KONCEPCE OCHRANY GENETICKÉ DIVERZITY PLANĚ ROSTOUCÍCH ROSTLIN A VOLNĚ ŽIJÍCÍCH ŽIVOČICHŮ V ČESKÉ REPUBLICE
Brno, 2010
KONCEPCE OCHRANY GENETICKÉ DIVERZITY PLANĚ ROSTOUCÍCH ROSTLIN A VOLNĚ ŽIJÍCÍCH ŽIVOČICHŮ V ČESKÉ REPUBLICE (koncepční materiál pro činnosti v gesci MŢP)
Obsah 1. Úvod 1.1. Vymezení pojmů 1.2. Ochrana biologické rozmanitosti a její tři základní úrovně 1.3. Podstata a význam genetické diverzity 1.4. Ochranářská genetika 1.5. Metodické přístupy ke studiu genetické diverzity 2. Systém ochrany biologické rozmanitosti a jeho souvislosti s problematikou genetické diverzity 2.1. Současné přístupy k ochraně biologické rozmanitosti u nás a v zahraničí 2.2. Ochrana genetické diverzity 2.3. Stav poznání genetické diverzity rostlin a ţivočichů v ČR a EU 2.4. Příklady řešených projektů ochranářské genetiky u nás 3. Návrhy a doporučení 3.1. Koordinace a koncepce ochrany genetické diverzity 3.2. Priority výzkumu genetické diverzity 3.3. Výzkumná infrastruktura, organizace sběru dat a genetický monitoring 3.4. Mezinárodní spolupráce 3.5. Aplikace poznatků výzkumu do praktické druhové ochrany 4. Závěry 5. Literatura
Zpracovali (v abecedním pořadí): Josef Bryja1, Petra Hájková1, Petr Janšta2, Jan Kirschner3, Michal Vinkler1,2, Barbora Zemanová1, Jan Zima1 1
Ústav biologie obratlovců Akademie věd České republiky, v. v. i. Katedra zoologie Přírodovědecké fakulty Univerzity Karlovy v Praze 3 Botanický ústav Akademie věd České republiky, v. v. i. 2
2
1. Úvod 1.1. Vymezení pojmů Pro účely této koncepce se vymezují některé základní pojmy takto: Adaptivní znak je jakýkoliv znak přinášející danému organismu výhodu, pro kterou je v populaci udrţován selekcí. Alela je alternativní forma genu. Biodiverzita, syn. biologická rozmanitost, je existence široké variability genetických forem (alel) v populaci (genetická diverzita) či existence rozmanitosti druhů (druhová diverzita) nebo společenstev (ekologická diverzita) v prostředí. Demografie je soubor změn v početnosti, věkové struktuře nebo poměru pohlaví v populaci v čase. Deštníkový druh je takový druh, jehoţ cílenou ochranou je vzhledem k jeho širokým biotopovým nárokům zároveň docíleno ochrany dalších druhů v témţe biotopu. Diverzita, syn. variabilita, syn. rozmanitost je přítomnost více či mnoha alel, forem znaků či druhů. Efektivní velikost populace je počet jedinců ideální populace, v níţ se jedinci párují náhodně a poměr pohlaví je 1:1, a která má stejnou rychlost ztráty heterozygotnosti jako reálná populace, která je brána v úvahu. Ekologie je souborem vztahů mezi organismy navzájem či mezi organismy a jejich prostředím nebo věda, která tyto vztahy studuje. Fenotyp je soubor pozorovatelných vlastností a znaků organismu udávaných genotypem a vlivy okolního ţivotního prostředí. Fenotyp tedy odráţí genotyp jen neúplně a nepřesně. Fitness, syn. biologická zdatnost je relativním přispěním genotypu jedince do genofondu dalších generací relativně k alternativním genotypům. Fitness je determinována počtem mláďat, který je daný jedinec a jeho potomci schopný úspěšně vychovat (měření fitness je však problematické a omezuje se v praxi spíše na odhad). Fixace alely je výsledek změn frekvencí alel v populaci, kdy jedna z alel úplně převládne a dosáhne frekvence 100, čímţ se stane jedinou v populaci přítomnou alelou daného lokusu. Gen, syn. vloha, jednotka dědičnosti kódovaná v určitém úseku DNA daného organismu. Genom je kompletní soubor genů organismu či viru. Genotyp je soubor genů, genetická kompozice