Készítette: Dr. Borics Gábor és Dr. Kiss Keve Tihamér

Módszertani útmutató a fitoplankton élőlénycsoport vizsgálatához Készítette: Dr. Borics Gábor és Dr. Kiss Keve Tihamér MTA BLKI-Tisza kutató osztály 2011 Debrecen

Tartalom jegyzék oldalszám Tartalom jegyzék 1. Fitoplankton 2. Fitoplankton mintavétel 2.1. A mintavételi gyakoriság 2.1.1. Általános szempontok 2.1.2. Állóvizek esetén 2.1.3. Folyóvizek esetén 2.2. Horizontális különbségek 2.2.1. Horizontális különbségek állóvizek esetén 2.2.3. Horizontális különbségek vízfolyások esetén 2.3. A mintavétel kivitelezése 2.3.1. Vízfolyások 2.3.2. Tavak 2.3.3. A fitoplankton minták tartósítása 2.3.4. A fitoplankton mintavételi jegyzőkönyv 2.4. Mikroszkópos vizsgálatok 2.4.1. A fitoplankton mennyiségi jellemzése 2.4.2.Egyedszám meghatározása 2.4.2.1. A mikroszkóp paraméterei 2.4.2.2. Az Utermöhl módszer alkalmazása 2.4.2.3. A fitoplankton biomasszájának becslése 2.5. A klorofill-a tartalom meghatározása 2.6. A fitoplankton alapján történő ökológiai állapotértékelés 2.6.1.Az értékelés elve 2.6.2.Értékelés tavak esetén 2.6.2.1. A fitoplankton összetétel metrikájának képzése, határértékek 2.6.2.2. A Klorofill-a metrika képzése, határértékek 2.6.2.3. A két metrika egyesítése: 2.6.3. Értékelés folyók esetén 2.6.3.1. A Klorofill-a metrika képzése, határértékek 2.6.3.2. A fitoplankton összetétel metrikájának képzése, határértékek 2.6.3.3. A metrikák egyesítése 3 VKI monitoring-terv felülvizsgálata oldalszám 2

1. Fitoplankton A fitoplankton fogalma alatt azon növényi mikroszervezeteket értjük, melyek a víz alzat nélküli tömegében élnek, térbeli helyzetüket alapvetően a víz mozgása határozza meg. Euplanktonikus szervezeteknek nevezzük azokat, melyek teljes életciklusa a pelágiumhoz köthető. Akadnak olyan szervezetek, melyek döntően bentikus életmódot folytatnak, de a vízmozgások eredményeként szuszpenzióba kerülnek, azaz a plankton részévé válnak (tichoplanktonikusak). Fitoplanktont szervezetek fotoszintézise során az elektron-donor a víz ezért a folyamat oxigén felszabadulásával jár. A vizek ökológiai állapotértékelése során azonban gyakran olyan fotoautotróf baktériumok is dominánssá válhatnak, melyek kénhidrogént használnak elektrondonorként. Ez esetben a fotoreakció terméke nem oxigén, hanem elemi kén. Ezek a mikroszervezetek tehát nem növények, szerepeltetésüktől azonban az ökológiai állapotértékelés során gyakran nem tekinthetünk el. Ugyanez mondható el azokról a mixotróf ill. heterotróf mikroszervezetekről, melyek a szó szoros értelmében nem a fitoplankton részei, de a merített plankton jellemző tagjaiként fontos imformácóval szolgálhatnak a vizsgált víz ökológiai állapotáról. A fitoplankton által történő ökológiai állapotértékelésnek elsősorban az állóvizek esetén van létjogosultsága. Jóllehet a VKI nem tartja fontosnak a vízfolyások fitoplankton alapján történő ökológiai értékelését, a fitoplankton szerepe jelentős lehet a folyók potamális szakaszán, és a felső szakaszokon is, amennyiben a vízfolyásokon, vagy azok mentén tározókat alakítanak ki, s ez által olyan mértékben nő a tartózkodási idő, hogy jelentős biomasszájú fitoplankton kialakulására is lehetőség nyílik. 2. Fitoplankton mintavétel 2.1. A mintavételi gyakoriság 2.1.1. Általános szempontok A fitoplanktont alkotó elemek, a planktonikus algák gyors életciklusú élőlények. Generációs idejük rövid, némely faj esetén órákban, többnyire azonban napokban mérhető. A populáció mérete az egyszerű kettéosztódással szaporodó fajok esetén is egy-két hét elteltét követően több nagyságrenddel növekedhet. Ugyanez azonban elmondható a populációméret csökkenéséről is, hiszen a kimosódás, a fényklíma megváltozása, vagy a szűrő szervezetek szintén ugrásszerű elszaporodása miatt az algák mennyisége rendkívül gyorsan csökkenhet. A fitoplankton szerepe a tavak, tározók és a nagyobb vízfolyások elsődleges termelésében meghatározó, monitoring jellegű vizsgálatuk ezért elengedhetetlen. Problémát jelent azonban, hogy olyan gyakori mintavételek melyekkel a fitoplankton időbeni mintázata nagy biztonsággal megadható lenne, a felügyeletet végző hatóságok által üzemeltetett rendszeres monitoring keretein belül nem valósíthatók meg. A fitoplanktonnál ez hozzávetőleg 1 hét. (Amennyiben a mintavételi gyakoriság a vizsgált élőlények generációs idejének 2-3 szorosa az időbeni mintázat jól követhető, egyébként nem (KISS ÉS MTSI. 1995, 1996) A VKI a fitoplankton esetén évi 6 mintavételt javasol, melyek amennyiben a vegetációs periódusra esnek, havi gyakoriságot jelentenek. 2.1.2. Állóvizek esetén Állóvizekben a feltáró monitoring esetében 6 évenként évi 4, operatív monitoring esetében évente 6 mintavétel javasolt, amelyből egy tavasszal a makrovegetáció kifejlődése előtti 3

időszakban (április-május), 2-4 nyár folyamán, egy pedig az ekvilibrum időszakában augusztus 15. és szeptember 15. között aktuális. A minősítés során figyelembe vehető határértékek kidolgozása mind Magyarországon, mind pedig az Unió valamennyi más tagállamában a június szeptemberi időszak adatai alapján történt, ezért e négy hónap adatait kell figyelembe venni a minősítéskor. 2.1.3. Folyóvizek esetén Folyóvizekben a fitoplankton vizsgálata azoknál a dombvidéki és síkvidéki nagy, illetve nagyon nagy vízgyűjtőjű vízfolyásoknál indokolt, ahol a fitoplankton szervezetek jelentős mennyiségben vannak jelen. Akárcsak a tavaknál, itt is fontos kérdés a mintavételek gyakoriságának a meghatározása. Gyakran már egy hét alatt olyan mennyiségi és gyakran fajösszetételbeli változások is bekövetkezhetnek, aminek pontos megismeréséhez mindenképp hetente egy alkalommal mintát kell gyűjteni. A kéthetes gyakoriságú mintavétel, átlagosan 10%-os hibahatáron belüli pontosságot eredményez. Tovább színezi a képet, hogy szintén dunai kutatási eredmények bizonyítják, hogy nyáron, ha nagy egyedszámú a fitoplankton, egyetlen napon belül is jelentős mennyiségi különbségek figyelhetők meg. Kora reggel legkisebb a fitoplankton tömege, az a-klorofill koncentráció napközben növekszik és késő délutánra 10 50%-kal is nagyobb lehet. Ezt az egyetlen napon belüli változást is figyelembe kell venni a mintavételi stratégia kialakításánál (KISS 1996). Általános tényként leszögezhetjük, hogy a mintavételi gyakoriságra a vízfolyások esetén is u.az igaz, mint ami az állóvizekre, azaz a folyamatok leírása legalább heti mintavételt igényelne. Ennek azonban az anyagi háttere nincs és nem is lesz biztosítva. A korábban is alkalmazott havi gyakoriságú mintavétellel (különösen akkor, ha az több éven keresztül zajlik) bizonyos nagyobb változások, történések megismerhetők. Tekintettel kell azonban lenni a vízjárási viszonyokra, kerülni kell a közvetlen áradás utáni időszakot, mert az áradások teljesen átrendezhetik az algaállományt. Javasolt mintavétel az áradás után 2-3 héttel. A folyóvízi fitoplankton klorofill-a határértékei, akár csaka tavak esetén a folyóknál is a június szeptemberi időszak adatain alapulnak, ezért a minősítés során ezeket kell figyelembe venni. 2.2. Horizontális különbségek 2.2.1. Horizontális különbségek állóvizek esetén A fitoplankton összetételében és mennyiségében nemcsak időbeni, hanem térbeli eltérések is lehetnek (REYNOLDS 2006). Az állóvizekben a fitoplankton általában egyenetlen eloszlásban fordul elő. Nagyobb víztestek esetén ez jól ismert jelenség, és újabban kisebb vizek, így holtágak esetén is igazolt (Borics és mtsi. 2011). Ennek jelentősége még inkább erősödik ott, ahol a makrofiton állomány kiterjedése nagyobb, ezért gyűjtésénél ezt messzemenően figyelembe kell vennünk ahhoz, hogy reprezentatív mintához jussunk. Mindenekelőtt a tó morfometriai tulajdonságait kell megismernünk, hogy a megfelelő mintavételi pontokat kiválaszthassuk. Általános szabály nehezen adható, mivel minden vízben az adott körülményeket legmesszebbmenően figyelembe véve kell eljárnunk. A heterogenitást mutató kisebb vízterek esetén úgy gondoljuk, hogy amennyiben az eltérések megjelenítése nem indokolt az almintákat egyesíthetjük és egyetlen mintaként vizsgálhatjuk. A mintavételt sekély (Z max <3m) állóvizekben olyan módon végezzük, hogy a gyűjtött minta a teljes vízoszlopot reprezentálja. Amennyiben a tó nem mélyebb három méternél, oszlop- 4

