ThesisPDF Available

Fragmentacja rzek w północnej części Kotliny Sandomierskiej

Authors:

Abstract

Fragmentacja rzek jest jedną z wielu presji wywieranych przez działalność człowieka na środowisko przyrodnicze. Budowa sztucznych barier takich jak zapory, progi, jazy itd. uniemożliwia lub znacząco utrudnia migracje ryb i innych organizmów w rzekach, zaburza ciągłość ekologiczną. Proces ten prowadzi do wymierania gatunków w skali lokalnej, regionalnej i globalnej. Skala i konsekwencje fragmentacji rzek w Polsce są słabo znane. Istnieją bazy danych zawierające informacje o sztucznych barierach, jednak są one niekompletne. Podczas badań terenowych stwierdzono, że w istniejących bazach danych brakuje 70% obiektów, które w rzeczywistości mają wpływ na życie w rzekach Kotliny Sandomierskiej. Podczas badań skartowano 96 sztucznych barier. Dla 80 z nich określono drożność (możliwość migracji) dla 39 gatunków ryb korzystając z narzędza Rapid Barrier Passability and Hydropower Assessment Tool. Aż 41% obiektów stanowiło przeszkodę nie do pokonania dla wszystkich gatunków ryb. Używając narzędzia Barrier Assessment Tool utworzono charakterystyki przestrzenne dla wszystkich barier: sprawdzono ile kilometrów rzek odcina dana bariera i wyznaczono bariery, których usunięcie byłoby najbardziej efektywnym sposobem przywracania ciągłości ekologicznej w rzekach Kotliny Sandomierskiej.
1
UNIWERSYTET JAGIELLOŃSKI
WYDZIAŁ GEOGRAFII I GEOLOGII
Instytut Geografii i Gospodarki Przestrzennej
Piotr Bednarek
Fragmentacja rzek w północnej części Kotliny Sandomierskiej
Praca magisterska
Promotor: prof. dr hab. Joanna Pociask-Karteczka
Kraków 2020
1:5782234461
2
Pragnę serdecznie podziękować Pani prof. dr hab. Joannie
Pociask-Karteczce za umożliwienie badań nad
fragmentacją rzek.
Serdecznie dziękuję również Karolinie Gurjazkaitė za
inspirację do podjęcia tematu sztucznych barier
w rzekach, rodzicom Andrzejowi i Beacie za nieocenione
wsparcie podczas badań terenowych, Larze Mołoniewicz
za cierpliwość, dr. Dominikowi Kaimowi za pomoc
w analizach przestrzennych, dr. Maciejowi
Konopińskiemu za cenne uwagi przyrodnicze, a także
przyjaciołom z Podkarpackiego Towarzystwa
Przyrodników Wolne Rzeki oraz wszystkim którzy
przyczynili się do powstania niniejszej poprzez wpłatę
pieniędzy na crowdfundingową zbiórkę Gdzie ryby
migrują? Badania fragmentacji rzek Kotliny
Sandomierskiej”.
2:3438549156
3
Spis treści
1. Wstęp .................................................................................................................................. 4
1.1. Rzeki, migracje ryb i fragmentacja rzek ...................................................................... 4
1.2. Cel badań ................................................................................................................... 10
1.3. Obszar badań ............................................................................................................. 11
2. Metody pracy .................................................................................................................... 15
2.1. Metody badań terenowych ......................................................................................... 15
2.2. Materiały i metody analizy ........................................................................................ 19
3. Wyniki ............................................................................................................................... 24
3.1. Bariery skartowane w terenie .................................................................................... 24
3.2. Porównanie wyników badań z danymi zawartymi w istniejących bazach ................ 27
3.3. Możliwości migracji ryb w badanych rzekach .......................................................... 29
3.4. Fragmentacja rzek i możliwości przywrócenia ciągłości ekologicznej ..................... 31
4. Dyskusja i zakończenie ..................................................................................................... 36
4.1. Ocena przyjętych metod prac terenowych i narzędzi analitycznych ......................... 36
4.2. Wnioski ...................................................................................................................... 37
Spis literatury ........................................................................................................................... 41
Spis tabel .................................................................................................................................. 49
Spis rycin .................................................................................................................................. 49
Spis fotografii ........................................................................................................................... 49
Spis załączników ...................................................................................................................... 50
3:5502617389
4
1. Wstęp
1.1. Rzeki, migracje ryb i fragmentacja rzek
Fragmentacja rzek jest to terminem określającym jedną z wielu presji, którą człowiek wywiera
na środowisko przyrodnicze i która powoduje negatywne skutki dla środowiska. Przez
fragmentację rzek rozumie się powstawanie i istnienie barier w korytach rzecznych.
Rzeka jest to liniowy obiekt hydrograficzny, składający się z wody płynącej pod wpływem
grawitacji oraz koryta (lub wielu koryt). W (pozornie) stabilnym korycie następuje przepływ
wody a wraz z nim erozja, transport i sedymentacja materiału i składników odżywczych
(Rachocki 1974). Na lądach całej Ziemi, w zależności od ilości opadów, formują się rzeki stałe,
okresowe lub epizodyczne, odprowadzając wodę i w wyniku erozji tworząc koryta. Gęstość
sieci rzecznej zależy nie tylko od zasilania tj. opadów i zasobów wód podziemnych, ale także
od budowy geologicznej, rzeźby, pokrycia terenu. stość sieci rzecznej w Polsce wynosi 0,44
km/km2, w Kotlinie Sandomierskiej wartość ta jest wyższa i wynosi 0,54 km/km2 (ryc. 1).
Ryc. 1. Sieć rzeczna w Polsce z podziałem na dorzecza (na podst. Pociask-Karteczka 2017, Wody
Polskie 2019)
Rzeka jest m.in. środowiskiem życia organizmów z wielu grup systematycznych. Można by
wymieniać je począwszy od protistów, kończąc na ssakach takich jak bóbr lub wydra. Jedną
4:3837459885
5
z najlepiej poznanych grup w systemach fluwialnych ryby. Ryby gromadą kręgowców,
której historia rozpoczęła się w kambrze. Organizmy te występują w większości istniejących
na Ziemi wód, zarówno słodkich, jak i słonych. Są najbardziej różnorodną grupą kręgowców
z ponad 34 tys. opisanych gatunków. Około 13 tys. gatunków stanowią ryby słodkowodne,
z czego część żyje w rzekach. Na przykład w dorzeczu Amazonki występuje ponad 3 tys.
gatunków ryb (Froese i Pauly 2019).
Większość ryb przemieszcza się wyłącznie pływając zatem ograniczone do środowiska
wodnego. W wodach słodkich występowanie ryb ogranicza się do jezior, koryt i czasowo
zalewanych dolin rzecznych. Według jednej z wczesnych definicji, migracja jest cyklicznym
procesem, w którym organizmy danego gatunku powracają do miejsca, z którego przybyły w
sposób zsynchronizowany, a powroty te odbywają się w celu reprodukcji, poszukiwania
pokarmu lub poszukiwania odpowiednich warunków klimatycznych (Heape 1931).
Przemieszczanie się ryb w rzekach przez długi okres było analizowane właśnie z tego punktu
widzenia: jako migracje w górę i w dół rzeki w celu odbycia tarła (czyli rozrodu). Zjawisko
masowej migracji łososi i troci było znane i wykorzystywane przez człowieka od dawna
(Brönmark i in. 2014). W wielu rzekach migracje te były lub zjawiskiem bardzo
widowiskowym.
Ryby migrujące możemy podzielić na: anadromiczne, tj. takie, który odbywa drówkę
z morza/oceanu w górne odcinki rzek, by w dogodnym miejscu odbyć tarło (np. łosoś atlantycki
Salmo salar); katadromiczne, które pokonują drogę w przeciwną stronę odbywają tarło
w morzu (np. węgorz europejski Anguilla anguilla w Morzu Sargassowym); oceanodromiczne
tj. migrujące w obrębie mórz i oceanów, amfidromiczne – migrujące w obrębie ujść rzek oraz
potamodromiczne migrujące w rzekach (Lucas i Baras 2001).
Obserwacje ryb diadromicznych prowadzono od dawna przy okazji połowów (Lenders i in.
2016) zaś obserwacje wędrówek ryb potamodromicznych stosunkowo niedawno - w ostatnich
kilkudziesięciu latach. Do lat 70. a często nawet 90. XX wieku ryby rzeczne, nie diadromiczne
były uznawane za stacjonarne, a ich wędrówki były uznawane raczej za odstępstwo od normy
(Gowan i in. 1994). Od tego czasu ten paradygmat został uznany za błędny. Według
najnowszych badań około 95% gatunków ryb w europejskich rzekach odbywa migracje (Brink
i in. 2018). Okazało się, że oprócz cyklicznych, stadnych wędrówek ryby przemieszczają się
w różnym celu. Każdy gatunek ryb, a nawet każdy osobnik, posiada swoją niszę ekologiczną.
Nisza ekologiczna jest wielowymiarowym zestawem cech środowiska koniecznym do życia
danego organizmu (Weiner 2004). Są to np. odpowiednia temperatura, nasłonecznienie, rodzaj
5:1741145716
6
pożywienia itd. Dla ryb rzecznych podstawowymi czynnikami definiującymi niszę są: wielkość
przepływu, prędkość wody, temperatura, ilość rozpuszczonego tlenu i ilość nutrientów
(Penczak 2000). Ryby rzeczne migrują w ciągu całego roku w poszukiwaniu pożywienia,
kryjówek lub wody o odpowiedniej temperaturze, natlenieniu, chemizmie a także w celu
ucieczki przed drapieżnikami (Lucas i Baras 2001). Kolejnym powodem wędrówek jest
dyspersja odych osobników będąca aktywnym poszukiwaniem siedlisk odpowiednich do
bardziej stacjonarnego trybu życia. Migracje są niezwykle ważne z punktu widzenia puli
genowej oraz odporności na wymieranie danych populacji (Coleman i in. 2018, Fischer
i Lindenmayer 2007, Gouskov i Vorburger 2016). Swobodne przemieszczanie się w górę
i w dół rzeki umożliwia poszczególnym osobnikom rozród z osobnikami zróżnicowanymi
genetycznie, co jest korzystne dla potomstwa, a tym samym zwiększa sukces rozrodczy
rodziców. Swobodne migracje w obrębie rzeki umożliwiają dostęp do np. ęboczków podczas
niżówki. Ryby, które znajdą ploso w stanie przeżyć okres niskiego stanu wód w rzece,
w przeciwieństwie do tych na płyciźnie. Migracje zatem niezbędnym elementem życia
większości gatunków ryb. Dla niektórych gatunków najważniejsze są migracje długie, z oceanu
do źródeł rzeki, dla innych krótkie, w obrębie jednej lub dwóch rzek. Oba te rodzaje wędrówek
jednak równie ważne z punktu widzenia historii życiowych poszczególnych osobników
(Lucas i Baras 2001), a zatem mają istotne znaczenie dla istnienia gatunków.
Fragmentacja rzek oznacza istnienie barier dla migracji organizmów wodnych (Fuller i in.
2015). Mogą to być zarówno bariery naturalne, jak np. wodospady, szypoty lub bobrowe tamy,
jak również sztuczne w postaci budowli hydrotechnicznych. Istnienie wodospadów czyli
barier trwałych w geologicznej skali czasowej ma wpływ na specjację ryb (Dias i in. 2013).
Istnienie tam bobrowych także jest wpisane w ewolucyjne historie poszczególnych gatunków
ryb, które wykorzystują siedliska tworzone przez bobry w różnych stadiach życia (Collen
i Gibson 2000, Kemp i in. 2012, Mitchell i Cunjak 2007, Virbickas i in. 2015). Choć wpływ
naturalnych barier na poszczególne gatunki ryb może być negatywny (blokowanie migracji),
należy pamiętać o tym, że naturalna fragmentacja rzek mia wpływ na kształtowanie obecnej
różnorodności biologicznej i rozmieszczenie gatunków. Negatywna rola naturalnej
fragmentacji rzek może być zatem postrzegana raczej z punktu widzenia gospodarki i estetyki
człowieka, a nie ekologii ryb. Bobry budują tamy wyłącznie na małych, wolno płynących
rzekach, a okres istnienia pojedynczej tamy wynosi zwykle od paru miesięcy do paru lat
(Burchsted i in. 2010, Grygoruk i Nowak 2014). To co odróżnia tamy bobrowe od sztucznych
barier to krótki czas istnienia i rodzaj wpływu na środowisko rzeczne.
6:5035998654
7
Fragmentacja rzek jako zjawisko negatywne dotyczy barier antropogenicznych. Są to przede
wszystkim budowle poprzeczne: zapory, jazy, progi, stopnie oraz inne budowle piętrzące.
Sztucznymi barierami dla migracji jednak także zanieczyszczenia chemiczne, termiczne,
hałas, promieniowanie elektromagnetyczne oraz gatunki inwazyjne (Brink i in. 2018, Fuller
i in. 2015). Bariery te występują niezależnie od wielkości lub rodzaju rzek i zwykle istnieją po
kilkadziesiąt lat. Najlepiej poznane są skutki istnienia dużych zapór (Barbarossa i in. 2019, Fan
i in. 2006, Latrubesse i in. 2017). Zapory budowano już w czasach starożytnych. Jako jedne
z pierwszych należy wymienić zapory powstałe na Bliskim Wschodzie i na Półwyspie
Arabskim, już około 4,7 tys. lat temu (Jackson 1998). Istnienie a nawet militarne wykorzystanie
najstarszych zapór opisywane było głównie w dziełach kultury arabskiej (Ibn Khaldun 1377),
także w Koranie (Quran.com, 2020). Nasilenie fragmentacji rzek w Europie Zachodniej miało
miejsce w średniowieczu, w związku z budową młynów. W zlewniach niektórych rzek, np.
w silnie zagospodarowanej zlewni Renu, liczebność stad łososi zmalała w średniowieczu
o ponad 90%; ostatecznie ryby te wyginęły tam na przełomie wieków XIX i XX (Lenders i in.
2016). Liczba sztucznych barier, które tworzyły młyny była na niektórych rzekach większa niż
obecnie. Na przykład na rzece Vienne we Francji na odcinku 5 km istniało 100 młynów. Mimo
to, można przyjąć że tak silna presja na rzeki miała znaczenie lokalne jedynie w najgęściej
zaludnionych i najbardziej rozwiniętych regionach. W Polsce jeszcze w latach 50. XX wieku
ryby wędrowne takie jak łosoś, troć i certa były poławiane w wielu rzekach. Ostatnia populacja
łososia wyginęła w Drawie w latach 80. XX wieku (Bartel i in. 2007, 2016). W XIX wieku
obecność węgorzy w dopływach Wisły w Krakowie nie była niczym nadzwyczajnym
(Marczykiewicz 1847).
Obecnie na Ziemi istnieje ok. 40 tys. dużych zapór o wysokości powyżej 15 metrów (Zarfl i in.
2014). Skutkiem tegoo tylko 37% największych rzek (tj. > 1 tys. km długości) jest jeszcze
wolno płynącymi rzekami (free flowing rivers), nie podzielonymi żadną barierą (Grill i in.
2019). Większość zapór uniemożliwia migrację rybom (zarówno w górę, jak i w dół rzeki), co
prowadzi do lokalnych ekstynkcji, zwłaszcza gatunków diadromicznych (Barbarossa i in. 2019,
Grill i in. 2019, Zarfl i in. 2014). Zapory blokują też transport materiału wleczonego i powodują
zmianę warunków lotycznych na lentyczne tj. wody płynącej w stojącą, a co za tym idzie
zmiany biogeochemiczne (Poff i in. 2007, Wang i in. 2018, Wu i in. 2018). Tak drastyczna
zmiana warunków siedliskowych pociąga za sobą szereg konsekwencji łącznie z lokalnym
wymieraniem gatunków reofilnych (Birnie-Gauvin i in. 2017a, Brink i in. 2018).
7:3337868045
8
Duże zapory to jednak tylko część barier. W całej Europie zarejestrowano ok. 415 tys. barier
różnego rodzaju, ale szacuje się, że faktycznie liczba barier blokujących migrację ryb wynosi
około milion (de Leaniz i in. 2019). W Wielkiej Brytanii sztuczne bariery prowadzą do
fragmentacji aż 97% rzek (Jones i in. 2019). Fragmentacja rzek przez sztuczne bariery,
rozumiane jako budowle hydrotechniczne jest jednym z najważniejszych zagrożeń dla
bioróżnorodności rzek na całym świecie (Best 2019, Lopes-Lima i in. 2017, Meybeck 2003,
Vörösmarty i in. 2010). Innym, globalnym zagrożeniem dla życia w rzekach jest zmiana
klimatu. Istniejące badania potwierdzają związek znacznego spadku biomasy bezkręgowców
w strumieniach ze wzrostem temperatury wody (Baranov i in. 2020).
Wolno płynące (free flowing) rzeki na Ziemi znajdują się przede wszystkim w rejonach słabo
zaludnionych i słabo rozwiniętych, tj. w tajdze i tundrze oraz w tropikach (Grill i in. 2019).
W Europie rejonem o największej takich rzek jest Półwysep Bałkański. Niestety, zarówno
w regionach strefy tropikalnej, jak i na Bałkanach, planuje się budowę lub buduje wiele zapór,
przede wszystkim w celu produkcji energii elektrycznej (Barbarossa i in. 2019, Schwarz i in.
2019, 2018, Vejnovic 2017, Zarfl i in. 2014). Regiony te charakteryzują się bardzo wysoką
różnorodnością biologiczną i występowaniem wielu endemicznych gatunków (Grenyer i in.