organismu, tj. jeho kombinace alel. Genotyp určuje normu reakce organismu v rozmanitých podmínkách prostředí. Genový tok je šíření určitých alel v rámci populace či mezi populacemi vyplývající z outbreedingu. Heterozygotnost je proporce heterozygotních lokusů v genomu organismu nebo proporce heterozygotních jedinců pro daný lokus v populaci. Homozygotnost je stav, kdy je daný lokus nebo skupina lokusů homozygotní, tj. nese na obou navzájem si odpovídajících úsecích DNA diploidního organismu stejnou alelu. Termín homozygot označující jedince, který na daném lokusu nese dvě identické alely je antonymem k termínu heterozygot, tj. jedinec mající na daném lokusu dvě navzájem odlišné alely. Inbreeding je kříţení navzájem si příbuzných jedinců. Inbrední deprese je pokles zdraví v důsledku inbreedingu spojeného s expresí mnoţství škodlivých alel v homozygotním stavu. Indikátorový druh je druhem, který slouţí při monitoringu stavu ţivotního prostředí k indikaci změn v ekosystému. Invazní druh je v daném místě nepůvodní druh šířící se na nově osídleném území.
3
Migrace je pohyb jedince mezi populacemi spojený s genovým tokem. Outbreeding je kříţení navzájem si nepříbuzných jedinců. Prostředí je soubor faktorů fyzické, chemické a biologické povahy tvořících podmínky oblasti, v níţ daný organismus ţije. Viabilita, syn. životaschopnost je schopnost přeţití populace v daném prostředí podmíněná souborem fenotypových znaků daného organismu.
1.2. Ochrana biologické rozmanitosti a její tři základní úrovně Biologická rozmanitost neboli biodiverzita je pojem popisující veškerou proměnlivost ţivota na naší planetě. Existence této variability ţivotních forem je zásadním předpokladem zdravého ţivotní prostředí, neboť zachování vysoké míry biodiverzity je významné pro udrţování stability většiny ekosystémů. Biodiverzita přírodních lokalit také představuje důleţitý zdroj pro potenciální vyuţití lidskou společností, jednak jako přímý zdroj nově objevovaných látek, například léčiv, jednak jako zdroj genetického materiálu pro rozvoj nových variant hospodářsky vyuţívaných rostlin a ţivočichů, a v neposlední řadě také jako základ pro lidské environmentální odpočinkové aktivity. Obecně je moţné rozlišit tři základní vrstvy biologické rozmanitosti, a to diverzitu na úrovni genů (genetická diverzita), druhů (druhová diverzita) a ekosystémů (ekologická diverzita; McNeely et al. 1990). Toto rozdělení je ovšem pouze formální a je uţitečné především z hlediska stanovování metod jejich studia a ochrany. Ve skutečnosti spolu všechny tři úrovně biologické rozmanitosti funkčně těsně souvisejí a navzájem se prolínají. Příčinné řady genů, jedinců, populací, druhů, společenstev a ekosystémů jsou propojeny kauzálními vztahy a zpětnými vazbami. V obecném povědomí je v současnosti pojem biologické diverzity spojován především s rozmanitostí druhovou. Díky intenzivní taxonomické práci se počet popsaných druhů organismů v dnešní době odhaduje na necelé dva miliony, odhady skutečného počtu se pohybují mezi 10 a 100 miliony. Rozmanitost biotopů a stanovišť, tedy ekologická diverzita, do značné míry podmiňuje druhovou diverzitu. Pochopení vztahů mezi jednotlivými úrovněmi biologické diverzity je ovšem prozatím nedokonalé. Stále dobře nerozumíme kauzálním souvislostem při vzniku a udrţování rozmanitosti v přírodě. Neznáme ani mnohé konkrétní aspekty funkčního významu biologické diverzity, jejichţ znalost je nezbytným předpokladem pro posouzení vlivů člověka a pro nalezení účinných