2012. Vodňany

Bulletin ročník volume

Vodňany

VÚRH V o d ň a n y

48/4/2012

Bulletin ročník volume

VÚRH V o d ň a n y

48/4/2012

říjen–prosinec / October–December

Tato publikace byla vydána z prostředků Evropského rybářského fondu v rámci projektu „Příprava a vydání 48. ročníku odborného čtvrtletníku Bulletin VÚRH Vodňany“ (CZ.1.25/3.1.00/11.00379)

Evropský rybářský fond „Investování do udržitelného rybolovu“

•

Vydává Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích, Fakulta rybářství a ochrany vod, Vodňany, Česká republika Published by University of South Bohemia in České Budějovice, Faculty of Fisheries and Protection of Waters, Vodňany, Czech Republic ISSN 0007-389X

Obsah / Contents Bulletin VÚRH Vodňany 48 / 4 / 2012 Původní články – Original papers P. Sehonová, V. Kodeš, D. Leontovyčová, Z. Svobodová 5 Zhodnocení výskytu reziduí pesticidů v povrchových vodách České republiky  Assessment of pesticide residues in surface waters in the Czech Republic T. Zajíc, J. Mráz, M. Kocour, J. Picková 21 Porovnání zastoupení mastných kyselin v bílé svalovině užitkových hybridů Ropšínského kapra  White muscle fatty acid composition of different crossbreds of Ropsha scaly carp

Přehledové články – Review papers D. Hlaváč, Z. Adámek, P. Hartman, J. Másílko 31 Vliv přikrmování na vývoj kvality vody v kaprových rybnících (přehled)  The effect of supplementary feeding in carp ponds upon discharged water quality (a review) J. Mráz Stravitelnost krmiv pro ryby - literární přehled  Digestibility of feedstuffs for fish (a review)

-3-

57

Sehonová a kol. / Bulletin VÚRH Vodňany 48, 2012/4, 5–19

ZHODNOCENÍ VÝSKYTU REZIDUÍ PESTICIDŮ V POVRCHOVÝCH VODÁCH ČESKÉ REPUBLIKY ASSESSMENT OF PESTICIDE RESIDUES IN SURFACE WATERS IN THE CZECH REPUBLIC P. SEHONOVÁ1, V. KODEŠ2, D. LEONTOVYČOVÁ2, Z. SVOBODOVÁ1 Veterinární a farmaceutická univerzita Brno, Ústav veřejného veterinárního lékařství a toxikologie, Palackého třída1/3, 612 42 Brno; [email protected], [email protected] 2 Český hydrometeorologický ústav, Oddělení jakosti vody, Na Šabatce 2050/17, 143 00 Praha; [email protected], [email protected] 1

ABSTRACT The issue of pesticide residues occurrence in surface waters of the Czech Republic is highly important and topical. In surface waters there are residues of substances, that have already been forbidden for many years. However, modern substances that are highly degradable but due to their frequent usage even these substances occur in water. The aim of the presented work was to collect data on pesticide residues occurrence in surface waters of the Czech Republic for the period from 2004 to 2009. In years 2004–2009 a grab sampling of water was carried out, in 2009 a pasive sampling was also carried out using Polar Organic Chemical Integrative Samplers. Sampling took place at 21 localities of surface waters within the territory of the Czech Republic. In summary, triazines and chloroacetanilides are highly important contaminants of Czech surface waters. Atrazine was an important contaminant, the highest concentration was measured out in years 2004 and 2007, namely 1.5 μg.l-1. Atrazine metabolite, desethylatrazine, is also an indispensable contaminant of surface waters. The highest concentration of hexazinone was measured out in 2007, namely 3.4 μg.l-1. Terbuthylazine is also often detected triazine, the highest concentration was measured out in 2008, namely 2.8 μg.l-1. Alachlor and metolachlor, substances from chloroacetanilide group, were also important contaminants of Czech surface waters. In future, it is necessary to focus on prevention of aquatic environment contamination by pesticides, reduction of their use and avoid the use of substances that persist in aquatic environment as much as possible. Klíčová slova: triaziny, chloracetanilidy, deriváty kyseliny fenoxyoctové, deriváty močoviny, POCIS Keywords: triazines, chloracetanilides, phenoxy acid derivates, urea derivates, POCIS

-5-


ÚVOD Voda je nenahraditelnou složkou planety Země a podmínkou vzniku a zachování života v podobě, jak jej známe. Kromě funkce biologické má voda rovněž funkci hospodářskou, jedná se o nejlevnější a nejdostupnější surovinu v průmyslu, stejně tak je hojně využívána v zemědělství. Při takto využívaných obrovských množstvích vody dochází k jejímu masivnímu znečišťování (Konstantinou a kol., 2006). Z důvodu zachování nezastupitelné role vody v ekosystémech je nezbytně nutné zabývat se znečištěním vodstva, toto znečištění řešit a nadále mu předcházet. Předložená práce se zabývá problematikou znečištění vody pesticidy. Pesticidy jsou často pro člověka i životní prostředí toxické látky, které kromě toho, že dokážou potlačit druhy, které člověk považuje za škůdce, ovlivňují i necílové organizmy. V minulosti byly často využívány pesticidy, které byly v přírodě špatně odbouratelné. Dnes jsou již tyto látky zakázány, nicméně jejich rezidua stále v životním prostředí přetrvávají. V dnešní době se používají pesticidy, které jsou vysoce degradabilní, ale při jejich intenzivním používání se i tyto látky ve vodě vyskytují. Proto je téma reziduí pesticidů ve vodách velmi aktuální. Problematikou znečištění vody pesticidy se mimo jiné zabývá Český hydrometeorologický ústav (ČHMÚ), na jehož výsledcích monitorování pesticidů v hydrosféře je postavena předložená práce. Do práce jsou zahrnuta i data o spotřebě jednotlivých sledovaných účinných látek za období let 2004–2009, jejichž evidencí se zabývá Státní rostlinolékařská správa (SRS). Tyto informace slouží k doplnění a ucelení pohledu na problematiku výskytu reziduí pesticidů v povrchových vodách České republiky. Se zdokonalujícími se analytickými metodami se snižují detekční limity pro jednotlivé pesticidy a jejich metabolity, což umožňuje stanovit i látky, které se v minulém období nedaly prokázat. Rovněž stále dochází ke snižování maximálních přípustných hodnot reziduí pesticidů ve vodě i v potravinách (Dömötörová a Matisová, 2008). Cílem předložené práce je upozornit na rezidua účinných látek pesticidů a zhodnotit jejich výskyt a vývoj zastoupení v povrchových vodách České republiky v letech 2004–2009 ve vybraných monitorovacích místech sítě sledování jakosti vody v tocích. MATERIÁL A METODIKA Data o spotřebě vybraných účinných látek pesticidů, jejichž rezidua byla prokázána v povrchových vodách v letech 2004–2009, byla získána z webových stránek Státní rostlinolékařské správy (http://eagri.cz/public/web/srs/portal/pripravky-na-or/spotreba-pripravku-na-or/spotreba-v-jednotlivych-letech/). Výsledky výskytu reziduí jednotlivých účinných látek pesticidů v povrchových vodách České republiky byly získány pomocí aktivního (2004–2009) a pasivního vzorkování (2009). Ruční odběry bodových vzorků vody v případě aktivního vzorkování v letech 2004–2009 byly prováděny pracovníky jednotlivých Povodí, v jejichž laboratořích byly následně prováděny i analýzy odebraných vzorků a získaná data pak byla z jednotlivých Povodí zasílána Českému hydrometeorologickému ústavu. Celkový počet analýz jednotlivých pesticidů v odebraných vzorcích uvedených v grafech 1–6 se liší z důvodu různé frekvence ručních odběrů vzorků vody v jednotlivých laboratořích Povodí. Při analýze vzorků na rezidua pesticidů a jejich metabolitů bylo využito metod lišících se v čase i místě vzhledem k tomu, že výsledky monitoringu byly měřeny

-6-


v různých laboratořích, které používaly různé metody. Převažující metodou pro stanovení reziduí účinných látek pesticidů v povrchových vodách byla plynová chromatografie s využitím hmotnostní detekce. V případě pasivního vzorkování vod bylo využito pasivních vzorkovačů POCIS (Polar Organic Chemical Integrative Sampling). Odběry a analýzy prováděl pro ČHMÚ Zdravotní ústav se sídlem v Ostravě. Vzorkovače byly umístěny do vodního prostředí a byly zde ponechány po dobu 3–4 týdnů. Následně byl ochranný koš s POCIS vyjmut a dopraven do laboratoře. POCIS byly eluovány příslušným rozpouštědlem, zkoncentrovány a analyzovány kapalinovou chromatografií s hmotnostní detekcí (Ocelka a kol., 2008). Vzorkování probíhalo pravidelně na 21 lokalitách (obr. 1). Jedná se převážně o lokality v uzávěrových profilech významných řek, případně místa, kde toky opouští Českou republiku. Ruční odběry bodových vzorků vody byly prováděny opakovaně několikrát do roka. V těchto lokalitách bylo v roce 2009 také jednorázově provedeno pasivní vzorkování pomocí vzorkovačů POCIS. Obr. 1. Sledované lokality pro hodnocení reziduí pesticidů ve vodě pomocí aktivního a pasivního vzorkování. Fig. 1. Sampled monitoring sites for assessement of pesticide residues in water by active and passive sampling.

VÝSLEDKY A DISKUZE Spotřeba pesticidů v letech 2004–2009

Spotřeba sledovaných skupin pesticidů, jejichž rezidua byla nalézána v letech 2004–2009 v povrchových vodách ČR, je uvedena v obrázku 2. Pesticidy jsou zařazeny do jednotlivých skupin dle chemické struktury. V zemědělství se využilo nejvíce přípravků na bázi chloracetanilidů. Co do spotřebovaného množství následovaly pesticidy na bázi derivátů močoviny, triazinů a diazinů a na bázi kyseliny fenoxyoctové.

-7-


Obr. 2. Spotřeba jednotlivých skupin vybraných pesticidů v letech 2004–2009. Fig. 2. Usage of individual groups of selected pesticides in 2004–2009.

Spotřeba jednotlivých účinných látek pesticidů v zemědělství v letech 2004–2009 je uvedena v tabulce 1. Za roky 2004–2009 bylo v největším množství využito acetochloru. Na druhém místě z hlediska množství využití sledovaných pesticidů byl izoproturon, následoval chlorotoluron, MCPA a alachlor. Tab. 1. Přehled spotřeby vybraných účinných látek pesticidů v kg v letech 2004–2009 (údaje SRS). Tab. 1. Overview of usage of selected pesticide active substances in kg during 2004–2009 (data of State Phytosanitary Administration

Deriváty kys. fenoxyoctové

Chloracetanilidy

Triaziny, triazoly, diaziny, triazinony

(SPA).

Účinná látka

2004

2005

2006

2007

2008

2009

Celkem

Atrazin

114 257

20 367

36

0

0

0

134 660

Cyanazine

168

5

0

0

0

0

173

Desmetryn

0

0

0

0

0

0

0

Hexazinone

16

26

20

12

0

0

74

Metamitron

41 722

48 472

45 100

50 140

61 455

63 029

309 918

Metribuzin

7 541

7 019

6 828

6 391

7 754

6 308

41 841

Prometryn

5 232

90

0

0

0

0

5 321

Simazine

0

0

0

0

0

0

0

Terbuthylazine

16 653

25 149

90 719

119 250

104 459

109 459

465 688

Terbutryn

2 117

11

1

0

0

0

2 128

Tebuconazole

34 761

46 392

47 433

49 140

16 886

89 390

284 003

Acetochlor

253 028

283 941

264 538

279 760

367 100

291 999

1 740 368

Alachlor

149 294

127 118

145 336

137 172

0

0

558 920

Metolachlor

0

0

0

133

0

0

133

2,4,5-T

0

0

0

0

0

0

0

2,4-D

76 404

76 143

80 040

0

0

0

232 587

Dichlorprop

6 361

1 419

438

6092

7 261

8 986

30 557

Fluazifop-p-butyl

9 504

8 556

0

0

0

0

18 061

MCPA

124 380

101 694

101 188

94 157

103 390

89 145

613 954

MCPP

7 910

14 884

20 826

27 224

38 945

22 963

132 751

-8-

Ostatní pesticidy

Deriváty močoviny

Karbamáty

Organofosfáty


Diazinon

18

0

0

0

0

0

18

Dimethoat

962

596

783

3 915

7 887

5 642

19 786

Phosalon

4 522

3 870

3 166

2 828

0

0

14 387

Carbofuran

769

620

512

601

377

0

2 880

Diuron

0

0

0

0

8

0

8

Chlorobromuron

0

0

0

0

0

0

0

Chlorotoluron

102 345

111 070

98 281

109 608

147 014

148 065

716 383

Izoproturon

114 627

141 343

129 050

142 813

216 359

133 333

877 525

Linuron

18 295

32 609

31 766

22 392

26 653

40 265

171 980

Methabenzthiazuron

0

0

0

0

0

0

0

Metobromuron

0

0

0

0

0

0

0

Metoxuron

0

0

0

0

0

0

0

Monolinuron

0

0

0

0

0

0

0

Fipronil

220

14

128

43

609

26

1 040

Propyzamide

141

107

279

430

506

1 193

2 656

Azoxystrobin

17 710

15 080

12 001

12 738

20 413

13 537

91 479

Kresoxim-methyl

6 770

5 011

5 830

5 358

8 727

4 626

36 323

Nicosulfuron

2 346

1 842

1 603

1 416

10 638

2 161

20 005

Thifensulfuron-methyl

716

979

508

2 354

1 122

801

6 479

Fenarimol

60

29

25

43

20

3

181

Bentazone

15 660

15 378

13 964

13 071

65 245

12 854

136 171

Dicamba

22 474

24 336

24 615

23 552

25 133

25 669

145 778

Dichlobenil

1 163

480

900

892

869

967

5 271

Metalaxyl

751

681

379

65

3 886

2 701

8 463

Propiconazol

37 004

39 484

36 470

43 951

65 680

56 789

279 378

Rezidua pesticidů v povrchových vodách v letech 2004–2009

Výsledky zjištěné v bodových vzorcích povrchové vody v letech 2004–2009 byly rozšířeny o výsledky sledování polárních pesticidů v pasivních vzorkovačích POCIS v roce 2009. Tadeo (2008) uvádí, že metody pasivního vzorkování je vhodné využít pro získání reálnější představy o znečištění povrchové vody a překonání nevýhod aktivního ručního vzorkování. Mezi hlavní nevýhodu aktivního vzorkování patří především zkreslení výsledků v prostředí, kde se koncentrace pesticidů často mění a nemusí být zaznamenáno občasné znečištění. V grafech 1–6 jsou uvedeny maximální zjištěné koncentrace účinných látek pesticidů a procento pozitivních vzorků v povrchových vodách ČR v letech 2004–2009, v grafu 7 je uvedeno procento pozitivních vzorků ve vzorkovačích POCIS v roce 2009. V České republice jsou na předních místech kontaminantů povrchových vod triaziny a chloracetanilidy. V roce 2004 byly v povrchových vodách monitorovány kontaminanty patřící pouze do těchto skupin pesticidů. I když bylo v roce 2004 spotřebováno v zemědělství v rámci

-9-


sledovaných pesticidů nejvíce acetochloru (253 028 kg) a atrazinu více než o polovinu méně (114 257 kg), byla v tomto roce nejvyšší koncentrace naměřena u atrazinu (1,5 μg.l-1). Těsně za ním následovali další zástupci triazinů hexazinon, simazin a degradační produkt atrazinu desethylatrazin. Nižší koncentrace byly naměřeny u terbuthylazinu a terbutrynu. U zástupců chloracetanilidů byly zjištěny významné koncentrace u alachloru a metolachloru. Maximální zjištěné koncentrace pesticidů v μg.l-1 v jednotlivých letech jsou uvedeny v grafech 1–6. Ve shodě s výsledky reziduí pesticidů v povrchových vodách ČR jsou i nálezy reziduí pesticidů v ostatních evropských státech. Identifikací některých organických polutantů na řece Labe se v Německu zabývali Götz a kol. (1998). Byla stanovena rezidua pesticidů ze skupiny triazinů (naměřené koncentrace se pohybovaly u atrazinu okolo 0,11 μg.l-1 a u simazinu 0,08 μg.l-1), organofosfát dimethoat (0,19 μg.l-1) a jeho degradační produkty. Wolska a kol. (2003) uvádějí, že se řeka Odra v Polsku jeví pesticidy méně kontaminovaná než ostatní povrchové vody. Mezi významné kontaminanty patřily triaziny. Naměřené koncentrace reziduí triazinů se pohybovaly od hodnot pod mezí stanovitelnosti až po hodnotu 1,9 μg.l-1. Vlivem použití pesticidů v zemědělství byly nejvyšší koncentrace naměřeny na jaře. Kontaminací povrchových vod pesticidy na řece Dunaj se zabývali Loos a kol. (2010). Autoři uvádějí, že koncentrace reziduí pesticidů naměřených ve vzorcích odebraných z řeky Dunaj byly poměrně nízké. Odběry byly prováděny v srpnu a září, kdy proběhlo poměrně dlouhé období od aplikace pesticidů. Naměřené koncentrace reziduí triazinů se pohybovaly okolo 0,01 μg.l-1 v okolí Budapešti a okolo 0,005 μg.l-1 dále po toku. V Maďarsku a v Řecku jsou na prvních místech rezidua triazinů a chloracetanilidů a poté následují další účinné látky pesticidů. Maloschik a kol. (2007) uvádějí, že výzkum kontaminace povrchových vod v Maďarsku v regionu severovýchodně od Balatonu dosahuje alarmujících výsledků. V regionu Balatonfűzfő byly naměřeny koncentrace pesticidů 0,2–10,0 μg.l-1, nejčastěji se jednalo o atrazin a acetochlor, v menších koncentracích také diazinon. Naměřena byla rovněž rezidua prometrynu a terbutrynu v rozmezí 0,1–0,4 μg.l-1. Kontaminací povrchových vod v severovýchodním Řecku se zabývali Vryzas a kol. (2011). V období let 1999–2008 byly v tomto regionu stanoveny především herbicidy alachlor, atrazine, metolachlor a prometryn, insekticidy carbofuran, diazinon a dimethoat a fungicidy fenarimol a propiconazol. Pro atrazin byly naměřeny koncentrace až 1,2 μg.l-1, pro metolachlor 0,5 μg.l-1a pro carbofuran 0,2 μg.l-1. Triaziny

V důsledku přetrvávání atrazinu ve vodním prostředí bylo použití této látky k 1. srpnu 2005 na základě rozhodnutí Komise (ES) č. 248/2004 zakázáno. V roce 2005 bylo použito 20 367 kg atrazinu, maximální změřená koncentrace v povrchových vodách byla 0,286 μg.l-1. V letech 2006–2009 se maximální koncentrace atrazinu pohybovaly v rozmezí 0,583–0,95 μg.l-1. Procento výskytu reziduí atrazinu ve vzorcích povrchových vod kleslo od roku 2004 (95 %) na 57 % v roce 2009, procento výskytu jeho degradačního produktu desethylatrazinu kleslo méně od roku 2004 do roku 2009 z 51 na 44 %. Výsledky poukazují na skutečnost, že i když je atrazin již několik let zakázán, je problematika jeho perzistence v povrchových vodách stále aktuální. Hexazinon byl zakázán nařízením Komise (ES) č. 2076/2002, použití přípravků obsahujících účinnou látku hexazinon bylo povoleno do 31. 12. 2007. I když se dle evidence SRS v období let 2004–2007 používal v zemědělství v minimálních množstvích (12–26 kg ročně), byl hexazinon ve sledovaném období let 2004–2009 významných kontaminantem povrchových vod

- 10 -


ČR. Důvodem může být jeho využití v lesnictví. V letech 2004–2009 byly naměřeny maximální hodnoty 0,56 μg.l-1; 1,9 μg.l-1; 1,1 μg.l-1; 4 μg.l-1; 0,9 μg.l-1a 0,047 μg.l-1. Je nutno doufat, že klesající trend koncentrací v letech 2008 a 2009 bude pokračovat i nadále. Další významný kontaminant povrchových vod simazin byl zakázán rozhodnutím Komise (ES) č. 247/2004 s lhůtou pro omezené použití nejpozději do 31. 12. 2007. Simazin nebyl již v období let 2004–2009 v ČR použit, i přesto však byl kontaminantem povrchových vod. V roce 2004 byla zjištěna maximální koncentrace simazinu v povrchových vodách 0,253 μg.l-1, v roce 2006 0,27 μg.l-1 a v roce 2008 0,32 μg.l-1. V letech 2005, 2007 a 2009 byly naměřeny pouze stopy této látky. Jak uvádějí Kodeš a kol. (2010), pesticidem nejvíce se vyskytujícím ve vzorcích povrchových vod analyzovaných v rámci screeningu pesticidů v ČR na 100 lokalitách povrchových vod byl v roce 2009 terbuthylazin. Terbuthylazin je v ČR látkou řádně schválenou evropskou legislativou. Maximální koncentrace terbuthylazinu se v letech 2004–2009 pohybovala v rozmezí hodnot 0,1–2,8 μg.l-1. Oproti atrazinu a jeho degradačnímu produktu desethylatrazinu se procentický výskyt reziduí terbutylazinu v povrchových vodách od roku 2004 (25 %) do roku 2009 (68 %) postupně zvyšoval. Cyanazin zakázaný nařízením Komise (ES) č. 2076/2002 se již v období let 2004–2009 ve vzorcích povrchových vod buď nevyskytoval, nebo se vyskytoval pouze ve stopových koncentracích. Stejně jako cyanazin, nebyli ani další zástupci triazinů desmetryn a prometryn problematickými kontaminanty povrchových vod ve sledovaném období. Použití prometrynu i desmetrynu je již v rámci Evropské unie zakázáno, naposledy bylo v roce 2005 použito 90 kg prometrynu. V pasivních vzorkovačích POCIS byl v roce 2009 prokázán výskyt reziduí atrazinu a jeho metabolitů, hexazinonu, simazinu, terbuthylazinu a terbutrynu ve všech sledovaných lokalitách. U atrazinu a terbuthylazinu byly prokázány statisticky významné rozdíly koncentračních úrovní na časové ose. Atrazin má vyšší koncentrační úroveň četnější v období květen až srpen, trend postupného poklesu je nevýrazný. Terbuthylazin má výrazný nárůst koncentrační úrovně od dubna do června s maximem na konci května, následuje postupný pokles četnosti vyšších hodnot až do nástupu kontaminace v následujícím roce (Kodeš a kol., 2011). Carejeira a kol. (2003) se zabývali kontaminací povrchových vod v období let 1983–1993 v Portugalsku. Z pesticidů, jejichž rezidua byla nacházena u nás, byly i v Portugalsku detekovány především atrazin a simazin, nicméně jejich koncentrace se převážně pohybovaly pod mezí stanovitelnosti (mez detekce se v roce 1999 při stanovení herbicidů a organofosfátů pomocí plynové chromatografie pohybovala v hodnotách 0,01–0,1 μg.l-1). V Portugalsku bylo také prokázáno, že koncentrace pesticidů v povrchových vodách vykazuje sezónní variabilitu, největší koncentrace bývají naměřeny na jaře po aplikaci pesticidů. V tomto období byly koncentrace pesticidů nad mezí stanovitelnosti. Chloracetanilidy

Tadeo (2008) ve své práci uvádí, že kromě atrazinu a simazinu patří mezi pesticidy nejčastěji se vyskytující v povrchových vodách Evropy zástupci chloracetanilidů metolachlor a alachlor. V povrchových vodách ČR se metolachlor v letech 2004–2009 vyskytoval v různých koncentracích, maximální naměřená koncentrace byla 1,1 μg.l-1 v roce 2006. Dalšími sledovanými chloracetanilidy byly alachlor a acetochlor. U acetochloru byla rovněž zjištěna vysoká koncentrace, a to 0,75 μg.l-1 v roce 2006. Alachlor se vyskytoval v cca 15 % vzorků za celé sledované období, jeho maximální koncentrace 0,936 μg.l-1 byla naměřena v roce 2005. I když byl třetí ze sle-

- 11 -


dovaných chloracetanilidů, acetochlor, mnohem více používán než metolachlor a alachlor (tabulka 2), jejich koncentrace v povrchových vodách byly srovnatelné. Použití alachloru bylo zakázáno rozhodnutím Komise (ES) č. 966/2006 nejpozději ke dni 18. června 2008. Použití metolachloru bylo zakázáno nařízením Komise (ES) č. 2076/2002 ke dni 31. prosince 2007. V pasivních vzorkovačích POCIS byl v roce 2009 prokázán výskyt reziduí alachloru, acetochloru a metolachloru ve všech sledovaných lokalitách. Procenta pozitivních vzorků reziduí chloracetanilidů v povrchových vodách byla v průběhu let 2004–2009 nalézána zhruba na 1/5 lokalit (18–26 %). Tendence výskytu byla mírně klesající. U alachloru, acetochloru a metolachloru byly zjištěny statisticky významné rozdíly koncentračních úrovní na časové ose. Acetochlor a metolachlor mají výrazný nárůst koncentrační úrovně od dubna do června s maximem na konci května, následuje postupný pokles četnosti vyšších hodnot až do nástupu kontaminace v dalším roce. Alachlor vykazuje dvě období četnějších vyšších koncentrací, a to od dubna do června a od srpna do září (Kodeš a kol., 2011). Deriváty kyseliny fenoxyoctové

