιση ευγληνοφυκών (Εικ. 5.21) και διατόμων. Τέλος, στην Υλίκη καταγράφηκε η μοναδική άνθιση δινοφυκών με κυρίαρχο το είδος Peridinium gatunense.

86 73 Πίνακας 5.2: Γένη φυτοπλαγκτού που παρατηρήθηκαν να σχηματίζουν άνθιση στα υδάτινα σώματα (στις παρενθέσεις αναφέρεται ο αριθμός ειδών σε κάθε γένος που συμμετείχαν στο σύνολο των καταγεγραμμένων ανθίσεων) (το σύμβολο είναι ενδεικτικό της παρουσίας ανθίσεων) Table 5.2: Phytoplankton genera responsible for bloom formation in the studied freshwaters (the numbers in the parentheses refer to the species in each genus identified in the recorded blooms) (the symbol indicates th presence of blooms) ΚΥΑΝΟΒΑΚΤΗΡΙΑ Υδάτινα σώματα Ταμιευτήρες Φυσικές λίμνες ΚΕΡ ΚΑΡ ΜΑΡ ΔΟΙ ΚΑΣ ΠΕΤ ΙΣΜ ΥΛΙ ΚΟΡ ΜΓΠ ΜΚΠ ΧΕΙ ΠΑΜ ΒΕΓ ΖΑΖ ΒΟΛ Anabaena (5) Anabaenopsis (2) Aphanizomenon (3) Arthrospira (1) Cyanodictyon (1) Cylindrospermopsis (1) Limnothrix (1) Microcystis (4) Planktolyngbya (1) Planktothrix (1) Pseudoanabaena (1)

87 74 Πίνακας 5.2: (συνέχεια) Table 5.2: (continued) Υδάτινα σώματα Ταμιευτήρες Φυσικές λίμνες ΚΕΡ ΚΑΡ ΜΑΡ ΔΟΙ ΚΑΣ ΠΕΤ ΙΣΜ ΥΛΙ ΚΟΡ ΜΓΠ ΜΚΠ ΧΕΙ ΠΑΜ ΒΕΓ ΖΑΖ ΒΟΛ ΔΙΑΤΟΜΑ Cyclotella (2) Nitzschia (1) Stephanodiscus (2) ΕΥΓΛΗΝΟΦΥΚΗ Euglena (4) Leponcilis (2) ΚΡΥΠΤΟΦΥΚΗ Cryptomonas (2) ΔΙΝΟΦΥΚΗ Peridinium (1)

88 75 Εικόνα 5.21: Οργανισμοί του φυτοπλαγκτού που βρέθηκαν να σχηματίζουν ανθίσεις στα υδάτινα σώματα Figure 5.21: Phytoplankton species responsible for bloom formation in the studied freshwaters

89 76 Δείκτης Catalán Οι τιμές του τροποποιημένου δείκτη Catalán στα υδάτινα σώματα και η εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας των υδάτινων σωμάτων με βάση τις τιμές του δείκτη αυτού παρουσιάζονται στην Εικόνα Κατά τη διάρκεια της παρούσας έρευνας, ο δείκτης Catalán κυμάνθηκε από 1±0,5 (Πολυφύτου) έως 1024±1191 (Χειμαδίτιδα). Σύμφωνα με τον δείκτη, η οικολογική ποιότητα των ταμιευτήρων εκτιμήθηκε ως καλή με εξαίρεση τους ταμιευτήρες της Κάρλας και της Κερκίνης. Αντίθετα, η οικολογική ποιότητα σε όλες τις φυσικές λίμνες με εξαίρεση την Μεγάλη Πρέσπα και την Υλίκη, εκτιμήθηκε κατώτερη της καλής. Εικόνα 5.22: Τιμές του τροποποιημένου δείκτη Catalán στα υδάτινα σωμάτα σε σχέση με τo όριo καλής-μέτριας οικολογικής ποιότητας. Με ράβδους παριστάνεται το τυπικό σφάλμα Figure 5.22: Modified Catalán Index in the studied freshwaters in relation to the boundary of the good-moderate ecological quality. Bars represent standard deviation Δείκτης Q Οι τιμές του δείκτη Q στα υδάτινα σώματα και η εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας των υδάτινων σωμάτων με βάση τις τιμές του δείκτη παρουσιάζονται στην Εικόνα 5.23 Κατά τη διάρκεια της παρούσας έρευνας, ο δείκτης Q κυμάνθηκε από 0,2±0,15 (Παμβώτιδα, Ζάζαρη) έως 3,7±0,03 (Μεγάλη Πρέσπα). Σύμφωνα με τον δείκτη, η οικολογική ποιότητα των ταμιευτήρων εκτιμήθηκε κατώτερη της καλής με εξαίρεση τους Αισύμης και Ταυρωπού (καλή οικολογική ποιότητα). Επίσης, η

90 77 οικολογική ποιότητα σε όλες τις φυσικές λίμνες με εξαίρεση την Μεγάλη Πρέσπα και την Υλίκη, εκτιμήθηκε κατώτερη της καλής. Εικόνα 5.23: Τιμές του τροποποιημένου δείκτη Q στα υδάτινα σωμάτα σε σχέση με τo όριo καλής-μέτριας οικολογικής ποιότητας. Με ράβδους παριστάνεται το τυπικό σφάλμα Figure 5.23: Modified Q Index in the studied freshwaters in relation to the boundary of the goodmoderate ecological quality. Bars represent standard deviation Παγκόσμιος Οργανισμός Υγείας Στην Εικόνα 5.24 αναφέρονται οι μέγιστες τιμές βιομάζας κυανοβακτηρίων που καταγράφηκαν στα υδάτινα σώματα της παρούσας έρευνας και τα οποία χρησιμοποιούνται για ύδρευση και αναψυχή (Πίν. 3.2), σε σχέση με τα όρια που προτείνει ο ΠΟΥ για ασφαλή χρήση νερού. Οι ταμιευτήρες του Θησαυρού (ΘΗΣ1 και ΘΣ2) και της Πλατανόβρυσης δεν συμπεριλαμβάνονται καθώς χρησιμοποιούνται μόνο για την παραγωγή ηλεκτρικής ενέργειας. Όσον αφορά τα υδάτινα σώματα που χρησιμοποιούνται για ύδρευση, μόνο στον ταμιευτήρα του Μαραθώνα ο βιοόγκος των κυανοβακτηρίων ξεπέρασε το όριο Συναγερμού 1. Στα υδάτινα σώματα που χρησιμοποιούνται για αναψυχή, ο βιοόγκος των κυανοβακτηρίων ξεπέρασε σε όλα-εκτός από τους ταμιευτήρες της Ταυρωπού και Πολυφύτου και τη λίμνη Μεγάλη Πρέσπα- το όριο Καθοδήγησης 1. Στα 9-στην πλειονότητά τους φυσικές λίμνες-ξεπέρασε το όριο Καθοδήγησης 2, ενώ στις λίμνες

91 78 Χειμαδίτιδα και Καστοριάς ο βιοόγκος των κυανοβακτηρίων ξεπέρασε και το όριο Καθοδήγησης 3. Εικόνα 5.24: Μέγιστος βιοόγκος κυανοβακτηρίων στα υδάτινα σωμάτα της παρούσας έρευνας σε σχέση με τα όρια για την ασφαλή χρήση νερού και διαχείριση των υδάτινων σωμάτων που προορίζονται για (α) ύδρευση (Συναγερμού) ή/και (β) αναψυχή (Καθοδήγησης) Figure 5.24: Maximum cyanobacterial biovolume in the studied freshwaters in relation to the WHO Alert and Guidance Levels for the safe use and management of (a) drinking and (b) recreational freshwaters Παρουσία γονιδίων τοξικότητας κυανοβακτηρίων Τα προϊόντα της PCR, μετά την ηλεκτροφόρηση σε πηκτή αγαρόζης ενισχυμένων για το γονίδιο mcya περιβαλλοντικών δειγμάτων από τα υδάτινα σώματα της παρούσας έρευνας, φαίνονται στην Εικόνα 5.25.