mintavevővel célszerű gyűjteni, így a legegyszerűbb integrált mintához jutni (1. melléklet). Mélyebb vizek esetén a fotikus réteget kell mintázzuk, melynek mélységét a Secchi átlátszóság alapján becsüljük (Secchi átlátszóság x 2,5). Nagy kiterjedésű állóvizek esetében keresztszelvényes mintavétel, ill. az eltérő algaflóra és a mozaikosság miatt a növényzettel benőtt terület mintázása is szükséges. 2.2.3. Horizontális különbségek vízfolyások esetén Folyóvizek fitoplanktonjának gyűjtési stratégiája több tekintetben eltér a tavakétól. A relatíve gyorsan áramló folyóvizekben, melyek sebessége 1,5 m/s körüli, s ahol már találhatók euplanktonikus fajok, a gyors áramlás, a turbulencia miatt többé-kevésbé homogén eloszlású a fitoplankton. Ha kisebb a vízsebesség, sem hosszirányban, sem keresztirányban nem homogén a folyó vize. A part menti sávban a vízsebesség lényegesen kisebb lehet, s a sodorvonal felé haladva fokozódik. Ennek megfelelően eltérő lehet a fitoplankton összetétele, mind fajösszetételét, mind mennyiségi viszonyait tekintve. A Duna esetében, pl. a pontos eredmény érdekében két partközeli és három öt a sodorvonalhoz közel eső ponton gyűjtött minta szükséges. 2.3. A mintavétel kivitelezése 2.3.1. Vízfolyások A gyors folyású folyóvizek fitoplanktonja elsősorban tichoplanktonikus elemekből áll. Itt olyan mérvű az átkeveredés, hogy a teljes víztömeg homogénnek tekinthető és már egyetlen felszínközeli minta is reprezentatív. Nagyobb vízfolyások esetén, amennyiben a víz áramlási sebessége nagy, a közvetlen part menti sávtól eltekintve, a folyó szinte teljes víztömegében egységes a fitoplankton. Ilyenkor a folyó sodorvonalában (pl. módosított Meyer palackkkal, 1 melléklet) merített egyetlen vízminta reprezentatívnak tekinthető (KISS ET AL. 1996). Alacsony áramlási sebesség esetén, mind partközelben, mind a sodorvonalban gyűjtünk. Elméletileg ismerni kellene a szélvizek és a fő víztömeg arányát, hogy a keresztszelvényben merítendő minták számát meghatározzuk. Ha a vizsgálati cél megengedi, és eltekintünk a parti sáv eltérő jellegétől, elegendő a sodorvonalból gyűjteni egy átlagmintát, de azt időbeni eltolással. Ez a gyakorlatban azt jelenti, hogy pl. egy vödörbe öt percen keresztül, percenként egy liternyi mintát merítünk, s ha a vödör megtelt, abból az átlagmintából merítjük a vizsgálathoz használandó egy-két litert. Így kb. 500 600 m-es folyószakasznyi mintát gyűjtünk, ami homogenitását tekintve már elfogadható (KISS és mts.-ai 1996). Az ennél lassabban áramló vizek, mint pl. a Kiskörei-, vagy Dunacsúnyi-tározó, sok vonatkozásban állóvíznek tekinthető, ott tehát a tavaknál alkalmazandó mintavételi stratégiát célszerű követni. 2.3.2. Tavak Állóvizek esetén a mintavétel többnyire csonakból, oszlopmintavevővel történik. A secchi átlátszóság ismeretében az oszlop mintavevőt a kívánt mélységig eresztjük, majd zárjuk a talp szelepet. A vízoszlop kiemelését követően az oszlop tartalmát egy nagyobb térfogatú edénybe eresztjük úgy, hogy az ne zúduljon az edénybe, mert ez a háttérváltozók (oxigéntartalom) értékét befolyásolhatja. A kisléptékű horizontális különbségek elkerülése végett mintavételi pontonként legalább három oszlopminta vétele szükséges. A homogenizálást követően a nagy 5

térfogatú edényből 0,3-0,5 mintát átlátszó üvegbe töltjük. Ugyan ebből a homogenizált mintából vesszük ki az 1 dm 3 térfogatú mintát klorofill-a tartalom vizsgálatára. Ismeretlen víztér esetén a ritkábban előforduló szervezetek határozásának megkönnyítése érdekében hálóplanktont is gyűjthetünk, melyhez 10µm-es lyukbőségű planktonhálót kell használni. (A háló szemeinek tömődése miatt a 10µm-nél kisebb méretű taxonok is megfoghatók.) A mintavétellel párhuzamosan a Secchi átlátszóság mérésére is el kell végezni. A csónak árnyékos oldalán leengedjük a korongot, följegyezzük azt a mélységet, melynél a korong eltűnik, majd a korong fölhúzásakor följegyezzük azt, amikor újból láthatóvá válik. A két mélység átlagát tekintjük a Secchi átlátszóságnak. 2.3.3. A fitoplankton minták tartósítása A fitoplankton-vizsgálat merített (ill. oszlop) mintából történik. A mintát a helyszínen Lugololdattal (készítése: NÉMETH 1998) rögzítjük: 100 ml mintához kb. 10 csepp Lugol-oldatot csöpögtetünk (annyit, hogy a minta konyak színű legyen). A minták vizsgálat utáni végső konzerválását formaldehid-oldattal végezhetjük, a mintában ~ 4%-os végkoncentrációt állítunk be. (A vizsgálat előtti formaldehides rögzítés egészségügyi vonatkozásai miatt kerülendő). 2.3.4. A fitoplankton mintavételi jegyzőkönyv A mintavétel során a helyszíni jegyzőkönyvben rögzítjük a minta azonosításához szükséges adatokat, valamint a mintavétel idején jellemző környezeti paramétereket. Az alkalmazható helyszíni mintavételi jegyzőkönyv a 2. melléklet szerint. 2.4. Mikroszkópos vizsgálatok 2.4.1. A fitoplankton mennyiségi jellemzése Az állomány mennyiségi jellemzésére a következő paraméterek mérése ad releváns információt: egyedszám (sejtszám) biomassza a-klorofill Az alga egyedszám kapcsán számos probléma merül föl, ami részben az egyed definíciójából, részben pedig az egyedek között lévő, olykor több nagyságrendnyi méretbeli különbségből adódik. Az algológiai gyakorlatban elfogadott konvenció szerint egyetlen egyednek tekintik a magányos sejtet és a sejtkolóniát, vagy fonalat egyaránt, tekintet nélkül az azokat alkotó sejtek számára. Látszólag pontosabb lehetne a sejtszám/ml érték, de épp az utóbbi fajok esetében igen nehéz a pontos sejtszámot megadni. Amennyiben a mintában sok a változó sejtszámú egyed, célszerű egy átlagértéket megadni, s ezt az eredményekkel együtt közölni. Azért is fontos, hogy a lehető legpontosabban adjuk meg a sejtszám adatokat, mert ebből számoljuk a mennyiségi vizsgálatok eredményét reprezentáló nyers biomassza értékeket. 2.4.2.Egyedszám meghatározása 2.4.2.1. A mikroszkóp paraméterei A mennyiségi meghatározás fordított mikroszkóppal, Utermöhl-féle módszerrel történik (UTERMÖHL 1958, LUND ET AL. 1958). A mikroszkóp a következő elvárásoknak kell megfeleljen: lehetőleg apochromát típusú objektívet használjunk (egy 10 x-es, 20 x-os, 40 x- 6