V České republice nebyly v letech 2004–2005 v hodnocených lokalitách deriváty fenoxyoctové kyseliny sledovány. V letech 2006–2009 byla stanovena rezidua kyseliny dichlorfenoxyoctové (2,4-D) v maximální koncentraci 0,13 μg.l-1; 0,29 μg.l-1; 0,11 μg.l-1 a 0,033 μg.l-1. I když bylo použití kyseliny trichlorfenoxyoctové (2,4,5-T) zakázáno nařízením Komise (ES) č. 2076/2002 (k 25. 7. 2007) a nebyla tato látka v zemědělství v letech 2004–2009 použita, byla v roce 2006 a 2008 nalezena její rezidua v povrchových vodách v koncentraci až 0,2 μg.l-1 v roce 2007 a 0,29 μg.l-1 v roce 2008. Použití účinné látky dichlorprop je řádně povoleno legislativou Evropské unie. Dichlorprop byl v letech 2004–2009 v zemědělství používán a rovněž byla nalezena rezidua této látky v povrchových vodách. V letech 2006, 2007 a 2009 byly nalezeny stopy, v roce 2008 byla naměřena maximální koncentrace 0,17 μg.l-1. Nejvyšší koncentrace MCPA v povrchové vodě byla naměřena v roce 2009, a to 0,61 μg.l-1, látka byla stanovena v 11,5 % vzorků. Další vysoká koncentrace 0,207 μg.l-1 byla stanovena u MCPP v roce 2008. Oproti tomu další ze zástupců derivátů kyseliny fenoxyoctové – fluazifop-p-butyl nebyl ve vzorcích vody nalezen. V pasivních vzorkovačích POCIS byl v roce 2009 prokázán výskyt reziduí MCPA a MCPP ve více jak v 90 % sledovaných lokalit. Krzyzanowski a kol. (2003) uvádějí, že v povrchových vodách východního Polska byla prokázána sezónní variabilita koncentrací reziduí derivátů fenoxyoctové kyseliny. Nejvyšší koncentrace MCPA byla naměřena v řece Muchawka, a to 0,0026 μg.l-1. Veškeré koncentrace naměřené v Polsku v tomto období byly velmi nízké. Comoretto a kol. (2007) uvádějí, že během monitoringu reziduí pesticidů v povrchových vodách v roce 2004 na řece Rhôně ve Francii, byla jedním z nejčastěji se vyskytujících herbicidů MCPA. Nejvyšší koncentrace byla zaznamenána v měsíci červnu, zhruba 1–2 týdny po aplikaci pesticidu, a to 4,3 μg.l-1. Organofosfáty a karbamáty

Tadeo (2008) uvádí, že pokud jde o koncentrace insekticidů v evropských povrchových vodách, byly zjištěny především organofosfáty a karbamáty. Organofosfát diazinon a karbamát carbofuran byly nejvíce se vyskytujícími složkami. V České republice se podařilo diazinon stanovit ve sledovaném období pouze v roce 2006, a to v koncentraci 0,069 μg.l-1. V roce 2002 byl diazinon povolen k použití v rybníkářské praxi

- 12 -


jako biocid k tlumení nadměrného rozvoje hrubého dafniového zooplanktonu v koncentraci 10 μg.l-1 (Faina a kol., 2007). V zemědělství byl diazinon naposled použit v roce 2004 v množství 189 kg, následně byl zakázán rozhodnutím Komise (ES) č. 393/2007 (použití povoleno do 6. 7. 2007). Výskyt carbofuranu se v letech 2004–2009 podařilo prokázat pouze v roce 2008 v maximální koncentraci 0,15 μg.l-1. V období 2004–2008 bylo v zemědělství spotřebováno celkem 2 880 kg carbofuranu, v roce 2009 již nebyl využit. Použití carbofuranu u nás není povoleno rozhodnutím Komise (ES) č. 416/2007 (povolené použití do 13. 12. 2007). Ostatní sledované organofosfáty, dimethoat a phosalon, nebyly v letech 2004–2009 v bodových vzorcích povrchových vod nalezeny. V pasivních vzorkovačích POCIS byl v roce 2009 prokázán výskyt reziduí diazinonu na více jak 90 % a carbofuranu na více jako 60 % sledovaných lokalit. Deriváty močoviny

Z pesticidů na bázi močoviny není v ČR povolen chlorobromuron, methabenzthiazuron, metoxuron a monolinuron. Metobromuron je dosud v jednání. Tyto látky nebyly v letech 2004–2009 v zemědělství využity, přesto byla v roce 2007 a 2008 naměřena vysoká koncentrace metoxuronu 0,69 μg.l-1 a 0,49 μg.l-1. U rovněž nevyužívaného metobromuronu byla v roce 2006 naměřena koncentrace 0,37 μg.l-1, u methabenzthiazuronu v roce 2006 koncentrace 0,2 μg.l-1 a v roce 2007 0,37 μg.l-1. Diuron patří v ČR mezi látky řádně povolené, nicméně v období let 2004–2009 bylo využito pro účely ochrany rostlin pouze 8 kg této látky, a to v roce 2008. Přes minimální využití diuronu jako účinné látky používané v ochraně rostlin byly jeho maximální koncentrace v povrchových vodách naměřeny v letech 2005–2009 v hodnotách 0,027 μg.l-1; 0,05 μg.l-1; 1,85 μg.l-1; 0,06 μg.l-1 a 0,072 μg.l-1. Je třeba poznamenat, že tato účinná látka je využívána jako aditivum do nátěrových a penetračních hmot např. ve stavebnictví, množství takto použité látky není evidováno. Chlorotoluron, izoproturon a linuron patří mezi látky v zemědělství hojně využívané. Zjištěné maximální koncentrace chlorotoluronu v jednotlivých letech byly 0,076 μg.l-1 (2005), 1,2 μg.l-1 (2006), 0,94 μg.l-1 (2007), 0,13 μg.l-1 (2008) a 0,16 μg.l-1 (2009). U izoproturonu byla zjištěna maximální koncentrace v roce 2006, a to 0,31 μg.l-1 a u linuronu byly naměřeny vysoké koncentrace v roce 2006 (0,4 μg.l-1) a v roce 2007 (0,3 μg.l-1). V pasivních vzorkovačích POCIS byl v roce 2009 prokázán výskyt reziduí diuronu, chlorotoluronu a isoproturonu na více jak 90 % sledovaných lokalit. Zástupci derivátů močoviny byli významnými kontaminanty povrchových vod v roce 2005. Diuron byl prokázán v 38 % vzorků a izoproturon byl pozitivní v 79 % vzorků. Zástupce derivátů močoviny chlorotoluron byl v roce 2006 prokázán ve 44 % vzorků, izoproturon byl stanoven u 29 % vzorků. Konstantinou a kol. (2006) sledovali stav znečištění povrchových vod v Řecku především herbicidy a insekticidy. Deriváty močoviny se zde nevyskytovaly mezi významnými kontaminanty povrchových vod. Ostatní pesticidy

V zemědělství využívané analogy strobilurinu azoxystrobin a kresoxim-methyl nebyly v období let 2004–2009 ve sledovaných lokalitách nalezeny. Co se týče sulfonylmočoviny, byly sledovány látky nicosulfuron a thifensulfuron-methyl. Koncentrace nicosulfuronu nad mezí stanovitelnosti byla zaznamenána pouze v roce 2006, a to pouze v jednom vzorku, kdy byla naměřena koncentrace 0,2 μg.l-1. Thifensulfuron-methyl byl v roce 2006 nalezen ve vysoké koncentraci 1,13 μg.l-1, v roce 2008 v koncentraci 0,57 μg.l-1.

- 13 -


Comoretto a kol. (2007) uvádějí, že kromě MCPA byl jedním z nejčastěji se vyskytujících herbicidů v řece Rhôně i bentazon, maximální koncentrace byla naměřena 1,8 μg.l-1. V ČR nebyl bentazon v letech 2004 a 2005 sledován, v letech 2006 a 2007 byla naměřena maximální koncentrace 0,06 μg.l-1, v roce 2008 0,29 μg.l-1 a v roce 2009 0,053 μg.l-1. Účinná látka bentazon se v roce 2007 prokázala v 35 % vzorků a v roce 2009 ve 37 % vzorků. U látky dicamba byla ve sledovaném období let 2004–2009 zjištěna nejvyšší koncentrace v roce 2006, a to 1,0 μg.l-1, vyšší koncentrace byla zjištěna rovněž v roce 2009, a to 0,16 μg.l-1. Propiconazol nebyl v letech 2004–2009 ve vodě nalezen, s výjimkou roku 2008, kdy byl nalezen pouze ve dvou vzorcích, a to v maximální koncentraci 0,07 μg.l-1. V pasivních vzorkovačích POCIS byl v roce 2009 prokázán výskyt reziduí bentazonu a propiconazolu na více jak 90 % sledovaných lokalit. Graf 1. Maximální zjištěné koncentrace pesticidů v μg.l-1 (v grafu vyznačeno šedou barvou) a procento pozitivních vzorků (v grafu vyznačeno černou barvou) zjištěných v povrchových vodách v roce 2004 (celkový počet vzorků / počet vzorků pod mezí detekce je uveden v závorce za jménem látky).

Graph 1. Maximum detected concentrations of pesticides in μg.l-1 (in grey) and the percentage of positive samples (in black) of surface waters from 21 localities in 2004 (total number of samples/number of samples bellow the limit of quantification is shown in parantheses folowing the substance name).

- 14 -


Graf 2. Maximální zjištěné koncentrace pesticidů v μg.l-1 (v grafu vyznačeno šedou barvou) a procento pozitivních vzorků (v grafu vyznačeno černou barvou) zjištěných v povrchových vodách v roce 2005 (celkový počet vzorků / počet vzorků pod mezí detekce je uveden v závorce za jménem látky).


Graf 3. Maximální zjištěné koncentrace pesticidů v μg.l-1 (v grafu vyznačeno šedou barvou)

a procento pozitivních vzorků (v grafu

vyznačeno černou barvou) zjištěných v povrchových vodách v roce 2006 (celkový počet vzorků / počet vzorků pod mezí detekce je uveden v závorce za jménem látky).


- 15 -


Graf 4. Maximální zjištěné koncentrace pesticidů v μg.l-1 (v grafu vyznačeno černou barvou) a procento pozitivních vzorků (v grafu vyznačeno šedou barvou) zjištěných v povrchových vodách v roce 2007 (celkový počet vzorků / počet vzorků pod mezí detekce je uveden v závorce za jménem látky).




- 16 -



Graph 6. Maximum detected concentrations of pesticides in μg.l-1

and the percentage of positive samples of surface waters from 21

localities in 2009 (total number of samples/number of samples bellow the limit of quantification is shown in parantheses folowing the substance name).

Graf 7. Procento pozitivních vzorků ve vzorkovačích POCIS v roce 2009 (n = 21). Graph 7. The percentage of positive samples in POCIS samplers in 2009 (n = 21).

- 17 -


SOUHRN Z výsledků práce vyplývá, že triaziny a chloracetanilidy byly hlavními kontaminanty povrchových vod v České republice v období let 2004–2009. Nejvyšší koncentrace terbuthylazinu za sledované období let 2004–2009 byla naměřena v roce 2006, a to 2,8 μg.l-1. Nejvyšší koncentrace atrazinu byla naměřena v letech 2004 a 2007, a to 1,5 respektive 0,95 μg.l-1. Degradační produkt atrazinu, desethylatrazin, je rovněž nezanedbatelným kontaminantem povrchových vod. V letech 2005 a 2007 byly naměřeny alarmující koncentrace desethylatrazinu, a to 2,3 μg.l-1 v roce 2005 a 1,9 μg.l-1 v roce 2007. V ČR již nepovolené látky ze skupiny chloracetanilidů, alachlor a metolachlor, byly rovněž závažnými kontaminanty povrchových vod ČR. Nejvyšší koncentrace alachloru byla naměřena v roce 2005, a to 0,936 μg.l-1, nejvyšší koncentrace metolachloru byla naměřena v roce 2006, a to 1,1 μg.l-1. Nejvyšší koncentrace MCPA, jako zástupce derivátů kyseliny fenoxyoctové, byla zjištěna v roce 2009, a to 0,61 μg.l-1. Diuron, chlorotoluron a linuron jsou zástupci derivátů močoviny často využívaní v zemědělství. Maximální koncentrace diuronu byla naměřena v roce 2007, a to 1,85 μg.l-1, chlorotoluronu 1,2 μg.l-1 a linuronu byla 0,4 μg.l-1 v roce 2006. Z porovnání výsledků sledování reziduí pesticidů v povrchových vodách za použití ručních bodových odběrů a za použití pasivních vzorkovačů POCIS je zřejmé, že přítomnost pesticidních látek v povrchových vodách lze prokázat i v lokalitách, které se dle výsledků analýz bodových vzorků vody jeví jako pesticidními látkami nekontaminované. Pomocí pasivních vzorkovačů byla zjištěna ve vodě přítomnost všech sledovaných pesticidních látek s výjimkou 8 substancí. Z hodnocení výskytu reziduí pesticidů v povrchových vodách ČR je patrno, že problematika znečištění vodního prostředí kontaminanty je vysoce aktuální. V povrchových vodách přetrvávají rezidua látek vysoce používaných i rezidua účinných látek, které byly zakázány již před několika lety. LITERATURA Carejeira, M. J., Viana, P., Batista, S., 2003. Pesticides in Portuguese surface and ground waters. Water Research, 37 (5): 1055–1063. Comoretto, L., Arfib, B., Chiron, S., 2007. Pesticides in the Rhône river delta (France): Basic data for a field-based exposure assessment. Sci. Total Environ., 380 (1–3): 124–132. Dömötörová, M., Matisová, E., 2008. Fast gas chromatography for pesticide residues analysis. J. Chromatogr. A, 1207 (1–2): 1–16. Faina, R., Máchová, J., Svobodová, Z., Kroupová, H., Valentová, O., 2007. Použití přípravku Diazinon 60 EC v rybníkářské praxi k tlumení nadměrného rozvoje hrubého dafniového zooplanktonu. Edice Metodik, VÚRH JU, Vodňany, č. 80. Götz, R., Bauer, O.H., Fiesel, P., Roch, K., 1998. Organic trace coumpounds in the water of the River Elbe near Hamburg. Part II. Chemosphere, 36 (9): 2103–2118. Kodeš, V., Vejvodová, J., Kollerová, M., 2010. Screening pesticidů v hydrosféře ČR. Hydrologické dny 2010, Voda v měnícím se prostředí. Český hydrometeorologický ústav, Hradec Králové, s. 193– 198.

- 18 -


Kodeš, V., Kozák, J., Kodešová, R., Vejvodová, J., Kollerová, M., Kočárek, M., Hypr, D., Penížek, V., Halířová, J., Freisleben, J., Mülhanselová, M., Zádorová, T., Němeček, K., Leontovyčová, D., Drábek, O., 2011. Výskyt a pohyb pesticidů v hydrosféře a nové metody optimalizace monitoringu pesticidů v hydrosféře ČR. Závěrečná zpráva projektu MŠMT č. 2B06095. Praha, ČHMÚ. Konstantinou, I.K., Hela, D.G., Albanis, T.A., 2006. The status of pesticide pollution in surface waters (rivers and lakes) of Greece. Part I. Review on occurrence and levels. Environ. Pollut., 141 (3): 555–570. Krzyzanowski, R., Leszcynski, B., Sygieniewicz, E., 2003. 689 GC-MS analysis of phenoxy herbicide residues from surface waters. Toxicol. Lett.,144 (1): 185. Loos, R., Locoro, G., Contini, S., 2010. Occurence of polar organic contaminants in the dissolved water phase of the Danube River and its major tributaries using SPE-LC-MS2. Water Res., 44 (7): 2325–2335. Maloschik, E., Ernst, A., Hegedug, G., 2007. Monitoring water-polluting pesticides in Hungary. Microchem. J., 85 (1): 88–97. Nařízení Komise (ES) č. 2076/2002 ze dne 20. listopadu 2002 o prodloužení lhůty uvedené v čl. 8 odst. 2 směrnice Rady 91/414/EHS, nezařazení určitých účinných látek do přílohy I uvedené směrnice a odnětí povolení přípravků na ochranu rostlin obsahujících tyto účinné látky, 2002. Úřední věstník, L 319: 3–11. Ocelka, T., Vašutová, L., Kasíková, B., 2008. Metody pasivního vzorkování nepolárních, polárních látek a pesticidů. Státní zdravotní ústav se sídlem v Ostravě. Rozhodnutí Komise ze dne 10. března 2004 o nezařazení simazinu do přílohy I směrnice Rady 91/414/EHS a odnětí povolení přípravků na ochranu rostlin obsahujících tuto účinnou látku, 2004. Úřední věstník, L 78: 50–52. Rozhodnutí Komise ze dne 10. března 2004 o nezařazení atrazinu do přílohy I směrnice Rady 91/414/EHS a odnětí povolení přípravků na ochranu rostlin obsahujících tuto účinnou látku, 2004. Úřední věstník, L 78: 53–55. Rozhodnutí Komise ze dne 18. prosince 2006 o nezařazení alachloru do přílohy I směrnice Rady 91/414/EHS a o odnětí povolení pro přípravky na ochranu rostlin obsahující tuto účinnou látku, 2006. Úřední věstník, L 397: 28–30. Rozhodnutí Komise ze dne 6. června 2007 o nezařazení diazinonu do přílohy I směrnice Rady 91/414/EHS a o odnětí povolení přípravků na ochranu rostlin obsahujících tuto látku, 2007. Úřední věstník, L 148: 9–10. Rozhodnutí Komise ze dne 13. června 2007 o nezařazení karbofuranu do přílohy I směrnice Rady 91/414/EHS a o odnětí povolení přípravků na ochranu rostlin obsahujících tuto látku, 2007. Úřední věstník, L 156: 30–31. Tadeo, J.L., 2008. Analysis of Pesticides in Food and Environmental Samples. Boca Raton, CRS Press, 367 pp. Vryzas, Z,.Alexoudis, C., Vassiliou, G., Galanis, K., Papadopoulov-Mourkidou, E., 2011. Determination and aquatic risk assessment of pesticide residues in riparian drainage canals in northeastern Greece. Ecotoxicol. Environ. Saf., 74 (2): 174–181. Wolska L., Zygmunt B., Namieśnik, J., 2003. Organic pollutants in the Odra river ecosystem. Chemosphere, 53 (5): 561–569.

- 19 -

Zajíc a kol. / Bulletin VÚRH Vodňany 48, 2012/, 21–30

POROVNÁNÍ ZASTOUPENÍ MASTNÝCH KYSELIN V BÍLÉ SVALOVINĚ UŽITKOVÝCH HYBRIDŮ ROPŠÍNSKÉHO KAPRA WHITE MUSCLE FATTY ACID COMPOSITION OF DIFFERENT CROSSBREDS OF ROPSHA SCALY CARP T. ZAJÍC1, J. MRÁZ1, M. KOCOUR1, J. PICKOVÁ1,2 Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích, Fakulta rybářství a ochrany vod, Jihočeské výzkumné centrum akvakultury a biodiverzity hydrocenóz, Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický, Zátiší 728/II, 389 25 Vodňany; [email protected], [email protected], [email protected], 2 Department of Food Science, Swedish University of Agricultural Sciences, Uppsala, Sweden; [email protected] 1

Abstract The white muscle fatty acid composition of four different 3-year-old crossbreds of Ropsha carp reared under the same conditions in earthen ponds with wheat supplementation was investigated. Fish were sampled at the end of the third vegetation season in September. Used groups were: pure breed of Ropsha - average weight 1323 ± 233 g, fat content 1.49 ± 0.57%; Ropsha x Tata scaly carp - 1957 ± 346 g, 1.44 ± 0.68%; Ropsha x Prerov scaly carp – 1708 ± 150 g, 1.56 ± 0.72%; Ropsha x Marianske Lazne scaly carp – 1761 ± 158 g, 1.44 ± 0.71%. Fatty acid composition was evaluated in total lipids as well as in storage lipid (triacylglycerols) and membrane lipid (phospholipids) fractions. Results showed significant differences (P< 0.05) in fatty acid composition among the groups. The highest values of polyunsaturated fatty acids, especially eicosapentaenoic and docosahexaenoic acid were found in the muscle of pure Ropsha (38.3% PUFA; 5.52% EPA; 7.97% DHA in total lipid). It seems there might be an effect of genetic origin on fatty acid composition in flesh of common carp but it needs other investigation to verify/reject the hypothesis. Klíčová slova: celkové lipidy, DHA, EPA, fosfolipidy, triacylglyceroly Keywords: DHA, EPA, phospholipids, total lipids, triacylglycerols Úvod Kapr obecný (Cyprinus carpio L.) je jedním z nejvýznamnějších akvakulturních druhů na světě. V České republice se jeho produkce dlouhodobě pohybuje mezi 17–20 tis. tun ročně (MZe ČR, 2011). Momentálně používaná plemena kapra a jejich kříženci pocházejí ze dvou hlavních poddruhů, Cyprinus carpio carpio (původem z Evropy/Střední Asie) a Cyprinus carpio haematopterus (Východní Asie) (Vandeputte, 2003). V současné době se má za to, že většina plemen kapra chovaných v Evropě, včetně České republiky (ČR), patří do poddruhu C. c. carpio (Balon, 1995; Chistiakov a Voronova, 2009). Existují některé výjimky, jako je ropšínský šupinatý kapr (ROP)

- 21 -


nebo severský lysec (M72). Tato plemena mají větší, či menší podíl krve obou poddruhů a jsou v praxi využívána k produkci užitkových hybridů např. s maďarským lyscem (M2) nebo s tatajským šupinatým kaprem (TAT) v kombinacích M2 x M72, popř. ROP x TAT. ROP byl vyšlechtěn v první polovině 20. století v Rusku (Kirpichnikov a kol., 1974) selekcí a zpětným křížením hybridů rychle rostoucího haličského kapra, který náleží do evropského poddruhu C. c. carpio a odolného amurského sazana (AS), náležícího do asijského poddruhu C. c. haematopterus. Chov kapra v podmínkách ČR je možné rozdělit do dvou hlavních směrů – extenzivní způsob, kdy je využívána pouze přirozená potrava rybníka, a polointenzivní způsob, kdy se přistupuje k přikrmování obsádky, především obilovinami. V prvním případě je maso takto chovaných ryb bohaté na polynenasycené mastné kyseliny (PUFA), speciálně na omega-3 skupinu, jako jsou kyseliny α-linolenová (ALA), eikosapentaenová (EPA) a dokosahexaenová (DHA). Tyto kyseliny jsou přítomné v přirozené potravě (Domaizon a kol., 2000; Bogut a kol., 2007) a kapr je rovněž schopen syntetizovat EPA a DHA z ALA (Tocher, 2003). V případě přikrmování kapra obilovinami je následně jeho svalovina bohatá na mononenasycené mastné kyseliny (MUFA), zejména kyselinu olejovou (OA), a dále na PUFA řady omega 6, jako jsou kyseliny linolová (LA) a arachidonová (ARA). Bylo rovněž pozorováno, že přikrmování pšenicí způsobuje růst tukové tkáně (Mráz a Picková, 2009) a obsah svalového tuku může být i více než dvojnásobný v porovnání s extenzivně chovaným kaprem (Mráz a Picková, 2011). Ryby jsou hlavním zdrojem PUFA v dnešní lidské potravě (Picková a Mørkøre, 2007). Tyto kyseliny mají významnou roli v prevenci a léčbě kardiovaskulárních onemocnění (Simopoulos, 2002, 2008). Příznivé účinky konzumace masa kapra na lidské zdraví byly potvrzeny klinickou studií Adámkové a kol. (2011). Objasnění rozdílů ve schopnosti ukládání a biosyntézy PUFA mezi poddruhy, popř. plemeny kapra, by mohlo pomoci v produkci takových ryb, které budou obsahovat vyšší zastoupení omega-3 PUFA, a tím se stanou z hlediska lidského zdraví ještě důležitějšími. Tento problém byl studován především u lososa atlantského (Salmo salar), kde byly vzájemným porovnáním 48 populací zjištěny rozdíly v zastoupení omega-3 PUFA a tento faktor byl zároveň vysoce heritabilní (Leaver a kol., 2011). U kapra bylo provedeno několik pokusů zaměřených na rozdíly v kompozici mastných kyselin mezi plemeny a jejich kříženci v rámci C. c. carpio (Buchtová a kol., 2007, 2010; Mráz a Picková, 2009). Cílem této studie bylo porovnat kompozici mastných kyselin v bílé svalovině čistokrevného plemene ROP, obsahujícím podíl krve obou poddruhů, se třemi kříženci ROP s plemeny náležícími do poddruhu C. c. carpio, konkrétně ROP x přerovský šupináč (PS); ROP x mariánskolázeňský šupináč (ML); ROP x tatajský šupináč (TAT). Materiál a metodika Porovnávací test probíhal v experimentálním zařízení Výzkumného ústavu rybářského a hydrobiologického (VÚRH) ve Vodňanech. Vzorky svaloviny byly získány z tříletých ryb (K3) z probíhajícího testu užitkovosti. Všichni porovnávaní kříženci byli chováni ve stejných podmínkách (rybníčky 0,16 ha) ve trojím opakování dle metodiky Kocour a kol. (2005) a přikrmováni pšenicí. Po výlovu byli z každé skupiny náhodně vybráni 3 jedinci (celkem 36 ryb). Označení testovaných skupin bylo následující: ROP x TAT (RT); ROP x PS (RP); ROP x ML (RM); ROP x ROP (RR). Ryby byly individuálně zváženy, omráčeny úderem do hlavy a usmrceny přerušením míchy. Z levého filetu byly odebrány vzorky bílé svaloviny, které byly po zabalení do hliníkové fólie

- 22 -


a označení šokově zmraženy tekutým dusíkem (-196 °C) a následně odeslány v suchém ledu (-80 °C) na Švédskou zemědělskou univerzitu do Uppsaly, kde proběhly chemické analýzy. Extrakce lipidů z bílé svaloviny byla provedena metodou podle Hara a Radin (1978) s minimálními modifikacemi popsanými v Mráz a Picková (2009). Získané celkové lipidy byly separovány pomocí preparativní tenkovrstvé chromatografie (TLC) na jednotlivé lipidové třídy podle metody Picková a kol. (1997). Fosfolipidy a triacylglyceroly byly uskladněny pro další analýzu. Metylestery mastných kyselin (FAME) byly připraveny podle postupu uvedeného v publikaci Appelqvist (1968). Pro analýzu plynovou chromatografií (GC) byl použit chromatograf Varian CP 3800 (Stockholm, Švédsko) vybavený plamenným ionizačním detektorem (FID) a split injektorem a osazený kapilární kolonou 50 m délka x 0,22 mm šířka x 0,25 μm tloušťka (podle Fredriksson Eriksson a Picková, 2007). Dosažené výsledky byly statisticky vyhodnoceny použitím jednocestné analýzy variance (ANOVA) a následně aplikací Tukeyova HSD testu. Veškeré statistické testy byly provedeny pomocí softwarového balíku Statistica CZ 8.0 (StatSoft, Česká republika) a zjištěné rozdíly byly determinovány na 95% hladině významnosti. Výsledky Testované skupiny kříženců dosáhly průměrné hmotnosti mezi 1 500 a 2 000 gramy, čistá linie ROP (skupina RR) 1 323 gramů (graf 1). Individuální hmotnost ryb ze skupiny RR byla oproti křížencům signifikantně nižší (P < 0,05). Obsah tuku v bílé svalovině se u všech skupin pohyboval v rozmezí 1,4–1,6 % (graf 2) a nebyl zjištěn statisticky významný rozdíl. Graf 1. Individuální živá hmotnost (průměr ± směrodatná odchylka) v testovaných skupinách ryb ropšínského kapra (písmena a, b značí signifikantní rozdíl; P < 0,05).