92 79 Εικόνα 5.25: Ηλεκτροφόρηση σε πηκτή αγαρόζης του ενισχυμένου με την αλυσιδωτή αντίδραση πολυμεράσης γονιδίου mcya από περιβαλλοντικά δείγματα (ο αριθμός 300 αναφέρεται σε μέγεθος βάσεων) Figure 5.25: Agarose gel electrophoresis of the PCR amplified mcya gene from environmental samples (number 300 refers to numbers of base pairs) Α) 1=Αρνητικό/Negative 2=ΚΑΣ1 3=ΚΑΣ1+ΚΑΣ2 4=ΚΑΣ2 5=ΚΑΣ1+ΑΙΣ 6=ΑΙΣ 7=ΚΑΣ1+ΒΕΓ 8= ΒΕΓ 9=ΚΑΣ1 Β) 1=Αρνητικό/Negative 2=ΚΑΣ1 3=ΚΑΣ1+ΜΑΡ 4=ΜΑΡ 5=ΚΑΣ1+ΚΕΡ 6=ΚΕΡ 7=ΚΑΣ1+ΚΟΡ 8=ΚΟΡ 9=ΚΑΣ1+ΜΓΠ 10=ΜΓΠ Γ) 1=Αρνητικό/Negative 2=ΚΑΣ1 3=ΚΑΣ1+XEI1 4=XEI1 5=ΚΑΣ1+XEI2 6=XEI2 7=ΚΑΣ1+ΤΑΥ 8=ΤΑΥ 9=ΚΑΣ1+ΒΟΛ 10=ΒΟΛ 11=ΚΑΣ1+ΚΑΡ 12=ΚΑΡ Δ) 1=Αρνητικό/Negative 2=ΚΑΣ1 3=ΚΑΣ1+ΔΟΙ1 4=ΔΟΙ1 5=ΚΑΣ1+ΔΟΙ2 6=ΔΟΙ2 7=ΚΑΣ1+ΜΚΠ 8=ΜΚΠ Ε) 1=Αρνητικό/Negative 2=ΚΑΣ1 3=ΚΑΣ1+ΘΗΣ1 4=ΘΗΣ1 5=ΚΑΣ1+ΠΑΜ1 6=ΠΑΜ1 7=ΚΑΣ1+ΠΑΜ2 8=ΠΑΜ2 ΣΤ) 1=Αρνητικό/Negative 2=ΚΑΣ1 3=ΚΑΣ1+ΘΗΣ2 4=ΘΗΣ2 5=ΚΑΣ1+ΠΛΑ 6=ΠΛΑ 7=ΚΑΣ1+ΥΛΙ 8=ΥΛΙ 9=ΚΑΣ1+ΠΕΤ 10=ΠΕΤ Ζ) 1=Αρνητικό/Negative 2=ΚΑΣ1 3=ΚΑΣ1+ΖΑΖ1 4=ΖΑΖ1 5=ΚΑΣ1+ΖΑΖ2 6=ΖΑΖ2 7=ΚΑΣ1+ΙΣΜ 8=ΙΣΜ

93 80 Από το σύνολο των υδάτινων σωμάτων, το γονίδιο mcya για την παραγωγή της μικροκυστίνης εντοπίστηκε στις λίμνες Καστοριάς (Εικ. 5.25Α), Χειμαδίτιδα (Εικ. 5.25Γ), Δοϊράνη (Εικ. 5.25Δ) και Παμβώτιδα (Εικ. 5.25Ε). Από τις λίμνες αυτές, στην Καστοριάς, Δοϊράνη και Παμβώτιδα εξετάστηκαν δείγματα κυανοβακτηριακής κρούστας (ΚΑΣ1, ΔΟΙ2, ΠΑΜ2) με υψηλές τιμές βιοόγκου (>2000 mm 3 L -1 ) και δείγματα άνθισης (ΚΑΣ2, ΔΟΙ1, ΠΑΜ1) με βιοόγκο στο εύρος mm 3 L -1 (Εικ. 5.12). Στη Χειμαδίτιδα, εξετάστηκαν δείγματα άνθισης με υψηλή τιμή βιοόγκου (480 mm 3 L -1 ) (ΧΕΙ1) και με βιοόγκο σε παρόμοια επίπεδα με τις προηγούμενες λίμνες (46 mm 3 L -1 ) (ΧΕΙ2) (Εικ. 5.26). Εικόνα 5.26: Χάρτης των λιμνών Καστοριάς, Παμβώτιδας, Δοϊράνης και Χειμαδίτιδας (στις οποίες εντοπίστηκε το γονίδιο mcya) με τα σημεία συλλογής των δειγμάτων κυανοβακτηριακής κρούστας (μαύρες μπάρες) και άνθισης (λευκές μπάρες) (ο βιοόγκος φυτοπλαγκτού σε κάθε δείγμα αναφέρεται πάνω στην αντίστοιχη μπάρα) Figure 5.26: Map of the lakes Kastorias, Pamvotis, Doirani and Chimaditis (where the mcya gene was detected) indicating the sampling points of the scum (black bars) and bloom samples (white bars) (phytoplankton biovolume in each sample is indicated above each bar)

94 81 Το γονίδιο mcya εντοπίστηκε μόνο στα δείγματα κυανοβακτηριακής κρούστας από τις λίμνες Καστοριάς (ΚΑΣ1), Δοϊράνη (ΔΟΙ2), Παμβώτιδα (ΠΑΜ2). Και στις τρεις αυτές λίμνες, στα δείγματα κυανοβακτηριακής κρούστας ήταν κυρίαρχα (σχεδόν 100%) κυανοβακτήρια του γένους Microcystis. Στη Χειμαδίτιδα, το δείγμα άνθισης με τον χαμηλότερο βιοόγκο (ΧΕΙ2) δεν έδωσε θετικά αποτελέσματα κατά την ηλεκτροφόρησή του μετά από ενίσχυση με την PCR, αλλά βρέθηκε θετικό ως προς την παρουσία του γονιδίου το δείγμα με τον υψηλό βιοόγκο (ΧΕΙ1) (Εικ. 5.25Γ). Στο δείγμα αυτό επίσης ήταν κυρίαρχα κυανοβακτήρια του γένους Microcystis. 5.4 Δείκτης Κοινωνίας Φυτοπλαγκτού (Phytoplankton Community Index-PCI) Οι τιμές του δείκτη κοινωνίας φυτοπλαγκτού (PCI) στα υδάτινα σώματα της παρούσας έρευνας και η ταξινόμησή τους ως προς την οικολογική τους ποιότητα με βάση τις τιμές του δείκτη παρουσιάζονται στην Εικόνα Από το σύνολο των υδάτινων σωμάτων μόνο στον ταμιευτήρα Ταυρωπού η οικολογική ποιότητα νερού εκτιμήθηκε ως υψηλή. Όσον αφορά τους υπόλοιπους ταμιευτήρες, με εξαίρεση την Κερκίνη (ελλιπής) και τον Μαραθώνα (μέτρια), η οικολογική ποιότητα νερού εκτιμήθηκε ως καλή. Από τις λίμνες, η Υλίκη και η Μεγάλη Πρέσπα είναι ενδεικτικές καλής ποιότητας με βάση τις τιμές του δείκτη, ενώ στις υπόλοιπες η οικολογική ποιότητα εκτιμήθηκε κατώτερη της καλής. Εικόνα 5.27: Τιμές του PCI στα υδάτινα σωμάτα σε σχέση με τo όρια υψηλής-καλής, καλήςμέτριας, μέτριας-ελλιπούς και ελλιπούς-κακής οικολογικής ποιότητας νερού του δείκτη Figure 5.27: Phytoplankton Community Index in the studied freshwaters in relation to the boundaries of the high-good, good-moderate, moderate-poor, poor-bad ecological water quality

95 82 H ομαδοποίηση των 22 υδάτινων σωμάτων με βάση τις μεταβλητές που χρησιμοποιήθηκαν στον δείκτη PCI, σύμφωνα με την Ανάλυση Κύριων Παραγόντων (PCA) οδήγησε σε δύο στατιστικά σημαντικούς άξονες (PCs) (eigen value>0,9), οι οποίοι εκφράζουν το 88,22% της συνολικής διακύμανσης (Πίν Παράρτημα). Η θέση των υδάτινων σωμάτων στο επίπεδο που ορίζεται από τον Άξονα Ι και Άξονα ΙΙ της PCA απεικονίζεται στην Εικόνα Κατά μήκος του άξονα Ι που εκφράζει το μεγαλύτερο ποσοστό της συνολικής διακύμανσης (71,6%) παρατηρήθηκε διαβάθμιση των υδάτινων σωμάτων με βάση το βιοόγκο του φυτοπλαγκτού (r=0,937) και το δείκτη Q (r=-0,874) (Πίν Παράρτημα). Ειδικότερα, εννέα από τα 22 υδάτινα σώματα που χαρακτηρίζονται με υψηλές τιμές του δείκτη Q (Υλίκη, Πολυφύτου, Θησαυρός1, Θησαυρός2, Αισύμης, Ταυρωπού, Μεγάλη Πρέσπα, Πλατανόβρυση, Μαραθώνας) ομαδοποιούνται μεταξύ τους και διακρίνονται από τα υπόλοιπα (Καστοριάς, Χειμαδίτιδα, Ζάζαρη, Κάρλα, Παμβώτιδα) που εμφανίζουν υψηλές τιμές βιοόγκου φυτοπλαγκτού (θετικό τμήμα του άξονα Ι). Ως προς τον Άξονα ΙΙ παρατηρείται μία διαβάθμιση των υδάτινων σωμάτων με βάση την τον αριθμό των ειδών (r=0,820) και την (%) συμμετοχή των κυανοβακτηρίων (r=-0,284) (Πίν Παράρτημα). Συγκεκριμένα, οι λίμνες Ισμαρίδα, Πετρών (άνω θετικό άκρο του Άξονα ΙΙ) χαρακτηρίζονται από σχετικά υψηλότερες τιμές του αριθμού ειδών, ενώ οι λίμνες Κορώνεια και Βεγορίτιδα χαρακτηρίζονται από την υψηλότερη (%) συμμετοχή των κυανοβακτηρίων στο βιοόγκο φυτοπλαγκτού.