2006, Myers i in. 2000). Budowa hydroelektrowni może zatem doprowadzić do szybkiego
wyginięcia wielu gatunków ryb oraz innych organizmów (Barbarossa i in. 2019, Moran i in.
2018, Schwarz i in. 2018).
Ekosystemy wód słodkich, w tym rzek, należą do najbardziej zagrożonych na Ziemi (Barrett
i in. 2018, Maceda-Veiga 2013), a utrata bioróżnorodności jest w nich szybsza niż w innych
siedliskach. Paradygmat „czystej” lub „zielonej” energii z hydroelektrowni okazał się błędny.
Biorąc pod uwagę wpływ na ekosystemy, zwłaszcza rzeczne, często nieproporcjonalnie duży
w stosunku do ilości produkowanej energii, należy uznać hydroelektrownie za jedno
z „najbrudniejszych” źródeł energii elektrycznej (Gibson i in. 2017, Vejnovic 2017). Poza
wpływem na organizmy rzeczne, budowa zapór i hydroelektrowni prowadzi też do wysiedleń
ludności, zapaści ekonomicznej w sektorze rybackim a nawet problemów z wyżywieniem
całych społeczności (przez brak ryb) i wzrostu zagrożenia zalaniem w wyniku runięcia zapory
(Ansar i in. 2014, Bartel i in. 2007, Moran i in. 2018, Tilt i in. 2009). Ponadto, w strefie klimatu
tropikalnego emisje gazów cieplarnianych przypadające na jednostkę energii w elektrowniach
wodnych mogą być większe niż w elektrowniach spalających paliwa kopalne. Wynika to
z dużej produktywności i prędkości procesów biochemicznych w tropikach (Barros i in. 2011,
De Faria i in. 2015, Deemer i in. 2016, Fearnside 2016, 2005, Gibson i in. 2017).
8:7063772913
9
Odpowiedzią na te problemy jest powstrzymanie dalszej fragmentacji rzek i przywracanie
ciągłości ekologicznej tam, gdzie to możliwe. Zaprzestanie dalszej fragmentacji rzek, przy
jednoczesnym dążeniu do wytwarzania energii w sposób niskoemisyjny wymaga wytwarzania
energii w elektrowniach nuklearnych, wiatrowych i fotowoltaicznych zamiast w elektrowniach
wodnych (Deshmukh i in. 2018). Przywracanie ciągłości ekologicznej wymaga z kolei
usuwania istniejących barier. Ruch dam removal (ang. usuwanie zapór), widoczny jest
zwłaszcza w Ameryce Północnej, Europie Zachodniej i Europie Północnej (Brink i in. 2018,
Foley i in. 2017). W USA rozebrano już ponad 1,7 tys. barier, w Europie prawie 5 tys.
(American Rivers 2020, Gough i in. 2017).
Usuwanie barier jest efektywnym narzędziem renaturyzacji rzeki (Bednarek 2001, Birnie-
Gauvin i in. 2018a, Roni i in. 2002). Przede wszystkim przywraca możliwość migracji
organizmom rzecznym. Rekolonizacja rzeki przez migrujące ryby była monitorowana przy
okazji wielu rozbiórek barier. Wyniki obserwacji są jednoznaczne: migrujące ryby powracają
do rzek nawet w ciągu paru miesięcy, a na przestrzeni kilkunastu kilkudziesięciu lat ich
populacje odbudowują się (Birnie-Gauvin i in. 2017b, Brenkman i in. 2019, Doyle i in. 2005).
Poza przywróceniem możliwości migracji ryb, rozbiórka barier przywraca też możliwość
transportu materiału w rzece. Konsekwencją tych dwóch efektów jest zmiana w obiegu
składników odżywczych w zlewni rzeki, co ma wpływ zarówno na życie w górnych odcinkach
rzek jak i u ich ujścia. Migrujące w górę rzek ryby dostarczają tam biomasę, niezaburzony
transport osadów przemieszcza materię organiczną w dół rzeki (Roy i in. 2018). Warunkiem
koniecznym do skutecznej renaturyzacji ekosystemów rzecznych jest prawidłowy wybór barier
przeznaczonych do usunięcia (zakładając ograniczone możliwości np. finansowe; Branco i in.
2014, Hoenke i in. 2013) oraz rozbiórka w sposób planowy, biorący pod uwagę wszelkie
następstwa, szczególnie szybką erozję osadów z koryta spiętrzonej rzeki. Pierwsze projekty
usuwania zapór w USA realizowane były często poprzez wysadzanie zapór, co powodowało
szybką erozję osadów i zamulenie koryta rzeki poniżej. Skutkowało to np. spadkiem liczebności
populacji małży lub nawet ich lokalnym wymieraniem (Gangloff 2013). Obecnie takie skutki
uboczne zostały zminimalizowane przez odpowiednio prowadzone demontaże barier. Innym
negatywnym skutkiem usuwania sztucznych barier jest umożliwienie migracji także gatunkom
inwazyjnym (Gangloff 2013). Planując rozbieranie barier należy uwzględnić wymienione
zależności.
Większość dotychczasowych badań dotyczących fragmentacji rzek skupia się na migracjach
ryb łososiowatych oraz innych ryb anadromicznych, dużych barierach, takich jak zapory a także
9:2026933331
10
na efektywności działania przepławek i innych urządzeń wspomagających migrację ryb np.
przez hydroelektrownie, zwykle pod kątem ryb łososiowatych (Birnie-Gauvin i in. 2018b).
Istniejące opracowania dotyczące fragmentacji całych rzek lub dorzeczy skupiają się głównie
na obecności barier, bez indywidualnej oceny możliwości migracji ryb przez bariery,
wykorzystując dostępne bazy danych o budowlach poprzecznych (Januchowski-Hartley i in.
2014, Jones i in. 2019, Mount i in. 2011). Badania dotyczące małych barier i analizy możliwości
migracji wielu gatunków ryb o różnych możliwościach pokonywania barier należą do
rzadkości. Brakuje zwłaszcza prac wykorzystujących terenowe kartowanie barier. Z tego
względu niewiele prac można zastosować praktycznie w celu usuwania barier i przywracania
ciągłości ekologicznej. Na obszarze Polski badania pojedynczych barier prowadzone były
w dorzeczu górnej Wisły i dotyczyły rzek karpackich (Bylak 2018).
Literatura dotycząca fragmentacji rzek na obszarze Polski jest bardzo uboga, a istniejące bazy
danych są niekompletne. Bazy danych, które zawierają informacje o sztucznych barierach
w Polsce to Krajowa Baza Danych o Zmianach Hydromorfologicznych (tzw. baza HYMO;
DHI Polska/Pectore Eco 2019) stworzona na potrzeby PGW Wody Polskie, Ewidencja
Melioracji i Urządzeń Wodnych stworzona na potrzeby Podkarpackiego Zarządu Melioracji
i Urządzeń Wodnych oraz Europejski Atlas Barier (AMBER 2020), który jest jedyną
ogólnodostępną bazą zawierającą obiekty z bazy HYMO oraz obiekty dodane przez
użytkowników w ramach akcji citizen-science.
1.2. Cel badań
Podstawowym celem badań jest zatem zbadanie fragmentacji wybranych rzek północnej części
Kotliny Sandomierskiej. Cel ogólny można podzielić na cele szczegółowe. Badania obejmują:
a) skartowanie wszystkich barier na badanych odcinkach rzek,
b) określenie wymiarów barier i obliczenie możliwości migracji ryb przez wszystkie
skartowane bariery,
c) weryfikacja i ocena istniejących geobaz: pierwszej bazy HYMO (DHI Polska/Pectore
Eco 2019) oraz drugiej Ewidencji wód i urządzeń melioracyjnych z zasobów Wód
Polskich,
d) analiza możliwości migracji wybranych gatunków ryb (o różnych możliwościach
pokonywania barier),
10:1091661614
11
e) wyznaczenie barier, których usunięcie byłoby najbardziej efektywne dla przywrócenia
ciągłości ekologicznej rzek,
f) sprawdzenie możliwości i czasochłonności używanych metod badań.
1.3. Obszar badań
Badania terenowe objęły 11 rzek odwadniających północną część Kotliny Sandomierskiej
(Solon i in. 2018). Od zachodu były to: Smarkata, Dopływ z Kamionki, Żupawka/Dobrawa,
Łęg, San (w dolnym biegu), Sanna, Łukawica, Dębowiec, Bukowa oraz Tanew (ryc. 2). Rzeki
te należą do typu rzek kotlin i obszarów podgórskich (Andrzejewski i Krzemień 2017).
Charakteryzują się niewielkim spadkiem podłużnym (do 0,5) i podobną budową
geologiczną. Koryta wszystkich badanych rzek w obrębie Kotliny Sandomierskiej wycięte
w czwartorzędowych piaskach, piaskach ze żwirami i żwirach rzecznych z wkładkami mułków.
Miejscami tylko wcinają się w mioceńskie y krakowieckie, których wychodnie widoczne są
w podcięciach lub bystrzach (fot. 1, Bielecka 1960, Kwapisz 1985, Szajn 1989, 1985).
Ryc. 2. Badane rzeki na tle makroregionów (na podst. Solon i in. 2018)
San i badane rzeki położone na zachód od niego zaliczane są do rzek o reżimie niwalno-
pluwialnym, a rzeki położone na wschód od Sanu reżimem niwalnym średnio wykształconym.
11:4342496041
12
one w 40-60% zasilane wodami podziemnymi (Wrzesiński 2017). Taki rodzaj zasilania
oznacza, że miesiącami o największych przepływach powinny być marzec i kwiecień,
w których to wody z topniejącego śniegu odpowiadają za dużą część zasilania. W ostatnich
latach, w tym zimą 2018/2019, a zwłaszcza 2019/2020 pokrywa śnieżna prawie nie
występowała, a najwyższe opady miały miejsce w maju 2019 r. Ciepłe zimy w ostatnich
latach typowe dla tego regionu. Skutkuje to zmianą reżimu rzecznego. Zmiany rozkładu
przepływów w ciągu roku obserwowane m.in. w zlewni górnego Sanu, gdzie przepływy
zimowe rosną, a maleją przepływy letnie/jesienne (Mostowik i in. 2019). Ciężko jednoznacznie
stwierdzić, czy te zmiany odbiją się na np. możliwościach migracji ryb część gatunków ryb
migruje głównie wiosną, część jesienią (Lucas i Baras 2001).
Fot. 1. Lewobrzeżna część koryta Bukowej. Widoczne iły krakowieckie na których zalegają piaski
i gleba bielicowa
Ichtiofauna badanego obszaru jest rozpoznana jedynie w niektórych rzekach. W niniejszej
pracy wykorzystano wyniki szczegółowych badań ichtiologicznych z dorzecza Tanwi
(Danilkiewicz 1994, Rechulicz i in. 2009) i Sanny (Pietraszewski i in. 2008). Informacje
o gatunkach ryb występujących w pozostałych rzekach pochodzą z odłowów prowadzonych w
ramach Państwowego Monitoringu Środowiska z lat 2011-2018 (GIOŚ 2020, Prus i in. 2016)
oraz z bazy GBIF, w której zawarte są pojedyncze obserwacje gatunków (GBIF 2019),
12:4184306354
13
a w rzece Smarkatej z własnych badań i niepublikowanego raportu (Bednarek 2019, Salach
i Salach 2016). Danych z PMŚ, GBIF oraz badań Smarkatej nie można jednak traktować jako
danych pełnych, ponieważ ze względu na metody badań prawdopodobnie nie uwzględniają one
części gatunków ryb. Najsłabiej rozpoznaną pod kątem występowania ryb rzeką jest Dębowiec,
gdzie nie były prowadzone żadne badania ani odłowy monitoringowe, a jedyna obserwacja
jednego gatunku to obserwacja sumików karłowatych Ameiurus nebulosus dokonana przy
okazji własnych badań terenowych.
Według wyżej wymienionych źródeł (Bednarek 2019, Danilkiewicz 1994, GBIF 2019, GIOŚ
2020, Pietraszewski i in. 2008, Rechulicz i in. 2009, Salach i Salach 2016) w badanych rzekach
oraz Wiśle występuje 60 gatunków ryb (tab. 1.). Najszerzej rozpowszechnionymi gatunkami
notowanymi we wszystkich badanych rzekach (poza Dębowcem) są szczupak Esox lucius i płoć
Rutilus rutilus. W 7 rzekach stwierdzono występowanie śliza Barbatula barbatula, kiełbia
pospolitego Gobio gobio, jelca Leuciscus leuciscus, okonia Perca fluviatilis, uklei Alburnus
alburnus i sumika karłowatego Ameiurus nebulosus. Rzadko notowane były gatunki
diadromiczne (dwuśrodowiskowe), migrujące między wodami słodkimi i słonymi. Ich brak jest
spowodowany istnieniem zapory we Włocławku, która od kilkudziesięciu lat uniemożliwia
migrację ryb w dorzecze górnej Wisły (Radtke 2018). W tabeli nie ma np. łososia, który
historycznie nie był zbyt liczny w dorzeczu Sanu, a po budowie zapór przestał być stwierdzany.
Istnienie populacji niektórych gatunków, w tym anadromicznych, odnotowanych w tabeli jest
wynikiem zarybień prowadzonych m.in. przez Polski Związek Wędkarski. Także część
gatunków obcych stwierdzonych w badanych rzekach mogła znaleźć się tam wraz z materiałem
zarybieniowym (Rechulicz i in. 2009). Na podstawie istniejących danych, bez badań
genetycznych, ciężko zatem wnioskować o rzeczywistym wpływie barier na skład gatunkowy
wymienionych rzek. Biorąc pod uwagę informacje zawarte w podrozdziale 1.1. należy jednak
przyjąć z dużym prawdopodobieństwem, że zespoły ryb, a także ich liczebność w badanych
rzekach uległy zmianie na skutek fragmentacji. Wskazują na to także prace archiwalne (np.
Marczykiewicz 1847) i opracowania historyczne (Cios 2017), w których gatunki aktualnie
wymarłe lub skrajnie nieliczne w większości rzek Kotliny Sandomierskiej opisywane są jako
pospolite.
13:2835643031
14
Tabela 1. Gatunki ryb stwierdzone w badanych rzekach i Wiśle. Na niebiesko zaznaczono gatunki objęte
ochroną częściową, na czerwono ochroną ścisłą (Dz. Ust. 2016). Gatunki diadromiczne zostały
podkreślone. Grupa ICE oznacza możliwość pokonywania barier przez dany gatunek: 1 najlepszą, 11-
najgorszą, według protokołu ICE (Baudoin i in. 2015).
gatunek
nazwa polska
gat. obcy
Wisła
San
Sanna
Bukowa
Żupawka
Smarkata
Łukawica
Dębowiec
grupa ICE
Esox lucius
szczupak
+
+
+
+
+
+
+
5
Rutilus rutilus
płoć
+
+
+
+
+
+
+
9a
Barbatula barbatula
śliz
+
+
+
+
+
+
9b
Gobio gobio
kiełb pospolity
+
+
+
+
+
+
9b
Leuciscus leuciscus
jelec pospolity
+
+
+
+
+
+
8d
Perca fluviatilis
okoń pospolity
+
+
+
+
+
+
8c
Alburnus alburnus
ukleja pospolita
+
+
+
+
+
9a
Ameiurus nebulosus
sumik karłowaty
+
+
+
+
+
+
+
Alburnoides bipunctatus
piekielnica
+
+
+
+
9a
Carassius gibelio
karaś srebrzysty
+
+
+
+
+
9a
Leuciscus idus
jaź
+
+
+
+
+
8c
Squalius cephalus
kleń
+
+
+
+
7a
Lota lota
miętus pospolity
+
+
+
+
8c
Misgurnus fossilis
piskorz
+
+
+
+
Rhodeus amarus
różanka europejska
+
+
+
10
Abramis bjoerkna
krąp
+
+
+
+
8c
Carassius carassius
karaś pospolity
+
+
+
9a
Cobitis taenia
koza
+
+
+
9b
Gasterosteus aculeatus
ciernik
+
+
Leucaspius delineatus
słonecznica pospolita
+
+
+
10
Pseudorasbora parva
czebaczek amurski
+
+
+
+
Sabanejewia aurata
koza złotawa
+
+
+
Sander lucioperca
sandacz pospolity
+
+
+
8b
Abramis brama
leszcz
+
+
8b
Barbus barbus
brzana pospolita
+
+
7a
Chondrostoma nasus
świnka
+
+
7a
Cottus gobio
głowacz białopłetwy
+
+
9b
Cottus poecilopus
głowacz pręgopłetwy
+
+
9b
Cyprinus carpio
karp
+
+
+
+
8a
Eudontomyzon mariae
minóg ukraiński
+
+
Gymnocephalus cernua
jazgarz
+
+
+
9b
Leuciscus aspius
boleń pospolity
+
+
+
5
Salmo trutta fario
pstrąg potokowy
+
+
1
Thymallus thymallus
lipień
+
+
6
Tinca tinca
lin
+
+
+
8c
Vimba vimba
certa
+
+
Salmo trutta
troć wędrowna
+
+
1
Anguilla anguilla
węgorz europejski
+
+
11
Barbus meridionalis
brzanka
+
+
9a
14:8789052540
15
gatunek
nazwa polska
gat. obcy
Wisła
San
Sanna
Bukowa
Żupawka
Smarkata
Łukawica
Dębowiec
grupa ICE
Barbus peloponnesius
brzana peloponeska
+
+
+
Hucho hucho
głowacica
+
+
+
Lampetra fluviatilis
minóg rzeczny
+
7b
Lampetra planeri
minóg strumieniowy
+
+
9b
Oncorhynchus mykiss
pstrąg tęczowy
+
+
Perccottus glenii
trawianka
+
+
+
Phoxinus phoxinus
strzebla potokowa
+
+
10
Romanogobio kesslerii
kiełb Kesslera
+
+
9b
Scardinius erythrophthalmus
wzdręga
+
+
9a
Silurus glanis
sum pospolity
+
+
Abramis ballerus
rozpiór
+
Abramis sapa
sapa
+
+
Babka gymnotrachelus
babka łysa
+
+
Barbus carpathicus
brzanka
+
Barbus waleckii1
brzana karpacka
+
Cottus microstomus
głowacz szczupły
+
9b
Ctenopharyngodon idella
amur biały
+
+
Neogobius fluviatilis
babka rzeczna
+
+
Neogobius melanostomus
babka śniadogłowa
+
+
Proterorhinus semilunaris
babka marmurkowa
+
+
Romanogobio albipinnatus
kiełb białopłetwy
+
9b
Liczba gatunków:
wszystkich: 60
11
50
46
30
13
12
6
8
1
2. Metody pracy
2.1. Metody badań terenowych
Badania terenowe polegały na kartowaniu sztucznych barier tj. naniesieniu ich pozycji na mapę
oraz pomiarach szczegółowo opisanych dalej. Kartowanie barier dokonano na wybranych
odcinkach badanych rzek zawsze od ujścia w górę rzeki. Naniesiono także na mapę pozycje
tam bobrowych, jednak ich drożność dla ryb nie była oceniana. Obserwacje prowadzone były
z marszu brzegiem lub korytem rzeki oraz z wykorzystaniem kajaka
2
, roweru, samochodu
i drona. Do naniesienia pozycji barier na mapę wykorzystano aplikację GIS Cloud Mobile
Data Collection na smartfonie iPhone 7. Terenowa inwentaryzacja barier była zajęciem bardzo
praco- i czasochłonnym. Skartowane zostały wszystkie bariery na ponad 400 km rzek różnej
1
Brzana karpacka Barbus waleckii to mieszaniec brzany pospolitej B. barbus i brzanki Barbus carpathicus
(Nowak i in. 2010).