es és 100 x-os lencsére van szükségünk, a 40 x-esnek legalább 0,7-es, a 100 x-osnak 1,2 1,3-as legyen a numerikus apertúrája). Az okulárok lehetőség szerint nagylátószögűek legyenek, s legalább 10 x-es nagytásúak. Nagyon fontos kiegészítést jelent, ha DIC optikánk (Differenciál Interferencia Contrast) van, ez a 40 x-es és 100 x-os lencsékhez elegendő. A kondenzor is feleljen meg a 100 x-os objektívnek, ill. magába foglalja a DIC kondenzorelemeket is. Ugyancsak fontos lehet, ha kondenzorunkkal sötét látóteres megvilágítást is létre tudunk hozni. 2.4.2.2. Az UTERMÖHL módszer alkalmazása Az UTERMÖHL módszer lényege MSZ EN 15460:2008, hogy az eredeti, Lugol-oldattal rögzített, tömörítés nélküli mintákat a speciális számlálókamrába öntjük, abban a mintát ülepedni hagyjuk (3. melléklet). A teljes ülepedéshez a 2 ml-es kamráknál kb. 1 óra elegendő, a nagyobbaknál úgy kell számolnunk, hogy az ülepedés sebessége kb. 4 óra/cm. Amennyiben a fitoplankton egyedszáma nagyobb 15 000 20 000 ind/ml-nél, 2 ml-es kamra használatakor is hígítanunk kell a mintákat. A hígításhoz lugolos desztillált vagy csapvizet használhatunk. Az 5 ml-esnél nagyobb kamrák feltöltésénél egy speciális perforált töltőtoldatot használunk, hogy a minta körkörös keveredését megakadályozzuk, s az algák a lehető legegyenletesebb eloszlásban ülepedjenek le. A színültig töltött kamrát vízszintesen helyezzük el. A 10 ml-nél nagyobb mintatérfogat esetében célszerű a lapos kamrával kombinált ülepítőkamrát használni, mivel a nagy folyadékréteg a vizsgálatokat megnehezíti. Miután a minta leülepedett, a kamrát a fordított mikroszkóp tárgyasztalára helyezzük, és a számlálást elvégezzük. Az okulárba számláló hálót helyezünk (legcélszerűbb egy 4-, vagy 9 négyzetre, s nem többre osztott számláló háló), ezzel jelöljük ki a vizsgálandó sávszélességet. A 20-30 éve gyártott mikroszkópoknál a látótér sávszélességét egy speciális, mozgatható vonalpárt magába foglaló okulárral állíthathattuk be. Ezek az okulárok kis nagyításúak és optikailag kevésbé voltak jók. Emiatt ma mindenképp okulárháló alkalmazását javasoljuk. A nemzetközi gyakorlatnak megfelelően 400 algaegyedet számlálunk meg, s közben meg is határozzuk azokat. Így maximum ±10%-os hibával dolgozunk. Hazai tapasztalatok alapján, ha a kamra föltöltésekor körültekintően jártunk el és az ülepedés egyenletes, a hibánk inkább csak ±5%-os. A számolást általában 40-szeres objektívvel végezzük, mivel így szinte minden faj meghatározható (a 40 x-es objektív használata miatt fontos, hogy az a lehető legjobb felbontóképességű legyen). (Természetesen a fajmeghatározást jelentősen segíti, ha előtte az élő mintát hagyományos rendszerű mikroszkóppal már tanulmányoztuk. Szükség esetén, különösen a néhány µm-es méretű fajoknál, immerziós objektívet használunk.) A kamra méretét, a minta esetleges hígítását úgy választjuk meg, hogy egy kamraátmérő végigszámlálása során 130 150 egyedet találjunk. A fentebb említett hibahatár akkor tartható, ha legalább három, egymással ~60 o -os szöget bezáró átmérőt számolunk végig. Ha a minta algákban gazdag, a számláló háló segítségével inkább keskenyebb látótérsávot számoljunk át, semmint a megvizsgált átmérők számát csökkentsük. Természetesen a sávszélességet okulár mikrométer segítségével mindig pontosan lemérjük, hogy azt a végső számolásnál használhassuk. Így elérhető, hogy a három sávban kb. 400 egyedet számoljunk meg. Mivel a kamrákban az ülepedés nem egyenletes, teljes sávokat kell mindig számolni, még akkor is, ha közben már megtaláltunk 400 egyedet. A mintában lévő nagy testű, kis egyedszámú fajokat, vagy nagyobb kolóniát alkotókat (pl. Ceratium hirundinella, Microcystis aeruginosa, Botryococcus braunii) kis nagyítású objektív használatával, a teljes kamrafenék átvizsgálásával számláljuk meg. 7

Az algaszámot a kamra fenéklemezének felülete, a vizsgált sávok felülete, valamint a kamra térfogata és a számlálás során talált egyedszám ismeretében számoljuk ki. Az értékét fitoplankton esetén általában ind/ml-ben adjuk meg (egyed/ml), az alábbi képlet segítségével. A lgaszám = 2 r π I 2 n r a V ahol: n: átszámolt átmérők száma r: a kamra zárólapjának sugara (mm) a: az átszámolt sáv szélessége (mm) I: átszámolt területen (n r a) talált algák száma V: a számlálókamra térfogata (ml) 2.4.2.3. A fitoplankton biomasszájának becslése Az egyes taxonok fajlagos biomasszáját valamilyen egyszerű geometriai modellel való közelítéssel, a megfelelő lineáris méretekből számítjuk ki (ÁCS, KISS 2004, NÉMETH 1998, NÉMETH, VÖRÖS 1986). Egy-egy alga egyedszámát megszorozzuk annak térfogatával, majd az értékeket fajonként összegezve megkapjuk az össztérfogatot. Az algák fajsúlyát 1-nek véve ez egyben a biomassza is lesz, melyet általában mg/l-ben fejezünk ki. Mivel az algák mérete egy-egy populáción belül is változó lehet, a statisztikai megbízhatóság végett 10-50 egyed térfogatát határozzuk meg külön-külön, majd az adatokat átlagoljuk és az adott faj átlagos térfogatértékével szorozzuk meg az egyedszámát. Nagyon fontos, hogy az algák mérete még egy-egy víztér esetében is időről időre változik, így a nagyobb egyedszámú fajok esetében minden mintában meg kell mérni a méretüket. A térfogat ismeretében a sűrűséget egységnyinek tételezve, a fajlagos biomasszát tömegegységben fejezzük ki. Néhány fontosabb alga nemzetség sejttérfogatának kiszámításához azok mértani alakját a 4. melléklet tartalmazza. 2.5. A klorofill-a tartalom meghatározása Az algaállomány mennyiségi becslésére a fotoszintetikus pigmentek térfogategységre vonatkoztatott mennyisége is alkalmas. A módszer elve, hogy az algasejtekből kivonjuk valamilyen extraháló szerrel a pigmenteket és az extraktum sűrűségét fotometriásan határozzuk meg az MSZ ISO 10260:1993 szabvány szerint. Az eredményt µg/l-ben kapjuk meg. 2.6. A fitoplankton alapján történő ökológiai állapotértékelés 2.6.1.Az értékelés elve A fitoplankton alapú minősítésnél két jellemző paramétert veszünk figyelembe: A fitoplankton taxonómiai összetételét ez jelenik meg a Q indexben. A fitoplankton mennyiségét (a-klorofill tartalom alapján becsülve). Mindkét indikatív paramétert egy-egy metrikával (mérőszámmal) jellemezzük. A klorofill metrika a növényi tápanyagtartalom mellett, vízfolyások esetén egyes hidromorfológiai 8