96 83 Εικόνα 5.28: Διάγραμμα ταξιθέτησης της Ανάλυσης Κύριων Παραγόντων (PCA) των υδάτινων σωμάτων και των μεταβλητών βιοόγκος φυτοπλαγκτού, % συμμετοχή κυανοβακτηρίων, αριθμός ειδών, δείκτης Q και δείκτης Nygaard Figure 5.28: Ordination diagram for the Principal Component Analysis (PCA) of the studied freshwaters and the variables of phytoplankton biovolume, % cyanobacterial contribution, species richness, Q Index and Nygaard Index

97 84 6. ΣΥΖΗΤΗΣΗ 6.1 Χαρακτηριστικά κοινωνίας φυτοπλαγκτού 6.1. Σύνθεση ειδών & ομάδων Κατά τη θερμή περίοδο του έτους από το 2007 έως το 2010, στο σύνολο των υδάτινων σωμάτων της παρούσας έρευνας αναγνωρίστηκαν με βάση μορφολογικά κριτήρια 307 είδη φυτοπλαγκτού. Ο αριθμός αυτός αντιπροσωπεύει το 2% περίπου του συνολικού αριθμού των γνωστών ειδών παγκοσμίως (Padisák 2004) και είναι μικρότερος από τον συνολικό αριθμό που ζουν στα υδάτινα αυτά σώματα διότι: ι) δεν έγινε ετήσιος κύκλος έρευνας, επομένως είδη από άλλες περιόδους (χειμώνας, άνοιξη) δεν συμπεριλαμβάνονται, ιι) υπάρχουν πάντοτε ορισμένα είδη με πολύ μικρό αριθμό ατόμων που περνούν απαρατήρητα διότι βρίσκονται σε πληθυσμιακή πυκνότητα κάτω από το όριο ανίχνευσης και ιιι) σε ορισμένα γένη (Scenedesmus, Staurastrum, Oocystis κ.ά.) η αναγνώριση σε επίπεδο είδους παρουσιάζει σημαντικές δυσκολίες λόγω της επικάλυψης βασικών ταξινομικών χαρακτηριστικών, αλλά και γιατί ήδη πολλοί οργανισμοί που έχουν περιγραφεί ως διαφορετικά είδη έχουν βρεθεί να αποτελούν διαφορετικά στάδια του κύκλου ζωής του ίδιου είδους (Lürling 2009, Moustaka et al. 2009). Ωστόσο, αναμένεται ο αριθμός ειδών που χαρακτηρίζει ένα υδάτινο σώμα κατά τη θερμή περίοδο να παρουσιάζει τη μικρότερη διαφορά από το συνολικό αριθμό που χαρακτηρίζει τον ετήσιο κύκλο συγκριτικά με άλλα στάδια διαδοχής, καθώς στοιχεία από ελληνικές λίμνες δείχνουν ότι η αύξηση της θερμοκρασίας σχετίζεται σημαντικά με την αύξηση του αριθμού των ειδών (Μουστάκα 1988, Τρύφων 1994). Αν και η ποικιλότητα ειδών του φυτοπλαγκτού στις λίμνες μπορεί να είναι υψηλή, γνωστό ως το παράδοξο του πλαγκτού (Hutchinson 1961), δεν υπάρχει ακόμη κάποιο αξιόπιστο κριτήριο για τη σύγκριση της ποικιλότητας ειδών ανάμεσα σε διαφορετικές λίμνες (Padisák 1992). Και αυτό γιατί λίμνες διαφορετικής τροφικής κατάστασης παρουσιάζουν ομοιότητες στη σύνθεση, ενώ λίμνες της ίδιας τροφικής κατάστασης μπορεί να διαφέρουν σε σύνθεση και αριθμό ειδών. Ωστόσο, ο συνολικός αριθμός ειδών φυτοπλαγκτού έχει χρησιμοποιηθεί συχνά ως κριτήριο τροφικής κατάστασης, καθώς μεταβολές στη σύνθεση και ποικιλότητα του φυτοπλαγκτού ως αποτέλεσμα αλλαγών στην τροφική κατάσταση, έχουν αναφερθεί σε ένα μεγάλο αριθμό εύκρατων λιμνών με τα περισσότερα δεδομένα να προκύπτουν κυρίως από έρευνες που αφορούν τη θερμή περίοδο (Sommer 1989, Watson et al. 1997). Ετσι, αν και ο

98 85 συνολικός αριθμός ειδών φυτοπλαγκτού δεν παρουσιάζει γραμμική σχέση με την μεταβολή της τροφικής κατάστασης συνήθως είναι μικρός στις ολιγότροφες και υπερεύτροφες λίμνες και σε ιδιαίτερα επιβαρυμένα υδάτινα σώματα (Michaloudi et al. 2009), ενώ υψηλός αριθμός ειδών αναφέρεται συχνά σε εύτροφες λίμνες (Μουστάκα 1988, Willén 2000). Οι Proulx et al. (1996) αναφέρουν ότι η ποικιλότητα ειδών σε ένα ολιγότροφο σύστημα αυξάνεται με την αύξηση της συγκέντρωσης των θρεπτικών μέχρι να φτάσει σε ένα πλατώ και στη συνέχεια αρχίζει να μειώνεται με την προσθήκη επιπλέον θρεπτικών. Στην παρούσα έρευνα, υψηλός αριθμός ειδών καταγράφηκε σε εύτροφες-υπερεύτροφες λίμνες και ταμιευτήρες όπως η Κερκίνη, η Καστοριάς, η Πετρών και η Ισμαρίδα, ενώ μικρότερος σε ολιγότροφα και μεσότροφα υδάτινα σώματα όπως η Ταυρωπού, η Μεγάλη Πρέσπα, η Πλατανόβρυση, χωρίς ωστόσο κάποιο ξεκάθαρο και ασφαλές πρότυπο καθώς δεν περιλαμβάνεται το σύνολο των ειδών σε ένα ετήσιο κύκλο. Γενικά, η ποικιλότητα (αριθμός) ειδών δε θεωρείται αξιόπιστος δείκτης για αλλαγές στην τροφική κατάσταση (Cottingham & Carpenter 1998), αλλά συνδέεται με την ικανότητα ενός οικοσυστήματος για αποκατάσταση (Μooney et al. 1995). Ο μεγαλύτερος αριθμός ειδών φυτοπλαγκτού καταγράφηκε στην Ισμαρίδα και ο χαμηλότερος στην Κορώνεια. Και τα δυο αυτά συστήματα παρουσιάζουν σημαντικές ιδιαιτερότητες, με ομοιότητες (πολύ ρηχές, υφάλμυρες) και σημαντικές διαφορές. H Ισμαρίδα είναι υπερεύτροφη και κατά περιόδους επικοινωνεί με τη θάλασσα, ενώ κατά τη διάρκεια της θερμής περιόδου ο πυθμένας της παρουσιάζει εκτεταμένη κάλυψη από υδρόβια μακρόφυτα. Ο συνδυασμός αυτών των παραγόντων δημιουργεί ένα «δυναμικό» περιβάλλον στο οποίο ο «στίβος» για τα διαφορετικά είδη αλλάζει ποικιλοτρόπως (Padisák et al. 2010) παρέχοντας ένα μεγάλο αριθμό διαφορετικών οικοθέσεων. Από την άλλη μεριά, η Κορώνεια είναι ένα ισχυρώς τροποποιημένο οικοσύστημα σε όλα τα επίπεδα (υδρογεωμορφολογία, φυσικά, χημικά, βιολογικά χαρακτηριστικά) που σήμερα έχει μετατραπεί σε ένα εφήμερο υδάτινο οικοσύστημα, με υψηλή ρύπανση και οργανικό υλικό. Οι ιδιαίτερες αυτές συνθήκες επιτρέπουν την παρουσία μόνο ενός μικρού αριθμού ειδών που μπορούν να ανταπεξέρχονται σε αυτές (Michaloudi et al. 2012). Από τις ταξινομικές ομάδες από φυτοπλαγκτού, η πιο πλούσια σε αριθμό ειδών σε όλα σχεδόν τα υδάτινα σώματα ήταν η ομάδα των χλωροφυκών και ακολούθησαν τα κυανοβακτήρια και τα διάτομα. Εξαίρεση αποτέλεσαν ι) η Κορώνεια με το μεγαλύτερο αριθμό ειδών να ανήκουν στα κυανοβακτήρια και ιι) η Ισμαρίδα, στην οποία μετά τα χλωροφύκη, η δεύτερη ομάδα σε αριθμό ειδών ήταν τα ευγληνοφύκη, για τα οποία μέχρι σήμερα δεν έχει αναφερθεί τόσο μεγάλη ποικιλότητα ειδών σε άλλη ελληνική λίμνη