2
Kajak Sentinel Pelican 80X został zakupiony w celu wykonania badań z funduszy zebranych w ramach zbiórki
crowdfundingowej „Gdzie ryby migrują? Badania fragmentacji rzek Kotliny Sandomierskiej” przez Podkarpackie
Towarzystwo Przyrodników Wolne Rzeki, http://wolnerzeki.pl/crowdfunding-badan-fragmentacji-rzek/
15:5922076916
16
wielkości. Ok. 200 km z tej liczby to przeszukiwanie orfototomapy (GUGIK 2019) i zdjęć
satelitarnych (Google 2019), najszybsza część inwentaryzacji. Pozostałe 200 km, to część
terenowa, przy średniej prędkości 10 km rzeki dziennie, czyli około 20 dni po 10 godzin pracy
w terenie. Odcinki rzek badane przy pomocy kajaka wymagały odpowiedniego zaplanowania
logistyki i udziału dwóch samochodów i dwóch kierowców.
Pomiary barier miały na celu sprawdzenie w jakim stopniu dana przeszkoda utrudnia migrację
ryb w górę rzeki. Do oceny tego parametru wykorzystano specjalne narzędzie Rapid Barrier
Passability and Hydropower Assessment Tool (Kerr i in. 2018). Program ten oparty jest
o francuski protokół ICE do oceny możliwości migracji ryb przez bariery (Baudoin i in. 2015).
Protokół ten uznawany jest za najlepszą metodę pozwalającą na szybką (nie wymagającą badań
hydraulicznych) ocenę możliwości migracji ryb w górę rzeki przez sztuczne bariery (Barry i in.
2018). Zarówno program, jak i protokół ICE nie umożliwiają oceny przepławek dla ryb ani tam
bobrowych. Zgodnie z wymaganiami narzędzia Rapid Barrier Passability and Hydropower
Assessment Tool, każda sztuczna bariera została pomierzona w odpowiedni sposób, zależnie od
jej typu. Bariery zostały podzielone na 6 typów: nachylony próg (inclined weir), pionowy lub
prawie pionowy próg (vertical or subvertical weir), zastawka (sluice gate), przepust drogowy
(road crossing) oraz rampa kamienna (rock ramp) i stopnie (steps; ryc. 3).
16:7460534401
17
Ryc. 3. Typy barier i parametry mierzone w zależności od typu (Baudoin i in. 2015, zmienione)
Podczas pomiarów terenowych mierzono:
h - głębokość wody na barierze; w przypadku progów na których występowały różne
głębokości notowano wartości najgłębszych miejsc; na kamiennych rampach najpierw szukano
potencjalnej trasy, którą mogą wybrać ryby próbujące pokonać barierę; trasa taka musi
cechować się ciągłością przez całą barierę oraz możliwie jak największymi głębokościami; po
wstępnych pomiarach i wybraniu takiej trasy mierzono głębokości na niej i jako h notowano
głębokość najmniejszą na wybranej trasie;
17:1035251549
18
Hf - głębokość wody poniżej bariery (w kotle eworsyjnym); notowano największą
stwierdzoną głębokość;
Wt grubość szczytu bariery jeśli dana bariera miała różną grubość w różnych
miejscach, pomiar wykonywano na potencjalnej trasie ryb, tj. w miejscu najgłębszym,
najcieńszym itp.;
DH wysokość piętrzenia; Df wysokość spadku wody na pochyłych progach;
wybierano elementy bariery/otoczenia na wysokości lustra wody powyżej i poniżej spiętrzenia
i celowano dalmierzem w granicę lustra wody na tych elementach; w przypadku braku
odpowiednich punktów ustawiano np. tyczkę i celowano na nią;
slope nachylenie powierzchni bariery; mierzono podobnie jak DH i Df, jednak przy
pomiarze nachylenia ustawiano się zawsze możliwie prostopadle do bariery i celowano
w punkty znajdujące się na jednej linii, prostopadłej do bariery.
Pomiary h, Hf i Wt wykonywano przy użyciu wyskalowanej co 1 cm tyczki drewnianej, lub
metalowej linijki w miejscach bardzo płytkich, wymagających dokładniejszego pomiaru.
Pomiary DH, Df i slope wykonywano przy pomocy dalmierza laserowego Leica Disto D810
ustawionego na statywie. Pomiary prędkości wody w przepustach drogowych wykonano przy
użyciu młynka elektromagnetycznego Valeport. Mierzono prędkość w jednym lub kilku
punktach przekroju w zależności od głębokości i przyjmowano najniższą zmierzoną prędkość
za istotną, jako czynnik limitujący możliwość migracji.
Badania terenowe wykonano w miesiącach letnich i jesiennych, od lipca do listopada 2019 r.
w strefie stanów niskich (ryc. 4), co pozwoliło na skartowanie barier niewidocznych (i nie
będących barierami) przy wyższych stanach wody. W przypadku niektórych barier wyniki
zostały więc zaniżone w stosunku do okresów migracji (np. wczesnej wiosny, gdy przepływy
zwykle większe). Zmierzenie niektórych barier przy średnich i wysokich stanach wody
byłoby bardzo niebezpieczne lub niemożliwe przy wykorzystaniu wyżej opisanych środków.
Uproszczone informacje o wszystkich skartowanych barierach wraz z fotografiami zostały
wprowadzone do ogólnodostępnego Europejskiego Atlasu Barier (AMBER 2020).
Dodatkowo, nieregularnie mierzono temperaturę i przewodność elektryczną wody w badanych
rzekach używając konduktometru Hanna HI 98312.
18:1027222383
19
Ryc. 4. Średnie dobowe stany wód w profilach wodowskazowych Łęg - Grębów, Bukowa - Jastkowice,
San Radomyśl w okresie czerwiec-grudzień 2019 (na Sanie brak danych od 2 listopada); linie
przerywane wskazują górną granicę stanów niskich w Bukowej i Sanie (dla Łęgu nie ma ustalonych
stanów charakterystycznych; na podst. IMGW-PIB 2020); pionowymi liniami zaznaczono dni,
w których prowadzono pomiary barier w terenie
2.2. Materiały i metody analizy
Przyjęte metody analizy opierały się na bezpłatnym, ogólnodostępnym oprogramowaniu
(z wyjątkiem ArcMap). Dane z pomiarów barier w terenie były na bieżąco wprowadzane do
programu Rapid Barrier Passability and Hydropower Assessment Tool (Kerr i in. 2018).
Analiza przestrzenna została wykonana w programach QGIS 3.12 i ArcMap 10.7. Do analizy
fragmentacji rzek wykorzystano Barrier Assessment Tool (BAT; Hornby 2013), nakładkę do
programu ArcMap. Przyjęte metody analizy opierały się na bezpłatnym, ogólnodostępnym
oprogramowaniu.
Jak wspomniano wcześniej, w programie Rapid Barrier Passability and Hydropower
Assessment Tool zaimplementowano protokół ICE do oceny możliwości migracji ryb przez
bariery. Protokół ten jest oparty o porównanie typologicznych i geometrycznych właściwości
barier i warunków hydraulicznych na barierach z fizycznymi możliwościami pokonywania
przeszkód przez dane gatunki ryb. Możliwości pokonywania barier przez ryby zależne od
gatunku, wielkości, wieku, kondycji każdego osobnika oraz temperatury wody. W większości
przypadków, im większa i silniejsza ryba, tym większe możliwości pokonywania barier,
0
50
100
150
200
250
300
350
400
czerwiec
lipiec
sierpień
wrzesień
październik
listopad
stany wód [cm]
Łęg Bukowa San stan niski Bukowej stan niski Sanu
19:8920494906
20
jednak wyjątki od tej reguły, bowiem np. łosoś świetnie skacze, a jesiotr nie skacze w ogóle
(Baudoin i in. 2015).
Program, jak i protokół działają na zasadzie algorytmu tak/nie, podczas analizy kolejnych
warunków limitujących migrację. Oznacza to, że jeśli np. głębokość wody na barierze jest zbyt
mała, a bariera zbyt długa, algorytm nie uwzględnia jej nachylenia. Dopiero kiedy ilość wody
na barierze jest wystarczająca, pod uwagę brane są kolejne parametry.
Wynikiem analizy pojedynczej bariery jest informacja o możliwościach migracji wielu
gatunków ryb przez barierę – klasa drożności (passability class). W protokole ICE wyróżniono
5 klas drożności barier:
0 całkowita bariera (bariera ta nie może być pokonana przez dany gatunek/stadium
rozwoju gatunku; stanowi przeszkodę nie do pokonania, jednak przy wyższym stanie wody
może być tymczasowo drożna dla części populacji);
0.33 bariera częściowa o wysokim znaczeniu (jest poważną przeszkodą dla większości
osobników danego gatunku; najsilniejsze osobniki są w stanie pokonać, jednak i w ich
przypadku pokonanie bariery powoduje opóźnienie migracji i zaburza cykl życiowy);
0.66 bariera częściowa o umiarkowanym znaczeniu (bariera jest drożna dla dużej
części populacji, może jednak powodować istotne opóźnienia w migracji; część osobników nie
jest w stanie jej pokonać);
1 drożna bariera o małym znaczeniu (większość ryb danego gatunku jest w stanie
pokonać przeszkodę w krótkim czasie i bez zranień; jednak wciąż możliwe jest opóźnienie
części migrujących osobników lub konieczny jest dodatkowy wydatek energetyczny);
0.2 bariera o nieustalonej drożności, oryginalnie oznaczana symbolem NC (na
potrzeby niniejszej pracy oznaczona liczbą 0.2, sugerującą nie wiadomo, czy bariera jest
drożna, ale nie jest to wykluczone; w analizach przestrzennych zostały tak oznaczone wszystkie
bariery z baz danych, posiadające przepławkę lub niepomierzone z innych powodów; klasa ta
została wykorzystana tylko do analiz przestrzennych i wizualizacji ich wyników).
Danymi, które wykorzystano do analiz przestrzennych geobazy w formacie shapefile:
sieć rzeczna, na której oparto badania pochodziła z ogólnodostępnej Komputerowej
Mapy Podziału Hydrograficznego Polski - MPHP (Wody Polskie 2019);
20:6388135657
21
dane o sztucznych barierach na rzekach całej Polski pozyskano z Krajowej Bazy Danych
o Zmianach Hydromorfologicznych, tzw. bazy HYMO (DHI Polska/Pectore Eco 2019) dzięki
uprzejmości Fundacji WWF Polska;
dane o sztucznych barierach w województwie podkarpackim pozyskano z Ewidencji
melioracji i urządzeń wodnych województwa Podkarpackiego prowadzonej przez Podkarpacki
Zarząd Melioracji i Urządzeń Wodnych dzięki uprzejmości Regionalnego Zarządu Gospodarki
Wodnej w Rzeszowie.
Analogicznych danych z ewidencji melioracji dla województwa Lubelskiego z RZGW
w Lublinie nie udało się uzyskać, mimo pisemnego wniosku i wymiany korespondencji.
Podobnie, dodatkowych danych o barierach, mimo pisemnego wniosku nie udostępnił Krajowy
Zarząd Gospodarki Wodnej w Warszawie.
Dane wejściowe, tj. warstwy shapefile z rzekami z MPHP, barierami z bazy HYMO, barierami
z Ewidencji melioracji i barierami z badań terenowych zostały uporządkowane i zmienione na
potrzeby analizy narzędziem BAT. By umożliwić analizę fragmentacji badanych rzek
w kontekście całego dorzecza Wisły bariery skartowane i pomierzone w trakcie badań
terenowych zostały wbudowane w warstwę barier z bazy HYMO, w trzech wariantach
w zależności od drożności dla danego gatunku ryb. Bariery z terenu zastąpiły zatem bariery
z bazy danych na badanych odcinkach rzek. Operacji tej nie powtórzono dla bazy barier
z Ewidencji Melioracji, gdyż z powodu odmowy udostępnienia danych obejmowała ona
jedynie województwo podkarpackie. Szczegóły procedury opisuje tabela 2.
Do analizy przestrzennej narzędziami GIS wybrano wyniki badań drożności barier dla trzech
gatunków ryb: śliza Barbatula barbatula, szczupaka Esox lucius i dużych osobników troci
wędrownej Salmo trutta m. trutta. Gatunki te reprezentują grupy gatunków o bardzo słabych
(śliz), średnich (szczupak) i bardzo dobrych (troć) możliwościach pokonywania barier
(Baudoin i in. 2015). Śliz i szczupak są gatunkami występującymi w większości badanych rzek
(tab. 1), a troć jest gatunkiem anadromicznym, który występował bardzo licznie w dorzeczu
Wisły i Sanu przed budową zapory we Włocławku i innych barier.
21:1135485000
22
Tabela 2. Przygotowanie danych wejściowych GIS do analizy narzędziem BAT (Barrier Assessment
Tool).
krok
warstwa
działanie
wynik
1
rzeki_o z MPHP
wyodrębnienie rzek dla zlewni Wisły przez
selekcję za pomocą atrybutu ID_HYD_R
sieć rzeczna zlewni Wisły
2
manualne usunięcie bifurkacji, części sztucznych
kanałów, wielu koryt na odcinkach rzek
wielokorytowych
sieć rzeczna bez bifurkacji,
z pojedynczymi korytami
3
dodanie w tabeli atrybutów kolumn "id", w której
dla każdego odcinka rzeki przypisany został
unikalny numer oraz "region", w którym zostało
określone dorzecze na potrzeby narzędzia BAT
(typ pola "string", długość 10)
warstwa z rzekami przygotowana do
analizy w BAT
4
bariery z Ewid.
Melioracji
połączenie barier z warstw "jazy, progi, przepusty,
przepusty z piętrzeniem, stopnie, zastawki" w
jedną warstwę shapefile
jedna warstwa z barierami z Ewidencji
Melioracji i Urządzeń Wodnych
5
bariery z bazy
HYMO
dociągnięcie do warstwy rzek, tolerancja 150 m
bariery położone dokładnie na rzekach
warstwy rzeki_o
bariery z Ewid.
Melioracji
bariery z terenu
6
bariery z bazy
HYMO
usunięcie barier położonych poza rzekami (np. na
kanałach, które zostały usunięte)
warstwa wyczyszczona ze zbędnych
barier, które nie mogłyby zostać
poddane analizie w BAT
bariery z Ewid.
Melioracji
bariery z terenu
7
bariery z bazy
HYMO
dodanie w tabeli atrybutów kolumn "id", w której
dla każdej bariery przypisany został unikalny
numer oraz "hard", w którym został określony typ
bariery na potrzeby narzędzia BAT - "H" (typ pola
"string", długość 10)
bariery gotowe do analizy w BAT
bariery z Ewid.