opatření pro ochranu a udrţitelné vyuţívání přírodních zdrojů. Ochraně druhové a ekologické diverzity je věnována největší pozornost mezinárodních a státních institucí i veřejnosti, neboť právě ztráta variability v této sloţce biodiverzity je nejnápadnějším indikátorem zhoršující se kvality ţivotního prostředí člověka. Přesto nelze druhovou ani ekologickou diverzitu samu o sobě povaţovat za nejvýznamnější sloţkou biodiverzity a jedinou součást biodiverzity hodnou ochrany. Nové poznatky ukazují, ţe obecně opomíjená genetická diverzita představuje v mnohých případech základní pilíř udrţující stabilitu populací v čase, a tím i přeţívání druhů a stabilitu ekosystémů. Poznání samotné genetické diverzity ţivota bylo donedávna tím nejméně známým aspektem biologické rozmanitosti. To můţe být důvodem, proč je stále ochraně genetické diverzity věnována tak malá pozornost. Tento stav se však nyní zásadně mění. Tempo nárůstu nových poznatků v této oblasti je neobyčejně vysoké. Nové informace jasně ukazují velký význam genetické diverzity pro přeţívání přirozených populací mnoha organismů a tato data dokládají potřebu implementace pojmu ochrany genetické diverzity do celkové koncepce ochrany přírody. Důleţitost ochrany genetické úrovně biodiverzity byla deklarována také mezinárodní Úmluvou o biologické rozmanitosti, která má ochranu genetické diverzity spolu 4
s ochranou diverzity druhů a ekosystémů za jeden ze základních cílů. Kromě vlastního významu pro přírodní stabilitu, má právě genetická sloţka biodiverzity velký význam pro člověka a jeho hospodářskou činnost, neboť genetická diverzita představuje přirozenou zásobárnu variabilních genotypů pro případné vyuţití ve šlechtitelství a v biotechnologiích.
1.3. Podstata a význam genetické diverzity Genetika je vědní oblast, která se zabývá dědičností a proměnlivostí organismů. Zdrojem genetické proměnlivosti jsou dědičné vlohy obsaţené v genotypu, naopak na fenotypovém projevu vnějších znaků se do značné míry podílejí také vlivy prostředí působící v průběhu ţivota jedince. Oddělit jednoznačně genetickou a environmentální determinaci jednotlivých fenotypových znaků je obtíţné a často dokonce nemoţné. Cesta od genu ke znaku je dlouhá a sloţitá a procesy naprogramované při expresi genomu mohou být v nejrůznějších stádiích ovlivněny nějakým vnějším faktorem. Vztah mezi fenotypem a genotypem je proto velmi sloţitý. Některé znaky jsou podmíněny pouze jediným genovým lokusem, jiné několika nebo i mnoha. V případě, kdy na fenotypový znak působí více genů, dochází mezi nimi k nejrůznějším interakcím. Tyto interakce mohou vést ke vzniku nových fenotypových variant v potomstvu, aniţ by se současně měnily štěpné poměry očekávaných genotypů. Při působení epistáze (funkční nadřazenosti určitých genů nad jinými), inhibice, kompenzace a dalších projevů genových interakcí se fenotypové štěpné poměry v potomstvu mění. Důvodem proto je právě vzájemné ovlivňování genů. Dědičná podstata jiných znaků je velmi sloţitá a na jejich projevu se podílí velký počet jednotlivých genů. Takové znaky nazýváme polygenní. Kvantitativní znaky mají zpravidla polygenní dědičnost a jejich manifestace je do značné míry ovlivňována faktory prostředí. Přesto i u nich je moţná genetická analýza a stanovení míry jejich dědivosti. Opakem genových interakcí je pleiotropie, při které se účinky působení jednoho genu projevují v utváření dvou nebo více různých fenotypových znaků. Studium genetické podstaty fenotypových znaků je proto často velmi