Graph 1. Indivudual body weight (mean ± standard deviation) in tested groups of Ropsha carp (letters a, b indicate significant diference; P < 0.05).

- 23 -


Graf 2. Obsah tuku (průměr ± směrodatná odchylka) v bílé svalovině testovaných skupin ropšínského kapra. Graph 2. White muscle lipid content (mean ± standard deviation) in tested groups of Ropsha carp.

Ve všech skupinách mastných kyselin v celkovém tuku sledovaných skupin ropšínského kapra byly zjištěny signifikantní (P < 0,05) rozdíly mezi skupinou RR a dalšími. Ve skupině SFA byl u skupiny RR zaznamenán nižší obsah v porovnání s ostatními, stejně jako u MUFA. Nižší obsah SFA a MUFA se nutně musí projevit v PUFA, kde byl zjištěn vyšší podíl ve skupině n-6 PUFA, n-3 PUFA (graf 3) a také v obsahu EPA a DHA (graf 4). Graf 3. Podíl hlavních skupin mastných kyselin v celkovém lipidu bílé svaloviny testovaných skupin ropšínského kapra (písmena a, b značí signifikantní rozdíl; P < 0,05).

Graph 3. Proportion of main fatty acids groups in white muscle total lipid in tested groups of Ropsha carp (letters a, b indicate significant diference; P < 0.05).

- 24 -


Graf 4. Zastoupení eikosapentaenové (EPA) a dokosahexaenové (DHA) kyseliny v celkovém lipidu bílé svaloviny testovaných skupin ropšínského kapra (písmena a, b značí signifikantní rozdíl; P < 0,05).

Graph 4. Percentage of eicosapentaenoic (EPA) and docosahexaenoic (DHA) acid in white muscle total lipid of pure breed of Ropsha carp compared to three crossbreds (letters a, b indicate significant diference; P < 0.05).

Mnohem vyšší zastoupení PUFA včetně n-3 PUFA bylo zjištěno ve fosfolipidové frakci v porovnání s triacylglyceroly (tab. 1). Naproti tomu zastoupení MUFA, především kyseliny olejové, je vyšší v triacylglycerolech. V rámci těchto lipidových frakcí byly zjištěny rozdíly mezi RR a jeho hybridy. Ve fosfolipidech není signifikantní rozdíl v obsahu SFA, MUFA a PUFA mezi testovanými skupinami a zjištěné rozdíly jsou pouze v jednotlivých kyselinách (kys. linolová, 18:2 n-6). V triacylglycerolech dosáhly ryby ze skupiny RR průkazně vyššího zastoupení SFA, PUFA, n-3 PUFA, n-6 PUFA a naopak nižšího podílu MUFA v porovnání s ostatními skupinami.

- 25 -

- 26 -

19,6 ± 1,69A

21,1 ± 1,67AB

Σn-3 PUFA

Σn-6 PUFA

4,01 ± 0,19B

19,9 ± 1,01AB

18,6 ± 0,42AB

38,5 ± 1,08

30,7 ± 1,15

30,8 ± 0,94

12,9 ± 0,32AB

2,31 ± 0,16B

1,01 ± 0,04B

2,85 ± 0,15

10,6 ± 0,58

1,9 ± 0,34

0,54 ± 0,04

3,07 ± 0,32

0,51 ± 0,07

5,83 ± 0,05B

2,87 ± 0,11B

20,7 ± 0,96

9,02 ± 0,67AB

18,8 ± 1,91B

18,4 ± 1,11AB

37,2 ± 2,61

33,4 ± 4,25

32,8 ± 3,27

11,5 ± 0,83BC

2,53 ± 1,28AB

0,72 ± 0,51B

2,21 ± 1,57

12,6 ± 2,04

1,86 ± 0,25

0,61 ± 0,07

2,61 ± 0,48

0,54 ± 0,12

5,73 ± 0,13B

3,24 ± 0,31A

22,2 ± 3,21

9,04 ± 0,54AB

5,32 ± 0,65A

22,9 ± 2,72

nd

RM

22,1 ± 2,44A

17,2 ± 1,51B

39,2 ± 3,75

29,9 ± 2,29

30,9 ± 4,25

10,8 ± 1,28C

2,56 ± 0,42AB

1,35 ± 0,29A

3,17 ± 0,49

11,6 ± 1,54

1,85 ± 0,23

0,69 ± 0,16

2,92 ± 0,52

0,69 ± 0,37

6,56 ± 0,48A

2,93 ± 0,17AB

19,8 ± 1,95

9,53 ± 1,21A

4,21 ± 0,36B

20,4 ± 3,42

nd

RR

7,71 ± 0,88B

1,14 ± 0,28AB

8,85 ± 0,89B

63,9 ± 0,68AB

27,3 ± 1,19C

0,18 ± 0,04A

nd

nd

0,26 ± 0,07AB

0,57 ± 0,08A

0,24 ± 0,03A

0,27 ± 0,06AB

1,74 ± 0,07A

0,71 ± 0,18

6,46 ± 0,77B

3,36 ± 0,12

48,7 ± 0,96A

5,75 ± 0,51

9,97 ± 0,69B

20,2 ± 1,31B

1,01 ± 0,05AB

RT

Triacylglyceroly

7,23 ± 0,44BC

0,97 ± 0,17BC

8,21 ± 0,47BC

62,2 ± 0,52B

28,6 ± 0,33AB

0,07 ± 0,05B

nd

nd

0,18 ± 0,03BC

0,41 ± 0,03B

0,17 ± 0,03ABC

0,22 ± 0,02BC

1,65 ± 0,06A

0,72 ± 0,08

6,35 ± 0,38AB

3,32 ± 0,21

47,9 ± 0,39AB

5,97 ± 0,12

10,1 ± 0,13AB

21,4 ± 1,26AB

1,01 ± 0,06AB

RP

6,46 ± 0,37C

0,75 ± 0,14C

7,21 ± 0,51C

65,1 ± 0,84A

27,7 ± 0,42BC

0,02 ± 0,02BC

nd

nd

0,11 ± 0,08C

0,41 ± 0,02B

0,12 ± 0,09C

0,14 ± 0,06C

1,43 ± 0,08B

0,62 ± 0,09

5,75 ± 0,35AB

3,41 ± 0,19

49,6 ± 0,82AB

5,66 ± 0,17

10,7 ± 0,17A

20,9 ± 0,34AB

0,95 ± 0,03B

RM

9,09 ± 0,89A

1,42 ± 0,27A

10,2 ± 1,14A

60,8 ± 1,66C

29,1 ± 0,79A

ndC

nd

nd

0,31 ± 0,04A

0,57 ± 0,09A

0,26 ± 0,03AB

0,35 ± 0,06A

1,64 ± 0,12A

0,78 ± 0,21

7,91 ± 0,84A

3,31 ± 0,14

45,3 ± 1,61B

5,64 ± 0,12

10,5 ± 0,29AB

22,1 ± 0,79A

1,09 ± 0,08A

RR

Data jsou prezentována jako průměr ± směrodatná odchylka. Různá písmena v rámci stejné lipidové třídy značí signifikantní rozdíl (P < 0,05) mezi skupinami; nd – nedetekováno

30,3 ± 1,69

40,7 ± 1,33

ΣMUFA

ΣPUFA

13,2 ± 1,09A

29,1 ± 1,16

22:6 n-3

ΣSFA

1,3 ± 0,15AB

2,92 ± 0,23A

22:4 n-6

22:5 n-3

11,9 ± 1,03

3,04 ± 0,39

20:4 n-6

1,76 ± 0,21

20:3 n-6

20:5 n-3

3,42 ± 0,55

0,67 ± 0,15

20:1 n-9

20:2 n-6

5,27 ± 0,48B

0,47 ± 0,12

18:2 n-6

18:3 n-3

19,8 ± 1,39

3,05 ± 0,19AB

18:1 n-9

18:1 n-7

3,94 ± 0,51B

8,01 ± 0,48B

16:1 n-7

18:0

21,2 ± 1,17

nd

nd

19,9 ± 1,31

14:0

16:0

RP

Fosfolipidy Mastná kyselina (%) RT

Tab. 1. Zastoupení mastných kyselin (%) ve fosfolipidech a triacylglycerolech testovaných skupin ropšínského kapra (n = 9). Table 1. Fatty acid composition (%) of triacylglycerols and phospholipids from tested groups of Ropsha carp (n = 9).



Diskuze V rámci experimentu byla porovnávána kompozice mastných kyselin mezi různými skupinami s ropšínským kaprem. Tři skupiny hybridů (RT, RP, RM) i samotné plemeno (RR) byly chovány ve společné obsádce po většinu doby chovu. Na konci testu dosahovali jedinci ze skupiny RR nižší průměrné hmotnosti než ryby z ostatních skupin. Nebyl však zaznamenán rozdíl v obsahu tuku v bílé svalovině pokusných ryb. Nižší obsah SFA a MUFA v celkovém tuku kapra ze skupiny RR je dán zastoupením kyselin stearové (16:0) a olejové (18:1 n-9). Tyto kyseliny tvoří obvykle 50–70 % mastných kyselin kapra přikrmovaného obilovinami, což bylo potvrzeno několika studiemi (Buchtová a kol., 2007, 2010; Mráz a Picková, 2009). Jejich snížené zastoupení poukazuje na vyšší podíl PUFA v lipidech, což se potvrdilo u ryb ze skupiny RR. Naopak signifikantně vyšší zastoupení bylo zjištěno ve skupině PUFA, to je dáno jednak přítomností těchto kyselin v přirozené potravě (plankton, bentos) (Domaizon a kol., 2000) a částečně také schopností sladkovodních ryb biosyntetizovat mastné kyseliny s dlouhým řetězcem (LC PUFA) z jejich prekurzorů, kterými jsou kyselina linolová (18:2 n-6) pro n-6 LC PUFA a kyselina α-linolenová (18:3 n-3) pro n-3 LC PUFA (Tocher, 2003). Na základě výsledků lze diskutovat několik možných příčin zjištěných rozdílů v kompozici mastných kyselin mezi skupinami ropšínského kapra. Jednou z příčin se zdá být vliv použitého plemene kapra. Této možnosti ale neodpovídají předchozí studie (Buchtová a kol., 2007, 2008, 2010), kdy byla porovnávána plemena v rámci poddruhu C. c. carpio a byly zjištěny pouze dílčí rozdíly. Další možností je genetický vliv daného poddruhu. Bylo prokázáno, že u kapra je možná selekce na obsah svalového tuku, kdy tento znak byl shledán jako vysoce heritabilní (Kocour a kol., 2007). S obsahem tuku následně úzce souvisí kompozice mastných kyselin (Mráz a Picková, 2009). Pokud je příčinou zde prezentovaných rozdílů v kompozici mastných kyselin genetický vliv, pak by se oba poddruhy lišily ve schopnosti biosyntetizovat vysoce nenasycené mastné kyseliny, protože zjištěné rozdíly odpovídaly podílu krve C. c. haematopterus, kdy RR má ze sledovaných skupin největší podíl. Tento vliv se ve světle výsledků zjištěných u jiných druhů ryb, např. u lososa obecného (Salmo salar) (Leaver a kol., 2011), jeví jako poměrně pravděpodobný. Důležitým aspektem je však výše zmíněný rozdíl v živé hmotnosti ryb mezi RR a ostatními skupinami (graf 1). Ryby ze skupiny RR dosáhly nižší celkové hmotnosti. To by nasvědčovalo faktu, že skupina RR rostla ve společné obsádce pomaleji, neměla takový přístup k doplňkové potravě (obiloviny) jako ostatní agresivnější a rychleji rostoucí jedinci a tyto ryby byly nuceny přijímat téměř výhradně přirozenou potravu, jejíž kompozice mastných kyselin do značné míry odpovídá kompozici takto chovaných ryb (Mráz a kol., 2012). Této hypotéze však neodpovídá obsah tuku. Bílá svalovina byla jako vzorek pro chemickou analýzu zvolena právě z důvodu eliminace případných rozdílů v obsahu tuku mezi testovanými skupinami, protože je známo, že obsah tuku velmi silně koresponduje s kompozicí mastných kyselin. V tomto případě nebyl zaznamenán signifikantní rozdíl v obsahu tuku (P > 0,05), a přesto se u ryb ze skupin RT, RP, RM lišila kompozice mastných kyselin ve srovnání s RR. Provedená detailnější analýza kompozice mastných kyselin v membránových a zásobních lipidech opět potvrzuje hypotézu, že ryby ze skupiny RR přijímaly ve větší míře přirozenou potravu. Zatímco ve fosfolipidech (membránové lipidy) nebyl zjištěn signifikantní rozdíl (P > 0,05) rozdíl mezi skupinami v obsahu SFA, MUFA ani PUFA, v triacylglycerolech (zásobní lipidy) jsou patrné rozdíly především v obsahu MUFA, kdy ryby ze skupiny RR vykazují nižší zastoupení

- 27 -


(60,8 ± 1,66 %). Tento fakt svědčí o sníženém potravním příjmu obilovin a vyšší obsah PUFA (včetně n-3 a n-6) nasvědčuje zvýšenému příjmu přirozené potravy s podobnou kompozicí (Domaizon a kol., 2000). Závěrem lze konstatovat, že zjištěné rozdíly v kompozici mastných kyselin u 4 testovaných skupin s ropšínským kaprem mohou být, a z podstatné části pravděpodobně jsou, způsobeny úrovní výživy. Na základě dosažených výsledků nelze zcela potvrdit, ale ani jednoznačně vyvrátit hypotézu, že kompozice mastných kyselin v tuku sledovaných ryb je ovlivněna také genetickým původem použitého plemene kapra. Fakt, že kompozice mastných kyselin ve svalovině ryb je ovlivněna především potravou, je všeobecně akceptován. Pro úplné objasnění možnosti genetického vlivu na kompozici mastných kyselin je nutné realizovat experiment hlouběji zaměřený právě na tuto oblast. Souhrn V této práci byla porovnávána kompozice mastných kyselin v bílé svalovině ropšínského kapra a jeho kříženců po třetí vegetační sezóně, přičemž všechny skupiny ryb byly chovány po většinu období ve stejných podmínkách rybničního prostředí a byly přikrmovány pšenicí. Vzorky byly odebírány na konci vegetační sezóny. Použité skupiny byly: čisté plemeno ropšínského kapra (ROP) o průměrné hmotnosti 1 323 ± 233 g, obsah tuku v bílé svalovině 1,49 ± 0,57 %; ROP x tatajský šupinatý kapr – 1 957 ± 346 g, 1,44 ± 0,68 %; ROP x přerovský šupinatý kapr – 1 708 ± 150 g, 1,56 ± 0,72 %; ROP x mariánskolázeňský šupinatý kapr – 1 761 ± 158 g, 1,44 ± 0,71 %. Kompozice mastných kyselin byla analyzována v celkovém lipidu, v zásobních lipidech (triacylglyceroly) a v membránových lipidech (fosfolipidy). Výsledky ukazují signifikantní rozdíly (P < 0,05) mezi skupinami. Nejvyšší hodnoty polynenasycených mastných kyselin, především eikosapentaenové a dokosahexaenové, byly zjištěny v bílé svalovině čistokrevného ropšínského kapra (38,3 % PUFA; 5,52 % EPA; 7,97 % DHA). Poděkování: Tato práce vznikla za finanční podpory projektů CENAKVA CZ.1.05/2.1.00/01.0024; GAJU 047/2010/Z a projektu MZe ČR NAZV QH92307. Literatura Appelqvist, L.Å., 1968. Rapid methods of lipid extractions and fatty acid methyl ester preparation for seed and leaf tissue with special remarks on preventing the accumulation of lipids contaminants. Ark. Kemi, Royal Swedish academy of Science (Kungliga Svenska Vetenskapsakademien), 28: 551–570. Adamkova, V., Kacer, P., Mraz, J., Suchanek, P., Pickova, J., Kralova-Lesna, I., Skibova, J., Kozak, P., Maratka, V., 2011. The consumption of the carp meat and plasma lipids in secondary prevention in the heart ischemic disease patients. Neuro. Endocrinol. Lett., 32: 17–20. Balon, E.K., 1995. Origin and domestication of the wild carp, Cyprinus carpio: from Roman gourmets to the swimming flowers. Aquaculture, 129: 3–48.

- 28 -


Bogut, I., Has-Schön, E., Adámek, Z., Rajković, V., Galović, D., 2007. Chironomus plumosus larvae A suitable nutrient for freshwater farmed fish. Poljoprivreda, 13: 159–162. Buchtová, H., Svobodová, Z., Kocour, M., Velíšek, J., 2008. Chemical composition of edible parts of three-year-old experimental scaly crossbreds of common carp (Cyprinus carpio, Linnaeus 1758). Acta Aliment. Hung., 37: 311–322. Buchtová, H., Svobodová, Z., Kocour, M., Velíšek, J., 2010. Chemical composition of fillets of mirror crossbreds common carp (Cyprinus carpio L.). Acta Vet. Brno, 79: 551–557. Buchtová, H., Svobodová, Z., Křížek, M., Vácha, F., Kocour, M., Velíšek, J., 2007. Fatty acid composition in intramuscular lipids of experimental scaly crossbreds in 3-year-old common carp (Cyprinus carpio L.). Acta Vet. Brno, 76: 73–81. Domaizon, I., Desvilettes, C., Debroas, D., Bourdier, G., 2000. Influence of zooplankton and phytoplankton on the fatty acid composition of digesta and tissue lipids of silver carp: mesocosm experiment. J. Fish. Biol., 57: 417–432. Fredriksson Eriksson, S., Pickova, J., 2007. Fatty acids and tocopherol levels in M. longissimus dorsi of beef cattle in Sweden – A comparison between seasonal diets. Meat Sci., 76: 746–754. Hara, A., Radin, N.S., 1978. Lipid extraction of tissues with a low-toxicity solvent. Anal. Biochem., 90: 420–426. Chistiakov, D., Voronova, N., 2009. Genetic evolution and diversity of common carp (Cyprinus carpio L.). Cent. Eur. J. Biol., 4: 304–312. Kirpichnikov, V.S., Ponomarenko, K.V., Tolmacheva, N.V., Tsoi, R.M., 1974. Methods and effectiveness of breeding Ropshian carp. Communication II. Methods of selection. Sov. Genet., 8: 1108– 1116. Kocour, M., Mauger, S., Rodina, M., Gela, D., Linhart, O., Vandeputte, M., 2007. Heritability estimates for processing and quality traits in common carp (Cyprinus carpio L.) using a molecular pedigree. Aquaculture, 270: 43–50. Kocour, M., Gela, D., Rodina, M., Linhart, O., 2005. Testing of performance in common carp Cyprinus carpio L. under pond husbandery conditions I: top-crossing with Northern mirror carp. Aquac. Res., 36: 1207–1215. Leaver, M.J., Taggart, J.B., Villeneuve, L., Bron, J.E., Guy, D.R., Bishop, S.C., Houston, R.D., Matika, O., Tocher, D.R., 2011. Heritability and mechanisms of n-3 long chain polyunsaturated fatty acid deposition in the flesh of Atlantic salmon. Comp. Biochem. Phys. D, 6: 62–69. Mraz, J., Pickova, J., 2011. Factors influencing fatty acid composition of common carp (Cyprinus carpio) muscle. Neuro. Endocrinol. Lett., 32: 3–8. Mráz, J., Pickova, J., 2009. Differences between lipid content and composition of different parts of fillets from crossbred farmed carp (Cyprinus carpio). Fish Physiol. Biochem., 35: 615–623. Mráz, J., Máchová, J., Kozák, P., Pickova, J., 2012. Lipid content and composition in common carp – optimization of n-3 fatty acids in different pond production systems. J. Appl. Ichthyol., 28: 238–244. Pickova, J., Dutta, P.C., Larsson, P.O., Kiessling, A., 1997. Early embryonic cleavage pattern, hatching success, and egg-lipid fatty acid composition: Comparison between two cod (Gadus morhua) stocks. Can. J. Fish. Aquat. Sci., 54: 2410–2416.

- 29 -


Pickova, J., Mørkøre, T., 2007. Alternate oils in fish feeds. Eur. J. Lipid. Sci. Tech., 109: 256–263. Simopoulos, A.P., 2002. Omega-3 fatty acids in inflammation and autoimmune diseases. J. Am. Coll. Nutr., 21: 495–505. Simopoulos, A.P., 2008. The omega-6/omega-3 fatty acid ratio, genetic variation, and cardiovascular disease. Asia Pac. J. Clin. Nutr., 17: 131–134. Tocher, D.R., 2003. Metabolism and functions of lipids and fatty acids in teleost fish. Rev. Fish. Sci., 11: 107–184. Vandeputte, M., 2003. Selective breeding of quantitative traits in the common carp (Cyprinus carpio): A review. Aquat. Living Resour., 16: 399–407.