Melioracji
8
bariery z bazy
HYMO
usunięcie barier z badanych odcinków rzek
możliwość dodania barier z terenu do
warstwy barier z bazy HYMO,
umożliwienie analizy faktycznych danych
w szerszym kontekście
9
bariery z terenu
wybór barier dla gatunków ryb o różnej
możliwości migracji - śliza, szczupaka, troci;
usunięcie barier o wyniku 0.66 i 1, czyli tych, które
są przeszkodami dla migracji w niewielkim stopniu
dla poszczególnych gatunków
możliwość analizy narzędziem BAT kilku
wariantów fragmentacji w zależności od
gatunku ryb
10
bariery z bazy
HYMO
połączenie barier z terenu z barierami z bazy
HYMO
bariery z terenu gotowe do analizy w
BAT w kontekście wszystkich barier w
dorzeczu Wisły
bariery z terenu
Celem analizy przestrzennej za pomocą narzędzia BAT było obliczenie kilku parametrów
związanych z długością sieci rzecznej dla każdej z barier. Mechanizm działania i instrukcja
obsługi Barrier Assessment Tool szczegółowo opisane są w „szybkiej instrukcji” („BAT Quick
Guide” 2013) oraz w pliku help załączonym do oprogramowania (Hornby 2013). Ponieważ
dokumentacja ta jest ogólnodostępna, podobnie jak w przypadku protokołu ICE do oceny
drożności barier, opisane zostaną tutaj jedynie najważniejsze pojęcia i rodzaje wyników
uzyskiwanych w tym oprogramowaniu.
22:1333572221
23
Wynikami analizy narzędziem BAT są następujące parametry przypisane do każdej bariery:
batFuncUS funkcjonalna długość sieci rzecznej powyżej bariery; parametr ten
informuje ile jest kilometrów rzek (tj. rzeki na której jest bariera i jej dopływów) do kolejnych
barier na rzece i jej dopływach w kierunku od bariery w górę rzeki (do źródeł);
batFuncDS funkcjonalna długość sieci rzecznej poniżej bariery; parametr ten
informuje ile jest kilometrów rzek (tj. rzeki na której jest bariera i jej dopływów) do kolejnych
barier na rzece i jej dopływach w kierunku od bariery w dół rzeki (do morza);
batDis2Mth dystans od bariery do ujścia systemu rzecznego (w przypadku dopływów
Wisły do ujścia Wisły, w przypadku dopływów Sanu ujścia Sanu, nie do końca jasne dla autora
dlaczego);
batCountUS liczba barier w systemie rzecznym powyżej bariery;
batCountDS liczba barier między barierą a morzem nie będąca prostym odpowiednik
liczby barier w górę rzeki;
batLenUS całkowita długość sieci rzecznej powyżej bariery; ten parametr nie bierze
pod uwagę istnienia innych barier, w przeciwieństwie do batFuncUS;
batUSBID, batUSBDist, batDSBID, batDSBDist zidentyfikowane na podstawie id
najbliższe bariery w górę i w dół rzeki, obliczone odległości do tych barier;
batTotUSDS suma długości funkcjonalnej sieci rzecznej powyżej i poniżej bariery,
czyli parametrów batFuncUS i batFuncDS;
batAbs minimalna długość funkcjonalnej cieci rzecznej tj. albo wynik z batFuncUS
albo z batFuncDS;
batRel iloraz batAbs/batTotUSDS;
batDSDnsty gęstość barier od bariery do morza (iloraz batCountDS/batDis2Mth);
batUSDnsty gęstość barier sieci rzecznej powyżej bariery (iloraz batCountUS/
batLenUS).
23:3556293866
24
3. Wyniki
3.1. Bariery skartowane w terenie
W ramach badań terenowych skartowano sztuczne bariery na 408 km rzek. Liczba znalezionych
barier wynosi 96 (zał. 1), co oznacza, że średnio jedna bariera przypada na 4 kilometry rzeki
(0,24 bariery/km). Według bazy HYMO, gęstość barier w rzekach zlewni Wisły wynosi
0,12 bariery/km rzeki. Fragmentacja była znacząco różna w przypadku dużych i małych rzek.
Na 233 kilometrach dolnych odcinków Sanu i Tanwi skartowano jedynie 5 barier
(0,02 bariery/km), na pozostałych rzekach gęstość barier wyniosła 0,51 bariery/km.
Najczęściej występującymi rodzajami barier według przyjętej typologii były: nachylone rampy
kamienne (27), pionowe lub prawie pionowe progi (25) i przepusty drogowe (25). Poza tym
skartowano 10 zastawek (na najmniejszych rzekach), 8 pochyłych betonowych progów
i 2 zapory (ryc. 5).
Ryc. 5. Skartowane bariery według rodzaju
Dla 80 ze skartowanych barier było możliwe określenie drożności, w przypadku 5 w górnych
odcinkach najmniejszych rzek koryto było suche. Pozostałych 11 barier nie pomierzono
24:7218513461
25
z innych względów: zbyt skomplikowanej budowy, istnienia przepławki lub zbyt
niebezpiecznych warunków pomiaru.
Na małych rzekach poza sztucznymi barierami występowała też duża liczba barier naturalnych.
Były to bobrowe tamy, formy sufozyjne w środkowym biegu rzeki Smarkatej (spowodowane
prawdopodobnie regulacją rzeki na początku XX wieku) i wyschnięte koryto Smarkatej w jej
górnym biegu. Naniesiono na mapę 66 tam bobrowych. Zlokalizowane były na małych rzekach:
Smarkatej (23), Dębowcu (13), Łukawicy (11), Żupawce (11), górnym biegu Bukowej (8).
Podstawowym wnioskiem, który nasunął się jeszcze w trakcie prowadzenia badań terenowych
jest różny wpływ sztucznych barier na fragmentację rzek w zależności od szerokości koryta
i natężenia przepływu. Były to: bobrowe tamy na Dębowcu, Łukawicy, Smarkatej,
Żupawce/Dobrawie i na górnym odcinku Bukowej; sufozja w środkowym biegu rzeki
Smarkatej (spowodowana jednak prawdopodobnie regulac rzeki na początku XX wieku),
a także wyschnięte koryto, również w Smarkatej, tym razem w jej górnym biegu. Co prawda
tamy bobrowe są barierami o krótkim czasie trwania i niektóre ryby są w stanie pokonywać je
(Burchsted i in. 2010, Cutting i in. 2018, Hood i Larson 2015), jednak ich liczba była lokalnie
większa niż liczba sztucznych barier i wiele było prawdopodobnie niedrożnych dla ryb, czego
jednak nie sprawdzano metodami do oceny drożności sztucznych barier. Prawdopodobnie
fragmentacja małych rzek sztucznymi barierami ma wpływ w skali lokalnej. Nie należy jednak
nadinterpretować tego stwierdzenia sztuczne bariery, zwłaszcza duże, zmieniają warunki
w każdej rzece, a małe rzeki, nawet pełne bobrowych tam mogą być bardzo bogatymi
przyrodniczo siedliskami (np. Bednarek 2019). Budowa przegród, a zwłaszcza tworzenie
sztucznych zbiorników nawet na małych rzekach mają negatywne przyrodniczo skutki (Birnie-
Gauvin i in. 2017a).
Liczba barier dla których określono drożność, a które stanowiły przeszkodę nie do pokonania
(klasa 0) dla wszystkich gatunków ryb wyniosła 33 (41%). 16 obiektów (20%) nie stanowiło
przeszkody dla żadnego gatunku (klasa 1). Pozostałe bariery były w mniejszym lub większym
stopniu przeszkodą dla różnych gatunków ryb. Tylko jedna bariera, zapora na Sannie
w Zaklikowie, posiadała przepławkę dla ryb, niestety autorowi nie udało się dotrzeć do
jakichkolwiek danych na temat skuteczności jej działania. Przepławki znajdują się przy 1%
wszystkich skartowanych barier. To wartość marginalna, jednak i tak nieco wyższa niż
zarejestrowana częstość występowania przepławek w bazie HYMO według tej bazy
przepławki znajdują się jedynie na 81/9006 barier w dorzeczu Wisły (0,9%).
25:9138499332
26
Różne rodzaje barier charakteryzuje różna drożność dla wielu gatunków ryb (fot. 2, 3). Wśród
przepustów drogowych i zastawek występowały tylko klasy drożności 0 lub 1. Przepusty
drogowe najrzadziej z wszystkich typów barier powodowały faktyczną fragmentację rzek.
W 75% przypadków uzyskanej klasy drożności dla pojedynczego gatunku ryb na pojedynczej
barierze przepusty nie stanowiły przeszkody dla migracji. Odwrotnie, pionowe progi, które
w 72% przypadków stanowiły przeszkodę nie do pokonania. Tylko w 14% przypadków
pionowe progi nie utrudniały migracji. Około połowa kamiennych ramp okazała się istotną
barierą dla ryb. Stuprocentowa niedrożność zapór wynika z faktu, skartowano tylko dwie
takie budowle, z czego dla jednej nie ma wyników (posiadała przepławkę), a dla drugiej
o wysokości kilku metrów i braku przepławki drożność oszacowano na 0 (ryc. 6).
Ryc. 6. Drożność poszczególnych typów barier dla 39 gatunków ryb; liczba n oznacza liczbę rekordów,
tj. wyników dla jednego gatunku na jednej barierze będąca iloczynem liczby barier danego typu i liczby
gatunków; dla niektórych barier nie mógł zostać obliczony wynik dla węgorza, stąd wartości nieparzyste
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
Nachylony próg
(n=307)
Pionowy próg
(852)
Przepust
drogowy (579)
Rampa kamienna
(956)
Zapora (39) Zastawka (390)
Udział klas drożności
Klasa drożności bariery: 0 0.33 0.66 1
26:2368094711
27
Fot. 2. Kamienna rampa na Bukowej; ta bariera podczas niżówki jest barierą klasy 0 - nie są w stanie
pokonać jej żadne ryby; widoczne też inne przekształcenia brzegów rzeki
Fot. 3. Nachylony próg betonowy i jaz na Łęgu, również niedrożny klasa 0 dla wszystkich gatunków;
funkcją tej budowli jest piętrzenie wody dla kanału Klewiec zasilającego oddalone o kilka kilometrów
stawy rybne w Budzie Stalowskiej
3.2. Porównanie wyników badań z danymi zawartymi w istniejących bazach
Spośród 96 stwierdzonych w terenie barier, baza HYMO (DHI Polska/Pectore Eco 2019)
zawiera informację o istnieniu 23 (tab. 3). W tej bazie danych brakuje więc informacji o 76%
barier faktycznie istniejących na badanych odcinkach rzek. Po odrzuceniu 16 barier, które nie
27:8452331986
28
stanowią żadnej przeszkody dla żadnego gatunku ryb (klasa 1), w bazie HYMO brakuje 71%
rzeczywistych barier. Baza ta nie zawiera jednak informacji o możliwościach migracji
gatunków ryb przez bariery, należy zatem uznać pierwszy wynik za poprawny. Baza zawiera
informacje o jedynie 24% sztucznych barier na badanych odcinkach rzek (fot. 4).
Baza Ewidencji Melioracji i Urządzeń Wodnych zawiera informację o 33 barierach na
badanych odcinkach rzek. Stanowi to 34% wszystkich barier, brakuje informacji o 66%.
Podobnie, jak baza danych HYMO, nie uwzględnia ona możliwości migracji ryb przez dane
bariery.
Tabela 3. Liczba barier na badanych odcinkach rzek: w bazie HYMO, w bazie Ewidencji Melioracji
i Urządzeń Wodnych oraz rzeczywista liczba barier na podstawie badań terenowych.
Baza HYMO
Ewidencja MiUW
Badania terenowe
Bukowa
1
4
8
Dębowiec
0
0
4
Dopływ z Kamionki
0
0
2
Łęg
9
2
23
Łukawica
0
0
8
San
0
0
1
Sanna
3
0
10
Smarkata
3
5
12
Tanew
4
0
4
Żupawka
2
21
23
Trześniówka
1
1
1
suma:
23
33
96
Sprawdzone bazy danych nie są ze sobą kompatybilne, część barier powtarza się w obu bazach,
ponadto te same obiekty opisane są różnymi parametrami i wartościami (rodzaj bariery,
wysokość piętrzenia itp.). Ich lokalizacja również jest mało dokładna, nie odpowiada
rzeczywistemu położeniu barier w terenie. W przypadku bazy Ewidencji Melioracji i Urządzeń
Wodnych położenie barier jest dociągnięte do warstwy rzek z tej samej bazy, niekompatybilnej
z rzekami z MPHP. Według informacji Wód Polskich prowadzone są prace nad ujednoliceniem
obu baz, co z pewnością poprawi ich jakość i umożliwi szersze wykorzystanie. Należy
zaznaczyć, że braki dotyczą przede wszystkim małych rzek i małych barier (w przypadku bazy
HYMO). Duże budowle hydrotechniczne, takie jak zapory, raczej dobrze reprezentowane
w tej bazie. Pochyły próg piętrzący wodę dla elektrowni w Stalowej Woli zlokalizowany na
Sanie nie był ujęty w żadnej z wymienionych baz, mimo że został oddany do użytku kilka lat
przed powstaniem bazy HYMO, jest stosunkowo dużą budowlą na bardzo dużej rzece.
28:1054137133
29
Fot. 4. Jedna z wielu barier, które nie figurują w bazach danych instytucji odpowiedzialnych za
gospodarkę wodną; zlokalizowana na bardzo naturalnym odcinku Sanny, stanowi całkowitą barierę dla
migracji większości gatunków ryb; dodatkowo widać, że budowla jest w słabym stanie technicznym
i może stanowić zagrożenie dla życia i zdrowia ludzi
3.3. Możliwości migracji ryb w badanych rzekach
Fragmentacja rzek w północnej części Kotliny Sandomierskiej jest zjawiskiem powszechnym.
W trakcie badań nie stwierdzono żadnej rzeki pozbawionej sztucznych barier. We wszystkich
rzekach zlokalizowane były bariery utrudniające migrację większości gatunków ryb. Żadna
z badanych rzek nie może zatem zostać uznana za wolno płynącą według kryteriów przyjętych
przez Grilla i in. (2019).
Drożność poszczególnych barier jest zróżnicowana w odniesieniu do poszczególnych
gatunków. Mimo, że generalnie większe i silniejsze gatunki mają większe możliwości
pokonywania barier, reguła ta nie sprawdza się w najmniejszych rzekach, gdzie stany wody są
szczególnie niskie i ryby małe, takie jak śliz, radzą sobie lepiej od ryb większych, np.
szczupaka. Wyraźnie widać tę zależność na Żupawce (ryc. 7, 8, 9).
Na każdej z badanych rzek poza Sanem pierwsza bariera znajduje się mniej niż 10 km od ujścia
rzeki. Średnia odległość od ujścia rzeki do pierwszej bariery na badanych rzekach wynosi
6,5 km przy uwzględnieniu Sanu lub tylko 3,5 km - bez uwzględnienia Sanu (zał. 2). Oznacza
to, że ryby z większych rzek mają bardzo ograniczone możliwości wpłynięcia w rzeki mniejsze.
Wynik ten nie dotyczy wszystkich gatunków niektóre są w stanie wpłynąć w wyższe części
dopływów.
29:1116550924
30
Ryc. 7. Możliwości migracji śliza (grupa ICE 9b) w badanych rzekach
Ryc. 8. Możliwości migracji szczupaka (grupa ICE 5) w badanych rzekach
30:9101304601
31
Ryc. 9. Możliwości migracji dużych osobników troci wędrownej (grupa ICE 1) w badanych rzekach
3.4. Fragmentacja rzek i możliwości przywrócenia ciągłości ekologicznej
W celu przeprowadzenia analizy fragmentacji rzek, tj. wpływu barier na ciągłość ekologiczną
systemów rzecznych Kotliny Sandomierskiej wykorzystano Krajową Bazę Danych o Zmianach
Hydromorfologicznych (DHI Polska/Pectore Eco 2019). Mimo opisanej w podrozdziale 3.2.
słabej jakości danych z tej bazy, jest to najlepsza istniejąca baza, jednolita dla całej Polski
i pozwala ona na analizę wyników w skali całego dorzecza Wisły.
Wpływ danej bariery na ciągłość ekologiczną rzeki zależy w największym stopniu od długości
sieci rzecznej na jaką oddziałuje bariera w górę rzeki (upstream). Podstawowym i jednym
z najważniejszych wskaźników fragmentacji rzek jest więc funkcjonalna długość sieci rzecznej
powyżej danej bariery, wyrażająca liczbę kilometrów do kolejnych barier. Wynik ten opisany
jest parametrem batFuncUS (ryc. 10).
31:4127242716
32
Ryc. 10. Długość funkcjonalnej sieci rzecznej batFuncUS odcinanej przez bariery w dorzeczu Wisły
Według bazy HYMO w sieci rzecznej Wisły 80% barier odcina funkcjonalną sieć rzeczną
o długości mniejszej niż 5 km, a tylko 1% (88 barier) powyżej 100 km. Barierami o najwyższym
wskaźniku batFuncUS w zlewni Wisły są: zapora na Narwi w miejscowości Dębe (odcina 7756
km funkcjonalnej sieci rzecznej) oraz zapora na Wiśle we Włocławku (5612 km). Zapora
w Dębem znajduje się jednak powyżej tej we Włocławku. Stopień wodny Włocławek odcina
całkowitą długość (wskaźnik batLenUS) 57 tys. kilometrów sieci rzecznej, czyli 40% długości
wszystkich rzek w Polsce (Wody Polskie 2019).
Na badanych rzekach północnej części Kotliny Sandomierskiej, przy uwzględnieniu
wszystkich skartowanych barier, bariery odcinające <5 km sieci rzecznej stanowiły
w rzeczywistości 60%, a bariery odcinające >100 km rzek 2% wszystkich barier (tab. 4).
