Degradacja ekosystemów wodnych stanowi ważny problem środowiskowy.
Do oceny jakości wód rzecznych stosuje się wiele różnych grup organizmów, od bakterii, przez glony aż po ryby. Bioindykatorami mogą być organizmy wodne, zarówno roślinne jak i zwierzęce, których obecność lub brak, liczebność w danym biotopie a także zmiany zachodzące w strukturach całych zespołów i zbiorowiskach organizmów świadczą o określonych właściwościach abiotycznych danego ekosystemu (Gorzel i Kornijów 2004). Organizmami szczególnie dobrze nadającymi się do analizy jakości wód płynących są
makrobezkręgowce bentosowe. Biocenozy naturalnych cieków wodnych charakteryzują się dużym bogactwem gatunkowym natomiast zanieczyszczenia powodują stopniowe zubożenie składu gatunkowego oraz zmiany struktury gatunkowej danych zespołów na korzyść organizmów bardziej odpornych. Poszczególne gatunki mogą pełnić rolę bioindykatorów jeżeli dobrze poznana jest ich ekologia oraz dynamika populacji.
 |
(Autorka w czasie zbiór materiału badawczego
w rzece Czarna Hańcza) |
Według Kownackiego (2000) organizmy wskaźnikowe powinny spełniać następujące kryteria:
1) mieć wąski oraz specyficzny zakres wymagań ekologicznych,
2) posiadać szerokie rozmieszczenie geograficzne,
3) występować w środowisku w dużej liczebności,
4) mieć długi cykl życiowy
5) być łatwo rozpoznawalne i mieć ograniczony poziom zmienności osobniczej utrudniającej ewentualną identyfikację (Kownacki 2000 za Gorzel i Kornijów 2004).
Najstarszą biologiczną metodą wykorzystywaną do oceny jakości wód jest
system saprobów. System ten pozwala określić stopień zanieczyszczenia organicznego wody na podstawie tolerancji na zanieczyszczenia różnych gatunków wskaźnikowych wielu grup systematycznych (m. in. bakterii, glonów, pierwotniaków, owadów czy mięczaków). Do największej wady tej metody należy konieczność identyfikacji organizmów do poziomu gatunków, co związane jest z koniecznością poznania ogromnej liczby organizmów biowskaźnikowych (około 1000 gatunków wskaźnikowych), których taksonomia jest bardzo trudna. Może to prowadzić do błędów w klasyfikacji gatunków, a w konsekwencji do wyciągania niewłaściwych wniosków. Ograniczenie się do jednej grupy taksonomicznej może wyeliminować te błędy (Czerniawska – Kusza 2007, Kołodziejczyk i in. 1998).
 |
| Erpobdella octoculata |
Pijawki (
Hirudinea) wydają się być bardzo przydatne
jako bioindykatory oraz spełniają wymogi tak zwanego organizmu wskaźnikowego. Należą one do najliczniejszych zwierząt słodkowodnych występujących w wodach płynących oraz stojących, gdzie spędzają cały cykl życiowy a ich zróżnicowanie taksonomiczne w porównaniu do innych makrobezkręgowców jest raczej niskie (Koperski 2005).
Większość gatunków jest raczej prosta lub średnio trudna do sklasyfikowania dla specjalistów. Pijawki uważane są za organizmy tolerujące duże zanieczyszczenia ale poszczególne gatunki pijawek różnią się między sobą stopniem tolerancji na zanieczyszczenia i w zależności od tego stopnia, mogą reagować na nie spadkiem bądź wzrostem zagęszczenia (Koperski 2005, Gorzel i Kornijów 2004). Takie gatunki pijawek jak
Erpobdella octoculata i
Glossiphonia complanata zostały scharakteryzowane jako organizmy bardzo odporne na różnego rodzaje zanieczyszczenia chemiczne. Są to gatunki typowe, bardzo liczne i szeroko rozpowszechnione w Europie Środkowej.
Erpobdella nigricollis,
Helobdella stagnalis i
Alboglossiphonia heteroclita, gatunki występujące powszechnie w wodach słodkich Europy środkowej, zostały scharakteryzowane jako umiarkowanie tolerancyjne, natomiast niektóre gatunki tolerują tylko wąski zakres warunków środowiskowych (Koperski 2005 za Grosse 2001 i Matysiak 1976). Wraz ze wzrostem zanieczyszczenia różnorodność gatunkowa pijawek znacząco maleje (Krodkiewska 2003)
a odsetek gatunków bardziej tolerancyjnych zwiększa się (Koperski 2005).
Organizmy wodne, które akumulują wysokie stężenia niektórych zanieczyszczeń
w swoich tkankach, mogą być stosowane jako wskaźniki biologiczne określające występowanie i poziom tych zanieczyszczeń w środowisku wodnym. Tkanki pijawek zdolne są do kumulacji dużych ilości substancji toksycznych (Metcalfe i in. 1988, Friese i in. 2003). Badania takie często prowadzone są na rybach ale pijawki okazują się być lepszym modelem. Pozyskiwanie ryb danego gatunku o określonym wieku może być problematyczne w porównaniu do zbierania pijawek, które jest stosunkowo proste. Dodatkowo denne makrobezkręgowce są obecne, często obficie, przez cały rok, a ograniczone możliwości poruszania się, odzwierciedlają warunki środowiskowe w punkcie pobierania próbek.