- 30 -

Hlaváč a kol. / Bulletin VÚRH Vodňany 48, 2012/4, 31–56

VLIV PŘIKRMOVÁNÍ NA VÝVOJ KVALITY VODY V KAPROVÝCH RYBNÍCÍCH (PŘEHLED) THE EFFECT OF SUPPLEMENTARY FEEDING IN CARP PONDS UPON DISCHARGED WATER QUALITY (A REVIEW) D. HLAVÁČ, Z. ADÁMEK, P. HARTMAN, J. MÁSÍLKO Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích, Fakulta rybářství a ochrany vod, Jihočeské výzkumné centrum akvakultury a biodiverzity hydrocenóz, Ústav akvakultury, Husova tř. 458/102, 370 05 České Budějovice, [email protected], [email protected], [email protected], [email protected]

ABSTRACT Waste water discharge from aquaculture units may lead to eutrophication and disruption of natural ecosystems in receiving water bodies. Controlled waste production strategy is necessary to maintain sustainable aquaculture growth in the future. As feed is, apart from fertilization, the major source of allochtonous matter in aquaculture, the management of aquaculture waste should be approached through diet formulation, feed processing or feeding strategies. Highly digestible diets have been introduced as a solution to reduce solid waste excretion. Further reductions in solid waste can be achieved through careful selection of feed ingredients and feed processing to improve nutrient availability. The reduction of dissolved nitrogen waste can be achieved by ensuring a balance between protein and energy facilitating fish to use non-protein sources as energy. Phosphorous waste can be decreased through careful ingredient selection and proper processing to improve digestibility. In accordance with these findings, thermal and mechanical treatments of feed cereals preceding their application in carp ponds may contribute to decreasing loading of pond environment by undigested or poorly digested supplementary feeds. Finally, feeding practices that minimize feed wastage should be explored since it can have a significant impact both on waste outputs from fishpond culture operations and the economy of carp pond farming. Klíčová slova: akvakultura, životní prostředí, přikrmování, kaprové rybníky, fosfor, dusík Keywords: aquaculture, environment, supplementary feeding, carp ponds, phosphorus, nitrogen ÚVOD Akvakultura je jedním z nejrychleji se rozvíjejících odvětví produkce potravin (FAO, 2010). Kromě výrazného ročního růstu došlo v několika posledních desetiletích k zintenzivnění produkce ryb. Toto zvýšení s sebou nese i některá negativa, jako je například zvyšování produkce odpadů a vypouštěných organicky či anorganicky zatížených vod (Cho a Bureau, 2001; Tacon a Forster, 2003). Rybníky jsou unikátní, člověkem vytvořené vodní ekosystémy, které tvoří významnou a neodmyslitelnou součást naší krajiny (Kořínek a kol., 1987). V současnosti je hlavní funkcí většiny

- 31 -


rybníků produkce ryb, která svou podstatou spočívá ve využití produkčního potenciálu rybničního ekosystému. Od počátku 20. století je tento produkční potenciál systematicky uměle zvyšován různými hospodářskými zásahy. Současné rybniční obhospodařování (hnojení, přikrmování obsádek ryb) společně s vlivy ze zemědělství a lidských sídel zapříčiňuje, že většinu dnešních produkčních rybníků lze označit za eutrofní až hypertrofní vodní ekosystémy (Pechar, 2006; Rozkošný a kol., 2011). Chovatelé sladkovodních ryb se musí potýkat s řadou problémů, které souvisejí nejen s udržením dobrého zdravotního a výživného stavu ryb, ale také s kvalitou vody v rybnících (Dulic a kol., 2010; Máchová a kol., 2010a; Valentová a kol., 2012). Ta bude pravděpodobně v budoucnu jedním z hlavních limitujících prvků rybníkářského hospodaření (Kolasa-Jamińska, 2002; Hartman, 2012). Na kvalitu vody jsou kladeny stále přísnější požadavky (dle přílohy č. 3 k Nařízení vlády č. 61/2003 Sb.). Jejich splnění vyžaduje velmi dobré znalosti a pochopení vzájemných interakcí biologických a chemických parametrů vodního prostředí včetně poznání základních faktorů, které ovlivňují trofickou a saprobní úroveň rybniční vody včetně koloběhu živin a organických látek v ní (Máchová a kol., 2010b). Je známo, že kvalita vody se v rybnících často zásadně mění. Podle míry znečištění dochází k posunu v kvalitě vody, a to buď k pozitivnímu (v případě silného organického zatížení přítoku – např. Gergel a Kalenda, 1983; Adámek a kol., 1987; Adámek a Jirásek, 1989; Svoboda a Koubek, 1990; Masseret a kol., 1998; Heteša a kol., 2002; Všetičková a Adámek, 2012), nebo negativnímu (v případě neznečištěného přítoku – např. Guziur a Adámek, 1987; Rozkošný a kol., 2011; Všetičková a Adámek, 2012). V literárních pramenech lze najít podrobné údaje o aplikaci živin a dalších látek do rybničního prostředí (Hartman, 1992; Füllner a kol., 2000), avšak na druhé straně z rybničních podmínek existuje jen velmi málo konkrétních údajů o uvolňování živin samotnými rybami v závislosti na kvalitě přijatého krmiva a krmné techniky a následné dopady na hydrochemický režim rybníka, kvalitu odtékající vody, rozvoj fytoplanktonu, zooplanktonu či zoobentosu. Z toho důvodu je přehled zaměřen na problematiku, jejíž řešení by mělo přispět k pochopení dalších souvislostí mezi produkcí ryb, používanými krmnými technologiemi a úpravou a jakostí krmiv s ohledem na faktory ovlivňující kvalitu vody. Obecné dopady chovu kapra v rybnících na kvalitu vypouštěné vody Ve srovnání se stávajícím objemem literatury o produkci odpadních vod v chovu pstruha duhového a jejích dopadech na životní prostředí, je vliv chovu kapra v rybnících na rybniční prostředí a kvalitu odtékající vody jen velmi stroze zdokumentován. To je pravděpodobně způsobeno tím, že kapři jsou po celém světě produkováni především v rozsáhlých extenzivních, polointenzivních nebo integrovaných systémech (Kestemont, 1995). Tyto tradiční systémy jsou obecně považovány za neznečišťující životní prostředí, naopak často působí jako stabilizační prvek v celém ekosystému (Manz a kol., 1988; Baranova a Sakharov, 1988; Gergel a Kratochvíl, 1989). Studie provedené v Rakousku (Kainz, 1985) nezachytily žádný negativní vliv na kvalitu vody recipientů při tradičním obhospodařování kaprových rybníků. Rybníky nepředstavují problém během vegetačního období, ale výlovy spojené s vypouštěním způsobují největší zatížení vody recipientů prostřednictvím mobilizace sedimentů rybníka (Butz, 1988; Duras a Potužák, 2012b; Potužák a Duras, 2012). Ve spojení s rybničními sedimenty je považován za největší problém fosfor s tím, že řízením odtoku nerozpuštěných látek lze kontrolovat přibližně polovinu zatížení recipientů fosforem (Pursiainen, 1988).

- 32 -


Kvalita vody v kaprových rybnících Zájem o životní prostředí, zejména o čistotu povrchových vod, vedl k definici požadavků na chemické a fyzikální parametry, které musí přitékající a odtékající voda z rybníků splňovat (Fournier a kol., 2003). Kvalita vody v rybnících kolísá během produkčního cyklu a rozsah těchto změn závisí na množství a kvalitě používaných krmiv a hnojiv (Milstein, 1993; Diana a kol., 1997). Vysoká hustota obsádky a zkrmování velkých množství krmiv má značný dopad na životní podmínky rybníka (Lewkowicz a Kolasa-Jamińska, 1982; Guziur, 1991; Milstein, 1993; Kolasa-Jamińska, 1994; Karakassis a kol., 1999; Szumiec, 2002; Pereira a kol., 2004). Současný neuspokojivý stav čistoty povrchových vod je rostoucím problémem pro mnoho uživatelů těchto vod včetně rybářských podniků. V poslední době se stalo standardem ve většině zemí EU, aby chov ryb byl povolen jen za předpokladu, že nebude mít nepříznivý dopad na kvalitu vody v recipientech (Kolasa-Jamińska, 2002). Někteří vědci jsou dokonce toho názoru, že v určitém okamžiku přírodní význam rybníků převáží jejich význam produkční (Lymbery, 1992). Podle některých odborníků (Seyour a Bergheim, 1991) představuje používání krmiv největší ohrožení čistoty vody. Proto každá strategie na snížení akvakulturních odpadů se musí soustředit na složení krmiva a krmnou strategii (Cho a kol., 1994; Cho a Bureau, 1997). Tyto strategie jsou založeny na dvou hlavních principech a to: (a) zvýšení retenční schopnosti živin v rybách (Cho a Bureau, 1997, 2001) a (b) zvýšení účinnosti odstraňování odpadů (Brinker a kol., 2005; Amirkolaie a kol., 2005a,b, 2006). Kvalita vody v rybníce je ovlivněna interakcí mezi řadou fyzikálně-chemických faktorů, jako je teplota, kyslíkový režim, průhlednost, obsah živin, pH, alkalita, vodivost atd., a biologických složek včetně ryb, jako posledního článku potravního řetězce rybníka (Ponce a kol., 1994). Fyzikálně-chemické vlastnosti dna a vody nejsou statické, ale poměrně dynamicky se mění dle mnoha faktorů jako např. složení rybí obsádky, přikrmování, hnojení a mnoho dalších vstupů. Sedimenty a parametry kvality vody v rybničním ekosystému musí projít komplexními změnami v důsledku všech těchto faktorů (Ali a kol., 2006). Dopady akvakultury na okolní prostředí jsou velmi různorodé, a to nejen u fyzikálně-chemických a biologických změn způsobených různými systémy produkce ryb, ale i využitím dostupných zdrojů, které generují konflikty s jinými koncovými uživateli (tab. 1). V rybníce jsou atributy kvality vody ovlivněny různými vstupy týkajícími se požadavků a biochemické konverze metabolismu kultivovaných vodních organizmů (Milstein a Svirsky, 1996; Chatterjee a kol., 1997; Milstein a kol., 2001; Ali a Khan, 2001; Jha a kol., 2003).

- 33 -


Tab. 1. Negativní vlivy rybníkářství na životní prostředí. Tab. 1. Negative impacts of pond aquaculture on the environment. Fyzikálně chemické a biologické parametry

Zdroje

1. Změna teploty vody a průtokových poměrů

Billard a Perchec (1993); Beveridge (1984); Všetičková a kol. (2012)

2. Zvýšená koncentrace nerozpuštěných látek, BSK5, CHSK, formy dusíku (včetně NH3) a fosforu

Warrer-Hansen (1982); Muir (1982); Přikryl a kol. (l983); Kopp a kol. (2012)

3. Snížení koncentrace rozpuštěného kyslíku

Bergheim a Silvertsen (1981); Všetičková a kol. (2012)

4. Změna kvality vody v důsledku použití chemických látek a antibiotik

Buchanan (1990)

5. Produkce organicky bohatých sedimentů

Holmer (1992); Vallod a Sarrazin (2010)

6. Výskyt řas v eutrofních vodách

Gowen a kol. (1990); Jahan a kol. (2010)

7. Změna biotického indexu (založeného na společenstvech bezobratlých) a indexu Gowen a kol. (1988); biotické integrity (na základě populací ryb) Petrovici a kol. (2010) 8. Genetické znečištění a únik nežádoucích a invazních druhů ryb (Carassius gibelio Cross (1992); Kalous a kol. (2004); Gozlan a Pseudorasbora parva) a kol. (2005); Tsoumani a kol. (2006) 9. Zvýšené riziko šíření chorob

Hepher a Pruginin (1981); Hubbert (1983); Hoverman a kol. (2012)

Fyzikálně-chemické i biologické parametry vody odtékající z rybníků ve vegetačním období jsou v porovnání s přítokem změněné v závislosti na řadě faktorů, jako je hustota obsádky, její druhové složení, způsob rybníkářského managementu a rozsah uplatněných technologických zásahů, klimatické podmínky, nadmořská výška, kvalita a kvantita přítokové vody, doba zdržení, objem a plocha rybníka, lokalizace odběru vypouštěné vody (hladina, dno) a na řadě dalších vlivů (Adámek a kol., 2010; Rozkošný a kol., 2011). Obecně platí, že voda odtékající z rybníků má vyšší teplotu, vyšší obsah nutrientů (hlavně ve formě NH4 a PO4), rozpuštěných i nerozpuštěných látek a je oživena jak fyto-, tak zooplanktonem. K poklesu po průtoku vody rybníkem dochází především v hodnotách koncentrace dusičnanů. Změny v BSK a CHSK odtékající vody závisí především na kvalitě přitékající vody – je-li silně zatížena organickými látkami, pak se odtékající voda vyznačuje sníženými hodnotami BSK i CHSK v porovnání s přítokem (Gergel a Kalenda, 1983; Adámek a kol., 1987; Adámek a Jirásek, 1989; Svoboda a Koubek, 1990; Masseret a kol., 1998; Heteša a kol., 2002). Naopak, je-li přítoková voda chudá na organické látky, jejich koncentrace v důsledku zadržení vody v rybníce a chovatelských zásahů vzrůstá (např. Guziur a Adámek, 1987; Rozkošný a kol., 2011). Nicméně vyšší hodnoty BSK a CHSK a zvýšené koncentrace nerozpuštěných látek a fosforu se sníženým obsahem kyslíku jsou obvykle spojeny s vypouštěním rybníků při výlovech. Retence vody v rybníce má také vliv na kyslíkový režim. Pokles koncentrace rozpuštěného kyslíku (DO) ve vodě je výsledkem především dýchání vodních organizmů a spotřeby kyslíku v důsledku rozkladu organických látek (včetně nevyužitého krmení) a oxidace anorganických látek. Na druhé straně je rybniční voda hojně sycená kyslíkem fotosyntetickou asimilací fytoplanktonu během dne. Vzhledem k tomu, že přikrmování ryb je spojeno s vysokými vklady

- 34 -


organických látek a živin do ekosystému rybníka, převládají problémy s nízkou koncentrací rozpuštěného kyslíku zvláště v rybnících s vysokou hustotou nasazených ryb a s velkým vnosem organické hmoty a krmiv. Nadbytek organického materiálu, který spotřebovává kyslík při rozkladu, může snížit koncentraci rozpuštěného kyslíku v rybnících na nebezpečně nízkou úroveň, při které by mohlo dojít k náhlé destratifikaci. Živiny z organických odpadů a nevyužitých krmiv podporují také růst řas. Mimořádný rozvoj planktonních řas způsobuje extrémně vysokou koncentraci rozpuštěného kyslíku v rybnících během letního období v průběhu dne, což vede k přesycení kyslíku v epilimniu. Naopak v noci dochází ke značné spotřebě kyslíku dýcháním celé rybniční biocenózy včetně těchto planktonních řas, v jejímž důsledku často dochází k hypoxickým až anoxickým podmínkám v brzkých ranních hodinách před východem slunce a krátce po něm (Schroeder, 1974; Boyd, 1982). Odtok z rybníka Vliv krmení na změnu kvality vody protékající zařízením pro chov ryb závisí především na poměru mezi množstvím použitých krmiv a objemem produkční jednotky, ale rovněž významně i na složení a fyzikálních vlastnostech krmiva, na technologii jeho výroby, stravitelnosti a kvalitě komponentů dodávaných krmiv a technologii a strategii předkládání krmiv. Odpad produkovaný akvakulturou lze rozdělit na pevný a rozpuštěný. Pevný odpad, tvořený sedimentujícími a nerozpuštěnými látkami, pochází hlavně z nespotřebovaného nebo rozplaveného krmiva a z rybích výkalů. Část rozpuštěného odpadu (tj. anorganické látky, amoniak) pochází z metabolitů vyloučených rybami přes žábry a močí. Další část rozpuštěných odpadních látek pochází z rozpadu / resuspenze živin z pevného odpadu (sedimentujícího i rozptýleného) (Amirkolaie, 2011). V intenzivních systémech akvakultury je mezi 20 a 40 % sušiny z krmiva začleněno do těla ryby a zbývající část se vyloučí (Daniels a Boyd, 1989; Siddiqui a Al-Harbi, 1999; Verdegem a kol., 1999). Podíl nespotřebovaného a rozplaveného krmiva se pohybuje mezi 5–15 % (Beveridge a kol., 1997; Cho a Bureau, 1997). Množství fekálních odpadů závisí na mnoha faktorech, jako je např. složení krmiva, druh ryb a teplota vody. Obvykle se hodnoty pohybují mezi 0,2–0,5 kg sušiny fekálních odpadů na kg krmiva (Chen a kol., 1997). V rybničních soustavách zůstává velká většina celkového vyprodukovaného odpadu v systému, kde se část organické hmoty mineralizuje in situ (obr. 1, Verdegem a kol., 2001). To je důvod, proč kaprové rybníky mají velkou ekologickou hodnotu. Udržitelnost těchto produkčních systémů je možná pouze za předpokladu, že jsou tyto vodní útvary nasazeny v produkční intenzitě nejméně 500–1 000 kg.ha-1 (Knösche a kol., 1998). Podle jejich názoru je tato úroveň intenzity garantována minimálním ziskem a zabraňuje degradaci rybníků. Někteří autoři uvádějí, že rybníky fungují jako pasti živin z povodí a transformují je přes primární a následnou produkci jednotlivých článků v potravním řetězci rybníka (Šálek a Kujal, 1985; Füllner a kol., 2000). Nicméně mnoho kritiků se domnívá, že rybníkářství znečišťuje životní prostředí v navazujících vodních tocích a nádržích (např. Duras a Potužák, 2012a; Potužák a Duras, 2012).

- 35 -


Obr. 1. Využití krmiv aplikovaných v rybníce s polointenzivním chovem kapra (Rahman, 2006; Adámek a kol., 2010). Fig. 1. The fate of feeds supplied in ponds with semi-intensive carp culture (Rahman, 2006; Adámek et al., 2010).

krmivo nespotřebované krmivo

exkrementy

pevné a rozpuštěné odpadní látky

rozklad

pevné organické částice

dostupný N a P

rozklad

Dusík a fosfor Obecně vzato, hlavním zdrojem dusíku a fosforu v rybnících je (bylo) hnojení, které se provádí s cílem podpořit přirozenou produkci, ale zároveň se jedná o závažné zatížení životního prostředí živinami. Souhrnná data v tabulkách 2 a 3 dávají přehled o průměrných hodnotách dusíku a fosforu aplikovaného ročně na českých rybnících v podobě anorganických a organických hnojiv včetně údajů o vývoji kvality vody.

- 36 -


Tab. 2. Dlouhodobé změny v aplikaci dusíku (N) a fosforu (P) a hustoty obsádek (průměrné hodnoty) (Pechar, 2000; upraveno). Tab. 2. Long-term changes in the annual nitrogen (N) and phosphorus (P) supply, and fish stock density (average values) (Pechar, 2000; adapted).

Období*

N kg.ha-1

P kg.ha-1

N:P

Hustota obsádky ks.ha-1

Produkce kg.ha-1

1951–1960

4,6

12,0

0,4

260

190

1961–1970

11,8

8,2

1,4

510

290

1971–1980

26,0

6,7

3,9

790

420

1981–1990

30,0

8,0

4,9

980

520

1991–1993

46,3

9,7

4,7

880

480

1994–1997

43,8

9,1

4,8

830

490

1998–2011

23,2

3,8

6,1

500

379

* Zdrojová data: (1951–1960) Státní rybářství Blatná (~ 12 rybníků); (1961–1990) Státní rybářství Blatná a Třeboň (~ 300 rybníků); (1991–1993) Rybářství Třeboň (~ 40 vybraných a monitorovaných rybníků); (1994–1997) Rybářství Třeboň (~ 30 vybraných rybníků); (1998– 2011) Lesy a rybníky města České Budějovice (~ 60 rybníků).

Tab. 3. Dlouhodobé změny v koncentracích dusíku a fosforu, chlorofylu-a a průhlednosti vody (průměrné hodnoty) (Pechar, 2000; upraveno).

Tab. 3. Long-term changes in the concentrations of nitrogen and phosphorus, chlorophyll-a, and transparency (average values) (Pechar, 2000; adapted).

Období*

pH

Koncentrace v mg.l-1

Chlorofyl-a

Průhlednost

NO3-N

NH4-N

N

PO4-P

P

μg.l

1954–58

8,3

0,07

0,09

1,00

–

0,20

35

1,70

1973–78

8,2

0,13

0,39

1,27

0,05

0,11

66

1,27

1979–80

8,3

0,11

0,11

1,55

0,04

0,12

48

0,97

1990–91

8,5

0,12

0,12

2,60

0,05

0,29

121

0,45

1992–93

8,2

0,14

0,23

2,48

0,09

0,24

95

0,52

-1

m

1994–97

8,4

0,13

0,18

2,94

0,05

0,29

139

0,47

1998–2011

8,2

0,44

0,30

–

–

0,20

122

0,49

*Zdrojová data: (1954–1958) 9 rybníků na Blatensku vzorkovaných 6–8krát za sezonu; (1973–1978) 12 rybníků na Blatensku a Třeboňsku vzorkovaných 10–12krát za sezonu; (1979–1980) 33 rybníků na Blatensku vzorkovaných 3krát za sezonu; (1990–1991) 40 rybníků na Třeboňsku vzorkovaných 3krát za sezonu; (1992–1993) 40 rybníků na Třeboňsku vzorkovaných 3krát za sezonu a 91 rybníků na Třeboňsku vzorkovaných 5krát v roce 1992 na chlorofyl a průhlednost; (1994–1997) 6 rybníků na Třeboňsku vzorkovaných 14–16krát za sezonu; (1997–2011) 30 rybníků na Česko Budějovicku vzorkovaných 2krát za sezonu.

- 37 -


Dusík (N) a fosfor (P) v metabolitech vyloučených rybami jsou zdrojem většiny rozpuštěných odpadních N a P sloučenin produkovaných intenzivními chovatelskými postupy v akvakultuře (Hakanson a kol., 1998; Lemarie a kol., 1998). Úroveň N a P v krmivech pro ryby (tab. 4) a efektivita jejich využití ovlivňuje množství těchto živin, které jsou vylučovány do životního prostředí (Rodehutscord a kol., 1994). Snížení výstupů těchto dvou rozpuštěných prvků pocházejících z produkčních systémů je považováno za klíčové opatření pro dlouhodobou udržitelnost akvakultury po celém světě (Phillips a kol., 1993; Cho a Bureau, 1997) s tím, že vhodná vyvážená výživa by množství těchto látek ve vodě výrazně snížila (Hasan, 2001). Výše alimentárních zbytků závisí na konečné velikosti chovaných druhů ryb, efektivitě trávení a vlastnostech krmiv (Mallekh a kol., 1999). Ryby mohou inkorporovat do svého těla 20–50 % N a 15–56 % P z krmiva (Schneider a kol., 2004). Zbývající N a P se uvolňuje do vody a může být převeden na různé formy fototrofními a heterotrofními organizmy (Schneider, 2006). Důležitým pokrokem ve výživě ryb bylo použití extrudovaných krmiv. Tyto diety mají vyšší stabilitu a stravitelnost, čímž garantují významné snížení množství živin vylučovaných do vody (Johnsen a kol., 1993). Ryby mají také vyšší požadavky na bílkoviny než jiné druhy hospodářských živočichů. Zvýšená produkce akvakultury a důsledky nízkého využití bílkovin vedou k tomu, že velká část dusíku je emitována do odtékající vody. Proto vzrůstá i nutnost optimalizace zdrojů bílkovin a esenciálních aminokyselin v krmivech (Fournier a kol., 2002). Tab. 4. Fosfor a dusík obsažený v různých krmivech, hnojivech a rybách. Tab. 4. Phosphorus and nitrogen content of different fish feeds, pond fertilizers and fish. Zdroj

Fosfor (g.kg-1)

Dusík (g.kg-1)

Odkaz

Kukuřice

3,2

15,7

Kirchgessner (1982); Lád (2003)

Žito

3,3

16,1

Kirchgessner (1982); Kowieska a kol. (2011)

Triticale

3,4

19,1

Knösche a kol. (1998); Kowieska a kol. (2011)

Pšenice

3,3

19,2

Kowieska a kol. (2011); Hartman (2012)

Ječmen ozimý

3,5

4,0

ZS Dynín, os. sděl.

Suchá krmiva (krmné směsi)

9–11

60–72

Knösche a kol. (1998)

Superfosfát

200

–


Tekutá statková hnojiva

0,8

4,5


Ryby

8,4

23

Knösche a kol. (1998); Hartman (2012)

- 38 -


Obr. 2. Retence dusíku u ryb (Jirásek a kol., 2005, upraveno). Fig. 2. Nitrogen retention in fish (adapted from Jirásek a kol., 2005).