32:2504284802
33
Tabela 4. Funkcjonalna długość sieci rzecznej w górę rzeki odcinana przez bariery w dorzeczu Wisły
oraz w Kotlinie Sandomierskiej według baz danych oraz badań własnych
batFuncUS [km]
bariery według bazy danych i sieci rzek
dorzecze Wisły HYMO
Kotlina Sandomierska (badane rzeki)
HYMO
Ewid. MIUW
teren
0-5
7193 (79.87%)
10 (43.48%)
24 (75%)
60 (62.5%)
5-10
648 (7.2%)
2 (8.7%)
3 (9.38%)
17 (17.71%)
10-50
956 (10.62%)
8 (34.78%)
2 (6.25%)
15 (15.63%)
50-100
121 (1.34%)
1 (4.35%)
1 (3.13%)
2 (2.08%)
100-1000
84 (0.93%)
2 (8.7%)
2 (6.25%)
1 (1.04%)
1000-7750
4 (0.04%)
0 (0%)
0 (0%)
1 (1.04%)
Przedstawione w tab. 4 wartości dla barier na badanych rzekach, na podstawie danych
zebranych w terenie różnią się w zależności od analizowanego gatunku. Bariery o klasie
drożności 0 dla wszystkich gatunków nie były brane pod uwagę już dla śliza, gatunku
o niewielkich możliwościach pokonywania barier. Jeszcze mniej istotnych barier ma do
pokonania szczupak lub troć (ryc. 12, 13). Długość sieci rzecznej pomiędzy barierami dostępna
dla silnych gatunków jest zatem większa, niż dla gatunków słabych.
Biorąc pod uwagę fakt, zarówno wśród gatunków bardziej osiadłych, jak i tych
odbywających najdalsze wędrówki są gatunki o niewielkich możliwościach pokonywania
barier (np. katadromiczny węgorz jest przedstawicielem ostatniej, 11. grupy ICE , gatunkiem
o najmniejszych możliwościach pokonywania barier), faktyczną fragmentację rzek należy
rozpatrywać dla gatunków najsłabszych. Dzięki takiemu podejściu można skutecznie
przywracać ciągłość ekologiczną rzek, a nie tylko możliwość migracji pojedynczych gatunków.
33:4543893914
34
Ryc. 11. Długość funkcjonalnej sieci rzecznej batFuncUS odcinanej przez bariery skartowane w terenie
oraz z bazy HYMO (poza badanymi odcinkami rzek) dla śliza
Ryc. 12. Długość funkcjonalnej sieci rzecznej batFuncUS odcinanej przez bariery skartowane w terenie
oraz z bazy HYMO (poza badanymi odcinkami rzek) dla troci wędrownej
34:9624696546
35
Wśród skartowanych barier obiektami które utrudniają lub uniemożliwiają migrację ryb
w największą funkcjonalną sieć rzeczną były nachylony próg na Sanie w Stalowej Woli oraz
pionowy, podwójny próg na Tanwi w Ulanowie. Obie pierwszymi od ujścia barierami na
danej rzece. Pierwsza z tych barier, na Sanie, odcina funkcjonalną si rzeczną o długości
1,6 tys. km i całkowitą długość sieci rzecznej przekraczającą 7,7 tys. km. Większość gatunków
ryb jest w stanie przekroczyć barierę, choć dla wielu gatunków powoduje on opóźnienie
migracji, bądź umożliwia migrację tylko części osobników danego gatunku.
Próg w Ulanowie (fot. 5) odcina funkcjonalną sieć rzeczną o długości 553 km i całkowitą
długość 946 km rzek. Bariera ta uniemożliwia migrację w całe dorzecze Tanwi prawie
wszystkim gatunkom ryb. Jedynie najsilniejsze osobniki troci wędrownej są w stanie pokonać
tę barierę – dla wszystkich pozostałych gatunków jest ona niedrożna. Rozebranie tej sztucznej
bariery byłoby najbardziej efektywnym sposobem przywracania ciągłości ekologicznej rzekom
na badanym obszarze.
Fot. 5. Próg na Tanwi w Ulanowie - odcina ponad 500 km funkcjonalnej sieci rzecznej (batFuncUS)
i ponad 900 km rzek ogółem (batLenUS)
Stosunkowo długie odcinki rzek odcinają też pojedyncze bariery na rzece Bukowej (ryc. 12).
Na Bukowej 5 barier znajduje się na pierwszych czterech kilometrach od ujścia do Sanu
(wszystkich jest 8). Wszystkie bariery na tej rzece są kamiennymi rampami, których usunięcie
jest mało skomplikowane technicznie i nie wymaga dużych nakładów finansowych.
Przywrócenie ciągłości ekologicznej w zlewni Bukowej, której łączna długość sieci rzecznej
35:3830888522
36
wynosi 266 km, wydaje się prostym i efektywnym sposobem na poprawę stanu ekologicznego
rzek w Kotlinie Sandomierskiej.
Na uwagę zasługuje też niewątpliwie rzeka Sanna, w której dorzeczu stwierdzono
występowanie aż 30 gatunków ryb. Bariery na Sannie jednak w kilku przypadkach betonowe,
bez dobrego dojazdu dla ciężkiego sprzętu koszt rozbiórki tych barier byłby z pewnością
wyższy, niż kamiennych ramp na Bukowej. Mała jest tam również długość funkcjonalnej sieci
rzecznej odcinanej przez poszczególne bariery (zał. 2).
4. Dyskusja i zakończenie
4.1. Ocena przyjętych metod prac terenowych i narzędzi analitycznych
Biorąc pod uwagę bardzo słabą jakość istniejących baz danych (w ogólnopolskiej bazie HYMO
brak 70% barier), terenowe kartowanie wydaje się nieuniknione dla oceny fragmentacji
i możliwości migracji ryb w polskich rzekach. Brak wiedzy o faktycznym rozmieszczeniu
barier na rzekach jest mankamentem większości prac naukowych i projektów dotyczących
przywracania ciągłości ekologicznej rzek (McManamay i in. 2019).
Przyjęta metoda oceny drożności barier tj. program Rapid Barrier Passability and Hydropower
Assessment Tool (Kerr i in. 2018) będący implementacją protokołu ICE do oceny drożności
barier (Baudoin i in. 2015) jest metodą zweryfikowaną badaniami empirycznymi (Barry i in.
2018). Trafność wyników, tj. przyporządkowanie klas drożności bariery dla poszczególnych
gatunków ryb powinna być duża. Należy uwzględnić fakt, Rapid Barrier Passability and
Hydropower Assessment Tool jest modelem, upraszczającym rzeczywistość, przyjmującym
uśrednione wielkości ryb dla gatunku, kondycję ryb i temperaturę wody. Nie można oczekiwać,
że klasa drożności bariery 0 oznacza, że żadna ryba nie ma szans na jej pokonanie. Jednak
prawdopodobieństwo takiego zdarzenia jest małe. Wyniki drożności barier dla poszczególnych
gatunków potwierdzają obserwacje terenowe niezależnych obserwatorów. W ostatnich latach
w dorzeczu Tanwi wędkarze obserwowali (złowili) duże osobniki troci wędrownej (inf. ustna).
Próg w Ulanowie uzyskał dla troci klasę 0.66, przy któtej teoretycznie dorosłe trocie powinny
być w stanie dotrzw dopływy Tanwi. Z kolei próg na Sanie w Stalowej Woli pokonuje
ok. 50% świnek Chondrostoma nasus (inf. ustna), dla których ta bariera także uzyskała klasę
0.66. Użycie metody w terenie nie wymaga specjalistycznej wiedzy, ani zaawansowanego
sprzętu, czas pomiaru pojedynczej bariery wahał się od ok. 10 do 50 minut. Najbardziej
pracochłonne były pomiary kamiennych ramp ze względu na bardzo skomplikowaną budowę
36:3628714162
37
i konieczność wyznaczania najlepszych potencjalnych tras, którymi mogą płynąć ryby. Przy
niskich stanach wody i użyciu kamizelki ratunkowej pomiary były bezpieczne.
Użycie Barrier Assessment Tool podyktowane było prostotą jego użycia oraz prostymi
wynikami, będącymi raczej ilościowymi charakterystykami przypisanymi do konkretnych
barier, niż skomplikowanymi statystycznymi wskaźnikami. Poprawne wykorzystanie
możliwości narzędzia okazało się jednak dość pracochłonne. Przygotowanie danych
wejściowych, a zwłaszcza warstwy z siecią rzeczną jest bardzo czasochłonne. Narzędzie to
buduje własną funkcjonalną sieć na podstawie warstwy z siecią rzeczną. Spośród dostępnych
danych z MPHP (Wody Polskie 2019) działającą siecią rzeczną okazała się warstwa
zawierająca rzeki podzielone na odcinki (rzeki_o). Warstwa rzeki_r nie działała poprawnie,
mimo, że było możliwe załadowanie jej do programu i przejście wszystkich wewnętrznych
kroków. Dużo czasu zajęło oczyszczenie warstwy rzeki_o z niedopuszczalnych w BAT pętli
i bifurkacji, czyli generalnie wielokrotnych koryt i sztucznych kanałów. Wyniki są jednak
z pewnością warte tej pracy, a każde kolejne użycie BAT zajmuje kilka minut, przy czym na
wynik czeka się kilka-kilkanaście minut.
Opisane metody są możliwe do zastosowania w większej skali przestrzennej, zarówno w celach
czysto naukowych, jak i utylitarnych, tj. przede wszystkim do przywracania ciągłości
ekologicznej rzek.
4.2. Wnioski
Małe rzeki, 1. lub 2. rzędu w klasyfikacji Strahlera (1957) na których najczęściej występują
bariery naturalne, rzekami posiadającymi mniejsze zlewnie i zamieszkałymi przez
najmniejszą liczbę ryb z najmniejszej liczby gatunków. Z tych powodów niskie sztuczne
bariery zlokalizowane na najmniejszych rzekach (tam gdzie częste są bariery naturalne) mają
relatywnie mały wpływ na ciągłość ekologiczną rzek w dużej skali przestrzennej. Wniosek ten
jest przeciwnym do wysnuwanych przez niektórych badaczy lub organizacje, przeczy bowiem
tezie, że sztuczne bariery są (w uproszczeniu) złe niezależnie od rozmiaru. Siłą rzeczy
największe bariery znajdują się na największych rzekach, gdzie wpływają na ciągłość
ekologiczną tysięcy, a nie dziesiątek kilometrów rzek (de Leaniz i in. 2019).
Udrożnieniu przez usunięcie, przebudowę, bądź budowę przepławek powinny podlegać przede
wszystkim bariery zlokalizowane na rzekach dużych, zwłaszcza w ich dolnych odcinkach.
Efektywność takich działań jest prawdopodobnie wielokrotnie wyższa niż przy usuwaniu barier
na rzekach małych. Biorąc pod uwagę powyższe zależności, barierą której usunięcie
37:1120324100
38
w dorzeczu Wisły jest najpilniejsze jest zapora we Włocławku. Od jej drożności zależy m.in.
występowanie ryb wędrownych w badanych rzekach. Niestety, mimo przebudowy zupełnie
niedziałającej przez ponad 30 lat przepławki, zakończonej w 2016 roku, liczebność
pokonujących zaporę ryb jest znikoma. W 2019 roku było to 12,6 tys. ryb z czego jedynie 207
troci i 157 węgorzy (Pokropski 2020). Jeśli bariera ta nie zostanie rozebrana lub nie zostanie
wybudowane sztuczne obejście o dużej drożności, możliwość powrotu dużych populacji ryb
wędrownych w górne części zlewni Wisły jest znikoma.
Wśród badanych barier na szczególną uwagę zasługuje próg na Tanwi w Ulanowie. Odcina
kilkaset kilometrów sieci rzecznej, a cel jego powstania określono jako rekreacyjny (Cabala-
Plucińska i in. 2018). Dodatkowo, stanowi on zagrożenie dla licznie spływających Tanwią
kajakarzy oraz dla kąpiących się w jego sąsiedztwie ludzi. Jego usunięciem powinny być
zainteresowane zarówno Wody Polskie, instytucja odpowiedzialna za zarządzanie wodami, jak
i lokalny samorząd. Stan prawny, aktualność pozwoleń wodno-prawnych, cel powstania, plany
na temat planowanego udrożnienia barier, trudne do ustalenia, bowiem Regionalny Zarząd
Gospodarki Wodnej w Rzeszowie nie udostępnił takich danych na wniosek autora.
W miesiącach letnich woda w Wiśle i Sanie miała temperaturę ok. 25°C. W rzekach mniejszych
temperatura nie przekraczała 16°C. Biorąc pod uwa szybko postępujący wzrost średniej
temperatury wody w polskich rzekach (Ptak i Nowak 2017), możliwość wpłynięcia ryb do
małych rzek o niższej temperaturze wody może być jednym z ważniejszych czynników
decydujących o przetrwaniu lokalnych populacji. Dolne odcinki małych rzek mogą być zatem
refugiami podczas ekstremalnych warunków termicznych lub ekstremalnych przepływów
(Radinger i in. 2017). Niestety, brakuje badań na ten temat.
Do przywrócenia ciągłości ekologicznej rzek i ich dobrego stanu ekologicznego zobowiązuje
Polskę Ramowa Dyrektywa Wodna. W 2020 roku został opublikowany projekt Krajowego
Programu Renaturyzacji Wód Powierzchniowych (Biedroń i in. 2020), który jest odpowiedzią
na wymogi RDW i zakłada m.in. udrażnianie sztucznych barier na rzekach. Także nowa
Strategia Bioróżnorodności Unii Europejskiej zakłada udrożnienie 25 tys. km rzek w Europie
(Komisja Europejska 2020). Program renaturyzacji prawdopodobnie będzie mocno
niedofinansowany. Mimo ogromnych możliwości wynikających z dość dobrego stanu
zachowania wielu rzek (np. niewielkiej fragmentacji Wisły w dolnym i środkowym biegu),
sytuacja na rzekach w Polsce nie ulega poprawie.
38:4799484796
39
Biorąc pod uwagę kontekst, którego nie można ignorować w XXI wieku, tj. szóste wielkie
wymieranie organizmów w historii Ziemi i zmianę klimatu, spowodowane działalnością
człowieka (Ceballos i in. 2020), a zwłaszcza niezwykle szybkie tempo wymierania
w ekosystemach wód słodkich (Barrett i in. 2018, Lopes-Lima i in. 2017), dalszą intencjonalną
fragmentację rzek i brak działań w celu przywrócenia ciągłości ekologicznej rzek należy
traktować w kategoriach ekobójstwa (ecocide, Higgins i in. 2013).
Fot. 6. Przedstawiciel rzecznej megafauny, jesiotr ostronosy Acipenser oxyrinchus, wymarły w zlewisku
Morza Bałtyckiego i łososie, wymarłe w dorzeczu Wisły powyżej Włocławka, na stoisku rybnym w hali
targowej w Warszawie w 1927 r. (Narodowe Archiwum Cyfrowe 2020)
Innym kontekstem, bardziej szczegółowym, dotyczącym wpływu barier na życie w rzekach jest
historia wymierania megafauny. Megafauna, czyli duże zwierzęta, wymierała na lądach bardzo
szybko po zasiedleniu ich przez człowieka rozumnego Homo sapiens. Działo się tak w Australii
(45 tys. lat temu) i w Amerykach (15-10 tys. lat temu), a podczas tych epizodów wymarło ponad
90% gatunków regionalnej megafauny (Harari 2014). Także duża część megafauny
europejskiej została wytępiona w prehistorii (np. mamut). Megafauna w rzekach przetrwała aż
do czasów współczesnych. Niestety, powszechna fragmentacja rzek (zwłaszcza dużych, Grill
i in. 2019) powoduje, iż wymiera ona właśnie teraz (He i in. 2019). Prawdopodobnie w bliskiej
39:6619406160
40
przyszłości większość rzecznej megafauny na Ziemi wyginie. Przyczyną jest bezpośrednia
działalność człowieka, głównie budowa sztucznych barier na rzekach (Zarfl i in. 2019).
Środowiskowe koszty istnienia sztucznych barier na rzekach ogromne. Skład jakościowy
i ilościowy ichtiofauny rzecznej w Polsce, a co za tym idzie, także funkcjonowania
ekosystemów rzecznych, jest dziś prawdopodobnie zupełnie inny niż jeszcze w XIX, a nawet
XX wieku (Marczykiewicz 1847, Radtke 2018). Warto zauważyć, że wraz z fragmentacją rzek
upadają niektóre gałęzie gospodarki, np. rybołówstwo na dużych rzekach (Bartel i in. 2007, Tilt
i in. 2009). Tracone też usługi ekosystemowe zapewniane przez wolno płynące rzeki, np.
możliwość samooczyszczania wody (Gozlan i in. 2019).
Z przeprowadzonych badań wynika, że można za pomocą odpowiednich metod ocenić
fragmentację rzek i wpływ poszczególnych barier na migracje ryb w dużej skali przestrzennej,
z dokładnością pozwalającą podejmowanie efektywnych kosztowo działań mających na celu
przywrócenie ciągłości ekologicznej. Istnieje również cały wachlarz narzędzi analitycznych
służących do priorytetyzacji barier do udrożnienia i optymalizacji tego procesu (Branco i in.
2014, Hoenke i in. 2013, King i in. 2017, Lawson i in. 2010, McManamay i in. 2019, Mount
i in. 2011, O’Hanley 2011, Radinger i in. 2017, Roni i in. 2002). Narzędzia te wymagają jednak
większej ilości danych wejściowych dotyczących m.in. barier, kosztu ich usunięcia,
utrzymania, jakości siedlisk rzecznych, różnorodności gatunków ryb. Ich użycie wykraczało
poza zakres niniejszej pracy. Z pewnością można wykorzystać je do priorytetyzacji udrażniania
barier w skomplikowanych przypadkach jak na przykład w systemach rzecznych Łęgu i Sanny.