Pijawki są organizmami lepiej odzwierciedlającymi warunki panujące w miejscu, z którego zostały pobrane niż ryby, które migrują i możliwe, że nie zamieszkują obszaru, w którym zostały odłowione (Macova i in. 2009 za Barus i Oliva 1995). Pijawki są w stałym kontakcie z osadami rzecznych a skażenia i toksyczność tych osadów wpływają na te organizmy bentoniczne i kumulują się w ich tkankach. W porównaniu do bezpośredniego badania osadów, pijawki dostarczają więcej obiektywnych danych, ponieważ są one zbierane z kilkudziesięciu metrów kwadratowych w danym miejscu (Macova i in. 2009). W takich badaniach często wykorzystuje się pijawkę z gatunku
E. octoculata ponieważ wykazuje ona wysoki poziom tolerancji na zanieczyszczenia, występuje bardzo powszechnie i jest łatwo dostępna (Macova i in. 2009).
E. octoculata została między innymi wykorzystana do analizy ilości metali ciężkich w rzece Łabie (Friese i in. 2003) oraz oceny biologicznej rzeki Skalice, która w 1986 roku została zanieczyszczona polichlorowanymi bifenylami z fabryki przetwórstwa żwiru drogowego. Badacze stwierdzili, że w organizmie pijawki gromadzi się dużo więcej związków toksycznych (16 związków toksycznych) niż w badanej wodzie (10 związków toksycznych) w której zamieszkiwały (Macova i in. 2009). Inni autorzy (Prahacs i Hall, 1996) wykazali liniową zależność pomiędzy stężeniem tych toksyn w wodzie a ich biokoncentracją w tkankach pijawek. Powolna eliminacja związków toksycznych z organizmów pijawek skutkuje dużym stężeniem tych związków w ich tkankach co zwiększa czułość oceny biologicznej. Teoretycznie, wolniejsze tempo eliminacji toksyn z organizmu, może wiązać się z mniejszą częstotliwością pobierania próbek (Metcalfe i in. 1988). Okazało się również, że pijawki kumulują więcej toksyn w porównaniu do ryb, kijanek i innych makrobezkręgowców bentosowych (Metcalfe i in. 1984).
Jak wykazano, zalet stosowania pijawek w ocenie biologicznej wód w porównaniu do tradycyjnych metod monitorowania wody czy osadów, jest wiele. Ponieważ organizmy te koncentrują duże stężenia zanieczyszczeń, które nie wykrywane są w próbkach wody mogą one służyć jako wskaźniki wczesnego ostrzegania. Taki rodzaj biomonitoringu umożliwia również bezpośredni pomiar biodostępności zanieczyszczeń, które nie mogą być określone poprzez analizę wody czy osadu a co jest ważnym aspektem oceny ryzyka (Matcalfe i in. 1988, Friese i in. 2003).
Dorota Pikuła
 |
| (Rzeka Czarna Hańcza - w poszukiwaniu pijawek) |
Literatura
1) Czerniawska – Kusza I., Szoszkiewicz K. 2007. Biologiczna i hydromorfologiczna ocena wód płynących na przykładzie rzeki Mała Panew. SINDRUK 70 ss.
2) Friese K., Frömmichen R., Witter B., Müller H. 2003. Determination of Trace Metals in the Freshwater Leech Erpobdella octoculata of the Elbe River – Evaluation of the Analytical Protocol. Acta hydrochim. hydrobiol. 31: 346–355.
3) Gorzel M., Kornijów R., 2004. Biologiczne metody oceny jakości wód rzecznych. Kosmos 2: 183-191.
4) Kołodziejczyk A., Koperski P., Kamiński M. 1988. Klucz do oznaczania słodkowodnej makrofauny bezkręgowej.
http://www.wigry.win.pl/makrofauna/index.htm
5) Koperski P. 2005. Testing the suitability of leeches (HIRUDINEA, CLITELLATA) for biological assessment of lowland streams. Polish Journal of Ecology 53(1): 65-80.
6) Krodkiewska M. 2003. Leech communities of post-exploitation water bodies in industrial region. Polish Journal Of Ecology 51(1): 101-108.
7) Macova S., Harustiakova D., Kolarova J., Machova J., Zlabek V., Vykusova B., Randak T., Velisek J., Poleszczuk G., Hajslova J., Pulkrabova J., Svobodova Z. 2009. Leeches as Sensor-bioindicators of River Contamination by PCBs. Sensors 9: 1807-1820.
8) Metcalfe J.L., Fox M.E., Carey H. 1988. Freshwater leeches (Hirudinea) as a screening tool for detecting organic contaminants in the environment. Environmental Monitoring and Assessment 11: 147-169.
9) Metcalfe, J. L., Fox, M. E., Carey, J. H. 1984. Aquatic leeches (Hirudinea) as bioindicators of organicchemical contaminants in fresh-water ecosystems. Chemosphere 13: 143–150.
10) Prahacs, S. M., Hall, K. J. 1996. Leeches as in situ biomonitors of chlorinated phenolic compounds. 1. Laboratory investigations. Water Res. 30: 2293-2300.
++MASA.jpg)