Dusík Ryby jsou schopny využívat bílkoviny velmi efektivně, a to navzdory skutečnosti, že využívají významnou část stravitelných bílkovin pro energetické účely (Kaushik a kol., 1982; Kaushik a Dabrowski, 1983) a produkují velké množství dusíkatých metabolitů (Dosdat a kol., 1996). Výsledky z různých chovných systémů ukazují, že v průměru 25 % N (s rozsahem od 11 do 36 %, obr. 2) jsou schopny ryby zadržet a využít (Avnimelech a Lacher, 1979; Hargreaves, 1998; Rahman a kol., 2008). Vysoká účinnost využívání nutrientů rybami souvisí s tím, že zatížení rybníků dusíkem může být významně sníženo schopností rybníků asimilovat dusíkaté odpadní látky (Hargreaves, 1998; Paspatis a kol., 2000). Druh ryby a čas po příjmu potravy má také vliv na vylučování (Lupatsch a Kissil, 1998). Studie optimálních požadavků u kapra prokázala, že obsah bílkovin v rozmezí od 30 do 38 % splňuje jeho požadavky na příjem proteinu (Jauncey, 1982; Watanabe, 1988). Je také dobře známo, že krmení s nadbytkem aminokyselin má za následek jejich katabolismus spojený s vylučováním amoniaku a ztrátami energie (Lloyd a kol., 1978). V této souvislosti je ve výživě také důležitá rovnováha mezi stravitelnými bílkovinami a stravitelnou energií (Kaushik, 1994). Kromě obsahu bílkovin v krmivu může ke zvýšení účinnosti retence N a poklesu odpadního amoniaku vylučovaného rybami vést i rovnováha mezi stravitelnými bílkovinami a stravitelnou energií v dietě (Kaushik, 1998; McGoogan a Gatlin, 2000). Využití neproteinových zdrojů energie (tuk nebo sacharidy) pro splnění energetických požadavků může zlepšit retenci proteinu, čímž se sníží exkrece amoniaku do vody. Tento jev se běžně nazývá „protein šetřící efekt“ a byl prokázán u řady druhů (Kaushik, 1998). Hlavním konečným produktem metabolismu bílkovin u ryb je amoniak, ale podstatná část dusíkatého

- 39 -


odpadu může být vyloučena u některých druhů i ve formě močoviny (Wood, 1993). Amoniak je vylučován převážně přes žábry, a proto jeho uvolňování je především závislé na příjmu bílkovin a jejich metabolické účinnosti, která je druhově specifická a je ovlivněna mimo jiné i koncentrací amoniaku ve vodě (Dosdat a kol., 2003). Většina ryb se živí stravou bohatou na bílkoviny, kdy je amoniak metabolicky vylučován deaminací aminokyselin (Carter a Brafield, 1992). Koncentrace amoniaku je přitom často limitujícím parametrem kvality vody v intenzivních produkčních systémech (Thomas a Piedrahita, 1998). Kvantifikace amoniaku a močoviny vylučované různými druhy ryb ve vztahu k jejich výživě je důležitým poznatkem pro zjištění účinnosti metabolismu bílkovin v rybochovných systémech, protože částečně určuje úspěšnost zvláštní výživy (Gélineau a kol., 1998; Engin a Carter, 2001). V méně intenzivně obhospodařovaných rybnících nemá otázka vylučování amoniaku a močoviny rybami žádný zásadní význam, protože za příznivých podmínek jsou obě tyto látky okamžitě začleněny do rybničního ekosystému. V různých rybochovných systémech je přibližně 25 % dusíku dodaného ve formě krmiv nebo jiným vnosem živin zadrženo v chovaném organizmu (Hargreaves, 1998). Nicméně v rybnících je několik dalších faktorů, které zasahují do tohoto procesu, protože amoniak za těchto podmínek chovu může vznikat, nebo naopak být spotřebován biologickými procesy, které obvykle nemohou být simulovány v laboratoři (Thomas a Piedrahita, 1998). Z pohledu rybníkářství je k dispozici jen málo informací o vlivu vstupů a výstupů N (Gross a kol., 2000), a je proto potřeba lépe pochopit faktory regulující koncentrace amoniaku a dusičnanů a výměny mezi dusíkatými sloučeninami sedimentu a vody v rybniční akvakultuře (Hargreaves, 1998; Adámek a Maršálek, 2012). Zdroje bílkovin, jako jsou rybí a sojové moučky, můžou zlepšit účinnost asimilace N a jeho využití (Hargreaves, 1998). Použití rostlinných bílkovin, které v krmivech pro kapra (Cyprinus carpio L.) chovaného v rybnících převládají, však má odlišné účinky na využití krmiva a produkci dusíkatých odpadů. Tato krmiva mají horší složení aminokyselin, snižují retenci N a v důsledku toho zvyšují vylučování N. U kapra se celkové zatížení dusíkem udává 30,9–86,0 kg vyprodukovaného N na tunu produkce dle typu krmiva (Jahan a kol., 2002). Fosfor Ryby mohou absorbovat fosfor z vody, ale vzhledem k jeho nízké koncentraci je nutné jeho doplnění ve výživě (Phillips a kol., 1958). Bylo zjištěno, že dostupnost P z krmiv je nižší u kapra než u pstruha duhového (Oncorhynchus mykiss) (tab. 5), přičemž tyto rozdíly jsou pravděpodobně způsobeny absencí žaludečního trávení u kapra (Lall, 1991; Satoh, 1991; Jahan a kol., 2001). Retence P rybami se pohybuje okolo 20 % u běžných komerčních krmiv a většina P (68–86 %) je vylučována do odpadních vod (Avnimelech a Lacher, 1979; Lazzari a Baldisserotto, 2008; Rahman a kol., 2008). Nadbytek fosforu v rybích dietách způsobuje vyšší objem vylučovaného P a tento jev je jednou z hlavních příčin eutrofizace vodního prostředí rybníků narušující kvalitu vody (Kim a kol., 1998). Složení krmiv má velký vliv na stravitelnost P, jeho uchovávání a ztráty (Amirkolaie, 2005a). Při formulaci krmiv umožňujících nižší zatížení fosforem je třeba mít na paměti nutnost dodržení dostatečného podílu dostupného fosforu, schopného zajistit odpovídající růst (Jahan a kol., 2003). Díky celosvětovému zájmu orientovanému na snížení znečištění povrchových vod se stává nutností redukovat vylučování P rybami používáním kvalitních krmiv (Rodehutscord a kol., 2000).

- 40 -


Tab. 5. Srovnání biologické dostupnosti fosforu (%) z různých složek krmiv u pstruha duhového a kapra obecného (Kaushik, 1995, upraveno).

Tab. 5.

Comparison of the bioavailability (%) of phosphorus from different feed ingredients in rainbow trout and in common carp (adapted from Kaushik, 1995).

Surovina

Pstruh

Kapr

Kvasnice

91

93

Kasein

90

97

Bílé rybí maso

60–72

10–26

Červené rybí maso

70–81

24

Rýžové otruby

19

25

Pšeničné klíčky

58

57

Fytátový P

0–19

8–38

Zlepšení kvality krmiv s cílem zadržet P podávaný v krmivu je jednou z hlavních strategií snižování dopadu akvakultury na životní prostředí (Satoh a kol., 2003). Stupeň vyloučeného P je do značné míry ovlivněn jeho biologickou dostupností, druhem krmiva a obsahem tohoto prvku v dietě (Buyukates a kol., 2000). Obecně vzato, fosfor se vyskytuje ve všech rostlinných a živočišných přísadách používaných v krmivech pro ryby, ale jeho dostupnost se mění v závislosti na zdroji (tab. 5). Rostlinné bílkovinné látky, jako je kukuřice a sójová moučka, mají nižší obsah P ve srovnání s rybí moučkou a dalšími produkty živočišného původu. Tyto vlastnosti jsou vhodné pro sestavování diet s cílem zachovat co nejvyšší kvalitu vody v odchovných systémech (Cho a kol., 1994). Použití ingrediencí s vysokým obsahem bílkovin, které mají vysoké procento stravitelného P, přispívá ke snížení koncentrace nedostupného P v krmivu (Cho a kol., 1994). Obecně lze říci, že rostlinné zdroje mají velké množství fytátového P, který ale není dostupný pro ryby, protože nemají enzym fytázu (NRC, 1993; Cho a Bureau, 2001; Kumar a kol., 2012). Důsledkem nízké stravitelnosti fytátu pro ryby je skutečnost, že většina fytátového P se vyloučí do vody a může vyvolat sinicový vodní květ (Baruah a kol., 2004). U kapra se celkové zatížení fosforem udává ve výši 8,9–26,4 kg vyprodukovaného P na tunu produkce (Watanabe a kol., 1999; Jahan a kol., 2000, 2001, 2002). Tato hodnota je vyšší než u jiných druhů ryb, kdy např. v chovech lososů se vyprodukuje méně než 3 kg P na tunu produkce (Cho a Bureau, 1997). Redukce odpadů z rybníkářství Zlepšení kvality krmiv

Během několika posledních desetiletí došlo k mnoha změnám v krmných technologiích a způsobech výživy se zaměřením na snížení produkce pevných odpadů vzniklých nespotřebovaným nebo rozplaveným krmivem (Enell, 1995; Bergheim a Asgard, 1996; Kiang, 1999). Technologické úpravy, jako je extruze a expandace, zlepšily fyzikální vlastnosti krmiv pro ryby (např. stabilitu ve vodě a redukci vyplavování živin) (Kearns, 1993; Wilson, 1994).

- 41 -


Stravitelnost složek a živinové složení potravy jsou hlavní faktory, které ovlivňují celkové množství odpadu v systému produkce akvakultury. Proto je třeba minimalizovat produkci těchto látek správnou formulací diet a vhodným zpracováním krmiv. Pevné odpady v akvakultuře se skládají hlavně z nestráveného škrobu a vlákniny z obilovin a rostlinných složek. Podíl nestrávených bílkovin a tuku v pevných odpadech je nízký, protože jsou pro ryby velmi dobře stravitelné (Cho a Bureau, 2001). Použití vysoce stravitelného krmiva nemůže zcela vyřešit otázku produkce exkrementů, protože kapacita trávení u ryb je omezena a určitá část krmiva vždy zůstává nestrávená a je vylučována ve formě pevných exkrementů (Cho a kol., 1994). Navíc v důsledku omezené dostupnosti rybí moučky a rybího tuku v budoucnosti (Hardy, 1996; Amirkolaie, 2011) se bude zvyšovat obsah rostlinných složek v krmivech i pro produkci dravých ryb. Kromě toho budou moderní intenzivní systémy pro herbivorní a omnivorní druhy ryb více spoléhat na doplňková krmiva, která obsahují vysoké procento rostlinných složek (Naylor a kol., 2000; Hardy, 2008). Složení krmiva a způsob jeho zpracování může měnit fyzikální vlastnosti exkrementů a tím i účinnost sedimentace a odstraňování pevných odpadů (Amirkolaie a kol., 2005b). Stabilní výkaly mají větší velikost částic a usazují se rychleji, jsou tak mnohem efektivněji začleněny do rozkladných procesů a bioturbace ve dně rybníku. Potravní chování bentofágních ryb (kapr) je zvláště důležité, pokud jde o jejich úlohu při příjmu krmiv potopených na dno. Při vyhledávání těchto krmiv po dně uvolňují velké množství živin do vodního sloupce, čímž zvyšují trofii a produkci fytoplanktonu (Adámek a Maršálek, 2012). Tento jev je velmi důležitý při odchovu ryb v rybnících (Avnimelech a kol., 1999), a to zejména při odchovu starších věkových kategorií kapra, kterým je doplňkové krmivo předkládáno již od začátku vegetačního období (Kloskowski, 2011). Škrob je levným zdrojem energie a jeho zařazení do krmiv ovlivňuje stabilitu trusu (Han a kol., 1996). Rostlinné ingredienty vždy obsahují určitý podíl škrobu a jeho přídavek do krmiv v akvakultuře může snížit obsah rozpuštěných dusíkatých odpadních látek u mnoha druhů ryb zvýšením obsahu nebílkovinné energie v dietě (Steffens a kol., 1999; McGoogan a Gatlin, 2000). Přikrmování ryb obilovinami

Kapr je jednou z nejčastěji chovaných ryb v rybnících střední a východní Evropy (Stibranyiová a Adámek, 1998; Mráz a Picková, 2009; Mazurkiewicz a kol., 2011). Jeho hospodářský význam pro tento region spočívá především ve schopnosti přizpůsobit se proměnlivým podmínkám životního prostředí (kvalita vody) a různým komponentům krmiva při zachování jejich vysoké konverze (Jauncey, 1982). Produkce v rybnících střední Evropy je dosahována většinou s použitím polointenzivního chovu v kombinaci přirozené potravy a doplňkového přikrmování obilovinami (Hepher a Pruginin, 1982; Moore, 1985; Horváth a kol., 1992; Kaushik, 1995; Bauer a Schlott, 2006; Adámek a kol., 2010; Mareš a kol., 2012). Přikrmováním v rybnících se vytváří od 25–30 % (Adámek a kol., 2008) do 50 % a více z celkové produkce kapra (Tacon a De Silva, 1997; Szumiec, 1999) a zbylou část ve výživě zaujímá přirozená potrava. Doplňkové krmivo je užitečný nástroj pro poskytování živin a energie a dodává potřebné komponenty pro lepší růst a produkci ryb (Abdelghany a Ahmad, 2002). Tento způsob produkce ryb vyvolává jisté obavy, protože cizorodé látky (krmiva), jsou aplikovány do rybníků během vegetační sezony, ve které mohou být příčinou znečištění povrchových vod (Piotrowska-Opuszyñska, 1984). V tomto systému odchovu se používají krmiva rostlinného původu (nejčastěji žito, triticale, kukuřice,

- 42 -


pšenice a ječmen) (Jankovic a kol., 2011), která sice zcela nepokrývají růstové potřeby odchovávaných kaprů, ale jsou levným a snadno dostupným zdrojem energie (Ghosh a kol., 1984; Turk, 1994; Turk, 1995; Markovic a Mitrovic-Tutundzic, 2003; Hůda, 2009; Mráz a Picková, 2009). Obiloviny jsou jedním z nejčastěji používaných doplňkových krmiv v rybniční akvakultuře (Turk, 1995). Mají vysoký podíl sacharidů, zejména škrobů, které jsou primárním zdrojem energie pro ryby (Smith, 1989; Sadowski a Trzebiatowski, 1995; Sargent a kol., 2002; Arlinghaus a kol., 2003). Specifický enzymatický systém s vysokou činností amylázy a maltázy umožňuje kaprovi využít vysoké množství sacharidů (Steffens, 1985). Jejich nadbytek však vede k ukládání tuku v mase ryb (Yamamoto a kol., 2003; Jirásek a kol., 2005; Cirkovic a kol., 2011). Základní složkou obilovin je škrob (60–70 %), jehož stravitelnost v surovém stavu je asi 70 % (Cirkovic a kol., 2002) a kterou lze zvýšit tepelnou úpravou až na 90 % (Przybyl a Mazurkiewicz, 2004). Díky této vysoké stravitelnosti jsou sacharidy jedním z nejhodnotnějších zdrojů energie v krmivech pro kapry a umožňují tak lepší využití proteinu pro rybí přírůstky (Sadowski a Trzebiatowski, 1995). Celkový obsah proteinu v zrnech obilovin se pohybuje v závislosti na druhu a kvalitě v rozmezí 7–15 % (Füllner a kol., 2000; Dordević a Dinić, 2007) a jeho složení je chudé na esenciální aminokyseliny (Przybyl a Mazurkiewicz, 2004; Másílko a Hartvich, 2010). Hofer a Sturmbauer (1985) se zmiňují, že pšenice a některé jiné obiloviny obsahují antinutriční látky (albuminy aj.), které zpomalují činnost α-amylázy. Díky těmto látkám může dojít v průběhu trávení ke snížení trávení škrobu. Mezi antinutriční látky patří především proteázové inhibitory, fytoestrogeny, giotrogeny, antivitamíny, fytázy, různé oligosacharidy a antigenní proteiny (alergeny) (Tacon a Jackson, 1985; Hendricks a Bailey, 1989; Macrae a kol., 1993; Liener, 1994; Anderson a Wolf, 1995; Friedman, 1996; Alacrón a kol., 1999). Účinky antinutričních látek jsou nežádoucí, protože snižují příjem krmiv a biologickou dostupnost živin z přijatého krmiva a tím dochází k zpomalení růstu a k vyššímu zatížení vody vylučovanými exkrementy (Van der Ingh a kol., 1996; Refstie a kol., 1998; Alacrón a kol., 1999; Arndt a kol., 1999). Díky tepelné nestálosti některých antinutričních faktorů je možné pomocí tepelných úprav snížit, omezit, popřípadě inaktivovat funkci enzymů, aniž dojde ke znehodnocení krmné suroviny (Másílko a Hartvich, 2010). Některé antinutriční faktory se mohou vyskytovat ve slupkách obilovin. Proto odstranění slupky a následná tepelná úprava některých krmiv může výrazně snížit vliv těchto faktorů, jen s nepatrným nebo žádným vlivem na stravitelnost krmiv (Robaina a kol., 1995; Burel a kol., 1998; Refstie a kol., 1998; Glencross a kol., 2007). Cho a kol. (2006) v tomto ohledu doporučuje zkrmovat kvalitní extrudovaná krmiva, která mají příznivý vliv na lepší strávení živin obsažených v krmivu a nižší exkreci nestrávených živin. V souladu s těmito závěry lze očekávat, že tepelné a mechanické zpracování krmných obilovin před jejich použitím v kaprových rybnících může přispět ke snížení zatížení prostředí rybníka o nestrávené nebo špatně strávené doplňkové krmivo (Jovanovic a kol., 2006). Urbánek (2009) uvádí, že produkční účinek obilovin lze zvýšit až o 18 % například mačkáním. Eisert (2008) zjistil snížení krmného koeficientu u mačkaného krmiva o 3,5 %. Tato čísla jsou v souladu s výsledky sledování Másílka a kol. (2009), kteří zjistili snížení krmného koeficientu u mačkaných obilovin až o 11,06 %. Tacon a Jackson (1985) udávají, že šrotováním dochází ke zlepšení stravitelnosti předkládaných krmiv, kdy dojde k porušení povrchu zrna, které může vést k redukci nežádoucích antinutričních faktorů, jež jsou v nich obsaženy. Například Booth a kol. (2000) uvádí, že jemné šrotování mělo minoritní efekt na stravitelnost i na růstové parametry u australského okouna Bidyanus bidyanus. Másílko a kol. (2012) udávají lepší konverzi mačkaného ječmene a žita pro kapra. Venou a kol. (2003) došli k závěru, že tepelná úprava kukuřice a pšenice významně zlepšuje nutriční vlastnosti oproti

- 43 -


neupravenému krmivu u pražmy Sparus aurata. Burel a kol. (2000) zmiňují, že tepelná úprava řepky zlepšuje její stravitelnost a dostupnost fosforu pro pstruha duhového a platýse (Psetta maxima). SOUHRN Stávající i budoucí předpisy týkající se životního prostředí a diskuze k nim budou pravděpodobně prosazovat rozvoj a výzkum směřující k dosažení udržitelnosti sladkovodního rybníkářství. Jednou z hybných sil udržitelnosti rybníkářství je výzkum nutričních strategií jako prostředku ke snížení produkce odpadů v akvakultuře. V několika posledních letech byla pro naplnění tohoto cíle zlepšena kvalita krmiv, jejich úpravy i technologie krmení. Složení krmiv má významný vliv na množství a kvalitu odpadních látek produkovaných akvakulturou jak v rybnících samotných, tak následně i na kvalitu vypouštěné vody. Vypouštění odpadních látek z akvakultury může být sníženo, ne však zcela zamezeno, jelikož ryby samotné nemohou veškeré přijaté látky z krmiv využít a vždy část krmiva zůstává nestrávena. Znečištění vznikající při produkci ryb však lze částečně snížit použitím vysoce stravitelného krmiva, správné krmné technologie a pečlivým vyvážením energie a živin, zejména pak dusíku a fosforu. PODĚKOVÁNÍ Tato práce vznikla za finanční podpory Ministerstva školství, mládeže a tělovýchovy ČR (projekt CENAKVA č. CZ.1.05/2.1.00/01.0024), Grantové agentury Jihočeské univerzity v Českých Budějovicích (projekt č. 047/2010/Z) a Národní agentury pro zemědělský výzkum (projekt č. QH82117). LITERATURA Abdelghany, E.A., Ahmad, M.H., 2002. Effects of feeding rates on growth and production of Nile tilapia, common carp and silver carp polyculture in fertilized ponds. Aquac. Res., 33: 415–423. Adámek, Z., Jirásek, J., Vachta, R., Zapletal, V., 1987. Chemismus a biologie škrobárenských akumulačních rybníků. In: Intenzifikace rybářské výroby a kvalita vody. Sborník referátů celostátního sympozia ve Velkém Meziříčí 8.–9. prosince 1987, Velké Meziříčí, s. 62–66. Adámek, Z., Jirásek, J., 1989. Vývoj kvality vody a produkce v organicky zatěžovaných rybnících. In: Význam malých poľnohospodárských nádrží pre rybárstvo a ochranu vodného prostredia krajiny. Nitra: pp. 85–90. Adámek, Z., Berka, R., Hůda, J., 2008. Carp as a traditional food fish from pond aquaculture of the Czech Republic. World Aquaculture, 39: 52–54/68. Adámek, Z., Helešic, J., Maršálek, B., Rulík, M., 2010. Aplikovaná hydrobiologie. Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích, Fakulta rybářství a ochrany vod, Vodňany (2. rozšířené upravené vydání), 350 s.

- 44 -


Adámek, Z., Maršálek, B., 2013. Bioturbation of sediments by benthic macroinvertebrates and fish and its implication for pond ecosystems: a review. Aquacult. Int., 21: 1–17. Alacrón, F.J., Moyano, F.J., Diaz, M., 1999. Effect of inhibitors present in protein sources on digestive proteases of juvenile sea bream (Sparus aurata). Aquat. Living Resour., 12: 233–238. Ali, A., Khan, M.N., 2001. Suitability of water quality parameters of fish farms in District Lahore. Pakistan Cong. Zool. Abs., p. 112. Ali, A., Bhatti, M.N., Khan, M.N., Rehman, M.H., 2006. Role of soil and water chemistry in aquaculture. In: Proceedings of International conference on” Solving problems of Freshwater Fish Farming in Pakistan” November 27–28, UVAS. pp.139–141. Amirkolaie, A.K., El-Shafai, S.A., Ding, E.H., Schrama, J.W., Verreth, J.A.J., 2005a. Comparison of faecal collection method with high and low quality diets regarding digestibility and faeces characteristics measurements in Nile tilapia. Aquac. Res., 36: 578–585. Amirkolaie, A.K., Leenhouwers, J.I., Verreth, J.A.J., Schrama, J.W., 2005b. Type of dietary fibre (soluble versus insoluble) influences digestion, faeces characteristics and faecal waste production in Nile tilapia. Aquac. Res., 36: 1157–1166. Amirkolaie, A.K., Verreth, J.A.J., Schrama, J.W., 2006. Effect of gelatinization degree and inclusion level of dietary starch on the characteristics of digesta and faeces in Nile tilapia (Oreochromis niloticus (L.)). Aquaculture, 260: 194–205. Amirkolaie, A.K., 2011. Reduction in the environmental impact of waste discharged by fish farms through feed and feeding. Rev. Aquacult., 3: 19–26. Anderson, R.L., Wolf, W.J., 1995. Compositional changes in trypsin inhibitors, phytic acid, saponins and isoflavones to soybean processing. J. Nutr., 125: 581–588. Arlinghaus, R., Wirth, M., Rennert, B., 2003. Digestibility measurements in juvenile tench (Tinca tinca L.) by using a continuous filtration device for fish faeces. J. Appl. Ichthyol., 19: 152–156. Arndt, R.E., Hardy, R.W., Sugiura, S.H., Dong, F.M., 1999. Effect of heat treatment and substitution level on palatability and nutritional value of soy defatted flour in feeds for coho salmon, Oncorhynchus kisutch. Aquaculture, 180: 129–145. Avnimelech, Y., Lacher, M., 1979. A tentative nutrient balance for intensive fish ponds. Bamidgeh, 31: 3–8. Avnimelech, Y., Kochva, M., Hargreaves, J.A., 1999. Sedimentation and resuspension in earthen fish ponds. J World Aquacult. Soc., 30: 401–409. Baranova, V.P., Sakharov, A.M., 1988. Method of estimation of water pollution in carp culture. In: Sbomik nauch. trudov GosNII ozer.i rechn.rybn.khoz. NPO po prom.i teplovod. rybovod., 274: 26–35 (in Russian). Baruah, K., Sahu, N.P., Pal, A.K., Debnath, D., 2004. Dietary phytase: an ideal approach for a cost effective and low polluting aqua feed. NAGA World Fish centre Quarterly, 27: 15–19. Bauer, C., Schlott, K., 2006. Reaction of common carp (Cyprinus carpio L.) to oxygen deficiency in winter as an example for the suitability of radio telemetry monitoring the reaction of fish to stress factors in pond aquaculture. Aquac. Res., 37: 248–254. Bergheim, A., Asgard, T., 1996. Waste production in aquaculture. In: D.J. Baird, M.C.M. Beveridge, L.A. Kelly and J.F. Muir (Editors), Aquaculture and Waste Resource Management, Blackwell Science, Oxford: pp. 50–80.