komplikované a není jednoduché posoudit vliv genetické diverzity na fenotypovou diverzitu populace či druhu. Přeţívání populací a druhů v neustále se měnícím prostředí je závislé na schopnosti adaptace. Nezbytným předpokladem adaptivní odpovědi je genetická variabilita. Její ztráta můţe značně sniţovat schopnost přizpůsobení se k novým ekologickým podmínkám. Genetická diverzita tak vytváří základnu pro vyšší úrovně biodiverzity, které se projevují rozmanitostí druhů, společenstev a ekosystémů. Vymírání druhů, extinkci, vyvolávají vnější a vnitřní faktory. Vnější faktory jsou ekologické a vyplývají z kolizí vztahů mezi organismy a jejich neţivým a ţivým prostředím. Patří mezi ně také veškeré stránky působení činnosti člověka na přírodu planety. Vnitřní faktory extinkce zahrnují jednak náhodné výchylky demografických procesů v populacích a dále oscilace genetické rozmanitosti. O poměrném významu demografické stochasticity a genetické variability byla vedena bohatá diskuse (např. Lande 1988), je však nesporné, ţe úloha genetické variability je zásadní. Ztráty genetické diverzity v malých populacích (např. vyvolané příbuzenským kříţením) mají obecně nepříznivé důsledky, které se bezprostředně projevují inbrední depresí a dlouhodobě vedou ke ztrátě schopnosti adaptivní odpovědi. Tím se zvyšuje pravděpodobnost extinkce. Genetická diverzita je v přírodě uspořádána hierarchicky. Jednotlivé populace, druhy či vyšší taxony se od sebe geneticky různou měrou liší a tyto odlišnosti jsou efektivně vyuţívány při výzkumu volně ţijících organismů. Mezidruhové genetické odlišnosti jsou jiţ zahrnuty v konceptu druhové diverzity. O úroveň níţe pak stojí mezipopulační vnitrodruhové rozdíly neboli populační struktura v rámci druhu. Poznání fylogenetických vztahů mezi populacemi druhu umoţňuje rekonstruovat centra a cesty šíření druhů (fylogeografie) a sledovat tak 5
historické změny rozšíření, které probíhaly na pozadí posunů areálů a demografických změn. To umoţňuje pochopit dnešní charakter genetické variability a diferenciace populací, druhů a jiných fylogenetických linií. Výzkumy tohoto typu, paralelně prováděné v různých skupinách rostlin a ţivočichů přinášejí zcela nové pohledy na genetickou úroveň rozmanitosti středoevropské bioty. Je ţádoucí, aby tyto výzkumy byly úzce propojeny s poměrně bohatou poznatkovou základnou fosilních záznamů o výskytu a rozšíření druhů v minulosti, zejména v holocénu a předcházejících obdobích pleistocénu. Na ještě niţší úrovni pak stojí genetická diverzita v rámci populace. Pro její ochranu má stěţejní význam ekologický výzkum vztahů mezi konkrétními jedinci zaloţený na spolehlivém určování míry jejich příbuznosti. Tak můţe být stanoven lokální tok genů, migrace či populační struktura. Tyto jevy jsou v těsném vztahu k početnosti populací a jejím změnám v čase. Genetický výzkum tak přispívá k poznání skutečné a efektivní populační velikosti a stupně izolace jednotlivých populací. Metody populační genetiky umoţňují identifikovat přítomnost a intenzitu neţádoucího příbuzenského kříţení ve volně ţijících populacích i odhalit genovou introgresi a posoudit tak míru nebezpečí narušení genofondu místních populací po úmyslné či spontánní introdukci cizorodých organismů do nového prostředí. Srovnání charakteru proměnlivosti maternálně dědičné mtDNA s variabilitou autozomových sekvencí přenášených oběma pohlavími vede k vyjasnění podílu pohlaví na utváření populační struktury. Individuální úroveň genetické diverzity je vyuţívána ke