99 86 αλλά και σπανίως έχει αναφερθεί σε παγκόσμιο επίπεδο (Borics et al. 2003). Η παρουσία τους σχετίζεται με την παρουσία νεκρού οργανικού υλικού (Tell et al. 2005), το οποίο άμεσα ως σωματιδιακό οργανικό υλικό ή έμμεσα ως υπόστρωμα για άφθονα βακτήρια αποτελεί τροφή των ευγληνοφυκών τα οποία στην πλειονότητά τους είναι μιξότροφα (δηλαδή φωτοσυνθετικά και φαγότροφα) (Margulis et al. 1990). Παραγωγή μεγάλης ποσότητας νερκού οργανικού υλικού παρατηρείται στην Ισμαρίδα κατά το θάνατο των υδρόβιων φυτών που καλύπτουν τη λίμνη στο μεγαλύτερο μέρος της θερμής περιόδου (Μουστάκα & συν. 2011). Συνολικά, σε όλα τα υδάτινα σώματα της παρούσας έρευνας, ο αριθμός ειδών των κυανοβακτηρίων και των χλωροφυκών αποτέλεσε περισσότερο από το 50% του συνολικού αριθμού ειδών σε συμφωνία με προηγούμενες έρευνες που αφορούν εύτροφες λίμνες της μεσογειακής περιοχής (Tryfon & Moustaka 1997, Moustaka et al. 2007) και άλλων γεωγραφικών περιοχών της Κεντρικής και Βόρειας Ευρώπης (π.χ. Padisák & Reynolds 1998, Willén 2000) Σύνθεση κυανοβακτηρίων με φυλογενετική ανάλυση H αναγνώριση των κυανοβακτηρίων με τη χρήση μικροσκοπίου και με βάση τα μορφολογικά τους χαρακτηριστικά είναι η κύρια μέθοδος στην βιοπαρακολούθηση υδάτινων οικοσυστημάτων για την παρουσία ανθίσεων αυτών των οργανισμών σε παγκόσμια κλίμακα. Ωστόσο, συχνά, πολλά είδη αναγνωρίζονται λανθασμένα ακόμη και από σχετικά έμπειρους ερευνητές, εξαιτίας της μεγάλης μορφολογικής πλαστικότητας και περιορισμένων ή αλληλοεπικαλυπτόμενων διαγνωστικών χαρακτήρων (Komárek & Anagnostidis 1989). Σε κάποιες περιπτώσεις η ποικιλότητα μπορεί να μην αφορά τον φαινότυπο, αλλά να είναι μόνο γενετική (Coesel & Krienitz 2008). Σύμφωνα με φυλογενετικές έρευνες σε κυανοβακτήρια, συχνά υπάρχει ασυμφωνία ανάμεσα στις φυλογενετικές σχέσεις και την ταξινόμηση με βάση μορφολογικά χαρακτηριστικά (Gugger & Hoffmann 2004, Rajaniemi et al. 2005). Eπιπλέον, υπάρχουν πολλά στελέχη κυανοβακτηρίων που έχουν αναγνωριστεί λανθασμένα (Komárek & Anagnostidis 1989). Κάτι τέτοιο μπορεί να δημιουργήσει σύγχυση, ειδικά όσον αφορά την αναγνώριση τοξικών ειδών. Ο αριθμός των ερευνών που υποστηρίζουν την πολυφασική προσέγγισηδηλαδή τη χρήση ταυτόχρονα μορφολογικών, γενετικών, φυσιολογικών, οικολογικών κριτηρίων- στην αναγνώριση και ταξινόμηση των κυανοβακτηρίων (Wood et al. 2007) ώστε να ξεπεραστούν τα διάφορα προβλήματα που προκύπτουν, έχει αυξηθεί τα τελευταία χρόνια και ενώ αρχικά αφορούσε μόνο στελέχη κυανοβακτηρίων εφαρμόζεται

100 87 πλέον και σε φυσικούς πληθυσμούς (Moustaka-Gouni et al. 2009, Moustaka-Gouni et al. 2010, Κormas et al. 2011, Oikonomou et al. 2012). Στην παρούσα έρευνα, πραγματοποιήθηκε φυλογενετική ανάλυση των κυανοβακτηρίων, με βάση το 16S rrna γονίδιο, σε τέσσερα υδάτινα οικοσυστήματα τους ταμιευτήρες Κάρλας, Κερκίνης και Αισύμης και στη λίμνη Βόλβη. Το 16S rrna γονίδιο θεωρείται μέχρι σήμερα ο καλύτερος «μοριακός» δείκτης για την εύρεση φυλογενετικών σχέσεων ανάμεσα στα κυανοβακτήρια (Thomazeau et al. 2010). Ειδικότερα: Στον ταμιευτήρα της Κάρλας, καταγράφηκε στις αρχές της θερμής περιόδου του 2010 η παρουσία σε υψηλή αφθονία (1900 νήματα ml -1 ) ενός νηματοειδούς κυανοβακτηρίου το οποίο μορφολογικά παρουσιάζει ομοιότητες με το γνωστό τοξικό είδος Planktothrix agardhii (Εικ. 6.1). Εικόνα 6.1: Το κυανοβακτήριο Planktothrix agardii στον ταμιευτήρα της Κάρλας Figure 6.1: The cyanobacterium Planktothrix agardhii in the Karla Reservoir Ωστόσο, παρατηρήθηκε ασυμφωνία σε κάποια μορφολογικά χαρακτηριστικά που θεωρούνται σημαντικά ταξινομικά γνωρίσματα (Komárek & Anagnostidis 1989) για την αναγνώριση του συγκεκριμένου είδους. Για παράδειγμα, ο λόγος στο P. agardhii είναι μικρότερος του 1, ενώ στα νήματα της Κάρλας ήταν μεγαλύτερος του 1. Επιπλέον, οι διαστάσεις των νημάτων σε συνδυασμό με τα γενικότερα μορφολογικά χαρακτηριστικά παραπέμπουν σε κυανοβακτήριο του γένους Jaaginema που ανήκει στην

101 88 τάξη των Οscillatoriales όπως και το P. agardhii με το χαρακτηριστικό απουσίας αεροτοπίων στα κύτταρα. Όμως και για το P. αgardhii που είναι γνωστό ότι σχηματίζει αεροτόπια, στην Κάρλα με βάθος νερού < 2 m σχηματισμός αεροτοπίων στα κύτταρα θα αποτελούσε ενεργειακή «σπατάλη» για τον οργανισμό. Παρόμοια για το νηματοειδές Limnothrix redekei σε στελέχη που απομονώθηκαν από τη λίμνη Καστοριάς, δεν παρατηρήθηκαν αεροτόπια, σημαντικό ταξινομικό γνώριμα για το γένος Limnothrix (Gkelis et al. 2005a). Η φυλογενετική ανάλυση του συγκεκριμένου πληθυσμού κυανοβακτηρίων οδήγησε σε δύο φυλότυπους, έναν με 99% ομοιότητα με το P. agardhii και το P. rubescens και έναν ο οποίος φυλογενετικά είναι κοντά στα 2 είδη αλλά η ομοιότητά του ήταν <98%. Τo είδος P. agardhii μορφολογικά παρουσιάζει σημαντικές ομοιότητες με το P. rubescens. Οι Humbert & LeBerre (2001) μετά από φυλογενετική ανάλυση των δύο ειδών αναφέρουν ότι είναι πιθανό να πρόκειται για ομοειδικά είδη, τα οποία στην πραγματικότητα αποτελούν δύο διαφορετικούς οικότυπους του ίδιου είδους που έχουν προσαρμοστεί σε διαφορετικές περιβαλλοντικές συνθήκες. Το P. agardhii συνήθως εμφανίζεται σε εύτροφα σχετικά ρηχά υδάτινα οικοσυστήματα (Briand et al. 2002) και συχνά σχηματίζει ανθίσεις κατά την θερμή περίοδο στις εύκρατες περιοχές (Oberhaus et al. 2007), ενώ το είδος P. rubescens εμφανίζεται συνήθως στα βαθύτερα στρώματα λιμνών με μεγάλο βάθος και σχηματίζει ανθίσεις κατά τους χειμερινούς μήνες. Με βάση τις «οικολογικές» απαιτήσεις του κάθε είδους, ο ταμιευτήρας της Κάρλας αποτελεί περιβάλλον καταλληλότερο για το είδος P. agardhii. Στον ταμιευτήρα της Κερκίνης, κατά τη θερμή περίοδο του 2008 καταγράφηκε άνθιση κυανοβακτηρίων με άφθονα (>1000 νήματα/κύτταρα ml -1 )-σύμφωνα με τα μορφολογικά τους χαρακτηριστικά-, τα κυανοβακτήρια Aphanizomenon flos-aquae, Pseudanabaena limnetica, Planktolyngbya limnetica, Aphanizomenon issatschenkoi, Cylindrospermopsis raciborskii και Microcystis cf. aeruginosa. Από αυτά, τα A. flosaquae, C. raciborskii και M. cf. aeruginosa είναι γνωστά τοξικά είδη που σχηματίζουν συχνά ανθίσεις κατά τη θερμή περίοδο στις Μεσογειακές λίμνες και ταμιευτήρες, ενώ πρόσφατα παραγωγή μικροκυστίνης αναφέρθηκε και για κυανοβακτήρια του γένους Pseudanabaena (Sivonen & Börner 2008). Τα κυανοβακτήρια Pseudanabaena limnetica, A. flos-aquae και A. issatschenkoi έχουν σχετικά διακριτά μορφολογικά χαρακτηριστικά (Komárek & Anagnostidis 1989). Αντίθετα, το είδος C. raciborskii, το οποίο αποτελεί ένα από τα πιο επιτυχημένα τοξικά κυανοβακτήρια-εισβολείς εύκρατων και μεσογειακών λιμνών (Padisák 1997), παρουσιάζει επικάλυψη σε ορισμένα μορφολογικά χαρακτηριστικά με το κυανοβακτήριο Raphidiopsis mediterranea το οποίο