- 45 -


Bergheim, A., Silvertsen, A., 1981. Oxygen consuming properties of effluents from fish farms. Aquaculture, 22: 185–187. Beveridge, M.C.M., 1984. Cage and pen fish farming. Carrying capacity models and environmental impact. FAO Fish. Tech. Pap., 255, 131 pp. Beveridge, M.C.M., Philips, M.J., Macintosh, D.C., 1997. Aquaculture and environment: the supply and demand for environment goods and services by Asian aquaculture and the implications for sustainability. Aquac. Res., 28: 101–111. Billard, R., Perchec, G., 1993. Systems and technologies of production and processing for carp. In: P. Kestemont and R. Billard (Editors), Aquaculture of Freshwater Species (except Salmonids), EAS Spec. Publ. 20, Oostende, pp. l–5. Booth, M.A., Allan, G.L., Warner-Smith, R., 2000. Effects of grinding, steam conditioning and extrusion of a practical diet on digestibility and weight gain of silver perch, Bidyanus bidyanus. Aquaculture, 182: 287–299. Boyd, C.E. (Editors), 1982. Water Quality Management for Pond Fish Culture. Elsevier, New York, 318 pp. Boyd, C.E., Massaut, L., 1999. Risks associated with the use of chemicals in pond aquaculture. Aquacult. Eng., 20: 113–132. Brinker, A., Koppe, W., Rosch, R., 2005. Optimised effluent treatment by stabilised trout. faeces. Aquaculture, 249: 125–144. Buchanan, J., 1990. The use of chemicals in farming Atlantic salmon - the industry viewpoint. In: P. Oliver and E. Colleran (Editors), Interactions between Aquaculture and the Environment. An Taisce: The National Trust for Ireland, Dublin, pp. 33–39. Burel, C., Boujard, T., Corraze, G., Kaushik, S.J., Boeuf, G., Mol, K.A., Van Der Geyten, S., Kuhn, E.R., 1998. Incorporation of high levels of extruded lupin in diets for rainbow trout (Oncorhynchus mykiss): nutritional value and effect on thyroid status. Aquaculture, 163: 325–345. Burel, C., Boujard, T., Tulli, F., Kaushik, S.J., 2000. Digestibility of extruded peas, extruded lupin, and rapeseed meal in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) and turbot (Psetta maxima). Aquaculture, 188: 285–298. Butz, I., 1988. Situation of fish-farm effluents in Austria. Monistettuja Julkaisuja (Helsinki), 74: 4–12. Buyukates, Y., Rawles, S.D., Gatlin III, D.M., 2000. Phosphorus fractions of various feedstuffs and apparent phosphorus availability to channel catfish. N. Am. J. Aquacult., 62: 184–188. Carter, C.G., Brafield, A.E., 1992. The bioenergetics of grass carp, Ctenopharyngodon idella (Val.): the influence of body weight, ration and dietary composition on nitrogenous excretion. J. Fish Biol., 41: 533–543. Cirkovic, M., Jovanovic, B., Maletin, S., 2002. Ribarstvo. Univerzitet u Novom Sadu, Poljoprivredni fakultet, pp. 197, 207, 213. Cirkovic, M., Dordevic, V., Miloševic, N., Ljubojevic, D., Babic, J., 2011. Meat quality of tench in different conditions of production. Zbornik sažetaka VII medun. Gospodarsko znanstveni skup o ribarstvu. Vukovar, pp. 22–27.

- 46 -


Cross, T.F., 1992. Potential genetic interactions between reared and wild fish in Europe, with particular emphasis on Atlantic salmon. In: N. De Pauw and J. Joyce (Editors), Aquaculture Europe ‘91 – Aquaculture and the Environment. EAS Spec. Publ., 16, Ghent, pp. 299–308. Daniels, H.V., Boyd, C.E., 1989. Chemical budgets for polyethylene-lined, brackishwater ponds. J. World Aquac. Soc., 20: 53–60. Diana, J.S., Szyper, J.P., Batterson, T.R., Boyd, C.E., Piedrahita, R.H., 1997. Water quality in ponds. In: H.S. Egna and C.E. Boyd (Editors), Dynamics of pond aquaculture. CRC press LLC, pp. 53–72. Dordević, N., Dinić, B., 2007. Hrana za životinje. Cenzone tech-Europe, d.o.o. Arandelovac. pp. 257– 259, 261, 265, 464, 466, 467, 469–471, 473. Dosdat, A., Servais, F., Métailler, R., Huelvan, C., Desbruyéres, E., 1996. Comparison of nitrogenous losses in five teleost fish species. Aquaculture, 141: 107–127. Dosdat, A., Ruyet, J.P., Covés, D., Dutto, G., Gasset, E., Le Roux, A., Lemarié, G., 2003. Effect of chronic exposure to ammonia on growth, food utilization and metabolism of the European sea bass (Dicentrarchus labrax). Aquat. Living Resour., 16: 509–520. Dulic, Z., Subakov-Simic, G., Ciric, M., Relic, R., Lakic, N., Stankovic, M., Markovic, Z., 2010. Water quality in semi-intensive carp production system using three different feeds. Bulg. J. Agric. Sci., 16: 266–274. Duras, J., Potužák, J., 2012a. Rybníky – obávaná součást povodí vodárenských nádrží ohrožených eutrofizací. In: J. Říhová Ambrožová, J. Veselá (Editors), Vodárenská biologie. Praha, 1.–2. 2. 2012, pp. 45–51. Duras, J., Potužák, J., 2012b. Látková bilance fosforu v produkčních a rekreačních rybnících. Vodní hospodářství, 6: 210–216. Eisert, Z., 2008. Využití obilovin k přikrmování kapra na rybnících Rybářství Lomnice nad Lužnicí. Diplomová práce, Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích, 63 pp. Enell, M., 1995. Environmental impact of nutrient from Nordic fish farming. Water Sci. Technol., 10: 61–71. Engin, K., Carter, C.G., 2001. Ammonia and urea excretion rates of juvenile Australian short-finned eel (Anguilla australis australis) as influenced by dietary protein level. Aquaculture, 194: 123–136. FAO (Food and Agriculture Organization of the United Nations), 2010. The State of World Fisheries and Aquaculture. FAO, Rome. Fournier, V., Gouillou-Coustans, M.F., Métailler, R., Vachot, C., Guedes, M.J., Tulli, F., Oliva-Teles, A., Tibaldi, E., Kaushik, S.J., 2002. Protein and arginine requirements for maintenance and nitrogen gain in four teleosts. Brit. J. Nutr., 87: 459–469. Fournier, V., Gouillou-Coustans, M.F., Métailler, R., Vachot, C., Moriceau, J., Le Delliou, H., Huelvan, C., Desbruyeres, E., Kaushik, S.J., 2003. Excess dietary arginine affects urea excretion but does not improve N utilization in rainbow trout Oncorhynchus mykiss and turbot Psetta maxima. Aquaculture, 217: 559–576. Friedman, M., 1996. Nutritional value of proteins from different food sources. A review. J. Agricult. Food Chem., 44: 6–29.

- 47 -


Füllner, G., Langner, N., Pfeifer, M., 2000. Ordnungsgemässe Teichbewirtschaftung im Freistaat Sachsen, Sächsisches Landesanstalt für Landwirtschaft, Referat Fischerei Königswarta, p. 66. Gélineau, A., Médale, F., Boujard, T., 1998. Effect of feeding time on postprandial nitrogen excretion and energy expenditure in rainbow trout. J. Fish Biol., 52: 655–664. Gergel, J., Kalenda, M., 1983. Vliv rybníků na kvalitu povrchové vody. Sborník ÚVTIZ meliorace, 2: 93–102. Gergel, J., Kratochvíl, A., 1989. Effect of small fish-culture reservoirs on water quality. Halaszat, 35: 7–8. Ghosh, S.K., Mandal, B.K., Borthakur, D.N., 1984. Effects of feeding rats on production of common carp and water quality in paddy-cum-fish culture. Aquaculture, 40: 97–101. Glencross, B.D., Booth, M., Allan, G.L., 2007. A feed is only as good as its ingredients – a review of ingredient evaluation strategies for aquaculture feeds. Aquacult. Nutr., 13: 17–34. Gowen, R.J., Brown, J.R., Bradbury, N.B., McLusky, D.S., 1988. Investigations into benthic enrichment, hypemutrification and eutrophicat in associated with mariculture in Scottish coastal waters (1984–1988). Dept. Biological Science, University of Stirling, UK, pp. 269. Gowen, R.J., Rosenthal, H., Mitkinen, T., Ezzi, I., 1990. Environmental impact of aquaculture activities. In: N. De Pauw and R. Billard (Editors), Aquaculture Europe ‘89 – Business joins Science. EAS Spec. Publ., 12, Bredene, pp. 257–283. Gozlan, R.E., St-Hilaire, S., Feist, S.W., Martin, P., Kent, M.L., 2005. Disease threat to European fish. Nature, 435: 1046. Gross, A., Boyd, C., Wood, C.W., 2000. Nitrogen transformations and balance in channel catfish ponds. Aquacult. Eng., 24: 1–14. Guziur, J., Adámek, Z., 1987. Změny kvality rybniční vody při intenzivním minerálním hnojení NPK. Sborník referátů celostátního sympozia ve Velkém Meziříčí 8.–9. prosince 1987, Velké Meziříčí, pp. 100–107. Guziur, J., 1991. Analysis of elements of carp production intensification (K2-3) – Wyd. MIR, Gdynia, p. 142 (in Polish). Hakanson, L., Carlsson, L., Johansson, T., 1998. A new approach to calculate the phosphorus load to lakes from fish farm emissions. Aquacult. Eng., 17: 149–166. Han, X., Rosati, R., Webb, J., 1996. Correlation of the particle size distribution of solid waste to fish feed composition in an aquaculture recirculation system. In: G. Libey (Editors), Success and Failure in Commercial Recirculating Aquaculture. Virginia-Tech, Roanoke, pp. 257–278. Hardy, R.W., 1996. Alternative protein sources for salmon and trout diets. Anim. Feed Sci. Tech., 59: 71–78. Hardy, R.W., 2008. Utilization of plant proteins in fish diets; effects of global demand and supplies of grains and oilseeds. In: Resource Management: Natural, Human and Material Resources for the Sustainable Development of Aquaculture. Short Communications of Contributions Presented at the International Conference ‘‘Aquaculture Europe 2008’’, September 15–18 2008. Krakow, pp. 5–8. Hargreaves, J.A., 1998. Nitrogen biogeochemistry of aquaculture ponds. (Review). Aquaculture, 166: 181–212.

- 48 -


Hartman, P., 1992. Stanovení potřeby vápnění rybníků ve vztahu k podmínkám prostředí. Disertační práce. VŠZ AF Brno, pp. 13–74. Hartman, P., 2012. Model výživy rybniční biocenózy s ohledem na celkový fosfor. In: M. Urbánek (Editor), Sborník referátů konference Chov ryb a kvalita vody, 24. 1. 2012. České Budějovice, Rybářské sdružení, České Budějovice, pp. 33–48. Hartman, P., 2012. Výživa rybniční biocenózy organickými hnojivy. Edice Metodik, FROV JU, Vodňany, č. 127, 35 s. Hasan, M.R., 2001. Nutrition and feeding for sustainable aquaculture development in the third millennium. In: Technical Proceedings of the Conference on Aquaculture in the Third Millennium, Bangkok, pp. 193–219. Hendricks, J.D., Bailey, G.S., 1989. Adventitious toxins. In: J.E. Halver, (Editor), Fish Nutrition, Academic Press, London, pp. 605–651. Hepher, B., Pruginin, Y. (Editors), 1981. Commercial Fish Farming with special reference to fish culture in Israel. Wiley Interscience, New York, pp. 261. Hepher, B., Pruginin, Y., 1982. Tilapia culture in ponds under controlled conditions. In R.S.V. Pullin and R.H. L. McConnel (Editors), The biology and culture of tilapias. International Conference on the Biology and Culture of Tilapias, 2–5 Sep., Bellagio, pp. 185–203. Heteša, J., Marvan, P., Kupec, P., 2002. Úvalský a Šibeník – rybníky suplující funkci čistíren odpadních vod. In: P. Spurný (Editor), V. česká ichtyologická konference - sborník z konference s mezinárodní účastí, 25. 9. 2002, Brno, Mendlova zemědělská a lesnická univerzita, pp. 45–51. Hofer, R., Sturmbauer, C., 1985. Inhibiton of trout and carp α-amylase by wheat. Aquaculture, 48: 277–283. Holmer, M., 1992. Impacts of aquaculture on surrounding sediments: generation of organic-rich sediments. In: N. De Pauw and J. Joyce (Editors), Aquaculture and the Environment, EAS Spec. Publ., 16, Ghent, pp. 155–176. Horváth, L., Tamás, G., Seagrave, C. (Editors), 1992. Carp and Pond Fish Culture. Fishing News Books, Blackwell Scientific Publications Ltd., UK, 154 pp. Hoverman, J.T., Gray, M.J., Miller, D.l., Haislip, N.A., 2012. Widespread occurrence of ranavirus in pondbreeding amphibian populations. Ecohealth 9: 36–48. Hubbert, R.M., 1983. Effect of anaerobically digested animal manure on the bacterial flora of common carp C.carpio. Bamidgeh, 35: 13–19. Hůda, J., 2009. Cereals efficiency in market carp farming. [in Czech]. Ph.D. Thesis. University of South Bohemia in České Budějovice, 159 pp. Chatterjee, D.K., Saha, P.K., Adhikari, S., Mondal, A.K., 1997. Exploitation efficiency of added nitrogen and its effect on pond environment in fresh water carp culture. J. Aquacult. Trop., 12: 123–131. Chen, S., Coffin, D.E., Malone, R.F., 1997. Sludge production and management for recirculating aquaculture system. J. World Aquacul. Soc., 28: 303–315. Cho, C.Y., Hynes, J.D., Wood, K.R., Yoshida, H.K., 1994. Development of high-nutrient-dense, low-pollution diets and prediction of aquaculture wastes using biological approaches. Aquaculture, 124: 293–305.

- 49 -


Cho, C.Y., Bureau, D.P., 1997. Reduction of waste output from salmonid aquaculture through feeds and feeding. Progress. Fish-Cultur., 59: 155–160. Cho, C.Y., Bureau, D.P., 2001. A review of diet formulation strategies and feeding systems to reduce excretory and feed wastes in aquaculture. Aquac. Res., 32: 349–360. Cho, S.H., Lee, S-M., Park, B.H., Lee, S-M., 2006. Effect of feeding ratio on growth and body composition of juvenile olive flounder Paralichthys olivaceus fed extruded pellets during the summer season. Aquaculture, 251: 78– 84. Jahan, P., Watanabe, T., Satoh, S., Kiron, V., 2000. Effect of dietary fish meal levels on environmental phosphorus loading from carp culture. Fisheries Sci., 66: 204–210. Jahan, P., Watanabe, T., Satoh, S., Kiron, V., 2001. Formulation of low phosphorus loading diets for carp (Cyprinus carpio L.). Aquac. Res., 32: 361–368. Jahan, P., Watanabe, T., Satoh, S., Kiron, V., 2002. A laboratory-based assessment of phosphorusc and nitrogen loading from currently available commercial carp feeds. Fisheries Sci., 68: 579–586. Jahan, P., Watanabe, T., Kiron, I., Satoh, S.H., 2003. Balancing protein ingredients in carp feeds to limit discharge of phosphorus and nitrogen into water bodies. Fisheries Sci., 69: 226–233. Jahan, R., Khan, S., Haque, M.M., Choi, J.K., 2010. Study of harmful algal blooms in a eutrophic pond, Bangladesh. Environ.Monit. Asess., 170: 7–21. Jankovic, S., Jovanovic, R., Cirkovic, M., Ljubojevic, D., Rakic, S., Milosevic, N., 2011. Importance and use of grains in fish nutrition. In: Z. Markovic (Editor), 5th International Conference Aquaculture and Fishery. Belgrade (Serbia), 1–3 Jun 2011, pp. 103–109. Jauncey, K., 1982. Carp (Cyprinus carpio L.) nutrition - a review. In: J.F. Muir and R.J. Ronerts (Editors), Recent Advances in Aquaculture, Gromm Helm Ltd. London, pp. 216–263. Jha, P., Barat, S., Lepcha, R.F., 2003. A comparative study of limnochemistry and primary productivity of some fish ponds in the Northern districts of West Bengal, India. Ecol. Env. Cons., 9: 135–140. Jirásek, J., Mareš, J., Zeman, L. (Editors), 2005. Potřeba živin a tabulky výživné hodnoty krmiv pro ryby. MZLU, Brno, 68 pp. Johnsen, F., Hillestad, M., Austreng, E., 1993. High energy diets for Atlantic salmon. Effects on pollution. In: S.J. Kaushik and P. Luquet (Editors), Fish nutrition in practice. Les Colloques n. 61, INRA ed., Versailles Cedex, pp. 391–402. Jovanovic, R., Milisavljevic, D., Sredanovic, S., Levic, J., Duragic, O., 2006. Proizvodnja hrane za ribe različitih fizičkih karakteristika. Biotechnol. Anim. Husband., 22: 339–349. Kainz, E., 1985. Zur Auswirkung von Karpfenteichabflüssen auf die Wasserqualität von Vorflutem. Öster. Fisch., 38: 88–96. Kalous, L., Memis, D., Bohlen, J., 2004. Finding of triploid Carassius gibelio (Bloch, 1780) (Cypriniformes, Cyprinidae), in Turkey. Cybium, 28: 77–79. Karakassis, I., Hatziyanni, E., Tsapakis, M., Plaiti, W., 1999. Benthic recovery following cessation of fish farming: a series of successes and catastrophes, Mar. Ecol. Prog. Ser., 184: 205–218. Kaushik, S.J., Dabrowski, K., Luquet, P., 1982. Patterns of nitrogen excretion and oxygen consumption during ontogenesis of common carp (Cyprinus carpio). Can. J. Fish. Aquat. Sci., 39: 1095– 1105.

- 50 -


Kaushik, S.J., Dabrowski, K., 1983. Nitrogen and energy utilization in juvenile carp fed casein, amino acids or a protein-free diet. Reprod. Nutr. Dev., 23: 741–754. Kaushik, S.J., 1994. Nutritional strategies for the reduction of aquaculture wastes. In: K.-D. Cho (Editor), Proceedings of FOID 94, The Third International Conference on Fisheries and Ocean Industrial Development for Productivity Enhancement of the Coastal Waters, 3–4 June 1994. National Fisheries University of Pusan, pp. 115–132. Kaushik, S.J., 1995. Nutrient requirements, supply and utilization in the contex of carp culture. Aquaculture, 129: 225–241. Kaushik, S.J., 1998. Nutritional bioenergetics and estimation of waste production in non-salmonids. Aquat. Living Resour., 11: 211–217. Kearns, J.P., 1993. Extrusion of aquatic feed. Tech. Bull. Amer. Soyb. Assoc., 40: 16–34. Kestemont, P., 1995. Different systems of carp production and their impacts on the environment. Aquaculture, 129: 347–372. Kiang, J.K., 1999. The principles of extruding fishfeeds. Feed Tech., 3: 48–49. Kim, J.D., Kim, K.S., Song, J.S., Lee, J.Y., Jeong, K.S., 1998. Optimum level of dietary monocalcium phosphate based on growth and phosphorus excretion of mirror carp, Cyprinus carpio. Aquaculture, 161: 337–344. Kirchgessner, M. (Editor), 1982. Tierernährung. Frankfurt: M: DGL-Verlag, 448 pp. Kloskowski, J., 2011. Differential effects of age-structured common carp (Cyprinus carpio) stocks on pond invertebrate communities: implications for recreational and wildlife use of farm ponds. Aquacult. Int., 19: 1151–1164. Knösche, R., Schreckenbach, K., Pfeifer, M., Wiesenbach, H., 1998. Phosphor-und Stickstoffbilanzen von Karpfenteichen. Z. Ökologie u. Naturschutz, 7: 181–189. Kolasa- Jamińska, B., 1994. Improvement of the biotechnique of carp fingerling culture. Characteristics of pattern of hydrochemical conditions in the course of intensive carp fingerling culture. Acta Hydrobiol., 36: 145–158. Kopp, R., Šťastný, J., Sukop, I., Brabec, T., Zíková, A., Spurný, P., Mareš, J., 2012. Water quality and biotic community of a highland stream under the influence of a eutrophic fishpond. Int. Rev. Hydrobiol., 97: 26–40. Kolasa-Jamińska, B., 2002. The intensification of pond fish production and the magnitude of the waste load discharged during autumn harvesting. Archiv. Pol. Fisher., 10: 187–205. Kořínek, V., Fott, J., Fuksa, J., Lellák, J., Pražáková, M., 1987. Carp ponds of central Europe. In: R.G. Michael, (Editor), Manager aquatic ecosystem. Ecosystems of the World Vol. 29, Elsevier, Amsterdam, pp. 29–63. Kowieska, A., Lubowicki, R., Jaskowska, I., 2011. Chemical composition and nutritional characteristics of several cereal grain. Acta. Sci. Pol., Zootechnica 10: 37–50. Kumar, V., Sinha, A.K., Makkar, H.P.S., De Boeck, G., Becker, K., 2012. Phytate and phytase in fish nutrition. J. Anim. Physiol. Anim. Nutr., 96: 335–364. Lád, F., 2003. Krmivářské tabulky (Interní učební texty). ZF JU, České Budějovice, 48 s.

- 51 -


Lall, S.P., 1991. Digestibility, metabolism and excretion of dietary phosphorus in fish. Proceedings of the 1st International Symposium on Nutritional Strategies in Management of Aquaculture Waste, Guelph, Ontario, Canada. Fish Nutrition Research Laboratory, University of Guelph, Canada. Lazzari, R., Baldisserotto, B., 2008. Nitrogen and phosphorus waste in fish farming. B. Inst. Săo Paulo, 34: 591–600. Lemarie, G., Martin, J.L.M., Dutto, G., Garidou, C., 1998. Nitrogenous and phosphorous waste production in a flow-through land-based farm of european seabass (Dicentrarchus labrax). Aquat. Living Resour., 11: 247–254. Lewkowicz, S., Kolasa-Jamiñska, B., 1982. The comparison of the effectiveness of the production of two-year-old carp at three levels of production intensity. Part III. Fish habitation conditions and pond eutrophication at various production intensity levels. Gosp. Ryb., 9: 3–7 (in Polish). Liener, I.E., 1994. Implication of antinutritional components in soybean foods. Crit. Rev. Food Sci., 34: 31–67. Lloyd, L.E., MacDonald, B.E., Crampton, E.W. (Editors), 1978. Fundamentals of Nutrition, 2nd edn. WH. Freeman, San Francisco, 466 pp. Lupatsch, I., Kissil, G.W., 1998. Predicting aquaculture waste from gilthead seabream (Sparus aurata) culture using a nutritional approach. Aquat. Living Resour., 11: 265–268. Lymbery, P., 1992. The welfare of farmed fish. Compassion in World Farming. Petersfield, Hampshire. Macrae, R., Robinson, R.K., Sadler, M.J. (Editors), 1993. Encyclopaedia of Food Science, Food Technology and Nutrition. Academic Press, London, 2964–2965 pp. Máchová, J., Valentová, O., Faina, R., Svobodová, Z., Kroupová, H., Mráz, J., 2010a. Znečištění produkované kaprem obecným z různých podmínek odchovu. Bull. VÚRH Vodňany, 46: 31–38. Máchová, J., Faina, R., Mráz, J., Picková, J., Valentová, O., Beránková, P., Sudová, E., Svobodová, Z., 2010b. Vliv intenzity rybářského hospodaření na kvalitu vody v rybnících a kvalitu masa ryb. Bull. VÚRH Vodňany, 46: 19–30. Mallekh, R., Boujard, T., Lagardère, J.P., 1999. Evaluation of retention and environmental discharge of nitrogen and phosphorus by farmed turbot (Scophthalmus maximus). N. Am. J. Aquacult., 61: 141–145. Manz, D., Tschirschnitz, M., Teichmann, W., 1988. Untersuchungen zum Einfluss von Teichwirtschaften auf die Qualität der Fliessgewässer. Wasser Boden, 40: 615–619. Mareš, J., Kopp, R., Brabec, T., 2012. Kvalita masa kapra obecného – nutriční a senzorické parametry. In: M. Urbánek (Editor), Sborník referátů konference Chov ryb a kvalita vody. 24. 1. 2012. České Budějovice, Rybářské sdružení, České Budějovice: pp. 73–80. Markovic, Z., Mitrovic-Tutundzic, V., 2003. Gajenje riba. Zaduzbina Andrejevic. Beograd, 138 pp. Másílko, J., Urbánek, M., Hartvich, P., Hůda, J., 2009. Efektivní přikrmování mechanicky upravenými obilovinami v chovu tržního kapra na rybářství Třeboň a.s. Edice Metodik, FROV JU, Vodňany, č. 98, 11 s. Masílko, J., Hartvich, P., 2010. Využití upravených obilovin v chovu tržního kapra (přehled). Bull. VÚRH Vodňany, 46: 35–43.