Zakładając, że najlepiej usunąć wszystkie bariery na obu tych rzekach, bez większej ilości
danych ciężko rozstrzygnąć gdzie pojedynczych barier będzie efektywniejszym sposobem
przywracania ciągłości ekologicznej. W prostych przypadkach, takich jak opisany próg na
Tanwi w Ulanowie lub zapora we Włocławku, wykorzystane w pracy narzędzia
wystarczające. Bariery te można uznać za kluczowe, o największym wpływie na życie
w rzekach, a zatem priorytetowe do usunięcia.
Reasumując można stwierdzić, że przywracanie ciągłości ekologicznej rzek przez rozbiórkę
barier powinno być jednym z głównych rodzajów działalności instytucji odpowiedzialnych za
gospodarkę wodną i ochronę środowiska w Polsce i na świecie. Być może niniejsza praca
zostanie wykorzystana do takich właśnie działań. Załączone dane mogą stanowić podstawę do
bardzo konkretnych, terenowych działań i usuwania barier w północnej części Kotliny
Sandomierskiej oraz stanowić punkt wyjścia do dalszych badań i analiz fragmentacji rzek
w dorzeczu Wisły i innych rzek w Polsce.
40:1660272434
41
Spis literatury
AMBER, 2020, European Barrier Atlas (strona internetowa). URL
https://amber.international/european-barrier-atlas/ (dostęp z dn. 6.13.20).
American Rivers, 2020, American Rivers Dam Removal Database.
https://doi.org/10.6084/m9.figshare.5234068.v7.
Andrzejewski L., Krzemień K., 2017, Doliny i koryta rzek, w: Jokiel, P., Marszelewski, W., Pociask-
Karteczka, J. (Red.), Hydrologia Polski. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa, ss. 121127.
Ansar A., Flyvbjerg B., Budzier A., Lunn D., 2014, Should we build more large dams? The actual
costs of hydropower megaproject development. Energy Policy 69, 4356.
https://doi.org/10.1016/j.enpol.2013.10.069.
Baranov V., Jourdan J., Pilotto F., Rüdiger W., Haase P., 2020, Complex and nonlinear climate-driven
changes in freshwater insect communities over 42 years. https://doi.org/10.1111/cobi.13477.
Barbarossa V., Schmitt R.J.P., Huijbregts M.A.J., Zarfl C., King H., Schipper A.M., 2019, Worldwide
impacts of existing and future dams on the connectivity of freshwater fish ranges. Rev.
https://doi.org/10.1073/pnas.1912776117.
Barrett M., Belward A., Bladen S., Breeze T., Burgess N., Butchart S., Clewlow H., Cornell S.,
Cottam A., Croft S., Carlo G. de, Felice L. de, Palma A. De, Deinet S., Downie R., Drijver C.,
Fischler B., Freeman R., Gaffney O., Galli A., Gamblin P., Garratt M., Gorelick N., Green J.,
Grooten M., Hanscom L., Hill S., Taylor C.H.-, Jones A., Juniper T., Khan H., Kroodsma D.,
Leclère D., Llewellyn G., Mace G., McRae L., Mo K., Opperman J., Orgiazzi A., Orr S.,
Pacheco P., Palomares D., Pauly D., Pekel J.-F., Pendleton L., Purvis A., Radcliffe N., Roxburgh
T., Scholes B., Senapathi D., Tanzer J., Thieme M., Tickner D., Tittonell P., Trathan P., Visconti
P., Wackernagel M., West C., Zwaal N., 2018, Living planet report - 2018: Aiming higher.
https://doi.org/10.1002/9780470976401.ch5.
Barros N., Cole J.J., Tranvik L.J., Prairie Y.T., Bastviken D., Huszar V.L.M., Del Giorgio P., Roland
F., 2011, Carbon emission from hydroelectric reservoirs linked to reservoir age and latitude.
Nat. Geosci. 4, 593596. https://doi.org/10.1038/ngeo1211.
Barry J., Coghlan B., Cullagh A., Kerr J.R., King J.J., 2018, Comparison of coarse-resolution rapid
methods for assessing fish passage at riverine barriers: ICE and SNIFFER protocols. River Res.
Appl. 34, 11681178. https://doi.org/10.1002/rra.3358.
Bartel R., Pelczarski W., Kardela J., Nadolna-tyn K., Lejk A.M., 2016, Restytucja łososia i troci w
wodach Polski: przegląd i kalendarium działań. 95-lecie Morskiego Inst. Rybackiego Aktual.
tematy badań Nauk. Tom I-Za, 6980.
Bartel R., Wiśniewolski W., Prus P., 2007, Impact of the Włocławek dam on migratory fish in the
Vistula river. Arch. Polish Fish. 15, 141156.
BAT Quick Guide (strona internetowa), 2013. URL
https://streamcontinuity.org/sites/streamcontinuity.org/files/pdf-doc-ppt/BAT_Quick_Guide.pdf
(dostęp z dn. 6.10.20).
Baudoin J., Burgun V., Chanseau M., Larinier M., Ovidio M., Sremski W., Steinbach P., Voegtle B.,
2015, Assessing the passage of The ICE protocol for ecological continuity. Concepts, design and
application. French Natl. Agency Water Aquat. Environ. 200.
Bednarek A.T., 2001, Undamming rivers: A review of the ecological impacts of dam removal.
Environ. Manage. 27, 803814. https://doi.org/10.1007/s002670010189.
Bednarek P., 2019, Projektowany rezerwat przyrody Dolina Smarkatej. Wyniki inwentaryzacji
przyrodniczej wykonanej przez Podkarpackie Towarzystwo Przyrodników Wolne Rzeki w latach
41:5728322140
42
2017-2018. PTP Wolne Rzeki.
Best J., 2019, Anthropogenic stresses on the world’ s big rivers. Nat. Geosci. 12.
https://doi.org/10.1038/s41561-018-0262-x.
Biedroń I., Bogdańska-Warmuz R., Brzóska P., Dondajewska R., Drożdżal E., Filipczyk J., Furdyna
A., Gołdyn R., Grygoruk M., Grześkowiak A., Horska-Schwarz S., Jusik S., Krawczyk D.,
Krzymiński W., Krzyszczak A., Okrasiński K., Olszar M., Pawlaczyk P., Popek Z., Prus P.,
Szałkiewicz E., Wybraniec K., Żak J., 2020, Projekt Krajowego Programu Renaturyzacji Wód
Powierzchniowych. Kraków.
Bielecka M., 1960, Szczegółowa Mapa Geologiczna Polski (SMGP) 1:50 000, Arkusz Zaklików (M 34-
45 C). Instytut Geologiczny.
Birnie-Gauvin K., Aarestrup K., Riis T.M.O., Jepsen N., Koed A., 2017a, Shining a light on the loss of
rheophilic fish habitat in lowland rivers as a forgotten consequence of barriers, and its
implications for management. Aquat. Conserv. Mar. Freshw. Ecosyst. 27, 13451349.
https://doi.org/10.1002/aqc.2795.
Birnie-Gauvin K., Candee M.M., Baktoft H., Larsen M.H., Koed A., Aarestrup K., 2018a, River
connectivity reestablished: Effects and implications of six weir removals on brown trout smolt
migration. River Res. Appl. 34, 548554. https://doi.org/10.1002/rra.3271.
Birnie-Gauvin K., Franklin P., Wilkes M., Aarestrup K., 2018b, Moving beyond fitting fish into
equations: Progressing the fish passage debate in the Anthropocene. Aquat. Conserv. Mar.
Freshw. Ecosyst. https://doi.org/10.1002/aqc.2946.
Birnie-Gauvin K., Larsen M.H., Nielsen J., Aarestrup K., 2017b, 30 Years of Data Reveal Dramatic
Increase in Abundance of Brown Trout Following the Removal of a Small Hydrodam. J. Environ.
Manage. 204, 467471. https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2017.09.022.
Branco P., Segurado P., Santos J.M., Ferreira M.T., 2014, Prioritizing barrier removal to improve
functional connectivity of rivers. J. Appl. Ecol. 51, 11971206. https://doi.org/10.1111/1365-
2664.12317.
Brenkman S.J., Peters R.J., Tabor R.A., Geffre J.J., Sutton K.T., 2019, Rapid recolonization and life
history responses of Bull Trout following dam removal in Washington’s Elwha River. North Am.
J. Fish. Manag. https://doi.org/10.1002/nafm.10291.
Brink K., Gough P., Royte J., Schollema P.P., Wanningen H., 2018, From Sea to Source 2.0.
Protection and restoration of fish migration in rivers worldwide. World Fish Migration
Foundation.
Brönmark C., Hulthén K., Nilsson P.A., Skov C., Hansson L.A., Brodersen J., Chapman B.B., 2014,
There and back again: Migration in freshwater fishes1. Can. J. Zool. 92, 467479.
https://doi.org/10.1139/cjz-2012-0277.
Burchsted D., Daniels M., Thorson R., Vokoun J., 2010, The River Discontinuum: Applying Beaver
Modifications to Baseline Conditions for Restoration of Forested Headwaters. Bioscience 60,
908922. https://doi.org/10.1525/bio.2010.60.11.7.
Bylak A., 2018, Wpływ niskich barier na ichtiofaunę - przykłady z potoków karpackich. Rocz. Nauk.
PZW 31, 519. https://doi.org/10.12823/sapaa.0860-648X.18001.
Cabala-Plucińska B., Mokwa M., Parasiewicz P., Prus P., Rak P., Kilińska M., Kucharska J., Opolski
J., 2018, Wariantowa analiza sposobu udrożnienia budowli piętrzących na ciekach w obszarze
RZGW w Krakowie. Raszyn.
Ceballos G., Ehrlich P.R., Raven P.H., 2020, Vertebrates on the brink as indicators of biological
annihilation and the sixth mass extinction. Proc. Natl. Acad. Sci. U. S. A. 17.
42:8870499285
43
https://doi.org/10.1073/pnas.1922686117.
Cios S., 2017, Informacje historyczne dotyczące głównych gatunków ichtiofauny w dorzeczu Sanu.
Rocz. Nauk. PZW 30, 137155. https://doi.org/10.12823/sapaa.0860-648X.17007.
Coleman R.A., Gauffre B., Pavlova A., Beheregaray L.B., Kearns J., Lyon J., Sasaki M., Leblois R.,
Sgro C., Sunnucks P., 2018, Artificial barriers prevent genetic recovery of small isolated
populations of a low-mobility freshwater fish. Heredity (Edinb). 120, 515532.
https://doi.org/10.1038/s41437-017-0008-3.
Collen P., Gibson R.J., 2000, The general ecology of beavers (Castor spp.), as related to their
influence on stream ecosystems and riparian habitats, and the subsequent effects on fish -
A review. Rev. Fish Biol. Fish. 10, 439461. https://doi.org/10.1023/A:1012262217012.
Cutting K.A., Ferguson J.M., Anderson M.L., Cook K., Davis S.C., Levine R., 2018, Linking beaver
dam affected flow dynamics to upstream passage of Arctic grayling. Ecol. Evol. 8, 1290512917.
https://doi.org/10.1002/ece3.4728.
Danilkiewicz Z., 1994, Ryby (Pisces) rzek Roztocza. Fragm. Faun. 37, 367388.
https://doi.org/10.3161/00159301ff1994.37.15.367.
De Faria F.A.M., Jaramillo P., Sawakuchi H.O., Richey J.E., Barros N., 2015, Estimating greenhouse
gas emissions from future Amazonian hydroelectric reservoirs. Environ. Res. Lett. 10.
https://doi.org/10.1088/1748-9326/10/12/124019.
de Leaniz C.G., Berkhuysen A., Belletti B., 2019, Beware small dams, they can do damage, too.
Nature 570, 164. https://doi.org/10.1038/d41586-019-01826-y.
Deemer B.R., Harrison J.A., Li S., Beaulieu J.J., Delsontro T., Barros N., Bezerra-Neto J.F., Powers
S.M., Dos Santos M.A., Vonk J.A., 2016, Greenhouse gas emissions from reservoir water
surfaces: A new global synthesis. Bioscience 66, 949964. https://doi.org/10.1093/biosci/biw117.
Deshmukh R., Mileva A., Wu G.C., 2018, Renewable energy alternatives to mega hydropower: A case
study of Inga 3 for Southern Africa. Environ. Res. Lett. 13. https://doi.org/10.1088/1748-
9326/aabf60.
DHI Polska/Pectore Eco, 2019, Identyfikacja presji w regionach wodnych i na obszarach dorzeczy.
Część I: Utworzenie krajowej bazy danych o zmianach hydromorfologicznych.
Dias M.S., Cornu J.F., Oberdorff T., Lasso C.A., Tedesco P.A., 2013, Natural fragmentation in river
networks as a driver of speciation for freshwater fishes. Ecography (Cop.). 36, 683689.
https://doi.org/10.1111/j.1600-0587.2012.07724.x.
Doyle M.W., Stanley E.H., Orr C.H., Selle A.R., Sethi S.A., Harbor J.M., 2005, Stream ecosystem
response to small dam removal: Lessons from the Heartland. Geomorphology 71, 227244.
https://doi.org/10.1016/j.geomorph.2004.04.011.
Dz. Ust., 2016, Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 16 grudnia 2016 r. w sprawie ochrony
gatunkowej zwierząt. Minister Środowiska.
Fan X.G., Wei Q.W., Chang J., Rosenthal H., He J.X., Chen D.Q., Shen L., Du H., Yang D.G., 2006,
A review on conservation issues in the upper Yangtze River - A last chance for a big challenge:
Can Chinese paddlefish (Psephurus gladius), Dabry’s sturgeon, (Acipenser dabryanus) and
other fish species still be saved? J. Appl. Ichthyol. 22, 3239. https://doi.org/10.1111/j.1439-
0426.2007.00926.x.
Fearnside P.M., 2016, Greenhouse gas emissions from Brazil’s Amazonian hydroelectric dams.
Environ. Res. Lett. 11. https://doi.org/10.1088/1748-9326/11/1/011002.
Fearnside P.M., 2005, Do hydroelectric dams mitigate global warming? The case of Brazil’s Curua-
Una Dam. Mitig. Adapt. Strateg. Glob. Chang. 10, 675691.
43:1145570146
44
Fischer J., Lindenmayer D.B., 2007, Landscape modification and habitat fragmentation: a synthesis.
Glob. Ecol. Biogeogr. 15, 5566. https://doi.org/10.1111/j.1466-8238.2006.00287.x.
Foley M.M., Bellmore J.R., O’Connor J.E., Duda J.J., East A.E., Grant G.E., Anderson C.W., Bountry
J.A., Collins M.J., Connolly P.J., Craig L.S., Evans J.E., Greene S.L., Magilligan F.J., Magirl
C.S., Major J.J., Pess G.R., Randle T.J., Shafroth P.B., Torgersen C.E., Tullos D., Wilcox A.C.,
2017, Dam removal: Listening in. Water Resour. Res. 53, 52295246.
https://doi.org/10.1002/2017WR020457.
Froese R., Pauly D., 2019, FishBase (strona internetowa). URL https://www.fishbase.org (dostęp z dn.
6.22.20).
Fuller M.R., Doyle M.W., Strayer D.L., 2015, Causes and consequences of habitat fragmentation in
river networks. Ann. N. Y. Acad. Sci. 1355, 3151. https://doi.org/10.1111/nyas.12853.
Gangloff M.M., 2013, Taxonomic and ecological tradeoffs associated with small dam removals.
Aquat. Conserv. Mar. Freshw. Ecosyst. 23, 475480. https://doi.org/10.1002/aqc.2383.
GBIF, 2019, GBIF.org (28 November 2019) GBIF Occurrence Download.
https://doi.org/https://doi.org/10.15468/dl.wloxlz.
Gibson L., Wilman E.N., Laurance W.F., 2017, How Green is ‘Green’ Energy? Trends Ecol. Evol. 32,
922935. https://doi.org/10.1016/j.tree.2017.09.007.
GIOŚ, 2020, Państwowy Monitoring Środowiska (strona internetowa). URL
http://www.gios.gov.pl/pl/stan-srodowiska/pms.
Google, 2019, Google Maps Satellite (strona internetowa). URL https://www.google.pl/maps/.
Gough P., Fernández Garrido P., Van Herk J., 2017, Dam Removal. A viable solution for the future of
our European rivers, Dam Removal Europe.
Gouskov A., Vorburger C., 2016, River fragmentation and fish population structure: A comparison of
three Swiss midland rivers. Freshw. Sci. 35, 689700. https://doi.org/10.1086/685658.
Gowan C., Young M.K., Fausch K.D., Riley S.C., 1994, Restricted movement in resident stream
salmonids: A paradigm lost? Can. J. Fish. Aquat. Sci. 51, 26262637.
https://doi.org/10.1139/f94-262.
Gozlan R.E., Karimov B.K., Zadereev E., Kuznetsova D., Brucet S., 2019, Status, trends, and future
dynamics of freshwater ecosystems in Europe and Central Asia. Inl. Waters 9, 7894.
https://doi.org/10.1080/20442041.2018.1510271.
Grenyer R., Orme C.D.L., Jackson S.F., Thomas G.H., Davies R.G., Davies T.J., Jones K.E., Olson
V.A., Ridgely R.S., Rasmussen P.C., Ding T.S., Bennett P.M., Blackburn T.M., Gaston K.J.,
Gittleman J.L., Owens I.P.F., 2006, Global distribution and conservation of rare and threatened
vertebrates. Nature 444, 9396. https://doi.org/10.1038/nature05237.