beavatkozások mértékét is jelzi. (Magas tápanyagtartalom esetén főként ez utóbbit.) A Q index, a funkcionális csoportok szubjektív értékelésén alapul (PADISÁK ÉS MTSI. 2006, BORICS ÉS MTSI. 2007). A Q index lényege az, hogy ismerve a fitoplankton funkcionális csoportjainak (kodonok Reynolds és mtsi 2002) környezeti igényét, és ismerve egy adott típusra jellemző fizikai, kémiai és biológiai változók mintázatát, becsülhető, hogy egy adott funkcionális csoport jelenléte a természetes állapotú vízben milyen mértékben kívánatos (magasabb F érték), ill. nem az (alacsony F érték). A Q metrika értékének változása típusfüggő. Vízfolyások és eutróf tavak esetén a Q értékének csökkenése mind az eutrofizációt, mind pedig a szaprobitás emelkedését is jelezheti. Ez pusztán az index számértékéből nem látható, de a kodonok relatív gyakorisága (mint a Q metrika értékének kialakításában szereplő indikatív paraméter) egyértelműen jelzi, hogy az ökológiai háttérmintázat milyen változása vezetett a Q metrika adott értékének kialakulásához. Az a-klorofill koncentráció alapján történő minősítés lényege, hogy összefüggés van a természetes vizek (ahol a fitoplankton releváns) a-klorofill koncentrációja és a stresszorok nagysága között. A végső minősítésnél a két metrikát egyesítjük. A fitoplankton alapján történő ökológiai állapotértékelés a vegetációperiódusban gyűjtött minták aktuális értékeinek átlagai alapján történik. 2.6.2.Értékelés tavak esetén 2.6.2.1. A fitoplankton összetétel metrikájának képzése, határértékek A Q index képzése: Q i= 1 5 i= 1 ki = 5 i p F i i i p F * F ahol s az adott mintában található fajszám, p i = i Faktorértékű kodonok relatív gyakorisága (biomassza alapon), F i az adott kodon 1 és 5 közti faktorértéke (a Q index kodonjainak besorolását az 5. melléklet, az F értékeket pedig a 6.melléklet tartalmazza). F wi : az adott i Faktorhoz tartozó súlyozási érték a következők szerint: wi F i F wi 5 1 4 2 3 3 2 9 1 27 A Q index normalizáláshoz használt formula a következő volt (ahol X helyébe a Q index értéke helyettesítendő, y pedig a normalizált Q index értéke lesz, mely 0 és 1 közé eső szám): A Q index javasolt osztályhatárai: y = 2,9044x 3-5,8143x 2 + 4,3764x - 0,4666 Osztály Q k Kiváló 0,8< Jó 0,46 9

Közepes 0,3 Gyenge 0,2 Rossz <0,2 2.6.2.2. A Klorofill-a metrika képzése, határértékek A klorofill-a határértékek megadása referenciális állapotú tavak hiányában pusztán statisztikai alapon történhetett, az adott típuscsoportba tartozó tavak vegeetáció periódus-beli átlag klorofill-a értékeinek leíró statisztikái alapján. (A típus csoportok képzésekor azt vizsgáltuk, hogy az egyes típusok klorofill-a adatai között van-e szignifikáns eltérés. Ennek hiányában a típusokat összevontuk) klorofill-a koncentráció alapján javasolt osztályhatárok: Típusok 1,4,5,10,12 2, 6, 12 3, 7, 14 8 9 13 15 16 Kiváló 10 12 10 12 12 16 6 Jó 25 39 23 30 60 37 18 Közepes 43 66 30 39 100 54 27 Gyenge 51 86 56 45 129 60 30 Rossz >51 >86 >56 >45 >129 >60 >30 Ahhoz, hogy a fenti határértékeket multimetrikus index részévé tegyük, azokat 0 és 1 közötti számokká kell alakítanunk, mégpedig úgy, hogy az így kapott határértékek egyenlő osztálytartományokat jelöljenek ki (0,2; 0,4; 0,6; 0,8;). Az egyenleteket a következő táblázat tartalmazza, ahol x helyébe az a-klorofill koncentráció helyettesítendő be, y pedig a normalizált a-klorofill érték lesz: Az egyes tótípusok a-klorofill határértékeinek normalizálásához használt formulák: Tótípusok és típuscsoportok A normalizáláshoz használt formula 2-6-12 y =0,000008*x 2-0,015*x + 0,9796 3-7-14 y =0,00003*x 2-0,0111*x + 0,9711 8 y = -0,0002*x 2-0,0053*x + 0,9072 9 y = 0,0001*x 2-0,0207*x + 1,0118 13 y = -0,00002*x 2-0,0029*x + 0,8348 15 y = -0,00002*x 2-0,0024*x + 0,8074 16 y = -0,00008*x 3 + 0,0037x 2-0,0654x + 1,0663 2.6.2.3. A két metrika egyesítése: Tavak esetében a két mérőszám egyesítése a következőképpen történik. Az adott hónapra a normalizált a-klorofill és a Q k index értékeiből képzünk egy számot, s ezeket összegezzük az adott évben. Így az adott évre vonatkozóan egyetlen számot kapunk, s ezt viszonyítjuk a megadott határértékekhez. Tekintettel arra, hogy mindkét metrika ily módon 0 és 1 közé eső szám, a multimetrikus indexben egyszerűen ezek átlagát képezzük az alábbi képlet szerint: HLPI = Ahol 2NChl a NQ 3 ki HLPI : magyar tavi fitoplankton index, NChl-a: az a-klorofill tartalom normalizált metrikája, 10

NQ ki : a fitoplankton taxonómiai összetételén alapuló normalizált metrika. Tekintettel arra, hogy az utolsó lépésben mindkét mérőszámot úgy normalizáltuk, hogy értékeik 0-1 közé essenek, a két metrika egyesítése után kapott multimetrikus index (HLPI) határértékei az egyenlő terjedelmű osztályhatárokhoz igazodva 0,8; 0,6; 0,4; 0,2 lesznek. Szikes vizek esetében a hagyományos fitoplanktonnal nem lehet minősíteni, mert a fotoszintetizáló szervezetek döntő hányadát pikoalgák adják, amelyekre a Q minősítés nem használható. Ezeknél a tavaknál a pikoalgákra specifikált minősítést kell kidolgozni, amely más vizsgálati metodikát is igényel. 2.6.3. Értékelés folyók esetén 2.6.3.1. A Klorofill-a metrika képzése, határértékek A klorofill-a metrika képzése során az alábbiak szerint jártunk el: tipológia szerint csoportosítottuk a vizeket, típuscsoportokat képeztünk a klorofill-a tartalom alapján szignifikáns különbséget nem mutató típusokból, a vízfolyások hidrológiai sajátságainak ellentmondó eredmények miatt kiszűrtük azokat, melyek esetén jelentős meder vagy oldaltározás, gyanítható, ill. komoly terhelést kap, újból elvégeztük a csoportok képzését, leíró statisztikákkal jellemeztük a csoportokat, jellemző statisztikák alapján javaslatot tettünk a klorofill-a határértékekre, 1. táblázat. A vízfolyások klorofill-a értékeinek jellemző statisztikái az egyes típusokban, típuscsoportonként rendezve. (A dőlt betűvel szedett értékek olyan adatsorokra vonatkoznak, ahol az adatszűrésre nem volt lehetőség, mert az adatbázisban lévő valamennyi vízfolyáson érzékelhető hatása van a meder- és/vagy oldaltározásnak.) 25,0 50,0 75,0 90,0 95,0 Átlag 1. Típuscsoport 1.: H.vidéki, szilikátos, durva m.a., kicsi vízgyűjtőjű patak 1,0 1,7 2,9 4,9 7,6 2,4 2.: H.vidéki, meszes, durva mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű patak 0,7 1,1 1,5 3,0 3,7 1,4 3.: Hegyvidéki, meszes, durva mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 1,6 3,3 6,0 10,7 14,0 4,9 4.: D.vidéki, meszes, durva mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű patak 1,0 1,9 4,5 11,0 21,5 5,0 5.: D.vidéki, meszes, durva mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 1,8 2,9 5,4 9,4 12,2 4,5 8.: D.vidéki, meszes, közepes-finom mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű csermely 1,5 2,9 4,7 7,8 10,4 4,1 9.: D.vidéki, meszes, közepes-finom mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 0,5 1,5 3,1 7,0 8,9 2,8 11.: S.vidéki, meszes, durva mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű patak 2,2 3,1 6,7 10,0 12,1 5,2 13.: S.vidéki, meszes, durva mederanyagú, nagy vízgyűjtőjű, közepes folyó 1,0 1,9 3,6 7,1 13,6 5,2 1. Típuscsoport összevont adatai 1,1 2,7 5,6 10,5 15,5 5,0 2. Típuscsoport 12.: S.vidéki, meszes, durva mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 2,5 4,4 9,0 18,5 22,7 7,1 15.: S.vidéki, meszes, közepes-finom mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű csermely 4,1 8,8 14,1 30,9 40,0 12,9 16.: S.vidéki, meszes, közepes-finom mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű és kis esésű ér 3,0 5,9 11,1 19,4 23,9 8,6 17.: S.vidéki, meszes, közepes-finom mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű és kis esésű patak 1,3 3,8 7,1 14,3 22,4 7 18.: S.vidéki, meszes, közepes-finom mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 2,4 4,9 9,2 17,4 23,6 7,8 19.: S.vidéki, meszes, közepes-finom mederanyagú, nagy vízgyűjtőjű közepes folyó 2,4 4,2 8,2 14,8 22,0 7,1 21.: S.vidéki, szerves, kicsi vízgyűjtőjű patak 4,3 11,0 28,6 65,0 95,8 26,6 22.: S.vidéki, szerves, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 3,9 7,4 12,8 21,0 25,0 10,3 11