- 52 -


Másílko, J., Hartvich, P., Rost, M., Urbánek, M., Hlaváč, D., Dvořák, P., 2012. Potential for improvement of common carp (Cyprinus carpio) production efficiency by mechanical processing of cereal diet. Anim. Feed Sci. Tech., submitted. Masseret, E., Amblard, C., Bourdier, G., 1998. Changes in the structure and metabolic activities of periphytic communities in a stream receiving treated sewage from a waste stabilization pond. Water Res., 32: 2299–2314. Mazurkiewicz, J., Przybyl, A., Czyzak-Runowska, G., Lyczynski, A., 2011. Cold-pressed rapeseed cake as a component of the diet of common carp (Cyprinus carpio L.): effects on growth, nutrient utilization, body composition and meat quality. Aquacul. Nutr., 17: 387–394. McGoogan, B.B., Gatlin, D.M., 2000. Dietary manipulations affecting growth and nitrogenous waste production of red drum, Sciaenops ocellatus. II. Effects of energy level and nutrient density at various feeding rates. Aquaculture, 182: 271–285. Milstein, A., 1993. Water quality and fresh water fish culture intensification: The Israeli example. Aquacult. Fish. Manage., 24: 715–724. Milstein, A., Svirsky, F., 1996. Effect of fish species combinations on water chemistry and plankton composition in earthen fish ponds. Aquac. Res., 27: 79–90. Milstein, A., Zaron, M., Kochba, M., Avnimelech, Y., 2001. Effect of different management practices on water quality of intensive tilapia culture systems in Israel. Aquacult. Int., 9: 133–152. Moore, L.B., 1985. The role of feeds and feeding in aquatic animals production. GeoJournal, 10: 245–251. Mráz, J., Picková, J., 2009. Differences between lipid content and composition of different parts of fillets from crossbred farmed carp (Cyprinus carpio). Fish. Physiol. Biochem., 35: 615–623. Muir, J.F., 1982. Economic aspects of waste treatment in fish culture. EIFAC Tech. Pap., FAO, Rome, 41: 123–135. Nařízení vlády č. 61/2003 Sb., o ukazatelích a hodnotách přípustného znečištění povrchových vod a odpadních vod, náležitostech povolení k vypouštění odpadních vod do vod povrchových a do kanalizací a o citlivých oblastech. Sbírka zákonů 24/2003, p. 898 . Naylor, R.L., Goldburg, R.J., Primavera, J.H., Kautsky, N., Beveridge, M.C.M., Clay, J. et al., 2000. Effect of aquaculture on world fisheries supplies. Nature, 405: 1017–1023. NRC, 1993. U.S. National Research Council. Nutrients requirements of fish. National Academy Press, p. 114. Paspatis, M., Boujard, T., Maragoudaki, D., Kentouri, M., 2000. European sea bass growth and N and P loss under different feeding practices. Aquaculture, 184: 77–88. Pechar, L., 2000. Impact of long-term changes in fischery management on the trophic level water quality in Czech fish ponds, Fisheries Manag. Ecol., 7: 23–31. Pechar, L., 2006. Procesy eutrofizace mělkých vod - studie rybničních ekosystémů. Habilitační práce, Zemědělská fakulta, Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích, 44 s. Pereira, P.M.F., Black, K.D., Donald, S., McLusky, D.S., Nickell, T.D., 2004. Recovery of sediments after cessation of marine fish farm production, Aquaculture, 235: 315–330.

- 53 -


Petrovici, M., Balan, M.S., Gruia, R., Pop, O.G., 2010. Diversity of macrozoobenthic community from fish farms as a consequence of the fisheries management. Environ. Eng. Manag. J., 9: 1589– 1592. Philips, A.M. Jr., Podoliak, H.A., Brokwya, D.R., Vaughn, R.J., 1958. The nutrition of trout. Fish. Res. Bull. No. 21, NY Cons. Dept., Albany, 93 pp. Philips, M.J., Clarke, R., Mowat, A., 1993. Phosphorus leaching from Atlantic salmon diets. Aquacult. Eng., 12: 47–54. Piotrowska-Opuszyñska, W., 1984. The impact of various nitrogen fertilizers on the physical and chemical properties in the first yearling pond. Rocz. Nauk Rol. Ser. H., 100: 111–131 (in Polish). Ponce, J.T., Arredondo, J.L., de la Lanza, G., 1994. Effects of polyculture and fertilization on water quality in carp ponds. 1. Physico-chemical factors. Verh. Internat. Verein. Limnol., 25: 1315–1317. Potužák,J., Duras, J., 2012. Výlov rybníků – kritické období z pohledu emisí fosforu?. In: J. Říhová Ambrožová, J. Veselá (Editors), Vodárenská biologie. Praha, 1.–2. 2. 2012, pp. 52–59. Przybyl, A., Mazurkiewicz, J., 2004. Nutritive value of cereals in feeds for common carp (Cyprinus carpio L.), Czech J. Anim. Sci., 49: 307–314. Přikryl, I., Janeček, V., Rajdl, M., Filipová, O., 1983. Vliv intenzifikace rybářské výroby na kvalitu vody v rybnících. Bulletin VÚRH Vodňany, 4: 3–16. Pursiainen, M.(Editor), 1988. National contributions on suspended solids from land-based fish farms. Monistettuja Julkaisuja, Helsinki, 74: 93 pp. Rahman, M.M., 2006. Food web interactions and nutrients dynamics in polyculture ponds. Ph.D. thesis, Wageningen University, The Netherlands, 157 pp. Rahman, M.M., Verdegem, M., Nagelkerke, L., Wahab, M.A., Milstein, A., Verreth, J., 2008. Effects of common carp Cyprinus carpio (L.) and feed addition in rohu Labeo rohita (Hamilton) ponds on nutrient partitioning among fish, plankton and benthos. Aquac. Res., 39: 85–95. Refstie, S., Storebakken, T., Roem, A.J., 1998. Feed consumption and conversion in Atlantic salmon (Salmo salar) fed diets with fish meal, extracted soybean meal or soybean meal with reduced content of oligosaccharides, trypsin inhibitors, lectins and soya antigens. Aquaculture, 162: 301–312. Robaina, L., Izquierdo, M.S., Moyano, F.J., Soccoro, J., Vergara, J.M., Montero, D., Fernandez-Palacios, H., 1995. Soybean and lupin seed meals as protein sources in diets for gilthed seabream (Sparus aurata): Nutritional and histological implications. Aquaculture, 130: 219–233. Rodehutscord, M., Mandel, S., Pfeffer, E., 1994. Reduced protein content and use of wheat gluten in diets for rainbow trout: effects on water loading N and P. J. Appl. Ichthyol., 10: 271–273. Rodehutscord, M., Gregus, Z., Pfeffer, E., 2000. Effect of phosphorus intake on faecal and non-faecal phosphorus excretion in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) and the consequences for comparative phosphorus availability studies. Aquaculture, 188: 383–398. Rozkošný, M., Adámek, Z., Heteša, J., Všetičková, L., Marvan, P., Sedláček, P., 2011. Vliv rybníků na vodní ekosystémy recipientů Jižní Moravy. Vodní hospodářství, 2: 18–21. Sadowski, J., Trzebiatowski, R., 1995. Fish feeds (in Polish). Pasze Polskie, (1/2): 110–118. Sargent, J.R., Tocher, R., Bell, J.G., 2002. The lipids. In: J.E. Halver and R.W. Hardy (Editors), Fish Nutrition, Academic Press, London pp. 181–257.

- 54 -


Satoh, S., 1991. Common carp, Cyprinus carpio. In: R.P. Wilson (Editor), Handbook of Nutrient Requirements of Finfish. CRC Press, UK, pp. 55–67. Satoh, S., Hernández, A., Tokoro, T., Morishita, Y., Kiron, V., Watanabe, T., 2003. Comparison of phosphorus retention efficiency between rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) fed a commercial diet and a low fish meal based diet. Aquaculture, 224: 271–282. Seyour, E., Bergheim, A., 1991. Towards a reduction of pollution from intensive aquaculture with reference to the farming of Salmonids in Norway. Aquacult. Eng., 10: 73–88. Schneider, O., Sereti, V., Eding, E.H., Verreth, J.A.J., 2004. Analysis of nutrient flows in integrated intensive aquaculture systems. Aquacult. Eng., 32: 379–401. Schneider, O., 2006. Fish waste management by conversion into heterotrophic bacteria biomass (Ph.D. dissertation). Wageningen University, The Netherlands. Schroeder, G.L., 1974. Use of fluid cowshed manure in fish ponds. Bamidgeh, 26: 84–96. Siddiqui, A.Q., Al-Harbi, A.H., 1999. Nutrient budgets in tanks with different stocking densities of hybrid tilapia. Aquaculture, 170: 245–252. Smith, L.S., 1989. Nutritional energetics. In: J.E. Halver and R.W. Hardy (Editors), Fish Nutrition, Academic Press, San Diego, 332 pp. Steffens, W. (Editor), 1985. Industrialnyje metody vyraščivanija ryby. Agropromizdat, Moskva, pp. 384. Steffens, W., Rennert, B., Wirth, M., Krueger, R., 1999. Effect of two lipid levels on growth, feed utilization, body composition and some biochemical parameters of rainbow trout, Oncorhynchus mykiss (Walbaum 1792). J. Appl. Ichthyol., 15: 159–164. Stibranyiová, I., Adámek, Z., 1998. The impact of winter storage of live carp on discharge water quality. J. Appl. Ichtyol., 14: 91–95. Svoboda, M., Koubek, P., 1990. Stabilization system for waste water treatment and use. Acta Hydroch. et Hydrobiol., 18: 71–80. Szumiec, J., 1999. Intenzivní chov kapra v rybnících. Bulletin VÚRH Vodňany, 4: 165–167. Szumiec, J., 2002. Ecological aspects of pond fish culture intensification. 1. The effects of rearing biotechnology and intensification level. Arch. Pol. Fish., 10: 4–5. Šálek, J., Kujal, B. (Editor), 1985. Rybníky a účelové nádrže. Vysoké učení technické v Brně, Fakulta stavební, SNTL Praha, 151 pp. Tacon, A.G.J., Jackson, A.J., 1985. Utilisation of conventional and unconventional protein sources in practical fish feeds. In: C.B. Cowey, A.M. Mackie and J.G.Bell (Editors), Nutrition and Feeding in Fish, Academic Press, London, pp. 119–145. Tacon, A.G.J., De Silva, S.S., 1997. Feed preparation and feed management strategies within semiintensive fish farming systems in the tropics. Aquaculture, 151: 379–404. Tacon, A.G.J., Forster, I.P., 2003. Aquafeeds and the environment: policy implications. Aquaculture, 226: 181–189. Thomas, S.L., Piedrahita, R.H., 1998. Apparent ammonia-nitrogen production rates of white sturgeon (Acipenser transmontanus) in commercial aquaculture systems. Aquacult. Eng., 17: 45–55.

- 55 -


Tsoumani, M., Liasko, R., Moutsaki, P., Kagalou, I., Leonardos, I., 2006. Length–weight relationships of an invasive cyprinid fish (Carassius gibelio) from 12 Greek lakes in relation to their trophic states. J. Appl. Ichthyol., 22: 281–284. Turk, M., 1994. Croatian freshwater fisheries in 1993. Ribarstvo, Zagreb, 52: 119–132. Turk, M., 1995. Croatian freshwater fisheries in 1994. Ribarstvo, Zagreb, 53: 105–118. Urbánek, M., 2009. Influence of cereals feeding on produce parameters and quality of flesh in market carp farming. [in Czech]. Ph.D. Thesis. University of South Bohemia in České Budějovice, 179 pp. Valentová, O., Máchová, J., Faina, R., 2012. Vliv intenzity rybářského hospodaření na kvalitu vody v rybnících. Bulletin VÚRH Vodňany, 48: 20–29 Vallod, D., Sarrazin, B., 2010. Water quality characteristics for draining an extensive fish farming pond. Hydrol. Sci. J., 55: 394–402. Van der Ingh, T.S.G.A.M., Olli, J., Krogdahl, Å., 1996. Alcohol-solube components in soybeans cause morphological changes in the distal intestine of Atlantic salmon, Salmo salar L. J. Fish Disea., 19: 47–53. Venou, B., Alexis, M.N., Fountoulaki, E., Nengas, I., Apostolopoulou, M., Castritsi-Cathariou, I., 2003. Effect of extrusion of wheat and corn on gilthead sea bream (Sparus aurata) growth, nutrient utilization efficiency, rates of gastric evacuation and digestive enzyme activities. Aquaculture, 225: 207–223. Verdegem, M.C.J., Eding, E.H., van Rooij, J.M., Verreth, J.V.J., 1999. Comparison of effluents from pond and recirculating production systems using formulated diets. World Aquacult., 30: 28–36. Verdegem, M.C.J., Eding, E.H., Verreth, J.V.J., 2001. Towards improved sustainability in ponds and recirculation systems. In: Proceedings of the International Workshop on Aquaculture and Environment, 13–14 July 2001, Cochin, pp. 101–113. Všetičková, L., Adámek, Z., 2012. The impact of carp pond management upon macrozoobenthos assemblages in recipient pond canals. Aquacult. Int., doi: 10.1007/s10499-012-9565-x. Všetičková, L., Adámek, Z., Rozkošný, M., Sedláček, P., 2012. Effects of semi-intensive carp pond farming on discharged water quality. Acta Ichthyol. Piscat., 42: 223–231. Warrer-Hansen, I., 1982. Methods of treatment of waste water from trout farming. EIFAC Tech. Pap., FAO, Rome, 41: 113–121. Watanabe, T., 1988. Nutrition and growth. In: C.J. Shepherd. and N.R. Bromage, (Editors), Intensive Fish Farming. BSP Professional Books. London, pp. 154–197. Watanabe, T., Jahan, P., Satoh, S., Kiron, V., 1999. Total phosphorus loading on to the water environment from common carp fed commercial diets. Fisheries Sci., 65: 712–716. Wilson, R.P., 1994. Utilization of dietary carbohydrate by fish. Aquaculture, 124: 67–80. Wood, C.M., 1993. Ammonia and urea metabolism and excretion. In: D.H. Evans (Editor), The physiology of fishes, 1st, ed. CRC Press, Boca Raton: pp. 379–425. Yamamoto, T., Shima, T., Furuita, H., Suzuki, N., 2003. Effect of water temperature and short-term fasting on macronutrient self-selection by common carp (Cyprinus carpio). Aquaculture, 220: 655–660.

- 56 -

Mráz / Bulletin VÚRH Vodňany 48, 2012/4, 57–69

STRAVITELNOST KRMIV PRO RYBY – LITERÁRNÍ PŘEHLED DIGESTIBILITY OF FEEDSTUFFS FOR FISH – A REVIEW J. MRÁZ Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích, Fakulta rybářství a ochrany vod, Jihočeské výzkumné centrum akvakultury a biodiverzity hydrocenóz, Ústav akvakultury, Husova třída 458/102, 370 05 České Budějovice, [email protected]

Abstrakt Fish feed producers are under pressure to replace fish meal and fish oil by long term sustainable and cheaper alternatives. Vegetable meals and oils are mostly used as such replacement. Disadvantage of those components is usually lower digestibility due to indigestible fiber, starch and antinutritional compounds. Therefore the knowledge of feed digestibility is continuously gaining its importance for proper feed formulation. The aim of this paper is to summarize information about digestibility of fish feedstuffs. First part is dealing with methodology issues of digestibility measurement and factors which influence digestibility. Second part is summarizing information available in scientific literature about digestibility of different feed components for common carp and rainbow trout and present freely available databases of feed digestibility for fish. Klíčová slova: Alternativní krmiva, databáze, rybí moučka, stravitelnost, antinutriční látky Keywords: Alternative feedstuffs, databases, fish meal, digestibility, antinutritional factors

Úvod Akvakultura je nejrychleji rostoucím odvětvím živočišné výroby s průměrným ročním růstem 8,3 % od roku 1970 (SOFIA, 2010). V současnosti však stojí před velkým problémem. Zdroje tradičních komponent pro výrobu krmiv – rybí moučka a rybí olej, získávané z pelagických druhů ryb, jsou omezené a nelze předpokládat, že se bude do budoucna jejich nabídka zvyšovat. Navíc jejich cena z důvodu vysoké poptávky stále narůstá. Z uvedených důvodů čelí výrobci krmiv pro akvakulturu velkému tlaku na náhradu rybí moučky a oleje v krmivu za dlouhodobě udržitelné a levnější alternativy (Pickova a Morkore, 2007; Tacon a Metian, 2008). Nejčastějšími alternativními komponenty krmných směsí jsou komponenty rostlinného původu (rostlinné šroty, koncentráty a oleje). Ty jsou sice dlouhodoběji udržitelné, nicméně ve srovnání s rybí moučkou a olejem mají některé nevýhody. U těchto krmných komponent je problémem nižší stravitelnost kvůli obsahu nestravitelné vlákniny (Kirchgessner a kol., 1986), hůře stravitelného neupraveného škrobu (Bureau a kol., 2002) a obsahu antinutričních látek (Pickova a Morkore, 2007). Proto je potřeba pro správnou formulaci krmných receptur znát stravitelnost a dostupnost živin jednotlivých složek krmných směsí. Tato skutečnost je akcentována při formulaci složení krmiv do recirkulačních systémů a krmiv zaručujících nízké znečištění vody (Hardy a Barrows, 2002).

- 57 -


Cílem této práce je shrnout dosavadní poznatky o stravitelnosti krmiv pro ryby. První část tohoto přehledu se zabývá metodickou stránkou zjišťování stravitelnosti a faktory, které ji ovlivňují. Druhá část shrnuje dostupné informace o stravitelnosti různých krmiv a krmných komponent pro kapra obecného (Cyprinus carpio) a pstruha duhového (Oncohynchus mykiss). Zdánlivá (bilanční) vs. skutečná (standardizovaná) stravitelnost (Bureau a kol., 2002) Část krmiva, která je pro rybu nestravitelná, projde trávicím traktem a je spolu se zbytky endogenního původu (trávicí enzymy, mukoproteiny, buňky střevní sliznice, střevní mikroflóra atd.) vyloučena jako výkaly (Nyachoti a kol., 1997). Rozdíl mezi živinami přijatými a vyloučenými je tedy stravitelným podílem krmiva. Takto zjištěná stravitelnost krmiva se nazývá tzv. zdánlivá či bilanční, protože v sobě zahrnuje i část živin endogenního původu. Počítá se následovně: Bilančně stravitelná živina = živina v krmivu – živina ve výkalech Procentuální podíl bilančně stravitelné živiny z jejího celkového obsahu v přijatém krmivu vyjadřuje koeficient bilanční stravitelnosti (KBS) (Zeman a kol., 2006) KBS =

bilančně stravitelná živina x 100 živina krmiva

Skutečná nebo spíše standardizovaná stravitelnost je upravená o živiny endogenního původu. Počítá se následovně (Zeman a kol., 2006): Skutečně stravitelná živina = živina v krmivu – (celkový obsah živiny ve výkalech – živina metabolického původu ve výkalech) Procentuální podíl skutečně stravitelné živiny z jejího celkového množství pak vyjadřuje koeficient skutečné stravitelnosti KSS. Metody zjišťování stravitelnosti Pro zjišťování stravitelnosti krmiv se používá široká škála metod. Jedná se o metody: 1) In vivo - prováděné pomocí krmných pokusů: a) Přímé – sběrem veškerých výkalů – u ryb se nepoužívá. b) Nepřímé (indikátorové) – pomocí krmiva obsahujícího nestravitelný indikátor – u ryb nejčastější. 2) In vitro (ve zkumavce) – vystavením krmiva trávicím enzymům. 3) Matematické – předpověď na základě živinového složení. 1) Metody zjišťování stravitelnosti krmiv in vivo

Pro zjišťování stravitelnosti krmiv in vivo (v živém organismu) se používají přímé a nepřímé metody.

- 58 -


A) Přímé metody spočívají ve zkrmování testovaného krmiva a následném sběru všech výkalů. U ryb je toto velmi obtížné, a proto se přímé metody při zjišťování stravitelnosti krmiv téměř neprovádějí (Bureau a kol., 2002). B) Nepřímé (indikátorové) – Při těchto metodách se využívá nestravitelného indikátoru v krmivu. Není proto potřeba získat všechny výkaly, ale pouze jejich reprezentativní vzorek. To je ve vodním prostředí snazší než sběr veškerých výkalů, a proto jsou tyto metody při zjišťování stravitelnosti krmiv pro ryby nejrozšířenější. Využívají se buď interní indikátory (přirozená nestravitelná složka krmiva – celulóza, popel) nebo častěji externí indikátory (nepřirozené nestravitelné látky – oxid chromitý, oxid yttritý, polyetylén…) přimíchané do krmiva (Bureau a kol., 2002). Zvolený indikátor musí být netoxický, inertní, nestravitelný, musí procházet trávicím traktem stejně rychle jako krmivo a nesmí negativně ovlivňovat stravitelnost ostatních živin. Postup při zjišťování stravitelnosti krmné směsi Jako indikátor pro zjišťování stravitelnosti krmiv pro ryby se většinou používá oxid chromitý Cr2O3 (0,5–1,0 % krmiva) či oxid yttritý Y2O3 (0,1 % krmiva). Indikátor se smíchá s testovaným krmivem a to se krmí rybám po několik dní. Poté se odeberou vzorky krmiva a výkalů a v obou se stanoví procento indikátoru a sledovaných živin či energie. Koeficient bilanční stravitelnosti se poté vypočítá následovně (Zeman a kol., 2006): KBS = 100 –

indikátor v sušině krmiva x živina v sušině výkalů x 100 indikátor v sušině výkalů x živina v sušině krmiva

Ve většině případů za podmínky, že dochází k normálnímu příjmu krmiva a růstu, je rozdíl mezi bilanční a skutečnou stravitelností velmi malý (Cho a kol., 1982). Z tohoto důvodu se většinou pro posuzování krmiv zjišťuje pouze bilanční stravitelnost. Zjišťování stravitelnosti krmných komponent Protože je potenciální množství kombinací krmných směsí obrovské a zjišťování stravitelnosti pro každou z nich by bylo příliš náročné, zjišťuje se většinou stravitelnost jednotlivých krmných komponent a stravitelnost krmné směsi se poté určuje početně kombinací ze stravitelnosti jednotlivých komponent. Jelikož lze jen málokterý krmný komponent krmit rybám samostatně, používá se postup navržený autory Cho a Slinger (1979). Testovaný krmný komponent se smíchá s kontrolní dietou obvykle v množství 30 % a krmí se jedné skupině ryb. Druhé skupině ryb se krmí pouze kontrolní dieta bez testovaného komponentu. Koeficient bilanční stravitelnosti krmného komponentu se poté vypočítá následovně (Cho a Slinger, 1979): KBS komponentu = KBS TD +

(1 – s) x živina KD x (KBS TD – KBS KD) s x živina v komponentu

KBS – koeficient bilanční stravitelnosti TD – testovaná dieta KD – kontrolní dieta s – podíl komponenty v testované dietě

- 59 -


Metody sběru výkalů Jak již bylo zmíněno, je pro zjišťování stravitelnosti nutno odebrat reprezentativní vzorek výkalů. Existují různé metody odběru výkalů pro tyto potřeby, přičemž každá z nich má svoje výhody a nevýhody. Je nutno si uvědomit limitace jednotlivých metod a fakt, že jimi zjištěné hodnoty stravitelnosti mohou být přeceněné nebo naopak podceněné. Jejich využitelnost bude zajisté záviset na různých faktorech, jako je druh a velikost ryb či technické vybavení. a) Ze střeva Kanulace, vytlačování (stripping; Nose, 1960), disekce (Windell a kol., 1978). Při těchto metodách se vzorek výkalů získává z koncové části střeva ryby. Výhodou je skutečnost, že výkaly nepřichází do styku s vodou a nedochází tak k vyluhování rozpustných látek. Nevýhodou těchto metod je fakt, že získané výkaly obsahují příměsi (fyziologické tekutiny, střevní epitel), u kterých není dokončen proces trávení a které by jinak byly rybou absorbované. Z tohoto důvodu podceňují tyto metody stravitelnost. Další nevýhodou je stresový faktor z důvodu manipulace s rybami či potřeba zabití ryb při disekci. b) Z vody Sifonování (odsávání) výkalů ze dna Při těchto metodách se vzorek výkalů získává až poté, co je rybou přirozeně vyloučen. Výhodou tedy je, že získané výkaly jsou přirozené a proces trávení je u nich dokončen. Další výhodou je technická nenáročnost. Velkou nevýhodou těchto metod je kontakt výkalů s vodou, při kterém dochází k vyluhování některých snadno rozpustných látek (především dusíkatých) a může tedy nastat přeceňování stravitelnosti. c) Kontinuální metody sběru Filtrování výkalů přes kolonu (TUF kolona; Ogino a kol., 1973; obr. 1); usazovací kolona (Guelph systém, Cho a Slinger, 1979; obr. 1); rotujícící síťový filtr (St. Pée systém, Choubert a kol., 1979; obr. 1) Při těchto metodách dochází ke kontinuálnímu odběru výkalů, které jsou přirozeně vyloučeny rybou. Jsou obecně uznávané jako nejpřesnější a jsou používané v řadě laboratoří po celém světě. Jejich nevýhodou je potřeba náročnějšího technického vybavení.

- 60 -


Obr. 1. Metody kontinuálního sběru výkalů. Zleva TUF kolona (převzato z Satoh a kol., 1992), modifikovaný St. Pée systém (převzato z Choubert a kol., 1982) a dvě modifikace Guelph systému (převzato z Cho a kol., 1982 a Hajen a kol., 1993).