102 89 παρατηρήθηκε ταυτόχρονα με το C. raciborskii στην Κερκίνη. Πρόσφατες έρευνες, προτείνουν ότι το R. mediterranea αποτελεί μορφολογικό στάδιο του κύκλου ζωής του C. raciborskii (McGregor & Fabbro 2000, Moustaka-Gouni et al. 2009). Καθώς παραγωγή τοξινών έχει αναφερθεί και στα δύο «είδη», R. mediterranea (ΜcGregor et al. 2011) και C. raciborskii (Ohtani et al. 1992), είναι σημαντικό να λυθεί το «ταξινομικό πρόβλημα» με βάση τη μεταγονιδιωματική (Stücken & Jakobsen 2010) και την οικολογία (Moustaka-Gouni et al. 2010), καθώς η γρήγορη εξάπλωση του C. raciborskii σε νέα υδάτινα οικοσυστήματα είναι κρίσιμης σημασίας για τη διαχείριση της οικολογικής ποιότητάς τους. Η αναγνώριση σε επίπεδο είδους στο γένος Microcystis, παρουσιάζει επίσης σημαντικές δυσκολίες, καθώς συχνά μορφολογικά χαρακτηριστικά τους που χρησιμοποιούνται ως βασικά ταξινομικά γνωρίσματα (μέγεθος κυττάρου, σχήμα αποικίας, θήκη) αλλοιώνονται κατά τη συντήρηση των δειγμάτων ή μπορεί να διαφοροποιούνται ανάμεσα στις νεαρές και πιο «ώριμες» αποικίες ή κάτω από το συνδυασμό διαφορετικών περιβαλλοντικών παραγόντων (Zapomelova et al. 2010). Επιπλέον, φυλογενετικές έρευνες προτείνουν ότι αρκετά είδη του Microcystis, «μορφολογικά» οριοθετημένα, αποτελούν διαφορετικούς μορφότυπους του ίδιου είδους (Otsuka et al. 1998, Otsuka et al. 2001). Από τη φυλογενετική ανάλυση του πληθυσμού των κυανοβακτηρίων της Κερκίνης, προέκυψαν φυλότυποι με ομοιότητα >99% με το είδος Microcystis aeruginosa. Επιπλέον προέκυψαν φυλότυποι με ομοιότητα >99% με τα είδη Aphanizomenon flos-aquae, Aphanizomenon issatschenkoi και Synechococcus sp., ενώ βρέθηκε και ένας φυλότυπος με στενή συγγένεια με το κυανοβακτήριο Phormidium sp. το οποίο συνήθως εντοπίζεται στο ίζημα (Κοmárek et al. 2008). Επίσης, δεν βρέθηκαν φυλότυποι που να αντιστοιχούν στα κυανοβακτήρια C. raciborskii, R. mediterranea, Pseudanabaena limnetica και Planktolynbya limnetica. Αυτό μπορεί να οφείλεται σε μη συμβατότητα των εκκινητών με το γονίδιο του 16S rrna (λόγω προσθήκης, έλλειψης ή αντικατάστασης βάσεων) των συγκεκριμένων κυανοβακτηρίων στους συγκεκριμένους πληθυσμούς (Kormas et al. αδημοσίευτα δεδομένα), καθώς ειδικά για τα κυανοβακτήρια C. raciborskii και R. mediterranea οι εκκινητές που χρησιμοποιήθηκαν στην παρούσα έρευνα οδήγησαν στην εύρεση των αντίστοιχων φυλοτύπων σε άλλες λίμνες (Moustaka et al. 2009, Moustaka et al. 2010). Στη λίμνη Βόλβη, οι πληθυσμοί των κυανοβακτηρίων που καταγράφηκαν κατά τη διάρκεια της παρούσας έρευνας ήταν παρόμοιοι όσον αφορά τη σύνθεσή τους με τους αντίστοιχους της Κερκίνης με άφθονα (από νήματα ml -1 ) τα νηματοειδή

103 90 κυανοβακτήρια Planktolyngbya limnetica, Aphanizomenon issatschenkoi, Anabaena aphanizomenoides, Cylindrospermopsis raciborskii, Raphidiopsis mediterranea και ένα μορφότυπο με μορφολογικά χαρακτηριστικά ενδιάμεσα στα γένη Limnothrix και Jaaginema. Oι πληθυσμοί αυτοί παρατηρούνται σταθερά στο φυτοπλαγκτό της λίμνης την τελευταία εικοσαετία (Moustaka & Tsekos 1989). Όπως προαναφέρθηκε, τα κυανοβακτήρια P. limnetica και A. issatschenkoi έχουν διακριτά μορφολογικά χαρακτηριστικά (Komárek & Anagnostidis 1989, Moustaka-Gouni et al. 2010), ενώ υφίσταται ταξινομικό πρόβλημα με τα κυανοβακτήρια C. raciborskii και R. mediterranea. Το γένος Anabaena είναι ιδιαίτερα ποικίλο όσον αφορά τα διαφορετικά μορφολογικά είδη που έχουν περιγραφεί μέχρι σήμερα (Komárek & Zapomělová 2007). To είδος A. aphanizomenoides εξαιτίας του ότι παρουσιάζει μορφολογικά γνωρίσματα από τα δύο γένη Anabaena και Αphanizomenon, μετά από αναθεώρηση της ταξινόμησής του δύο φορές αναφέρεται σε αρκετές εργασίες ως Aphanizomenon aphanizomenoides, ενώ οι Ζapomelova et al. (2009) πρόσφατα μετά από πολυφασική ανάλυση του συγκεκριμένου κυανοβακτηρίου πρότειναν την ενταξή του σε ένα νέο γένος, το Sphaerospermum. H αναγνώρισή του στη Βόλβη επίσης παρουσιάζει ιδιαίτερες δυσκολίες για τους λόγους που προαναφέρθηκαν, ειδικά αν απουσιάζουν τα ακινέτια και τα ετεροκύτια από το νήμα, τα οποία αποτελούν κύρια ταξινομικά γνωρίσματα. Δυσκολίες παρουσιάζει και η ταξινόμηση ενός από τα πιο άφθονα (17000 νήματα ml -1 ) νηματοειδή κυανοβακτήρια στο φυτοπλαγκτό της Βόλβης, το οποίο παρουσιάζει μορφολογικά χαρακτηριστικά ανάμεσα στα γένη Limnothrix (Εικ. 6.2) και Jaaginema. Η κύρια μορφολογική διαφορά του γένους Limnothrix με το γένος Jaaginema είναι η παρουσία αεροτοπίων στα εγκάρσια τοιχώματα των κυττάρων στα νήματα του πρώτου, ενώ στο Jaaginema μπορεί να υπάρχουν κοκκία (Komárek & Anagnostidis 2005). Φυλογενετική ανάλυση στελεχών του Limnothrix που απομονώθηκαν από διάφορες γεωγραφικές περιοχές, οδήγησε σε δύο φυλογενετικές ομάδες: την ομάδα με κυανοβακτήρια των γενών Pseudanabaena, Jaaginema και Limnothrix με στελέχη του Limnothrix που έχουν απομονωθεί από βόρειες εύκρατες λίμνες και την ομάδα με στελέχη του Limnothrix redekei που προέρχονται από μεσογειακές λίμνες (Thomazeau et al. 2010).