2. Típuscsoport összevont adatai 2,0 4,2 8,7 18,5 28,0 8,4 3.Típuscsoport 6.: D.vidéki, meszes, durva mederanyagú, nagy vízgyűjtőjű közepes folyó 4,0 5,9 9,5 14,0 19,1 8,0 7.: D.vidéki, meszes, durva mederanyagú, nagyon nagy vízgyűjtőjű nagy folyó 4,0 5,0 10,6 20,7 22,9 10,6 10.: D.vidéki, meszes, közepes-finom mederanyagú, nagy vízgyűjtőjű közepes folyó 5,0 8,5 13,2 20,0 26,6 11,4 14.: S.vidéki, meszes, durva mederanyagú, nagyon nagy vízgyűjtőjű nagy folyó 3,7 5,7 8,7 13,1 16,2 7,2 20: S.vidéki, meszes, közepes-finom m.a., nagyon nagy vízgyűjtőjű nagy folyó 2,7 5,1 9,2 18,9 28,2 8,6 3. Típuscsoport összevont adatai 3,2 5,9 10,0 18,3 27,6 9,0 4. Típuscsoport 23. Duna 10,4 20,1 41,8 69,3 92,7 30,6 24. Duna 11,1 29,0 57,0 91,0 117,0 39,9 4. Típuscsoport összevont adatai 10,8 27,0 54,0 86,5 114,2 38,1 5. Típuscsoport 25. Duna magyarországi alsó szakasza 19,0 46,0 84,0 119,0 155,4 57,0 6. Típuscsoport 26. Csatorna 2,8 6,2 14,6 30,0 47,8 13,4 2. táblázat. Javasolt a-klorofill határértékek (az adott kategória alsó határai) az egyes típuscsoportokba tartozó vízfolyásokra. kiv jó közepes gyenge rossz áló 1. Típuscsoport 1/2/3/4/5/8/9/11/13/ 2,7 5,6 10,5 15,5 >15,5 2. Típuscsoport 12/15/16/17/18/19/21/22 4,2 8,7 18,5 28,0 >28,0 3. Típuscsoport 6/7/10/14/20 5,9 10,0 18,3 27,6 >27,6 4. Típuscsoport 23/24 15,0 30,0 45,0 60,0 >60,0 5. Típuscsoport 25 20 40,0 60,0 80,0 >80,0 6. Típuscsoport 26 6,2 14,6 30,0 47,8 >47,8 Az a-klorofill normalizásálához használt formulák az egyes típuscsoportokban (ahol x helyébe az a-klorofill értékét helyettesítjük, y pedig a normalizált a-klorofill nagyságát adja, amely 0 és 1 közé eső szám lesz): Típuscsoportok A normalizáláshoz használt formula R 2 1, y = 1,0478e -0,1018x R 2 = 0,9878 2, y = 1,0109e -0,0558x R 2 = 0,9902 3, y = 1,0728e -0,0584x R 2 = 0,9883 4, y = -0,0133x + 1 R 2 = 1 5, y = -0,01x + 1 R 2 = 1 6, y = 0,9954e -0,0328x R 2 = 0,9953 2.6.3.2. A fitoplankton összetétel metrikájának képzése, határértékek A fitoplankton állapotát jellemző Q k társulás indexet korábban a korábbi formula szerint számolták: Q k = s i= 1 ( p Fi), i 12

ahol s az adott mintában található fajszám, p i az egyes társulások (kodonok) relatív abundanciája (biomassza alapon), és F i az adott kodon 0 és 5 közti faktorértéke. A Q index kodonjainak besorolását a 7. melléklet tartalmazza. Q index normalizálása (x helyébe az aktuális Q helyettesítendő, y pedig a normalizált Q értéket adja, amely így már 0 és 1 közé eső szám lesz): Típuscsoportok A normalizáláshoz használt formula 1. y =1,3377*x 2-0,4252*x + 0,0451 2. y =1,205*x 2-0,1805*x - 0,0063 3. y = 0,7334*x 2 + 0,3253*x - 0,0137 A Q indexre javasolt határértékek: Q k -index Típuscsoport kiváló jó közepes gyenge rossz 1. Típus: Hegyvidéki, szilikátos hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű patak 1 0,95 0,8 0,7 0,6 <0,6 2. Típus: Hegyvidéki, meszes, hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű patak 1 0,95 0,8 0,7 0,6 <0,6 3. Típus: Hegyvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 1 0,95 0,8 0,7 0,6 <0,6 4. Típus: Dombvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű patak 1 0,95 0,8 0,7 0,6 <0,6 5. Típus: Dombvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 1 0,95 0,8 0,7 0,6 <0,6 8. Típus: Dombvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű csermely 1 0,95 0,8 0,7 0,6 <0,6 9. Típus: Dombvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 1 0,95 0,8 0,7 0,6 <0,6 11. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű patak 1 0,95 0,8 0,7 0,6 <0,6 12. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 1 0,95 0,8 0,7 0,6 <0,6 13. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, nagy vízgyűjtőjű, közepes folyó 1 0,95 0,8 0,7 0,6 <0,6 15. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű csermely 1 0,95 0,8 0,7 0,6 <0,6 16. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű és kis esésű ér 1 0,95 0,8 0,7 0,6 <0,6 17. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű és kis esésű patak 1 0,95 0,8 0,7 0,6 <0,6 21. Típus: Síkvidéki, szerves hidrogeokémiai jellegű, kicsi vízgyűjtőjű patak 1 0,95 0,8 0,7 0,6 <0,6 6. Típus: Dombvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, nagy vízgyűjtőjű közepes folyó 2 0,9 0,75 0,65 0,55 <0,55 7. Típus: Dombvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, nagyon nagy vízgyűjtőjű nagy folyó 2 0,9 0,75 0,65 0,55 <0,55 10. Típus: Dombvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, nagy vízgyűjtőjű közepes folyó 2 0,9 0,75 0,65 0,55 <0,55 14. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, nagyon nagy vízgyűjtőjű nagy folyó 2 0,9 0,75 0,65 0,55 <0,55 18. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 2 0,9 0,75 0,65 0,55 <0,55 19. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, nagy vízgyűjtőjű közepes folyó 2 0,9 0,75 0,65 0,55 <0,55 20. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, nagyon nagy vízgyűjtőjű nagy folyó 2 0,9 0,75 0,65 0,55 <0,55 22. Típus: Síkvidéki, szerves hidrogeokémiai jellegű, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 2 0,9 0,75 0,65 0,55 <0,55 23. Duna, magyarországi felső szakasz 3 0,8 0,7 0,6 0,5 <0,5 24. Duna, magyarországi középső szakasz 3 0,8 0,7 0,6 0,5 <0,5 25. Duna, magyarországi alsó szakasz 3 0,8 0,7 0,6 0,5 <0,5 26. Csatorna 3 0,8 0,7 0,6 0,5 <0,5 13