Fig. 1. Methods for continual feaces collection. From left: TUF column (adapted from Satoh et. al., 1992), modified St. Pée systém (adapted from Choubert et al., 1982) and two modifications of Guelph systém (adapted from Cho et al., 1982 and Hajen et al., 1993).

Porovnání různých metod sběru výkalů Vandenberg a Noüe (2001) porovnávali stravitelnost zjištěnou pomocí metod stripping, Guelph systém a St. Pée systém a zjistili, že Guelph systém dává nejvyšší hodnoty, zatímco stripping dává nejnižší hodnoty koeficientů bilanční stravitelnosti. Spyridakis a kol. (1989) porovnával šest různých metod odběru výkalů na výsledky stravitelnosti u mořčáka evropského (Dicentrarchus labrax) a doporučuje St. Pée systém kontinuální filtrace. Obecně lze říci, že kontinuální metody odběru dávají nejpřesnější výsledky a že je mezi nimi velmi dobrá shoda naměřených údajů. Nutnost standardizace metodiky určování stravitelnosti pro porovnatelnost výsledků Stravitelnost krmiv je ovlivněna řadou faktorů jako například druhem, věkem (vývojovou fází) a velikostí ryb, použitým plemenem, teplotou vody a obsahem rozpuštěného kyslíku, metodou odběru výkalů či metodou výroby krmiva, a tak je někdy obtížné porovnat výsledky mezi různými laboratořemi. Pro objektivní zjištění a porovnání stravitelnosti je proto nutno využít co nejvíce standardizovaných podmínek. To je prováděno především u lososovitých ryb (viz kapitola o pstruhu duhovém).

- 61 -


2) Metody pro zjišťování stravitelnosti krmiv in vitro

Existuje řada metod pro zjišťování stravitelnosti krmiv in vitro (ve zkumavce). Výhodou těchto metod je jejich rychlost, jednoduchost a menší pracnost. Nevýhodou je to, že nejsou schopny odhalit různé interakce či negativní vlivy krmiva na metabolismus ryb. Princip spočívá v tom, že se v laboratorních podmínkách snažíme simulovat podmínky, kterým je krmivo vystaveno v trávicím traktu ryb – pH, enzymy, teplota. Buď se využívá jednoho či kombinace různých trávicích enzymů (Eid a Matty, 1989). Eid a Matty (1989) vyvinuli jednoduchou in vitro metodu pro zjišťování stravitelnosti proteinů v krmivech pro kapra obecného. Princip metody spočívá v inkubaci krmiva se střevním extraktem. Autoři porovnávali výsledky zjištěné touto metodou a stravitelností in vivo a zjistili velmi silnou korelaci výsledků mezi oběma metodami (r = + 0,99). 3) Matematické metody – předpověď stravitelnosti krmiv na základě živinového složení

Protože je zjišťování stravitelnosti krmiv poměrně náročný a nákladný proces, je snaha stravitelnost krmiv předpovídat na základě jejich živinového složení. Jelikož je vláknina pro většinu ryb špatně stravitelná, či nestravitelná, stravitelnost krmiva negativně koreluje s jejím zvyšujícím se podílem. Lze tedy s poměrně vysokou pravděpodobností předpovědět stravitelnost pomocí tzv. regresních rovnic. Tyto regresní rovnice byly spočítány pro hospodářská zvířata i pro některé druhy ryb. Konkrétní studie u kapra a pstruha budou probrány v následujících kapitolách. Faktory ovlivňující stravitelnost krmiv 1) Biotické faktory

a) Druh ryby První faktor ovlivňující stravitelnost krmiv je druh ryby. Rozdíly mezi jednotlivými druhy ryb jsou dány především stavbou trávicí soustavy a enzymatickou výbavou. Největší rozdíly mezi karnivorními a herbivorními druhy ryb jsou především ve schopnosti trávit sacharidy a v citlivosti vůči antinutričním látkám rostlinného původu. Karnivorní ryby mají obecně horší schopnost trávit sacharidy a jsou citlivější k antinutričním látkám. b) Plemeno ryby Spurný (1996) provedl krmný experiment na zjištění stravitelnosti krmiv u dvou plemen kapra (Hodonínský šupináč, HoS; Hodonínský lysec, HoL) a zjistil, že šupinaté plemeno (HoS) vykazovalo lepší koeficienty stravitelnosti než lysé plemeno (HoL). Tyto výsledky indikují, že stravitelnost krmiv může být ovlivněna genotypem ryby. c) Věk ryby, případně vývojové stádium. Zahájení exogenní výživy se u různých druhů ryb děje ve velmi rozdílné úrovni vývoje zažívacího traktu. Stravitelnost jednotlivých živin a komponentů se tak dramaticky mění v průběhu života jedince, a to zejména u ryb, které při přechodu na exogenní výživu nemají plně vyvinut trávicí trakt.

- 62 -


2) Abiotické faktory

a) Formulace krmiva Použité krmné komponenty pro formulaci krmiv mají zásadní vliv na výslednou stravitelnost krmné směsi. Obecně platí, čím větší mají jednotlivé komponenty obsah vlákniny, antinutričních látek a škrobu (pro lososovité ryby), tím se snižuje jejich stravitelnost pro ryby (Cho a Bureau, 1997). b) Způsob výroby krmiva Způsob výroby krmiva ovlivňuje stravitelnost pro ryby především stupněm želatinizace škrobu a deaktivací některých antinutričních látek. Nativní škrob je pro většinu ryb hůře stravitelný. Při vystavení škrobových zrn vysoké teplotě a vlhkosti dochází k tzv. želatinizaci škrobu. Želatinizovaný škrob umožňuje lepší přístup trávicích enzymů k molekulám glukózy a zvyšuje tak stravitelnost pro ryby (Bureau a kol., 2002). K většímu stupni želatinizace dochází u extrudovaných krmiv než u kompresních pelet. Vysoká teplota použitá při výrobě krmiva má dále vliv na deaktivaci některých antinutričních látek (např. inhibitor trypsinu). Nicméně příliš vysoká teplota může způsobovat vznik nestravitelných vazeb aminokyselin a sacharidů a může tak mít negativní vliv na stravitelnost. c) Fyzikální a chemické vlastnosti vody Fyzikálně chemické vlastnosti vody, především teplota a kyslík, mají velký vliv na stravitelnost krmiv. Se snižující se teplotou se snižuje stravitelnost lipidů s velkým obsahem nasycených mastných kyselin (sádlo, palmový olej). Snižující se teplota způsobuje snížení aktivity trávicích enzymů, dochází tedy i ke snížení stravitelnosti proteinových zdrojů. Navíc obecně platí, že pokud se teploty a výrazně sníží pod optimum, mění se požadavky ryb na příjem a využití proteinu a zdrojů energie. Nízká teplota má dále negativní vliv na příjem krmiva, tím se zvyšuje podíl vyloučených živin endogenního původu a následně se snižuje bilanční stravitelnost (Cho a Kaushik, 1990). Zvyšující se teplota působí obdobně (např. nad 20 °C u lososovitých ryb). Také obsah rozpuštěného kyslíku ve vodě má velký vliv na stravitelnost krmiv. Při trávení se potřeba kyslíku zvyšuje, a pokud ho není dostatek, dochází ke snížení stravitelnosti krmiv. Některé ryby se při nedostatku kyslíku aktivně zbavují nestrávené potravy, což dále snižuje stravitelnost (např. kapr). d) Intenzita krmení, velikost krmné dávky Při krmení ad libitum může docházet k překrmování ryb. To významně snižuje stravitelnost krmiv a ta jsou následně neefektivně využita.

- 63 -


Stravitelnost krmiv pro pstruha duhového Problematika stravitelnosti krmiv u lososovitých ryb je intenzivně studována, a je proto dostupné velké množství informací. Obecně lze říct, že proteiny a lipidy jsou pro pstruha velmi dobře stravitelné. Sacharidy tráví pstruh velmi špatně a je doporučováno, aby tvořily v krmivu pro pstruha maximálně 10–12 %. Jejich stravitelnost klesá se zvyšujícím se podílem sacharidů v krmivu a naopak stoupá, pokud je krmivo vyrobeno extruzí (vyšší stupeň želatinizace škrobu; Stone a kol., 2005). Vlákninu tráví pstruh velmi špatně, popř. vůbec (Kaushik, 1999). Dostupné informace o stravitelnosti různých krmiv pro pstruha duhového byly zkompilovány v publikaci vydané National Research Council (NRC, 2011). Nutno podotknout, že se jedná o souhrn výsledků od různých autorů, a tudíž získaných za různých podmínek. Barrows a kol. (2011) v rámci projektu Trout-Grains Project stanovili standardizovaným způsobem stravitelnost nejběžnějších krmiv pro pstruha duhového a vytvořili volně dostupnou databázi s těmito informacemi (Database of Nutrient Digestibility’s of Traditional and Novel Feed Ingredients for Trout and Hybrid Striped Bass). Tato databáze obsahuje kompozici hrubých živin, aminokyselin, minerálů a jejich stravitelnosti. V současnosti obsahuje 87 krmiv a je průběžně doplňována. Informace jsou volně dostupné na webových stránkách (Barrows a kol., 2011). Jedná se o doposud největší volně dostupnou databázi stravitelnosti krmiv, která byla vytvořena za standardizovaných podmínek. Stravitelnost krmiv pro kapra obecného Problematika stravitelnosti krmiv pro kapra obecného je v porovnání s lososovitými rybami mnohem méně prozkoumána. Pro kapra jsou nicméně dobře stravitelné proteiny i lipidy. Kirchgessner a kol. (1986) udává stravitelnost proteinů u kapra 83,0 ± 5,5 % a lipidů 83,0 ± 9,6 %. Stravitelnost sacharidů je v porovnání s lososovitými rybami mnohem vyšší. Kirchgessner a kol. (1996) udává stravitelnost celkových sacharidů při započtení vlákniny na úrovni 56 % a stravitelnost škrobu až 90%. Vláknina je pro kapra nestravitelná, nebo minimálně stravitelná (Bergot, 1981). Kirchgessner a kol. (1986) zjišťovali stravitelnost 23 různých krmných směsí pro kapra a zjistili, že stravitelnost byla silně negativně korelována s obsahem vlákniny. Vytvořili regresní rovnici předpovědí pro stanovení stravitelné energie (SE) na základě složení hrubých živin. SE (kJ.g-1 sušiny) = 0,198 (protein v % sušiny) + 0,270 (lipid v % sušiny) + 0,197 (škrob v % sušiny) + 0,099 (ostatní organické látky v % sušiny) - 0,243 (vláknina v % sušiny). Zjistili, že pomocí této rovnice lze předpovědět stravitelnou energii krmiva s relativní standardní chybou 7,6 %. Dále stanovili regresní rovnice stravitelnosti pro jednotlivé živiny: proteiny y = 85,71 - 0,48 * (ADF, acidodetergentní vláknina), lipidy y = 89,13 - 1,07 * (ADF) a sacharidy y = 70,58 - 2,55 * (ADF). V současné době není volně dostupná žádná větší databáze stravitelnosti krmiv pro kapra. Informace z dostupných publikací o stravitelnosti krmiv pro kapra jsou shrnuty v tab. 1. Nutno podotknout, že metodika stanovení stravitelnosti se velmi liší mezi jednotlivými autory. Stravitelnost některých krmných komponent lze najít v tabulkách výživné hodnoty krmiv pro ryby od Jiráska a kol. (2005).

- 64 -


Tab. 1. Koeficienty bilanční stravitelnosti krmných komponent pro kapra obecného. Tab. 1. Digestible coefficients of feedstuff for common carp. Krmivo

Sušina

Protein

Lipid

BNLV

Energie

Citace

80,1

1

93,4

3

Rybí moučka

88,9

83,8

Bílá rybí moučka

88,8

90,3

Drůbeží moučka

47,2

Masová moučka

91,4

Sojová moučka

69,8

Odtučněná sojová moučka

90,3

4

95,8

5

Extrudovaná odtučněná sojová moučka

94,3

4

Sladová proteinová moučka

84,1

4

Extrudovaná sladová proteinová moučka

85,8

4

Pšenice

91,9

Pšeničná mouka

79,1

Pšeničné otruby

46,3

Odtučněná moučka z pšeničných klíčků Kukuřice

99,8

79,0

4 5 83,6

84,4

63,9

5 73,7

79,8

62,1

74,7

68,1

3

2 5

79,1

50

93,3 56,4

3

6 5

78,2

52,6

6

50,1

2

80,6

Kukuřičná glutenová moučka

76,2

4

87,7

5

Ječmen

71,9

Rýžové otruby

39,7

76,6

Odtučněné rýžové otruby

84,6

Lněná moučka

85,8

82,0

66,7

36,3

2

49,5

6 5

72,1

1

Sezamová moučka 78,9 69,9 1 Hossain a Jauncey (1989; 1) Degani a kol. (1997a; 2) Degani a kol. (1997b; 3) Yamamoto a kol. (1998; 4) Watanabe a kol. (1996; 5) Fagbenro (1999; 6).

- 65 -


Využití znalosti stravitelnosti krmiv v praxi Tradiční koncept formulace krmiv na bázi hrubých živin je zastaralý, protože jsou při něm fixovány hodnoty hrubých živin a energie. Díky použití různě stravitelných krmných komponent dochází k fluktuaci stravitelných živin a stravitelné energie a ryba tak přijímá krmivo, kde není podíl těchto složek vyvážený. Z toho důvodu některé velké krmivářské firmy přecházejí na koncept formulace krmiv na bázi stravitelných živin, energie a vybalancovaného profilu dostupných aminokyselin. Jako příklad může sloužit koncept krmiv YTELSE M firmy Biomar. Tento koncept je založen na bázi otevřené formulace, což znamená, že se formulace receptury pružně mění v závislosti na cenách krmných komponent (Aarestrup, 2010). Z toho důvodu je obsah hrubých živin v krmivu silně variabilní, nicméně množství stravitelných živin, aminokyselin a energie zůstává fixované a v optimálním poměru (Autin a Holm, 2011). Rozdíl mezi klasickým a YTELSE M přístupem lze vidět na obr. 2. Obr. 2. Ilustrace rozdílu mezi tradičním konceptem formulace krmiv na bázi hrubých živin a konceptem YTELSE M firmy Biomar založeným na formulaci na bázi stravitelných živin (Aarestrup, 2010).

Fig. 2. Difference between classical approach for feed formulation based on brutto nutrients and energy and YTELSE M concept from Biomar based on digestible energy and nutrients (Aarestrup, 2010).

Tradiční formulace krmiv 50

% krmiva

45 40 35 30 25

čas Hrubý protein

Stravitelný protein

Hrubá energie

Stravitelná energie

YTELSE M koncept 50

% krmiva

45 40 35 30 25

čas Hrubý protein

Stravitelný protein

Hrubá energie

- 66 -

Stravitelná energie


Souhrn Výrobci krmiv pro akvakulturu čelí velkému tlaku, aby nahrazovali rybí moučku a olej v krmivu dlouhodobě udržitelnými a levnějšími alternativami. Jako náhrada jsou nejčastěji používány rostlinné komponenty (např. moučky a oleje). Nevýhodou rostlinných komponent je nižší stravitelnost způsobená obsahem nestravitelné vlákniny, hůře stravitelného škrobu a obsahu antinutričních látek. Znalost stravitelnosti krmiv a komponentů krmných směsí pro ryby má zvyšující se význam při jejich výživě. Tato skutečnost je akcentována požadavky na snížení negativního dopadu na životní prostředí. Cílem této práce, je přinést ucelený přehled o problematice stravitelnosti krmiv pro ryby. První část tohoto přehledu se zabývá metodickou stránkou zjišťování stravitelnosti a faktory, které jí ovlivňují. Druhá část pak shrnuje informace o stravitelnosti různých krmných komponent pro kapra obecného a pstruha duhového dostupné ve vědecké literatuře a představuje volně dostupné databáze stravitelnosti krmiv pro ryby. Poděkování Tato práce byla podpořena projektem CENAKVA (CZ.1.05/2.1.00/01.0024) a projektem Grantové agentury Jihočeské univerzity 047/2010/Z. Literatura Aarestrup, H., 2010. A goodbye to fixed protein levels in fish feed. In: H., Aarestrup (Editor), BioMar Mag., 11: 13–15. Autin, M., Holm, J., 2011. YTELSE A new generation of grower feeds from Biomar. In: H., Aarestrup (Editor), The BioMar Mag., 3: 3–5. Barrows, F.T., Gaylord, T.G., Sealey, W., Rawles, S.D., 2011. Database of Nutrient Digestibility’s of Traditional and Novel Feed Ingredients for Trout and Hybrid Striped Bass. In: . Navštíveno 20. prosince 2012. Bureau, D.P., Kaushik, S.J., Cho, C.Y., 2002. Bioenergetics. In: J.E. Halver and R.W. Hardy (Editors), Fish nutrition. 3rd edition, Elsevier Science, USA, pp. 1–54. Bergot, F., 1981. Etude de l’utilisation cellulose purifiee chez la truite arc-en-ciel (Salmo gairdneri) et la carpe commune (Cyprinus carpio). Reprod. Nutr. Develop., 21: 83–93. Degani, G., Yehuda, Y., Viola, S., Degani, G., 1997a. The digestibility of nutrient sources for common carp, Cyprinus carpio Linnaeus. Aquacult. Res., 28: 575–580. Degani, G., Viola, S., Yehuda, Y., 1997b. Apparent digestibility coefficient of protein sources for carp, Cyprinus carpio L. Aquacult. Res., 28: 23–28. Eid, A.E., Matty, A.J., 1989. A simple in vitro method for measuring protein digestibility. Aquaculture, 79: 111–119. Fagbenro, O., 1999. Apparent digestibility of various cereal grain by-products in common carp diets. Aquacult. Int., 7: 277–281.

- 67 -


Hajen, W.E., Beames, R.M., Higgs, D.A., Dosanjh, B.S., 1993. Digestibility of various feedstuffs by postjuvenile chinook salmon (Oncorhynchus tshawytscha) in sea water. 1. Validation of technique. Aquaculture, 112: 321–332. Hardy, R.W., Barrows, F.T., 2002. Diet Formulation and Manufacture. In: J.E. Halver and R.W. Hardy (Editors), Fish nutrition. 3rd edition, Elsevier Science, USA, pp. 1–54. Hertrampf, J.W., Peidad-Pascual, F., 2000. Handbook on ingredients for aquaculture feeds. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, 573 pp. Hossain, M.A., Jauncey, K., 1989. Studies on the protein, energy and amino acid digestibility of fish meal, mustard oilcake, linseed and sesam meal for common carp (Cyprinus carpio L.). Aquaculture, 83: 59–72. Cho, C.Y., Bureau, D.P., 1997. Reduction of waste output from salmonid aquaculture through feeds and feeding. Prog. Fish Cult., 59: 155–160. Cho, C.Y., Kaushik, S.J., 1990. Nutritional energetics in fish: energy and protein utilization in rainbow trout (Salmo gairdneri). World Rev. Nutr. Diet., 61: 132–172. Cho, C.Y., Slinger, S.J., 1979. Apparent digestibility measurements in feedstuffs for rainbow trout. In: J.E. Halver and K. Tiews (Editors), Proceedings of the World Symposium of Finfish Nutrition and Fishfeed Technology. Berlin, Germany. pp. 239–247. Cho, C.Y., Slinger, S.J., Bayley, H.S., 1982. Bioenergetics of salmonid fishes: Energy intake, expenditure and productivity. Comp. Biochem. Phys., 73B: 25–41. Choubert, G., De La Noüe, J., Luquet, P., 1979. Continuous quantitative automatic collector for fish feces. Prog. Fish Cult., 41: 64–67. Choubert, G., De La Noüe, J., Luquet, P., 1982. Digestibility in fish: improved device for automatic collection of feces. Aquaculture, 29: 185–189. Jirásek, J., Mareš, J., Zeman, L., 2005. Potřeba živin a tabulky výživné hodnoty krmiv pro ryby. MZLU v Brně, 2. doplněné vydání, 70 s. Kaushik, S.,J., 1999. Carbohydrate nutrition: importance and limits of carbohydrate supplies. In: J. Guillaume, S.J. Kaushik, P. Bergot, R. Métailler. (Editors), Nutrition and feeding of fish and crustaceans. Springer, Praxis Books in Aquaculture and Fisheries, Cornwall, pp .131–143. Kirchgessner, M., Kürzinger, H., Schwarz, F.J., 1986. Digestibility of crude nutrients in different feeds and estimation of their energy content for carp (Cyprinus carpio L.). Aquaculture, 58: 185– 194. NRC (National Research Council) 2011. Nutrient requirements of fish and shrimp. National Academic Press, Washington DC, 376 pp. Nose, T., 1960. On the digestion of food protein by gold-fish (Carassius auratus L.) and rainbow trout (Salmo irideus G.). Bull. Fresh. Fish. Res. Lab., 10: 11–22 Nyachoti, C.M., de Lange, C.F.M., McBride, B.W., Schulze, H., 1997. Significance of endogenous gut nitrogen losses in the nutrition of growing pigs: A review. Canad. J. Anim. Sci., 77: 149–163. Ogino, T., Kakino, J., Chen, M.S., 1973. Protein nutrition in fish. Bull. Japan. Soc. Sci. Fish, 39: 519–525. Pickova, J., Morkore, T., 2007. Alternate oils in fish feeds. Europ. J. Lipid Sci. Tech., 109: 256–263.

- 68 -


Satoh, S., Cho, C.Y., Watanabe, T.., 1992. Effect of fecal retrieval timing on digestibility of nutrients in rainbow trout diet with the Guelph and TUF Feces Collection Systems. Nipp. Suis. Gakk. 58: 1123–1127. SOFIA, 2010. The State of World Fisheries and Aquaculture. In: http://www.fao.org/docrep/013/ i1820e/i1820e00.htm. Navštíveno 20. prosince 2012. Stone, D.A.J., Hardy, R.W., Barrows, F.T., Cheng, Z.J., 2005. Effects of extrusion on nutritional value of diets containing corn gluten meal and corn distiller’s dried grain for rainbow trout, Oncorhynchus mykiss. J. Appl. Aquacult., 17: 1–20. Spyridakis, P., Metailler, R., Gabaudan, J., Riaza, A., 1981. Studies on nutrient digestibility in European sea bass (Dicentrarchus labrax) 1. methodological aspects concerning feaces collection. Aquaculture, 77: 61–70. Spurný, P., 1996. Estimation of digestibility of nutrients in feed mixtures for carp (Cyprinus carpio L.) fry when using chromium oxide as an indicator. Acta Ichthyol. Piscat., 16: 83–91. Tacon, A.G.J., Metian, M., 2008. Global overview on the use of fish meal and fish oil in industrially compounded aquafeeds: Trends and future prospects. Aquaculture, 285: 146–158. Vandenberg, G.W., De La Noüe, J., 2001. Apparent digestibility comparison in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) assessed using three methods of feaces collection and three digestibility markers. Aquacult. Nutr., 7: 237–245. Watanabe, T., Takeuchi, T., Satoh, S., Kiron, V., 1996. Digestible crude protein contents in various feedstuffs determined with four freshwater fish species. Fish. Sci., 62: 278–282. Windell, J.T., Foltz, J.W., Sarokon, J.A., 1978. Methods of fecal collection and nutrient leaching in digestibility studies. Prog. Fish Cult., 40: 51–55. Yamamoto, T., Akimoto, T., Kishi, S., Unuma, T., Akiyama, T., 1998. Apparent and true availabilities of amino acids from several protein sources for fingerling rainbow trout, common carp, and red sea bream. Fish. Sci., 64: 448–458. Zeman, L. a kol., 2006. Výživa a krmení hospodářských zvířat. 1. vydání, Profi Press, s.r.o., Praha, 360 s.

- 69 -

BULLETIN VÚRH VODŇANY č. 4/2012 – Vychází čtvrtletně jako účelový tisk Jihočeské univerzity v Českých Budějovicích, Fakulty rybářství a ochrany vod – © – JU FROV Vodňany 389 25 Vodňany – Registr. č. MK ČR E 12997. IČO 600 76 658. Šéfredaktor: Ing. A. Kouba, Ph.D. – Redakční rada Bulletinu VÚRH Vodňany: Ing. A. Kouba, Ph.D.; doc. Ing. M. Flajšhans, Dr. rer. agr.; doc. Ing. P. Kozák, Ph.D.; Ing. T. Randák, Ph.D.; Z. Dvořáková; prof. MVDr. Z. Svobodová, DrSc.; doc. Dr. Ing. J. Mareš; prof. A. Ciereszko, Ph.D.; A. Viveiros, Ph.D.; Dr. V.P. Fedotov; Dr. G.J. Martín Grafick ý design a tisková realizace : JENA Šumperk Toto číslo bylo předáno do tisku: 2013

ISSN 0007-389X

OP Rybářství: Příprava a vydání 48. ročníku odborného čtvrtletníku Bulletin VÚRH Vodňany (CZ.1.25/3.1.00/10.00379). Evropský rybářský fond „Investování do udržitelného rybolovu”

2012. Vodňany

Recommend Documents