104 91 Εικόνα 6.2: Το κυανοβακτήριο Limnothrix redekei στη λίμνη Βόλβη Figure 6.2: The cyanobacterium Limnothrix redekei in Lake Volvi Αρχικά το 1998, στη Βόλβη κατά τη μικροσκοπική ανάλυση της φυτοπλαγκτικής κοινωνίας αναφέρθηκε η παρουσία του Oscillatoria cf. lemmermannii (Hindák & Moustaka 1988), το οποίο στη συνέχεια αναθεωρήθηκε σύμφωνα με μορφολογικά κριτήρια του νέου συστήματος ταξινόμησης των κυανοβακτηρίων (Komárek & Anagnostidis 1989) ως Jaaginema (Moustaka-Gouni 1993). H φυλογενετική ανάλυση του πληθυσμού των κυανοβακτηρίων της λίμνης στην παρούσα έρευνα, έδειξε ομοιότητα >99% με το L. redekei της λίμνης Καστοριάς (Gkelis et al. 2005) και ότι τοποθετείται στην ίδια φυλογενετική ομάδα των στελεχών από μεσογειακές λίμνες. Ωστόσο, δεν εντοπίστηκαν άλλοι φυλότυποι κυανοβακτηρίων, που να αντιστοιχούν στα υπόλοιπα μορφολογικά είδη και αυτό μπορεί να οφείλεται όπως προαναφέρθηκε σε πιθανή ασυμβατότητα των εκκινητών με το γονίδιο του 16S rrna. Στον ταμιευτήρα Αισύμης, καταγράφηκαν κατά τη θερμή περίοδο του 2007 άφθονα κοκκοειδή κυανοβακτήρια (>30000 κύτταρα ml -1 ), τα οποία σύμφωνα με μορφολογικά κριτήρια ταξινομούνται στα γένη Aphanocapsa και Cyanodictyon (Εικ. 6.3). Καθώς υπάρχουν αναφορές για παραγωγή τοξινών σε αυτά τα γένη (Domingos et al. 1999), είναι κρίσιμης σημασίας η αναγνώρισή τους, ειδικά για έναν ταμιευτήρα που χρησιμοποιείται για παροχή πόσιμου νερού όπως της Αισύμης για την πόλη της Αλεξανδρούπολης. Τα κυανοβακτήρια αυτά έχουν αναφερθεί ως κυρίαρχα και σε

105 92 ταμιευτήρες του νότιου ημισφαίριου, μεσότροφης κατάστασης και με χαρακτηριστικά όπως της Αισύμης (Burford & O Donohue 2006). Εικόνα 6.3: Τα κοκκοειδή κυανοβακτήρια Aphanocapsa και Cyanodictyon στον ταμιευτήρα Αισύμης Figure 6.3: The chroococcal cyanobacteria Aphanocapsa and Cyanodictyon in Aisimis Reservoir Κατά τις δειγματοληψίες στο συγκεκριμένο ταμιευτήρα συλλέχθηκαν επίσης δείγματα από πράσινες μάζες που παρατηρήθηκαν σε διάφορα ρηχά σημεία του πάνω στον πυθμένα. Η μικροσκοπική τους ανάλυση έδειξε μορφολογικά γνωρίσματα κοινά με νηματοειδή κυανοβακτήρια του γένους Phormidium, το οποίο όπως προαναφέρθηκε είναι συχνά βενθικό. Η φυλογενετική ανάλυση των κυανοβακτηρίων στον ταμιευτήρα οδήγησε σε τρεις φυλότυπους, εκ των οποίων οι δύο που προήλθαν από το δείγμα της στήλης νερού παρουσιάζουν στενή φυλογενετική συγγένεια (>99%) με κυανοβακτήρια που έχουν βρεθεί σε χερσαίες σπηλιές (Iphinoe spelaeobios) και στην Ανταρκτική (Vishnivetskaya 2009), ενώ ο φυλότυπος από τη ανάλυση της πράσινης βενθικής μάζας παρουσιάζει συγγένεια >99% με το βενθικό κυανοβακτήριο Nodularia sphaerocarpa. Δεν βρέθηκαν φυλότυποι που να αντιστοιχούν στα άφθονα κοκκοειδή κυανοβακτήρια των γενών Aphanocapsa και Cyanodictyon γεγονός που μπορεί να οφείλεται όπως και στις προηγούμενες περιπτώσεις στα μόρια-εκκινητές. Όμως βρέθηκαν φυλότυποι άγνωστοι που μπορεί να αντιστοιχούν στα συγκεκριμένα κοκκοειδή. Όσον αφορά το νηματοειδές κυανοβακτήριο που βρέθηκε πάνω από το ίζημα, μορφολογικά διαφέρει σημαντικά από τα είδη του γένους Nodularia, γεγονός δεν μπορεί να ερμηνευθεί. Γενικά, παρά τις όποιες αναντιστοιχίες, η φυλογενετική ανάλυση των κυανοβακτηρίων (όπως για παράδειγμα με βάση το 16S rrna) στα πλαίσια εφαρμογής της ευρύτερης πολυφασικής προσέγγισης είναι ουσιαστικής σημασίας για την

106 93 ταξινόμηση αυτής της τόσο ποικιλόμορφης ομάδας οργανισμών, αλλά και τη γνώση ως προς την εξέλιξη και διαφοροποίησή τους μέσα στο χρόνο (Komárek 2006). Επιπλέον, σε περίπτωση που δεν είναι η δυνατή η ανίχνευση γονιδίων παραγωγής τοξινών, προτείνεται ως η καλύτερη διαθέσιμη μέθοδος για τον άμεσο έλεγχο περιβαλλοντικών δειγμάτων (Baker et al. 2002). Αν και με τη συγκεκριμένη μέθοδο δεν αναγνωρίζονται όλα τα κυανοβακτήρια που είναι παρόντα, όπως προαναφέρθηκε, παρέχεται μια εικόνα της δομής της κοινωνίας και χρησιμοποιείται συχνά για την ανάλυση μικροβιακών κοινοτήτων (Ouellette & Wilhelm 2003) Βιοόγκος φυτοπλαγκτού και (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων Στα υδάτινα σώματα της παρούσας έρευνας, ο βιοόγκος φυτοπλαγκτού (μέση τιμή για τη θερμή περίοδο) κυμάνθηκε από 0,6 mm 3 L -1 (ταμιευτήρας Ταυρωπού) έως 263,6 mm 3 L -1 (λίμνη Χειμαδίτιδα). Οι τιμές αυτές καλύπτουν κατά το μεγαλύτερο μέρος το εύρος των τιμών βιοόγκου που έχουν προταθεί από διάφορους ερευνητές για τη μετάβαση από την ολιγότροφη (<0,5 mm 3 L -1 ) προς τη μεσότροφη (0,5-1,5 mm 3 L -1 ), εύτροφη (1,5-5 mm 3 L -1 ) και υπερεύτροφη κατάσταση (>5 mm 3 L -1 ) (Willén 2000, Smith 2003), με την πλειονότητα των υδάτινων σωμάτων να είναι εύτροφα. Ωστόσο, καθώς τα όρια αυτά έχουν προκύψει κυρίως από δεδομένα που αφορούν βορειότερες λίμνες (Βόρεια, Κεντρική Ευρώπη) με διαφορετικές κλιματικές συνθήκες από τα μεσογειακά υδάτινα οικοσυστήματα, τα αντίστοιχα όρια στην μεσογειακή περιοχή διαφοροποιούνται. Γενικά, αναφέρεται ότι η πρωτογενής παραγωγή στα υδάτινα οικοσυστήματα - κυρίως στα εύτροφα- μειώνεται κατά τη μετάβαση από την τροπική ζώνη προς τους πόλους, καθώς παράγοντες όπως η θερμοκρασία και η ηλιακή ενέργεια καθορίζουν σε μεγάλο βαθμό την περίοδο αύξησης του φυτοπλαγκτού (Alvarez Cobelas et al. 2005, Lampert & Sommer 1997). Το μεσογειακό κλίμα με τις υψηλές θερμοκρασίες και την υψηλή ηλιακή ακτινοβολία, καθώς και την παρατεταμένη θερμή περίοδο ευνοεί ιδιαίτερα την αύξηση του φυτοπλαγκτού και των κυανοβακτηρίων ειδικότερα, ειδικά σε συστήματα που υπάρχουν διαθέσιμα θρεπτικά (Naselli-Flores et al. 2007). Κατά συνέπεια, οι τιμές των ορίων βιοόγκου φυτοπλαγκτού αλλά και της συμμετοχής των κυανοβακτηρίων για μια δεδομένη τροφική και κατ επέκταση οικολογική κατάσταση προτείνονται υψηλότερες στα μεσογειακά οικοσυστήματα (Alvarez Cobelas et al. 2005, Μουστάκα 2010). Είναι γνωστό ότι στους ταμιευτήρες, παράγοντες όπως ο μικρός χρόνος παραμονής του νερού, οι αλλαγές στο βάθος και τον όγκο του νερού λόγω του