Grill G., Lehner B., Thieme M., Geenen B., Tickner D., Antonelli F., Babu S., Borrelli P., Cheng L.,
Crochetiere H., Ehalt Macedo H., Filgueiras R., Goichot M., Higgins J., Hogan Z., Lip B.,
McClain M.E., Meng J., Mulligan M., Nilsson C., Olden J.D., Opperman J.J., Petry P., Reidy
Liermann C., Sáenz L., Salinas-Rodríguez S., Schelle P., Schmitt R.J.P., Snider J., Tan F.,
Tockner K., Valdujo P.H., van Soesbergen A., Zarfl C., 2019, Mapping the world’s free-flowing
rivers. Nature 569, 215221. https://doi.org/10.1038/s41586-019-1111-9.
Grygoruk M., Nowak M., 2014, Spatial and temporal variability of channel retention in a lowland
temperate forest stream settled by European Beaver (Castor fiber). J. Cancer 5, 22762288.
https://doi.org/10.3390/f5092276.
GUGIK, 2019, GeoPortal (strona internetowa). URL https://www.geoportal.gov.pl/.
44:9644446845
45
Harari Y.N., 2014, Sapiens. Od zwierząt do bogów. Wydawnictwo Literackie, Warszawa.
He F., Zarfl C., Bremerich V., David J.N.W., Hogan Z., Kalinkat G., Tockner K., Jähnig S.C., 2019,
The global decline of freshwater megafauna. Glob. Chang. Biol. 25, 38833892.
https://doi.org/10.1111/gcb.14753.
Heape W., 1931, Emigration, Migration and Nomadism. Heffer, Cambridge.
Higgins P., Short D., South N., 2013, Protecting the planet: A proposal for a law of ecocide. Crime,
Law Soc. Chang. 59, 251266. https://doi.org/10.1007/s10611-013-9413-6.
Hoenke K.M., Kumar M., Batt L., 2013, A GIS based approach for prioritizing dams for potential
removal. Ecol. Eng. 64, 2736. https://doi.org/10.1016/j.ecoleng.2013.12.009.
Hood G.A., Larson D.G., 2015, Ecological engineering and aquatic connectivity: A new perspective
from beaver-modified wetlands. Freshw. Biol. 60, 198208. https://doi.org/10.1111/fwb.12487.
Hornby D., 2013, Barrier Assessment Tool (strona internetowa). URL
https://streamcontinuity.org/naacc/toolkit/prioritizing-projects (dostęp z dn. 3.20.20).
Ibn Khaldun A.A.R. bin M., 1377, The Muqaddimah. https://doi.org/10.2307/1905220.
IMGW-PIB, 2020, Dane archiwalne/Dane hydrologiczne (strona internetowa). Źródłem pochodzenia
danych jest Inst. Meteorol. i Gospod. Wodnej Państwowy Inst. Badaw. Dane Inst. Meteorol.
i Gospod. Wodnej Państwowego Inst. Badaw. zostały przetworzone. URL
https://dane.imgw.pl/datastore.
Jackson D.C., 1998, Dams. Taylor & Francis Ltd, Aldershot.
Januchowski-Hartley S.R., Diebel M., Doran P.J., Mcintyre P.B., 2014, Predicting road culvert
passability for migratory fishes. Divers. Distrib. 20, 14141424.
https://doi.org/10.1111/ddi.12248.
Jones J., Börger L., Tummers J., Jones P., Lucas M., Kerr J., Kemp P., Bizzi S., Consuegra S.,
Marcello L., Vowles A., Belletti B., Verspoor E., Van de Bund W., Gough P., Garcia de Leaniz
C., 2019, A comprehensive assessment of stream fragmentation in Great Britain. Sci. Total
Environ. 673, 756762. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.04.125.
Kemp P.S., Worthington T.A., Langford T.E.L., Tree A.R.J., Gaywood M.J., 2012, Qualitative and
quantitative effects of reintroduced beavers on stream fish. Fish Fish. 13, 158181.
https://doi.org/10.1111/j.1467-2979.2011.00421.x.
Kerr J., Vowles A., Parasiewicz P., Kemp P., 2018, Rapid Barrier Passability and Hydropower
Assessment Tool - Guidance Notes.
King S., O’Hanley J.R., Newbold L.R., Kemp P.S., Diebel M.W., 2017, A toolkit for optimizing fish
passage barrier mitigation actions. J. Appl. Ecol. 54, 599611. https://doi.org/10.1111/1365-
2664.12706.
Komisja Europejska, 2020, Unijna strategia na rzecz bioróżnorodności 2030. Przywracanie przyrody
do naszego życia. Bruksela.
Kwapisz B., 1985, Szczegółowa Mapa Geologiczna Polski (SMGP) 1:50 000, Arkusz Nisko (890).
Wydawnictwa Geologiczne, Warszawa.
Latrubesse E.M., Arima E.Y., Dunne T., Park E., Baker V.R., D’Horta F.M., Wight C., Wittmann F.,
Zuanon J., Baker P.A., Ribas C.C., Norgaard R.B., Filizola N., Ansar A., Flyvbjerg B., Stevaux
J.C., 2017, Damming the rivers of the Amazon basin. Nature 546, 363369.
https://doi.org/10.1038/nature22333.
Lawson T., Kroon F., Russell D.J., 2010, Audit and prioritisation of physical barriers to fish passage
45:9342957537
46
in the Wet Tropics region. Milestone report, MTSRF Proj. 2.6.2 11.
Lenders H.J.R., Chamuleau T.P.M., Hendriks A.J., Lauwerier R.C.G.M., Leuven R.S.E.W., Verberk
W.C.E.P., 2016, Historical rise of waterpower initiated the collapse of salmon stocks. Sci. Rep.
6, 19. https://doi.org/10.1038/srep29269.
Lopes-Lima M., Sousa R., Geist J., Aldridge D.C., Araujo R., Bergengren J., Bespalaya Y., Bódis E.,
Burlakova L., Van Damme D., Douda K., Froufe E., Georgiev D., Gumpinger C., Karatayev A.,
Kebapçi Ü., Killeen I., Lajtner J., Larsen B.M., Lauceri R., Legakis A., Lois S., Lundberg S.,
Moorkens E., Motte G., Nagel K.O., Ondina P., Outeiro A., Paunovic M., Prié V., von
Proschwitz T., Riccardi N., Rudzīte M., Rudzītis M., Scheder C., Seddon M., Şereflişan H.,
Simić V., Sokolova S., Stoeckl K., Taskinen J., Teixeira A., Thielen F., Trichkova T., Varandas
S., Vicentini H., Zajac K., Zajac T., Zogaris S., 2017, Conservation status of freshwater mussels
in Europe: state of the art and future challenges. Biol. Rev. 92, 572607.
https://doi.org/10.1111/brv.12244.
Lucas M.C., Baras E., 2001, Migration of Freshwater Fishes.
Maceda-Veiga A., 2013, Towards the conservation of freshwater fish: Iberian Rivers as an example of
threats and management practices. Rev. Fish Biol. Fish. 23, 122.
https://doi.org/10.1007/s11160-012-9275-5.
Marczykiewicz F., 1847, Hidrografia miasta Krakowa i jego okręgu.
McManamay R.A., Perkin J.S., Jager H.I., 2019, Commonalities in stream connectivity restoration
alternatives: an attempt to simplify barrier removal optimization. Ecosphere 10.
https://doi.org/10.1002/ecs2.2596.
Meybeck M., 2003, Global analysis of river systems: From Earth system controls to Anthropocene
syndromes. Philos. Trans. R. Soc. B Biol. Sci. 358, 19351955.
https://doi.org/10.1098/rstb.2003.1379.
Mitchell S.C., Cunjak R.A., 2007, Stream flow, salmon and beaver dams: Roles in the structuring of
stream fish communities within an anadromous salmon dominated stream. J. Anim. Ecol. 76,
10621074. https://doi.org/10.1111/j.1365-2656.2007.01286.x.
Moran E.F., Lopez M.C., Moore N., Müller N., Hyndman D.W., 2018, Sustainable hydropower in the
21st century. Proc. Natl. Acad. Sci. 115, 201809426. https://doi.org/10.1073/pnas.1809426115.
Mostowik K., Siwek J., Kisiel M., Kowalik K., Krzysik M., Plenzler J., Rzonca B., 2019, Runoff
trends in a changing climate in the Eastern Carpathians (Bieszczady Mountains, Poland). Catena
182, 104174. https://doi.org/10.1016/j.catena.2019.104174.
Mount C., Norris S., Thompson R., Tesch D., 2011, GIS modelling of fish habitat and road crossings
for the prioritization of culvert assessment and remediation. Streamline Watershed Manag. Bull.
14, 713.
Myers N., Mittermeier R.A., Mittermeier C.G., da Fonesca G.A.B., Kent J., 2000, Biodiversity
hotspots for conservation priorities. Nature 468, 895.
https://doi.org/https://doi.org/10.1038/35002501.
Narodowe Archiwum Cyfrowe, 2020, Jesiotr ostronosy na stoisku rybnym w hali targowej. (strona
internetowa). Koncern Ilus. Kurier Codz. - Arch. Ilus. URL
https://audiovis.nac.gov.pl/obraz/94292/ (dostęp z dn. 6.22.20).
Nowak M., Szczerbik P., Klaczak A., Epler P., Popek W., 2010, Diversity of lampreys and fishes of
the Upper Vistula River drainage, Poland: Present state and future challenges. AACL Bioflux 3,
325332.
O’Hanley J.R., 2011, Open rivers: Barrier removal planning and the restoration of free-flowing
46:7132938233
47
rivers. J. Environ. Manage. 92, 31123120. https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2011.07.027.
Penczak T., 2000, Wybrane zagadnienia z ekologii ryb słodkowodnych, w: Karpińska, Z. (Red.), Ryby
słodkowodne Polski. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa, s. 87.
Pietraszewski D., Marszał L., Zięba G., Przybylski M., Zieliński P., 2008, Ichtiofauna systemu rzeki
Sanny. Rocz. Nauk. PZW 21, 129146.
Pociask-Karteczka J., 2017, Położenie hydrograficzne Polski na tle Europy, w: Jokiel, P.,
Marszelewski, W., Pociask-Karteczka, J. (Red.), Hydrologia Polski. PWN, Warszawa, ss. 1521.
Poff N.L.R., Olden J.D., Merritt D.M., Pepin D.M., 2007, Homogenization of regional river dynamics
by dams and global biodiversity implications. Proc. Natl. Acad. Sci. U. S. A. 104, 57325737.
https://doi.org/10.1073/pnas.0609812104.
Pokropski T., 2020, Monitoring migracji ryb przez przepławkę na stopniu wodnym we Włocławku
w roku 2019. Włocławek.
Prus P., Wiśniewolski W., Adamczyk M. (Red.), 2016, Przewodnik metodyczny do monitoringu
ichtiofauny w rzekach. Biblioteka Monitoringu Środowiska, Warszawa.
Ptak M., Nowak B., 2017, Zmiany temperatury wody w Prośnie w latach 1965-2014. Woda -
Środowisko - Obsz. Wiej. 17, 101112.
Quran.com (strona internetowa), 2020, . Sura Saba 34/16. URL https://quran.com/34/16 (dostęp z dn.
2.11.20).
Rachocki A., 1974, Przebieg i natężenie współczesnych procesów rzecznych w korycie Raduni.
Dokumentacja Geogr. Zeszyt 4.
Radinger J., Hölker F., Horký P., Slavík O., Wolter C., 2017, Improved river continuity facilitates
fishes’ abilities to track future environmental changes. J. Environ. Manage. 208, 169179.
https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2017.12.011.
Radtke G., 2018, Czy tama we Włocławku nadal wpływa na ichtiofaunę dolnej Wisły? Rocz. Nauk.
Pol. Związku Wędkarskiego 31, 21–56. https://doi.org/10.12823/sapaa.0860-648X.18002.
Rechulicz J., Girsztowtt Z., Przybylski M., 2009, Ichtiofauna rzeki Tanew i jej dopływów. Rocz. Nauk.
PZW 22, 119139.
Roni P., Beechie T.J., Bilby R.E., Leonetti F.E., Pollock M.M., Pess G.R., 2002, A Review of Stream
Restoration Techniques and a Hierarchical Strategy for Prioritizing Restoration in Pacific
Northwest Watersheds. North Am. J. Fish. Manag. 22, 120. https://doi.org/10.1577/1548-
8675(2002)022<0001:arosrt>2.0.co;2.
Roy S.G., Uchida E., de Souza S.P., Blachly B., Fox E., Gardner K., Gold A.J., Jansujwicz J., Klein
S., McGreavy B., Mo W., Smith S.M.C., Vogler E., Wilson K., Zydlewski J., Hart D., 2018,
A multiscale approach to balance trade-offs among dam infrastructure, river restoration, and
cost. Proc. Natl. Acad. Sci. 115, 201807437. https://doi.org/10.1073/pnas.1807437115.
Salach S., Salach R., 2016, Raport Oceny Oddziaływania na projektowany Obszar Specjalnej Ochrony
Ptaków Natura 2000 Puszcza Sandomierska PLB180005 oraz Specjalny Obszar Ochrony
Siedlisk Natura 2000 Enklawy Puszczy Sandomierskiej PLH180055 dla zadania: „Udrożnienie –
rzeka Smarkata w. Rzeszów.
Schwarz U., Baumüller A., Baffert C., Freund C., Chevalier A., Bauer S., Egger G., Tschavoll G.,
2019, Hydropower pressure on European rivers. The story in numbers.
Schwarz U., Graf W., Weiss S., Lopes-Lima M., Chamberlain L., 2018, Eco-masterplan for Balkan
Rivers.
47:9300001729
48
Solon J., Borzyszkowski J., Bidłasik M., Richling A., Badora K., Balon J., Brzezińska-Wójcik T.,
Chabudziński Ł., Dobrowolski R., Grzegorczyk I., Jodłowski M., Kistowski M., Kot R., Krąż P.,
Lechnio J., Macias A., Majchrowska A., Malinowska E., Migoń P., Myga-Piątek U., Nita J.,
Papińska E., Rodzik J., Strzyż M., Terpiłowski S., Ziaja W., 2018, Physico-geographical
mesoregions of poland: Verification and adjustment of boundaries on the basis of contemporary
spatial data. Geogr. Pol. 91, 143170. https://doi.org/10.7163/GPol.0115.
Strahler A.N., 1957, Quantitative Analysis of Watershed Geomorphology, Transactions of the
American Geophysical Union. Trans. Am. Geophys. Union 38, 913920.
Szajn J., 1989, Szczegółowa Mapa Geologiczna Polski (SMGP) 1:50 000, Arkusz Baranów
Sandomierski (921). Wydawnictwa Geologiczne, Warszawa.
Szajn J., 1985, Szczegółowa Mapa Geologiczna Polski (SMGP) 1:50 000, Arkusz Grębów (889).
Wydawnictwa Geologiczne, Warszawa.
Tilt B., Braun Y., He D., 2009, Social impacts of large dam projects: A comparison of international
case studies and implications for best practice. J. Environ. Manage. 90, S249S257.
https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2008.07.030.
Vejnovic I., 2017, Broken rivers: The impacts of European-financed small hydropower plants on
pristine Balkan landscapes 48.
Virbickas T., Stakenas S., Steponenas A., 2015, Impact of beaver dams on abundance and distribution
of anadromous salmonids in two lowland streams in Lithuania. PLoS One 10, 112.
https://doi.org/10.1371/journal.pone.0123107.
Vörösmarty C.J., McIntyre P.B., Gessner M.O., Dudgeon D., Prusevich A., Green P., Glidden S.,
Bunn S.E., Sullivan C.A., Liermann C.R., Davies P.M., 2010, Global threats to human water
security and river biodiversity. Nature 467, 555561. https://doi.org/10.1038/nature09440.
Wang F., Maberly S.C., Wang B., Liang X., 2018, Effects of dams on riverine biogeochemical cycling
and ecology. Inl. Waters 8, 130140. https://doi.org/10.1080/20442041.2018.1469335.
Weiner J., 2004, Życie i ewolucja biosfery. PWN, Warszawa.
Wody Polskie, 2019, Komputerowa Mapa Podziału Hydrograficznego Polski 1:50 000 (strona
internetowa). URL https://dane.gov.pl/dataset/869,komputerowa-mapa-podziau-
hydrograficznego-polski (dostęp z dn. 6.24.19).
Wrzesiński D., 2017, Reżimy rzek Polski, w: Jokiel, P., Marszelewski, W., Pociask-Karteczka, J.
(Red.), Hydrologia Polski. Warszawa, ss. 215221.
Wu X., Xiang X., Chen X., Zhang X., Hua W., 2018, Effects of cascade reservoir dams on the
streamflow and sediment transport in the Wujiang River basin of the Yangtze River, China. Inl.
Waters 8, 216228. https://doi.org/10.1080/20442041.2018.1457850.
Zarfl C., Berlekamp J., He F., Jähnig S.C., Darwall W., Tockner K., 2019, Future large hydropower
dams impact global freshwater megafauna. Sci. Rep. 9, 110. https://doi.org/10.1038/s41598-
019-54980-8.
Zarfl C., Lumsdon A.E., Berlekamp J., Tydecks L., Tockner K., 2014, A global boom in hydropower
dam construction. Aquat. Sci. 77, 161170. https://doi.org/10.1007/s00027-014-0377-0.