2.6.3.3. A metrikák egyesítése: A metrikák egyesítésére egy adott élőlény együttesen belül szükség van. A metrikák alapján történő minősítés során azt vizsgálták, hogy van-e szignifikáns összefüggés a két metrika és a terheléssel kapcsolatos kémiai paraméterek között. Több esetben szignifikáns összefüggést találtak. Ezek esetén megadták az R 2 értékét. Magasabb R 2 értékek az a-klorofill metrikákat jellemezték, ugyanakkor a Q k metrika is több esetben szignifikáns (de gyenge) összefüggést mutatott. Éppen ezért a két metrikát különböző módon kombinálták, majd újból vizsgálták azok kapcsolatát a vízkémiai paraméterekkel. A legszorosabb összefüggést az alábbi kombináció mutatta: 2NChla + NQr HRPI = 3 Ahol HRPI : magyar folyóvízi fitoplankton index NChla: normalizált a-klorofill metrika NQr: normalizált folyóvízi fitoplankton metrika Az így előállított index már elemszintű értékelést jelent, amivel a folyók aktuális állapota értékelhető. Tekintettel arra, hogy mindkét mérőszámot úgy lett normalizálva, hogy értékeik 0-1 közé essenek, a két metrika egyesítése után kapott multimetrikus index (HRPI) határértékei az egyenlő terjedelmű osztályhatárokhoz igazodva 0,8; 0,6; 0,4; 0,2 lesznek. A folyók ökológiai állapotát az adott évre is meg kell adni. Az állóvizeknél alkalmazott gyakorlatnak megfelelően itt is úgy kell eljárni, hogy az adott év vegetáció periódusbeli mintáit külön minősítjük, majd azok értékeinek átlagát képezzük. HRPI Éves Ahol: HRPI Éves : a folyóvízi index éves értéke HRPI: aktuális HRPI = N 1 HRPI N Mivel az aktuális értékek már normalizált formában vannak megadva további transzformációra már nincs szükség. A határértékeket valamennyi típusra Az EQR = 0 1 közötti intervallumban 0,2-es egyenlő osztályközökkel adjuk meg. 14

Irodalom ÁCS, É., BUCZKÓ, K., LAKATOS, Gy. (1994): Changes in the mosaic-like water surfaces of the LakeVelencei as reflected by reed periphyton studies. - Stud. Bot. Hung. 25: 5-19. ÁCS É., KISS K.T. 2004: Algológiai praktikum. - ELTE Eötvös kiadó. Budapest. 1-362. ÁCS, É., PADISÁK, J. (2001): Size distribution of two centric diatom species, Cyclotella ocellata Pant. and Cyclotella. radiosa (Grun.) Lemm., in a large shallow lake in Hungary - In: John, Jacob (ed): Proceedings of the 15 th International Diatom Symposium, Perth, Australia 28 Sept. - 2 Oct. 1998. pp. 489-500. BÆKKEN, T., KROGLUND, F., LINDSTRØM, E-A & CARVALHO, L. (2006): Acidification in rivers and Lakes. p: 117-134. In: SOLIMINI ET AL. eds. Indicators and methods for the ecological status assesment under the Water Framework Directive Linkages between chemical and biologica quality of surface waters. EUR 22341EN, Inst.Envir.Sustain., Scientific and Research series, Luxembourg, Office for Official Publications of the European Comunities, ISBN 92-79-02646-1 BALOGH, CS., B. MUSKÓ, I., G-TÓTH, L. 2008. A vándorkagyló (Dreissena polymorpha) szerepe a Balatonban, mennyiségének és filtrációjának függvényében. Hidrológiai Közlöny, 88: 12-14. BLOM, L. & BRORSTRÖM-LUNDÉN, E. (2006): Impacts of selected and priority substances (WFD) on freshwater and marine biota. p: 151-166. - In: SOLIMINI ET AL. eds. Indicators and methods for the ecological status assesment under the Water Framework Directive Linkages between chemical and biologica quality of surface waters. EUR 22341EN, Inst.Envir.Sustain., Scientific and Research series, Luxembourg, Office for Official Publications of the European Comunities, ISBN 92-79-02646-1 BORICS, G., GRIGORSZKY, I., PADISÁK, J., SZABÓ, S. (2000): Phytoplankton associations in a small hypertrofic fishpond in East Hungary during a change from bottom-up to top-down control. Hydrobiologia 424: 79-90. BORICS, G., VÁRBÍRÓ, G., GRIGORSZKY, I., (2002): A biológiai vízminősítés lehetőségei planktonikus élőlényközösségek alapján. Hidrológiai Közlöny 83. 22-24. BORICS, G., G. VÁRBÍRÓ, I. GRIGORSZKY, E. KRASZNAI, S. SZABÓ AND K. T. KISS. 2007. A new evaluation of potamo-plankton for the assessmant of the ecological status of rivers. - Arch Hydrobiol. Suppl. 161/3-4, Large Rivers 17: 465-486. CALOW, P., GEOFFREY E. (1994): The Rivers Handbook: Hydrological and Ecological Principles Blackwell Scientific Publications, Oxford, 1994. ISBN 0 632 029854. CARPENTER S. R. & KITCHELL, J. F., (1993): Trophic Cascades in Lakes (Cambridge Univ. Press, Cambridge, U.K.). CARVALHO, L., LEPISTÖ, L., RISSANEN, J., PIETILÄINEN, O-P., REKOLAINEN, S., TÖRÖK, L., SOLHEIM, L., SALORANTA, T., PTACNIK, R., TARTARI, G., CARDOSO, A.C., PREMAZZI, G., GUNN, I., PENNING, E., HANGANU, J., ORHAN, I., NAVADAR, I. (2006): Nutrients and eutrofication in lakes. P: 3-32. In: SOLIMINI ET AL. eds. Indicators and methods for the ecological status assesment under the Water Framework Directive Linkages between chemical and biologica quality of surface waters. EUR 22341EN, Inst.Envir.Sustain., Scientific and Research series, Luxembourg, Office for Official Publications of the European Comunities, ISBN 92-79-02646-1 15

CLAUSEN, B., DUNBAR, M., FRIBERG, N. & BAATTRUP-PEDERSEN, A. (2006): Hydromorphological pressures in rivers. p: 141-150. In: SOLIMINI ET AL. eds. Indicators and methods for the ecological status assesment under the Water Framework Directive Linkages between chemical and biologica quality of surface waters. EUR 22341EN, Inst.Envir.Sustain., Scientific and Research series, Luxembourg, Office for Official Publications of the European Comunities, ISBN 92-79-02646-1 DEFLANDRE, A. & JARVIE, H. (2006): Organic pollution in rivers. p: 99-98. In: SOLIMINI ET AL. eds. Indicators and methods for the ecological status assesment under the Water Framework Directive Linkages between chemical and biologica quality of surface waters. EUR 22341EN, Inst.Envir.Sustain., Scientific and Research series, Luxembourg, Office for Official Publications of the European Comunities, ISBN 92-79- 02646-1 DILLON, P.J., RIGLER, F.H. (1974): The phosphorus chlorophyll relationship in lakes. Limnol Oceanogr 28:792 795. DINKA, M., BERCZIK, Á. (2005): Néhány vízkémiai paraméter különbözosége a gemenci mellékágakban. In: Tamás E. A. (szerk.) Élet a Duna-ártéren - ember a természetben. BITE kiadó Baja, 58-67.FELFÖLDY L., l98l. A vizek környezettana. Általános hidrobiológia. Mezőgazdasági Kiadó. Budapest. p. 290. ECOSURV Műszaki zárójelentés. KvVm 2005. FEHÉR, G. (2003): The desmid flora of some alkaline lakes and wetlands in Southern Hungary. Biologia, Bratislava, 58/4: 671-683. FEHÉR, G. (2007): Use of Desmidiales flora for monitoring rivers: a case of South-Hungarian waters. - Arch Hydrobiol. Suppl. 161/3-4, Large Rivers 17: 417-434 FELFÖLDY, L. (1974): Biológiai vízminősítés. Vízügyi Hidrobiológia 3, VÍZDOK, Budapest. FELFÖLDY, L. (1987): A biológiai vízminősítés. 4. javított és bővített kiadás. VHB 16., Vízgazdálkodási Intézet. Budapest. 1-259. GRIGORSZKY I., PADISÁK J., BORICS G., SCHITCHEN CS., BORBELY G. (2003): Deep chlorophyll maximum by Ceratium hirundinella O.F.Müller (Bergh) in a shallow oxbow in Hungary. Hydrobiologia 503-506: 209-212. GULYÁS, P. (1998): Szaprobiológia indikátorfajok jegyzéke List of saprobiological indicator species Bp. KGI, 1998. 96 p., VTKV-6. HELLSTEN, S. & DUDLEY, B. (2006): Hydromorphological pressures in rivers. p: 135-140. In: SOLIMINI ET AL. eds. Indicators and methods for the ecological status assesment under the Water Framework Directive Linkages between chemical and biologica quality of surface waters. EUR 22341EN, Inst.Envir.Sustain., Scientific and Research series, Luxembourg, Office for Official Publications of the European Comunities, ISBN 92-79- 02646-1 HORTOBÁGYI, T. (1960): Adatok Magyarország moszataihoz IV. A Szelidi-tó algái. Additamenta ad cognitionem algarum Hungariae. IV. - Egri Pedag. Főisk. évkönyve 6: 359-391. HORVÁTH, L. ÉS TEVANNÉ BARTALIS, É. (1999): A vízkémiai viszonyok jellemzése a Duna Rajka-Szob közötti szakaszán. Vízügyi Közlemények. 81: 54-85. JÄRNEFELT, H. (1952): Plankton als Indikator der Trophiegruppen der Seen. Ann. Acad. Sci. Fennicae A, IV: 1-29. 16