107 94 υδρολογικού καθεστώτος, καθορίζουν σε μεγάλο βαθμό τη δομή και δυναμική των βιοκοινοτήτων και συνεπώς της υπάρχουσας κοινωνίας (Kennedy 1999). Συγκεκριμένα, ο μικρός χρόνος παραμονής του νερού στους ταμιευτήρες όταν είναι μικρότερος από το χρόνο γενεάς των φυτοπλαγκτικών οργανισμών (Reynolds 1999) μπορεί να περιορίσει σημαντικά την αύξηση του φυτοπλαγκτού επιδρώντας ως ισχυρή διαταραχή αλλά και των κυανοβακτηρίων τα οποία ευνοούνται από μεγάλους χρόνους παραμονής νερού (Moustaka-Gouni et al. 2006). Στην πλειονότητά τους οι ταμιευτήρες νερού παρουσίασαν χαμηλές τιμές βιοόγκου φυτοπλαγκτού (0,6-2,3 mm 3 L -1 ) και μικρή συμμετοχή κυανοβακτηρίων (0,7-19%). Εξαίρεση αποτέλεσαν οι ταμιευτήρες Κερκίνης (13 mm 3 L - 1, 93% κυανοβακτήρια) και Κάρλας (82 mg L -1, 80% κυανοβακτήρια), οι οποίοι σε σχέση με τους υπόλοιπους έχουν πολύ μικρότερο`μέσο βάθος ( 3 μέτρα) και διαφορετικό υδρολογικό καθεστώς (μεγαλύτερος χρόνος παραμονής νερού) ώστε να παρουσιάζουν περισσότερες ομοιότητες με τις ρηχές λίμνες. Στον ταμιευτήρα του Μαραθώνα αν και οι τιμές του βιοόγκου φυτοπλαγκτού δεν ήταν υψηλές (μέσος βιοόγκος 1,1 mm 3 L -1 ), η μέση (%) συμμετοχή των κυανοβακτηρίων ήταν >60% με το μέγιστο του βιοόγκου τους να καταγράφεται την περίοδο χωρίς απομάκρυνση νερού (Katsiapi et al. 2011). Εκτός από το χρόνο παραμονής του νερού, το βάθος του υδάτινου σώματος είναι σημαντικός παράγοντας στην αύξηση του φυτοπλαγκτού, με αποτέλεσμα βαθιές λίμνες με στρωμάτωση να υποστηρίζουν συχνά χαμηλότερο βιοόγκο φυτοπλαγκτού κατά τους θερινούς μήνες από λίμνες αντίστοιχης τροφικής κατάστασης οι οποίες είναι ρηχές (μέσο βάθος 3 μέτρα) και με έντονη ανάμειξη (Mazumder 1994, Willén 2000). Στην παρούσα έρευνα, όσον αφορά τα εύτροφα υδάτινα σώματα που ήταν και η πλειονότητα, υψηλότερες τιμές βιοόγκου φυτοπλαγκτού (μέση τιμή της θερμής περιόδου) συνοδευόμενες γενικά από υψηλή συμμετοχή κυανοβακτηρίων καταγράφηκαν στις ρηχές λίμνες (μέσο βάθος 4 μέτρα) (Χειμαδίτιδα, Καστοριάς, Ζάζαρη, Παμβώτιδα, Κορώνεια, Ισμαρίδα, Δοϊράνη) και ταμιευτήρες (Κάρλα, Κερκίνη) σε σχέση με τις λίμνες και τους ταμιευτήρες μεγαλύτερου βάθους (μέσο βάθος >10 μέτρα) (Βόλβη, Βεγορίτιδα, Μαραθώνας). Φυσικά το βάθος είναι γνωστό ότι επηρεάζει εκτός του βιοόγκου και τη σύνθεση του φυτοπλαγκτού (Mazaris et al. 2010). Στα πλαίσια εφαρμογής της Οδηγίας, οι ιδιαιτερότητες της κάθε γεωγραφικής περιοχής, αλλά και των υδάτινων σωμάτων (βάθος, επιφάνεια, γεωλογικό υπόβαθρο κ.ά.) έχουν ληφθεί υπόψη, καθώς τα όρια που έχουν προταθεί για τις διάφορες παραμέτρους του φυτοπλαγκτού (βιομάζα, (%) συμμετοχή κυανοβακτηρίων), διαφοροποιούνται ανάμεσα σε διαφορετικές οικοπεριοχές

108 95 και διαφορετικούς τύπους υδάτινων σωμάτων (Carvahlo et al. 2009, Søndergaard et al. 2011). 6.2 Παράγοντες διαμόρφωσης της κοινωνίας φυτοπλαγκτού Χρήσεις γης στη λεκάνης απορροής Η σημασία των χρήσεων γης στην παρατηρούμενη διαβάθμιση της ποικιλότητας του φυτοπλαγκτού σε ένα πολύ μεγάλο αριθμό λιμνών σε διαφορετικές γεωγραφικές περιοχές έχει αναφερθεί πρόσφατα από τους Stomp et al. (2011). Στην παρούσα έρευνα, δεν αναγνωρίστηκε κάποιο πρότυπο συσχέτισης ανάμεσα στα επιμέρους είδη φυτοπλαγκτού με τις χρήσεις γης στη λεκάνη απορροής των υδάτινων οικοσυστημάτων, αν και οι χρήσεις γης αναγνωρίζονται ως σημαντικός παράγοντας στη διαμόρφωση της σύνθεσης της κοινωνίας φυτοπλαγκτού (Katsiapi et al. 2012a). Γενικά, τα μεμονωμένα είδη δε θεωρούνται αξιόπιστοι δείκτες για αλλαγές στην τροφική κατάσταση (Cottingham & Carpenter 1998), μόνο σε ορισμένες περιπτώσεις όπως οι παλαιολιμνολογικές έρευνες όπου τα διάτομα έχουν χρησιμοποιηθεί με σχετική επιτυχία (Anderson et al. 1990). Οι ταξινομικές ομάδες αντίθετα προτείνονται ως αποτελεσματικότεροι δείκτες για ανθρωπογενείς αλλαγές (Ptacnik et al. 2008) καθώς επηρεάζονται λιγότερο από τις φυσικές διακυμάνσεις του περιβάλλοντος (Warwick 1988). Στην παρούσα έρευνα, η σύνθεση φυτοπλαγκτού του συνόλου των υδάτινων οικοσυστημάτων, σε επίπεδο ταξινομικών ομάδων, βρέθηκε να συνδέεται σημαντικά με τις χρήσεις γης στη λεκάνη απορροής τους. Συγκεκριμένα, η παρουσία των κυανοβακτηρίων βρέθηκε να συνδέεται σημαντικά (διάγραμμα ταξιθέτησης της CCA) με τις αστικές περιοχές και τις καλλιεργήσιμες εκτάσεις στις λεκάνες απορροής των φυσικών λιμνών και ταμιευτήρων. Η μεγάλη συμμετοχή των κυανοβακτηρίων στη συνολική ποικιλότητα ειδών έχει αναφερθεί σε ένα μεγάλο αριθμό εύτροφων λιμνών της Ελλάδας (Moustaka-Gouni 1993, Moustaka et al. 2007) αλλά και σε παγκόσμιο επίπεδο (Watson et al. 1997, Reynolds 1998). H σύνδεση των χρυσοφυκών, δινοφυκών, πρυμνεσιοφυκών και διατόμων με τις δασικές εκτάσεις στις λεκάνες απορροής των φυσικών λιμνών και ταμιευτήρων είναι σύμφωνη με την υψηλή αφθονία τους σε περιβάλλοντα ολιγότροφης και μεσότροφης κατάστασης (Reynolds 1984, Sommer 1989). Η κεντρική θέση της πιο ποικίλης ομάδας του φυτοπλαγκτού, των χλωροφυκών, στο διάγραμμα ταξιθέτησης της CCA, ενδεχομένως να υποδεικνύει την ευρεία κατανομή