studiu příbuzenských vztahů (např. paternity) v sociálních skupinách či populacích a přispívá k poznání povahy sociálních vztahů, typu párovacího systému a podstaty rozmnoţovacích strategií. Studiem dědičných vlastností organismů, jejich proměnlivosti a distribuce mezi jedinci, populacemi a druhy se zaměřením zejména na druhy vzácné a ohroţené se zabývá ochranářská genetika (conservation genetics, genetika ochrany druhů). Cíle ochranářskogenetického výzkumu směřují k poznání krátkodobých i dlouhodobých trendů ve změnách dědičné rozmanitosti a její struktury, se zvláštním zřetelem na příčinné ovlivnění těchto procesů člověkem a jeho činností. Ohroţené druhy se často vyznačují malými populacemi (např. v důsledku fragmentace populace způsobené lidskou činností); studium dějů probíhajících v malých populacích je jedno ze stěţejních témat ochranářské genetiky. Význam genetiky pro biologii ochrany druhů si odborná veřejnost uvědomila aţ poměrně nedávno (Frankel 1974, Soulé a Wilcox 1980, Schonewald-Cox et al. 1983, Albrecht et al. 2005). Zpočátku byl přínos genetiky chápán v poněkud úzkém pojetí výzkumu genetické proměnlivosti (heterozygotnosti) uvnitř jednotlivých populací. Postupně však začalo být zřejmé, ţe genetické poznatky nacházejí významné uplatnění v nejrůznějších ochranářských aspektech ekologie, demografie, etologie, biogeografie a systematiky a evoluční biologie. Ochranářská genetika je dnes všeobecně uznávána jako nepostradatelný přístup v ochranářské práci, při plánování záchranných chovů a introdukčních pokusů (Falk a Holsinger 1991, Hedrick a Miller 1992, Avise 1994, Loeschcke et al. 1994, Avise a Hamrick 1995, Hanski a Gilpin 1997, Hedrick 2001, 2004, Frankham et al. 2002, 2010, Ferière et al. 2004, Allendorf a Luikart 2007, Laikre et al. 2010b). Z hlediska ochrany genetické diverzity je významným aspektem biologické rozmanitosti také způsob rozmnoţování organismů (vegetativní, asexuální, sexuální reprodukce) a adaptivní důvody jeho udrţování anebo střídání. Toto téma souvisí s případy historické hybridizace mezi druhy a s areálovou expanzí nepohlavních linií s vlohami pro kolonizační úspěch. Pochopení souvislostí mezi typem rozmnoţování, rozšířením druhu a velikostí jeho populace je zásadní nejen pro ochranu diverzity genetické, ale také pro ochranu diverzity druhové (problematika invazních druhů). Pro ochranu genetické diverzity rostlin je pak studium reprodukčních mechanismů zcela klíčové. Kaţdý z hlavních typů reprodukce (cizosprašnost, samosprašnost, autonomní
6
asexualita – agamospermie, pseudogamie – asexualita závislá na opylení, popř. vegetativní reprodukce) má zásadní dopad na charakter genetické proměnlivosti. Téměř ţádný rostlinný druh však není závislý na jednom reprodukčním mechanismu. V přirozené populaci se v závislosti na historických, geografických, ploidních či ekologických faktorech, někdy však i zcela náhodně, uplatňují dva i více způsobů reprodukce. Charakteristické jsou v tomto ohledu například violky, rod Viola sect. Viola, kde první jarní květy s modrofialovými korunami vyţadují opylení (cizosprašnost), po odkvětu se postupně začínají vytvářet nenápadné nebarevné květy kleistogamické (samosprašnost), a navíc řada druhů vytváří podzemní či nadzemní výběţky, které umoţní rostlině mnoţení a šíření i bez pohlavního procesu. Jen těţko předvídat, z jakého typu reprodukce bude pocházet potomstvo doplňující původní populaci v dalších letech či který z těchto typů bude úspěšnější v dlouhodobější perspektivě.