48:1034748363
49
Spis tabel
Tabela 1. Gatunki ryb stwierdzone w badanych rzekach i Wiśle. Na niebiesko zaznaczono gatunki
objęte ochroną częściową, na czerwono ochroną ścisłą (Dz. Ust. 2016). Gatunki diadromiczne zostały
podkreślone. Grupa ICE oznacza możliwość pokonywania barier przez dany gatunek: 1 – najlepszą,
11- najgorszą, według protokołu ICE (Baudoin i in. 2015). ................................................................... 14
Tabela 2. Przygotowanie danych wejściowych GIS do analizy narzędziem BAT (Barrier Assessment
Tool). ...................................................................................................................................................... 22
Tabela 3. Liczba barier na badanych odcinkach rzek: w bazie HYMO, w bazie Ewidencji Melioracji
i Urządzeń Wodnych oraz rzeczywista liczba na podstawie badań terenowych. ................................. 28
Tabela 4. Funkcjonalna długość sieci rzecznej w górę rzeki odcinana przez bariery w dorzeczu Wisły
oraz w Kotlinie Sandomierskiej według baz danych oraz badań własnych ........................................... 33
Spis rycin
Ryc. 1. Sieć rzeczna w Polsce z podziałem na dorzecza (na podst. Pociask-Karteczka 2017, Wody
Polskie 2019) ........................................................................................................................................... 4
Ryc. 2. Badane rzeki na tle makroregionów (na podst. Solon i in. 2018) .............................................. 11
Ryc. 3. Typy barier i parametry mierzone w zależności od typu (Baudoin i in. 2015, zmienione) ........ 17
Ryc. 4. Średnie dobowe stany wód w profilach wodowskazowych Łęg - Grębów, Bukowa - Jastkowice,
San Radomyśl w okresie czerwiec-grudzień 2019 (na Sanie brak danych od 2 listopada); linie
przerywane wskazują górną granicę stanów niskich w Bukowej i Sanie (dla Łęgu nie ma ustalonych
stanów charakterystycznych; na podst. IMGW-PIB 2020); pionowymi liniami zaznaczono dni,
w których prowadzono pomiary barier w terenie ................................................................................ 19
Ryc. 5. Skartowane bariery według rodzaju .......................................................................................... 24
Ryc. 6. Drożność poszczególnych typów barier dla 39 gatunków ryb; liczba n oznacza liczbę rekordów,
tj. wyników dla jednego gatunku na jednej barierze będąca iloczynem liczby barier danego typu i
liczby gatunków; dla niektórych barier nie mógł zostać obliczony wynik dla węgorza, stąd wartości
nieparzyste ............................................................................................................................................ 26
Ryc. 7. Możliwości migracji śliza (grupa ICE 9b) w badanych rzekach .................................................. 30
Ryc. 8. Możliwości migracji szczupaka (grupa ICE 5) w badanych rzekach ........................................... 30
Ryc. 9. Możliwości migracji dużych osobników troci wędrownej (grupa ICE 1) w badanych rzekach .. 31
Ryc. 10. Długość funkcjonalnej sieci rzecznej batFuncUS odcinanej przez bariery w dorzeczu Wisły .. 32
Ryc. 11. Długość funkcjonalnej sieci rzecznej batFuncUS odcinanej przez bariery skartowane w
terenie oraz z bazy HYMO (poza badanymi odcinkami rzek) dla śliza .................................................. 34
Ryc. 12. Długość funkcjonalnej sieci rzecznej batFuncUS odcinanej przez bariery skartowane w
terenie oraz z bazy HYMO (poza badanymi odcinkami rzek) dla troci wędrownej ............................... 34
Spis fotografii
Fot. 1. Lewobrzeżna część koryta Bukowej. Widoczne iły krakowieckie na których zalegają piaski
i gleba bielicowa .................................................................................................................................... 12
Fot. 2. Kamienna rampa na Bukowej; ta bariera podczas niżówki jest barierą klasy 0 - nie są w stanie
pokonać jej żadne ryby; widoczne też inne przekształcenia brzegów rzeki .......................................... 27
Fot. 3. Nachylony próg betonowy i jaz na Łęgu, również niedrożny – klasa 0 dla wszystkich gatunków;
funkcją tej budowli jest piętrzenie wody dla kanału Klewiec zasilającego oddalone o kilka kilometrów
stawy rybne w Budzie Stalowskiej ......................................................................................................... 27
49:1055544252
50
Fot. 4. Jedna z wielu barier, które nie figurują w bazach danych instytucji odpowiedzialnych za
gospodarkę wodną; zlokalizowana na bardzo naturalnym odcinku Sanny, stanowi całkowitą barierę
dla migracji większości gatunków ryb; dodatkowo widać, że budowla jest w słabym stanie
technicznym i może stanowić zagrożenie dla życia i zdrowia ludzi ....................................................... 29
Fot. 5. Próg na Tanwi w Ulanowie - odcina ponad 500 km funkcjonalnej sieci rzecznej (batFuncUS)
i ponad 900 km rzek ogółem (batLenUS) .............................................................................................. 35
Fot. 6. Przedstawiciel rzecznej megafauny, jesiotr ostronosy Acipenser oxyrinchus, wymarły w
zlewisku Morza Bałtyckiego i łososie, wymarłe w dorzeczu Wisły powyżej Włocławka, na stoisku
rybnym w hali targowej w Warszawie w 1927 r. (Narodowe Archiwum Cyfrowe 2020) ..................... 39
Spis załączników
1. Tabela zawierająca dane dotyczące skartowanych barier, łącznie z klasami drożności dla
poszczególnych gatunków ryb.
2. Geobaza barier zawierająca wyniki analiz narzędziem Barrier Assessment Tool dla barier w
dorzeczu Wisły i badanych rzek.
50:1086140155

Supplementary resource (1)

ResearchGate has not been able to resolve any citations for this publication.
Article
Full-text available
The ongoing sixth mass species extinction is the result of the destruction of component populations leading to eventual extirpation of entire species. Populations and species extinctions have severe implications for society through the degradation of ecosystem services. Here we assess the extinction crisis from a different perspective. We examine 29,400 species of terrestrial vertebrates, and determine which are on the brink of extinction because they have fewer than 1,000 individuals. There are 515 species on the brink (1.7% of the evaluated vertebrates). Around 94% of the populations of 77 mammal and bird species on the brink have been lost in the last century. Assuming all species on the brink have similar trends, more than 237,000 populations of those species have vanished since 1900. We conclude the human-caused sixth mass extinction is likely accelerating for several reasons. First, many of the species that have been driven to the brink will likely become extinct soon. Second, the distribution of those species highly coincides with hundreds of other endangered species, surviving in regions with high human impacts, suggesting ongoing regional biodiversity collapses. Third, close ecological interactions of species on the brink tend to move other species toward annihilation when they disappear—extinction breeds extinctions. Finally, human pressures on the biosphere are growing rapidly, and a recent example is the current coronavirus disease 2019 (Covid-19) pandemic, linked to wildlife trade. Our results reemphasize the extreme urgency of taking much-expanded worldwide actions to save wild species and humanity’s crucial life-support systems from this existential threat.
Article
Full-text available
The ongoing biodiversity crisis becomes evident in the widely observed decline in abundance and diversity of species, profound changes in community structure and shifts in the species' phenology. Insects are among the most affected groups, with documented decreases in abundance up to 76% in the last 25-30 years in some terrestrial ecosystems. Identifying the underlying drivers is a major obstacle as most ecosystems are affected by multiple stressors simultaneously and in situ measurements of environmental variables are often missing. In our study, we investigated a headwater stream belonging to the most common stream type in Germany located in a nature reserve with no major anthropogenic impact except climate change. We used the most comprehensive quantitative long-term dataset on aquatic insects available that includes weekly measurements of species-level insect abundance, daily water temperature and stream discharge as well as measurements of additional physico-chemical variables for a 42-year period (1969-2010). Overall, water temperature increased by 1.88°C and discharge patterns changed significantly. These changes were accompanied by an 81.6% decline in insect abundance, but an increase in richness (+8.5%), Shannon diversity (+22.7%), evenness (+22.4%) and interannual turnover (+34%). Moreover, the community's trophic structure and phenology changed: the duration of emergence increased by 15.2 days while the peak of emergence moved 13.4 days earlier. Additionally, we observed short-term fluctuations (<5 years) in almost all metrics as well as complex and non-linear responses of the community towards climate change that would have been missed by simply using snapshot data or shorter time series. Our results indicate that climate change has already altered biotic communities severely even in protected areas, where no other interacting stressors (pollution, habitat fragmentation etc.) are present. This is a striking example of the scientific value of comprehensive long-term data in capturing the complex responses of communities towards climate change. Article impact statement: In a nature reserve, climate change can lead to a significant decline in insect abundance and severe restructuring of communities. CODE AND DATA https://github.com/chironomus/Final-data-and-code-Breitenbach-paper/tree/master
Article
Full-text available
Dam construction comes with severe social, economic and ecological impacts. From an ecological point of view, habitat types are altered and biodiversity is lost. Thus, to identify areas that deserve major attention for conservation, existing and planned locations for (hydropower) dams were overlapped, at global extent, with the contemporary distribution of freshwater megafauna species with consideration of their respective threat status. Hydropower development will disproportionately impact areas of high freshwater megafauna richness in South America, South and East Asia, and the Balkan region. Sub-catchments with a high share of threatened species are considered to be most vulnerable; these are located in Central America, Southeast Asia and in the regions of the Black and Caspian Sea. Based on this approach, planned dam locations are classified according to their potential impact on freshwater megafauna species at different spatial scales, attention to potential conflicts between climate mitigation and biodiversity conservation are highlighted, and priorities for freshwater management are recommended.
Article
Full-text available
Free-flowing rivers (FFRs) support diverse, complex and dynamic ecosystems globally, providing important societal and economic services. Infrastructure development threatens the ecosystem processes, biodiversity and services that these rivers support. Here we assess the connectivity status of 12 million kilometres of rivers globally and identify those that remain free-flowing in their entire length. Only 37 per cent of rivers longer than 1,000 kilometres remain free-flowing over their entire length and 23 per cent flow uninterrupted to the ocean. Very long FFRs are largely restricted to remote regions of the Arctic and of the Amazon and Congo basins. In densely populated areas only few very long rivers remain free-flowing, such as the Irrawaddy and Salween. Dams and reservoirs and their up- and downstream propagation of fragmentation and flow regulation are the leading contributors to the loss of river connectivity. By applying a new method to quantify riverine connectivity and map FFRs, we provide a foundation for concerted global and national strategies to maintain or restore them.
Article
Freshwater ecosystems are among the most diverse and dynamic ecosystems on Earth. At the same time, they are among the most threatened ecosystems but remain underrepresented in biodiversity research and conservation efforts. The rate of decline of vertebrate populations is much higher in freshwaters than in terrestrial or marine realms. Freshwater megafauna (i.e., freshwater animals that can reach a body mass ≥30 kg) are intrinsically prone to extinction due to their large body size, complex habitat requirements and slow life‐history strategies such as long life span and late maturity. However, population trends and distribution changes of freshwater megafauna, at continental or global scales, remain unclear. In the present study, we compiled population data of 126 freshwater megafauna species globally from the Living Planet Database and available literature, and distribution data of 44 species inhabiting Europe and the United States from literature and databases of the International Union for Conservation of Nature and NatureServe. We quantified changes in population abundance and distribution range of freshwater megafauna species. Globally, freshwater megafauna populations declined by 88% from 1970 to 2012, with the highest declines in the Indomalaya and Palearctic realms (−99% and −97%, respectively). Among taxonomic groups, mega‐fishes exhibited the greatest global decline (−94%). In addition, freshwater megafauna experienced major range contractions. For example, distribution ranges of 42% of all freshwater megafauna species in Europe contracted by more than 40% of historical areas. We highlight the various sources of uncertainty in tracking changes in populations and distributions of freshwater megafauna, such as the lack of monitoring data and taxonomic and spatial biases. The detected trends emphasize the critical plight of freshwater megafauna globally and highlight the broader need for concerted, targeted and timely conservation of freshwater biodiversity.
Article
Artificial barriers are one of the main threats to river ecosystems, resulting in habitat fragmentation and loss of connectivity. Yet, the abundance and distribution of most artificial barriers, excluding high-head dams, is poorly documented. We provide a comprehensive assessment of the distribution and typology of artificial barriers in Great Britain, and estimate for the first time the extent of river fragmentation. To this end, barrier data were compiled from existing databases and were ground-truthed by field surveys in England, Scotland and Wales to derive a correction factor for barrier density across Great Britain. Field surveys indicate that existing barrier databases underestimate barrier density by 68%, particularly in the case of low-head structures (<1 m) which are often missing from current records. Field-corrected barrier density estimates ranged from 0.48 barriers/km in Scotland to 0.63 barriers/km in Wales, and 0.75 barriers/km in England. Corresponding estimates of stream fragmentation by weirs and dams only, measured as mean barrier-free length, were 12.30 km in Scotland, 6.68 km in Wales and 5.29 km in England, suggesting the extent of river modification differs between regions. Our study indicates that 97% of the river network in Great Britain is fragmented and <1% of the catchments are free of artificial barriers.
Article
The aim of the study is to identify trends in the river runoff and their potential factors in the seminatural catchments of the Bieszczady Mountains (Eastern Carpathians, SE Poland). Five forested and mountainous catchments with full series of runoff, temperature and precipitation data for the period 1986-2015 were selected. Trends in hydrological and meteorological parameters were evaluated with nonparametric Mann-Kendall test and Theil-Sen estimator. Results show that runoff has changed in the seasonal basis while annual runoff remains unaffected. The significant identified trends are an increase in winter runoff and a decrease in autumn (September) runoff. There is a clear increasing trend in air temperature (annual, summer and autumn), whereas sum of precipitation has not changed. The decreasing trend in autumn runoff is the result of a delayed response to the increase in air temperature, evapotranspiration, sunlight hours and duration of dry periods in summer. On the other hand, the winter runoff increase might be caused by several factors: the higher rainfall sum, more frequent precipitation events, shorter river ice cover duration and the increase in air temperature (Nov, Dec). Demonstrated changes in recent streamflow are similar to the results of trend analyses in mountainous catchments in the temperate climate zone in Europe. Hydrological conditions in the Eastern Carpathians seem to be relatively resistant to a changing climate so far.
Article
Migratory salmonids in connected river systems confer advantages through greater life history expression and ultimately population persistence. In Washington's Elwha River, two, impassable century‐old hydroelectric dams were removed in the world's largest dam removal project. Dam removal restored access to 130 km of habitat and reconnected headwater, estuarine, and marine areas. We used multi‐year radiotelemetry data to characterize migratory patterns of federally threatened Bull Trout Salvelinus confluentus after dam removal. Bull Trout rapidly responded to barrier removal and were the first among the Pacific salmonids to move into the newly accessible headwaters. Spatial extent and mean distance traveled upriver increased annually and adults reached the headwaters (64 km) within three years of dam removal. Telemetry data revealed that Bull Trout migrated between the river and its estuary (up to 168 km), and spawning migrations occurred in consecutive years. Relocations of Bull Trout in the tidal zone and the presence of bright, silvery colored adults were indicative of marine residence. Length at age of Bull Trout significantly increased after dam removal, and fish captured before and after dam removal were larger at similar ages when compared to migratory populations throughout their range. We described the diet of Bull Trout captured in the river and estuary after dam removal. Bull Trout primarily consumed salmonids Oncorhynchus spp., Threespine Stickleback Gasterosteus aculeatus, and sculpins Cottus spp., and prevalence of sculpin in their diet decreased from the estuary upstream. As Bull Trout length increased, they progressively consumed larger prey items. In this historic dam removal project, Bull Trout were early and rapid recolonizers and displayed migrations throughout the reconnected river and its estuary. This study is among the first to evaluate responses of Bull Trout to dam removal, and establishes a baseline to assess future recovery of this threatened species in the Elwha River. This article is protected by copyright. All rights reserved.
Article
Movement within stream corridors is a basic life history requirement of many aquatic organisms. Barrier removal in streams has become a common practice in the United States aimed to restore organism dispersal and meet conservation objectives; however, there are social and economic costs to the removal of barriers. Accordingly, tools to prioritize barrier removal, particularly optimization techniques, can be used to evaluate cost‐benefit trade‐offs. Many of these techniques, however, require programming experience and are not available to natural resource managers. Furthermore, conservation objectives vary considerably depending on the life histories of organisms under consideration, and these opposing objectives, in conjunction with variant socioeconomic costs, will influence optimization solutions, specifically which barriers to remove. To promote the use of optimization tools, straightforward and open‐access platforms are needed to support use by managers, while also providing general approaches for holistic basin‐scale connectivity restoration. Herein, we use two case studies, White Oak Creek (small watershed) and the Roanoke River Basin (large basin), to explore the divergent outcomes stemming from different conservation objectives and socioeconomic costs used to prioritize barrier removal. We conducted optimization modeling using a widely accessible platform along with an open‐access solver plug‐in to support a wide variety of conservation objectives. We used simple approaches to find commonalities in barriers identified for removal among divergent conservation objectives and provide alternative (i.e., hybrid removal‐passage) strategies for approaching habitat restoration for diverse aquatic communities while increasing social benefits (i.e., hydropower energy). As expected, different conservation objectives aimed to support varied species life histories (e.g., diadromy, large‐river vs. small‐river potamodromy) have very different effects on optimization solutions. In both case studies, however, commonalities in solutions were identified through clustering groups of barriers into general connectivity restoration strategies. Furthermore, strategy types for a given barrier could be predicted with ≥72% accuracy using only four metrics. This suggests that optimization results can be simplified into general standards to support adoption of sustainable basin connectivity criteria strategies. Our framework provides a flexible and open‐access approach to conduct relatively complex optimization modeling for stream barrier prioritization, while examining potential for agreement among divergence conservation objectives.