109 96 τους, καθώς και την μεγάλη ικανότητά τους για εποίκιση υδάτινων οικοσυστημάτων (Chrisostomou et al. 2009). Τα ευγληνοφύκη παρουσιάστηκαν ως μια ξεχωριστή ομάδα στην ανάλυση αυτή, η οποία διαφοροποιείται από τις υπόλοιπες αλλά συνδέεται με τις τεχνητές και αγροτικές εκτάσεις. Η ομάδα αυτή αποτελεί μια ιδιαίτερη ομάδα φυτοπλαγκτού, καθώς παρουσιάζει μεγάλο αριθμό ειδών σε υδάτινα συστήματα με υψηλή συγκέντρωση σε οργανικό υλικό (Borics et al. 2003). Γενικά, κύριες πηγές φορτίων θρεπτικών και άλλων ρυπαντών για τα υδάτινα σώματα αποτελούν οι αγροτικές εκτάσεις και οι αστικές περιοχές στη λεκάνη απορροής ενός υδάτινου σώματος (Carpenter et al. 1998). Όταν το ποσοστό τους ξεπερνά το 40% και 2,5% αντίστοιχα, θεωρούνται σημαντική πίεση για την ποιότητα των υδάτινων οικοσυστημάτων (LAWA 2003). Στην παρούσα έρευνα, οι υψηλότερες τιμές βιοόγκου φυτοπλαγκτού [με υψηλή συμμετοχή (>80%) κυανοβακτηρίων] καταγράφηκαν στα υδάτινα σώματα με ποσοστό κάλυψης σε αγροτικές εκτάσεις και αστικές περιοχές >30%. Το μικρότερο αυτό ποσοστό είναι πιθανό να δείχνει το σημείο μετάβασης κατά τον ανθρωπογενή ευτροφισμό από τα μεσότροφα στα υπερεύτροφα υδάτινα οικοσυστήματα στην περιοχή της Μεσογείου. Στην περιοχή αυτή, οι πιέσεις στις λίμνες και τους ταμιευτήρες λόγω δραστηριοτήτων στη λεκάνη απορροής, αναμένεται να είναι πιο έντονες από ότι σε αντίστοιχες σε βορειότερα γεωγραφικά πλάτη, καθώς ο λόγος επιφάνεια λεκάνης απορροής : επιφάνεια υδάτινου σώματος είναι γενικά πιο μεγάλος στα μεσογειακά από τον αντίστοιχο στα βορειότερα γεωγραφικά πλάτη (Alvarez Cobelas et al. 2005). Τα υδάτινα σώματα της παρούσας έρευνας στην πλειονότητά τους χαρακτηρίζονται από μεγαλύτερες τιμές του λόγου αυτού από ότι τα βορειότερα εύκρατα υδάτινα σώματα και παρόμοιες με άλλα μεσογειακά. Εξαίρεση αποτελούν οι λίμνες Καστοριάς, Μικρή Πρέσπα, Μεγάλη Πρέσπα, Δοϊράνη και Ταυρωπού για τις οποίες ο λόγος αυτός είναι μικρός (<10). Θεωρητικά, η επίδραση των χρήσεων γης στην κοινωνία φυτοπλαγκτού είναι πιο έντονη στους ταμιευτήρες, καθώς τα φορτία θρεπτικών που καταλήγουν σε αυτούς από τη λεκάνη απορροής είναι πιο υψηλά από ότι σε λίμνες με λεκάνες απορροής ίδιας σύνθεσης σε χρήσεις γη, εξαιτίας του μεγαλύτερου λόγου επιφάνειας λεκάνης απορροής : επιφάνεια υδάτινου σώματος (Jørgensen et al. 2005). Στην παρούσα έρευνα ο μέσος λόγος επιφάνειας λεκάνης απορροής : επιφάνεια ταμιευτήρα (~400) ήταν σημαντικά υψηλότερος από τον αντίστοιχο των λιμνών (~50). Ωστόσο, συνολικά, υψηλότερες τιμές βιοόγκου φυτοπλαγκτού και κυανοβακτηρίων καταγράφηκαν στις φυσικές λίμνες σε σχέση με τους ταμιευτήρες. Αυτό διότι, αν και η σύνθεση και βιοόγκος του

110 97 φυτοπλαγκτού αποκρίνονται άμεσα σε αλλαγές που αφορούν στη συγκέντρωση των θρεπτικών στο νερό, ο χρόνος παραμονής νερού και οι υδρομορφολογικές φυσικές συνθήκες είναι οι πρώτοι παραγοντες που επιδρούν στο φυτοπλαγκτό αφού συνδέονται άμεσα με τις προσαρμογές τους στον πλαγκτικό τρόπο ζωής (Reynolds 2006) Κοινωνία ζωοπλαγκτού Το ζωοπλαγκτό αποτελεί ένα σημαντικό ενδιάμεσο κρίκο του τροφικού πλέγματος στα υδάτινα οικοσυστήματα και ταυτόχρονα παράγοντα «κλειδί» για τη λειτουργία και διαχείρισή τους, καθώς συντελεί στη μεταφορά της βιομάζας των πρωτογενών παραγωγών (φυτοπλαγκτό) στους ανώτερους οργανισμούς και κυρίως στα ψάρια (Lampert & Sommer 1997). Κατά συνέπεια, η βόσκηση από το ζωοπλαγκτό μπορεί να επηρεάσει σημαντικά τη δομή και δυναμική της κοινωνίας του φυτοπλαγκτού σε ένα υδάτινο οικοσύστημα και κατ επέκταση την οικολογική του ποιότητα (Jeppesen et al. 2011). Ωστόσο, στον έλεγχο του φυτοπλαγκτού αλλά και κυρίως της επικράτησης ανεπιθύμητων οργανισμών όπως τα κυανοβακτήρια, καθοριστικό ρόλο διαδραματίζει το μεγαλόσωμο ζωοπλαγκτό (>1000 μm) (Brooks and Dodson 1965), όπως τα μεγάλου μεγέθους είδη του γένους Daphnia (Lampert & Sommer 1997) (Εικ. 6.4). Εικόνα 6.4: «Μεγαλόσωμo» κλαδοκερωτό (D. magna) και «μικρόσωμο» τροχόζωο (B. falcatus) Figure 6.4: A large-size cladoceran (D. magna) and a small-size rotifer (B. falcatus) Με τη συμμετοχή τους στη κοινωνία του ζωοπλαγκτού την κατάλληλη χρονική περίοδο, μπορούν να καταναλώσουν τα κυανοβακτήρια πριν σχηματίσουν μεγάλες αποικίες ή όταν τα νήματα είναι μικρά (Sarnelle 2007) και να οδηγήσουν την κοινωνία του φυτοπλαγκτού στην φάση κυριαρχίας άλλων φυτοπλαγκτικών ειδών όπως τα

111 98 χλωροφύκη (Sommer et al. 1986). Αν ξεπεραστεί αυτό το στάδιο, τότε η αύξηση των κυανοβακτηρίων σε μέγεθος τα καθιστά ακατάλληλη τροφή (Sarnelle 2003). Τα κυανοβακτήρια γενικά αποτελούν ομάδα του φυτοπλαγκτού που δεν δέχεται μεγάλη θηρευτική πίεση (Sarnelle 2003) όπως άλλα είδη του φυτοπλαγκτού λόγω της χαμηλής διατροφικής τους αξίας, αλλά και των τοξινών που παράγουν. Ένας μεγάλος αριθμός ερευνών αναφέρουν τη μείωση της συμμετοχής του Daphnia και αύξησης της συμμετοχής των τροχοζώων και των κυκλοποειδών κωπηπόδων, με την αύξηση της τροφικής κατάστασης των λιμνών και της κυριαρχίας των κυανοβακτηρίων ως επακόλουθο (Ghadouani et al. 2003, Jeppesen et al. 2011). Γενικά, αλλαγές στη δομή και δυναμική της κοινωνίας του ζωοπλαγκτού συνδέονται με αλλαγές στις συγκεντρώσεις θρεπτικών (έμμεσα) και στη θηρευτική πίεση από τα ψάρια (άμεσα) (Vanni 1987). Οι αλλαγές στις συγκεντρώσεις θρεπτικών σχετίζονται με την ποιότητα τροφής και την πρωτογενή παραγωγικότητα (αύξηση φυτοπλαγκτού) και επηρεάζουν κυρίως την αφθονία του ζωοπλαγκτού, ενώ η θηρευτική πίεση από τα ψάρια επηρεάζει τη σύνθεση και το μέγεθός του (Gulati 1983). Στην παρούσα έρευνα, τα τροχόζωα, ήταν οι πλέον κυρίαρχοι οργανισμοί στο ζωοπλαγκτό όλων των υδάτινων σωμάτων κατά την περίοδο της μεγάλης αύξησης του φυτοπλαγκτού (Εικ. 6.5), με τα μεγάλου μεγέθους άτομα και κυρίως τα κλαδοκερωτά είτε να απουσιάζουν (π.χ. Καστοριάς, Ισμαρίδα, Ζάζαρη, Κερκίνη) ή να εμφανίζονται σε μικρούς αριθμούς (<2 άτομα L -1 ) (π.χ. Μικρή Πρέσπα, Πετρών, Πολυφύτου, Βεγορίτιδα). Εικόνα 6.5: Κυρίαρχα τροχόζωα του γένους Brachionus κατά τη διάρκεια άνθισης φυτοπλαγκτού στη λίμνη Ισμαρίδα Figure 6.5: Dominant rotifers of the genus Brachionus during a phytoplankton bloom in lake Ismarida