KISS, Á. K. 2008. A dunai heterotróf ostoros közösség táplákozási stratégiái: funkcionális diverzitás és niche szegregáció. Hidrológiai Közlöny, 88: 77-90. KISS, K. T. (1985): Changes of trophity conditions in the River Danube at Göd. Danubialia Hungarica XCIV Ann. Univ. Sci. Budapest Eötvös Sect. Biol. 24: 47-59. KISS, K. T. l986. Species of the Thalassiosiraceae in the Budapest section of the Danube. Comparison of samples collected in l956-63 and l979-83. In. M. Ricard, /ed./ Proceedings 8th International Diatom Symposium. Koeltz. Koenigstein. p: 23-31. KISS, K. T. l987. Phytoplankton studies in the Szigetköz section of the Danube during l98ll982. Arch. Hydrobiol.78,2. Algol. Studies. 47: 247-273. KISS, K. T. 1994. Trophic level and eutrophication of the River Danube in Hungary. Verh.Internat.Verein.Limnol. 25: 1688-1691. KISS, K. T., 1996. Diurnal change of planktonic diatoms in the River Danube near Budapest (Hungary). - Arch. Hydrobiol. Algol. Studies, 80: 113-122. KISS K. T. 1998: Bevezetés az algológiába. ELTE Eötvös Kiadó, Budapest. 1-283. KISS, K. T. 1999: Szigetközi vízterek trofitása a fitoplankton vizsgálatok tükrében. In: Láng. et al. (szerk). A Szigetköz környezeti állapotáról. p: 67-77. MTA Szigetközi Munkacsoport, Budapest. KISS, K. T. 2000. Növekedett-e a Duna trofitási szintje a Bősi-vízlépcső hatására?. Hidrológiai Közlöny. 80: 316-318. KISS K. T. (2004): Fitoplankton minták gyűjtése, feldolgozása. In: Ács és Kiss szerk.: Algológiai praktikum. p: 15-34. Eötvös Kiadó, Budapest. KISS K. T. 2005. Gemenc térségi vizek fitoplanktonjának elemzése természetvédelmi nézőpontból. Bot. Közlem. 92: 85-118. KISS, K.T. & É. ÁCS (2004): Euplanktonic algal communities in the mountain region of the River Danube. 14th Hungarian Algological Meeting, Göd, április 6-9, p. 18. KISS, K. T., É. ÁCS & A. KOVÁCS, 1994. Ecological observations on Skeletonema potamos (Weber) Hasle in the River Danube, near Budapest (1991, 92 - daily investigations). In. DESCY, REYNOLDS & PADISÁK (eds) Phytoplankton in turbid environments: Rivers and shallow lakes. Kluwer Academic Publishers. Hydrobiologia 289: 163-170. KISS, K.T., ÁCS, É., SZABÓ, K., TÓTH, B., KISS, Á.K. (2006): Alteration in the summer phytoplankton abundance from medium to low water level conditions int he River Danube. In: Proceedings 36th International Conference of IAD. Austrian Committee Danube Research / IAD, Vienna. ISBN 13: 978-3-9500723-2-7. pp. 210-214. KISS, K.T. & S. I. GENKAL, 1993. Winter blooms of centric diatoms in the River Danube and in its side arms near Budapest. In. H. van Dam, (ed) Twelfth International Diatom Symposium. Kluwer Academic publishers. Hydrobiologia 269/270:317-325. KISS, K. T. & GENKAL, S. I., 1996. Phytoplankton of the Danube s reservoirs in September 1995 from Germany to Hungary. - In. Berczik, Á. (Red.) Limnologische Berichte Donau 1996. Band. I: 143-148. MTA Ökol. Bot. Kutint. Magyar Dunakutató Állomás, Vácrátót/Göd. KISS, K. T., PADISÁK, J., 1990. Species succession of Thalassiosiraceae: Quantitative studies in a large, shallow lake (Lake Balaton, Hungary). - In.H. Simmola, /ed./ Proceedings 10th International Diatom Symposium. Koeltz. Koenigstein. p: 481-490. 17

KISS, K. T. & SCHMIDT, A. 1998. Changes of the Chlorophyta species in the phytoplankton of the Hungarian Section of the Danube river during the last decades (1961-1997). Biologia, Bratislava. 53: 509-518. KISS, K., T., A. SCHMIDT & É. ÁCS (1995): Fitoplankton-mintavétel gyakoriságának kérdése egy nagy eutrófikus folyóvízben, a Dunában In: Bíró, P. (szerk.) XXXVII. Hidrobiológus Napok kötete, MTA Veszprémi Akadémiai Bizottság: 79-82. KISS, K. T., SCHMIDT, A., ÁCS. É., 1996. Sampling strategies for phytoplankton investigations in a large river (River Danube, Hungary). - In. B. A. Whitton & E. Rott, (eds.): Use of algae for monitoring rivers II Proceedings International Symposium. Innsbruck/Austria, 17-29. September 1995. STUDIA Studentenförderungs-Ges.m.b.H. Innsbruck. p. 179-185. KISS, K. T. & A. SZABÓ, l980-l98l. Investigation of a wastewater oxidation pond-system Part II. Biological investigations. Annal. Univ. Sci. Budapest Sect. Biol. 22-23: 71-99. KOHL J.-G. & K. GEISDORF (1991): Competition ability of two planktonic diatoms under different vertical light gradients, mixing depth and -frequencies: an experimental approach. Verh. Internat. Verein. Limnol., 24: 2652-2656. KRISTIĆ, S., SVIRČEV, Z., LEVKOV, Z., NAKOV, T. 2007: Selecting appropriate bioindicator regarding WDF guidlines for freshwater a Macedonian experience. International Journal on Algae, 9: 41-63. LUND, J. W. G., KIPLING, C., LE CREN, E. D., 1958. The inverted microscope method of estimating algal numbers and the statistical basis of estimations by counting. Hydrobiologia, 11: 143-170. MSZ EN 15460:2008. Vízminőség Útmutató szabvány a fitoplanktonok inverz mikroszkópiás számlálására (Ütermöhl - technika). 43. MAGYARI E., SÜMEGI P., BRAUN M., JAKAB G., MOLNÁR M. (2001): Retarded wetland succession: anthropogenic and climatic signals in a Holocene peat bog profile from northeast Hungary., Journal of Ecology, 89, 1019-1032. MAKOVINSKÁ, J. (1998): Phytoplankton development of the Čunuvo (Hrušov) reservoir in the Danube river (Slovakia). - Biologia, Bratislava. 53: 499-502. MAKOVINSKÁ, J. & HINDÁK, F. 1999. Phytoplankton of the River Danube between Bratislava and Visegrád in 1990-1997. In. Mucha, I. (ed.) Gabčikovo part of the hydroelectric power project environmental impact review. p: 155-166. Groud Water Consulting Ltd. Bratislava NÉMETH, J. (1998): A biológiai vízminősítés kérdései. Vízi természetvédelem-és környezetvédelem 7. kötet. Környezetgazdálkodási Intézet. Budapest. 1-304. NÉMETH, J., VÖRÖS, L. (1986): Módszertan és koncepció felszíni vizek algológiai monitoringjához. Környezetvédelmi Intézet. Budapest. 1-264. NYGAARD, G. (1955): On the productivity of five Danish waters. On the productivity of five Danish waters. Verb. int. Ver. Limnol. 12:123-133. OECD (1982): Eutrophication of waters monitoring assessment and control. Final report. OECD cooperative programme on monitoring of inland waters. OECD, Paris, pp. 158 18

O SULLIVAN, P.E. (2003): Palaeolimnology. In O'Sullivan, P.E. & Reynolds, C.S. eds. The Lakes Handbook: Volume 1, Limnology and Limnetic Ecology. Blackwell Scientific Publications, 609-666. PADISÁK,, J. (2002): Javaslat vízterek biológiai állapotának jellemzésére alkalmas biológiai indikátorokra. A fitoplankton alkalmazása tavak biológiai állapotának jellemzésére a Víz Keretirányelv (VKI) ajánlásai alapján valamint az epilitikus kovaalgák monitor-értéke harmad- vagy annál alacsonyabb rendű folyóvizek minősítésére. - Szakértői jelentés, BMGE Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék. PADISÁK,, J. (2003): Javaslat vízterek biológiai állapotának jellemzésére alkalmas biológiai indikátorokra. Az ökológiai minősítés kérdései. Fitoplankton. - Szakértői jelentés, BMGE Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék. PADISÁK, J. 2008. A fitoplankton biomassza függése felszíni vizek növényi tápanyagtartalmától. pp. 57. KEOP jelentés PADISÁK, J., G. BORICS, I. GRIGORSZKY, E. SORÓCZKI-PINTÉR (2006): Use of phytoplanktonassemblages for monitoring ecological status of lakes within the Water Framework Directive: the assemblage index. Hydrobiologia, 553: 1-14. PADISÁK, J. & M. DOKULIL (1994): Meroplankton dynamics in a saline, turbulent, turbid shallow lake (Neusiedlersee, Austria and Hungary). Hydrobiologia 289: 23-42. PADISÁK, J., I. GRIGORSZKY, G. BORICS & E. SORÓCZKI PINTÉR (2006): Use of phytoplankton assemblages for monitoring ecological status of lakes within the Water Framework Directive: the assemblage index. Hydrobiologia 553: 1-14. PANTLE, R., BUCK, H. (1955): Die biologische Überwachung der Gewasser und die Darstellung der Ergebnisse, Gas und Wasserfach. 96. 604-607. PETTINE, M., RUGGIERO, A., FAZI, S., BUFFAGNI, A., ANDRESEN, J.M., RONCAK, P. & FRIEBERG, N. (2006): Organic pollution in rivers. - In: SOLIMINI ET AL. eds. Indicators and methods for the ecological status assesment under the Water Framework Directive Linkages between chemical and biologica quality of surface waters. EUR 22341EN, Inst.Envir.Sustain., Scientific and Research series, Luxembourg, Office for Official Publications of the European Comunities, ISBN 92-79-02646-1 PHILLIPS G., O. P. PIETILÄINEN, L. CARVALHO, A. SOLIMINI, A. LYCHE SOLHEIM & A. C. CARDOSO (2008): Chlorophyll-nutrient relationships of different lake types using a large European dataset. Aquat. Ecol. 42: 213-226. REYNOLDS, C.S. (2006): Ecology of Phytoplankton (Ecology, Biodiversity and Conservation) Cambridge University Press, Cambridge. 535 pp. REYNOLDS, C. S., V. L. DE M., HUSZAR, C. KRUK, L. NASELLI-FLORES & S. MELO (2002): Towards functional classification of freshwater phytoplankton. Journal of Plankton Research 24: 417-428. REYNOLDS, C.S., PADISÁK, J., KÓBOR, I. (1993): A localized bloom of Dinobryon sociale in Lake Balaton: Some implications for the perception of patchiness and the maintenance of species richness. Abstr. Bot. 17: 251-260 RÁKÓCZI, L. (1989): Vízlépcsők hatása a hordalék- és mederviszonyokra. - Vízügyi Közlemények, 71: 5-24. 19

SCHEFFER, M. (1998) Ecology of Shallow Lakes. Chapman & Hall. NLG 357 pp. SCHMIDT A. 1989: A Duna-ártér vizeinek algológiai vizsgálata. In: Richnovszky, A. (szerk.), Az Alsó- Duna- ártéri erdők ökológiája, Eötvös József Tanítóképző Főisk., Baja: 34-56. SCHMIDT A. 1994: Main characteristics of the phytoplankton of the Southern Hungarian section of the River Danube. Hydrobiológia 289: 97-108 SCHMIDT, A., FEHÉR, G., BOROS, E., VÖRÖS, L. 2007. A Szelidi-tó szalinitásának és fitoplanktonjának változásai. Hidrológiai Közlöny, 87: 112-114. SCHMIDT, A., K. T. KISS & É. BARTALIS. 1994. Chlorococcal algae in the phytoplankton of the Hungarian section of the River Danube in the early nineties. Biologia, Bratislava, 49: 553-562. SMAYDA, T. J. (1978): From phytoplankton to biomass. In Sournia, A. [Ed.] Phytoplankton Manual. Monographs on Oceanographic Methodology 6. UNESCO, Paris, pp. 273 9. SOLIMINI, A.G., CARDOSO, A.C. & HEISKANEN, A-S. eds. (2006): Indicators and methods for the ecological status assesment under the Water Framework Directive Linkages between chemical and biologica quality of surface waters. EUR 22341EN, Inst.Envir.Sustain., Scientific and Research series, Luxembourg, Office for Official Publications of the European Comunities, ISBN 92-79-02646-1, pp: 255. SZABÓ, K., KISS, K.T., ECTOR, L., KECSKÉS, M. & ÁCS, É. 2004: Benthic diatom flora in a small Hungarian tributary of the River Danube (Rákos-stream). - Arch. Hydrobiol. Algological Studies, 111: 79-94. SZEMES, G. 1959. Die Bacillariophyceen des Szelider Sees.- Die Binnengewässerungarns 1: 251-425. SZEMES,G. BOZZAY,E. 1964. The chemical and microbiological quality of the Danube water under ice cover in the extremely cold winter of 1962/1963 as related to the water supply of Budapest /Danub.Hung. 26./ - Ann.Univ.Sci.Sct.Biol. 7:201-212. SZILÁGYI, F. (edit) 2006: A fenntartható vízgazdálkodás tudományos megalapozása az EU Víz Keretirányelv hazai végrehajtásának elősegítésére 1. téma: Az ökológiai minősítés kérdései (2005). BME Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék. Budapest. 1-241. TÁTRAI I., MÁTYÁS K.,KORPONAI J., HAVASI M., KUCSERKA T. AND POMOGYI P.(2007): Food web structure following fish manipulation in a shallow wetland lake with abundant submerged vegetation, Programme and Abstracts, SEFS5, Palermo, 256p, 2007 TÓTH, B. (2007): Vízkémiai vizsgálatok magyar Duna-szakaszon. -. p. 23-31. In: Nosek J., Oertel N. (szerk.): A Dunának, mely múlt, jelen s jövendő. 50 éves az MTA Magyar Dunakutató Állomása (1957-2007). Szemelvények az Állomás tudományos eredményeiből. MTA ÖBKI MDÁ, Göd Vácrátót UHERKOVICH G.(1971): A Tisza lebegő paránynövényei. Szolnok, 1971. 165, 157. 13222. UTERMÖHL, H. 1958. Zur Vervollkommung der quantitativen Phytoplankton-Methodik. Mitt. Int. Vr. Limnol., 9: 1-38. VÁRBÍRÓ, G., ÁCS, É., BORICS, G., ÉRCES, K., FEHÉR, G., GRIGORSZKY, I., JAPPORT, T., KOCSIS, G., KRASZNAI, E., NAGY, K., NAGY, L.Z., PILISZKY, ZS., AND KISS, K.T. (2007): Use of Self Organizing Maps (SOM) for characterization of riverine phytoplankton associations in Hungary. Large Rivers Vol. 17, No. 3-4 Arch. Hydrobiol. Suppl. 161/3-4, p 388-394, September 2007 20