1.4. Ochranářská genetika Ochranářská genetika se věnuje zkoumání genetických faktorů, které ovlivňují riziko extinkce a dále praktickému genetickému managementu, který toto riziko můţe minimalizovat. Charakteristickým znakem vzácných a ohroţených druhů je nízká početnost a fragmentovanost jejich populací. Proto zkoumání genetických a evolučních procesů v malých a izolovaných populacích tvoří základ ochranářské genetiky. Důleţité je také srovnání s referenčními populacemi fylogeneticky a ekologicky příbuzných druhů, které bezprostředně ohroţeny nejsou. Na základě analýzy současného stavu a srovnání se stavem minulým nebo s populacemi příbuzného druhu poskytuje ochranářská genetika nezbytný podklad pro vypracování účelné koncepce managementu a ochrany ohroţených druhů. Hlavními evolučními mechanizmy působícími v populacích jsou mutace, genový tok (tj. rekombinace, migrace), selekce a genetický drift. První tři mechanizmy mají určující vliv ve velkých populacích, v malých populacích je však jejich působení výrazně ovlivňováno náhodnými (stochastickými) efekty (genetický drift). Populace s malou početností mohou být postiţeny ztrátou genetické variability, příbuzenským kříţením (inbreedingem) a akumulací škodlivých mutací. Podle Frankhama et al. (2002) hlavními genetickými tématy v ochranářské biologii jsou: negativní vliv příbuzenského kříţení na reprodukci a přeţívání (inbrední deprese); ztráta genetické diverzity a schopnosti adaptací v odpovědi na environmentální změny; fragmentace populací a redukce toku genů; náhodné procesy (genetický drift) vyřazující přirozenou selekci jako hlavní evoluční proces; akumulace a odstranění („purging“) škodlivých mutací; genetická adaptace na ţivot v zajetí a její nepříznivý vliv na úspěšnost reintrodukcí nebo restitucí; řešení taxonomických nejasností; definování tzv. managementových jednotek („management units“) v rámci druhu; vyuţití molekulárně-genetických analýz ve forenzní ochranářské biologii; vyuţití molekulárně-genetických analýz při studiu těch aspektů biologie druhu, které jsou důleţité pro dlouhodobé přeţívání populací;
7
kříţení vzdálených populací a jeho moţný negativní nebo pozitivní vliv na fitness (outbrední deprese a heterózní efekt). Genetické faktory ovlivňující populace Genetický drift – „bottleneck effect“ a „founder effect“. Genetický drift (syn. náhodný genetický posun) vyplývá z náhodného výběru gamet při pohlavním rozmnoţování. V důsledku malé početnosti populace můţe dojít vlivem náhodného přenosu alel z generace do generace k úplné ztrátě některých alel, a tedy i k trvalému poklesu celkové genetické diverzity populace (Frankham et al. 2002). Dojde-li při fluktuaci početnosti populace aţ k velmi výraznému, náhlému poklesu početnosti, jedná se o tzv. populační nebo genetický bottleneck, který vede k nárazové ztrátě genetické variability – „bottleneck effect“. Ztráta genetické diverzity v důsledku bottleneck efektu je charakteristická pro mnohé populace ohroţených druhů (např. u vydry mořské – Larson et al. 2002; tuleně středomorského – Pastor et al. 2004; kozoroţce horského – Maudet et al. 2002). Zvláštním případem bottlenecku je tzv. efekt zakladatele – „founder effect“. Je to zaloţení nové populace z malého počtu jedinců – tedy vlastně velmi silný bottleneck v jedné generaci. Founder effect způsobuje změnu genetického sloţení populace a často vede ke ztrátě alel a sníţení genetické variability (Frankham et al. 2002). V malých populacích působí selekce jen velmi neúčinně, naopak genetický drift má velký význam. Proto dochází v malých populacích s větší frekvencí k fixaci slabě škodlivých alel, které pak v součtu výrazně sniţují viabilitu populace. Důsledky: ztráta genetické variability spojená s poklesem evolučního adaptivního potenciálu populace náhodné změny frekvencí alel z generace na generaci, zvýšená pravděpodobnost fixace alel v rámci populace a rychlejší diverzifikace fragmentovaných populací (Frankham et al. 2002, Allendorf a Luikart 2007) zvýšená pravděpodobnost fixace slabě škodlivých alel sniţujících viabilitu populace (Flegr 2005) malé populace výrazně ovlivňovány náhodnými efekty, a to nejen genetickou, ale i demografickou a environmentální stochasticitou a přírodními katastrofami (Schaffer 1981, Lande 1988) Inbreeding – inbrední deprese a „purging“. V malé uzavřené populaci s nedostatečným počtem jedinců nevyhnutelně dochází k příbuzenskému kříţení – inbreedingu. Vzájemná příbuznost jedinců v populaci se postupně zvyšuje a moţnost kříţení nepříbuzných jedinců klesá. Tím zároveň klesá genetická diverzita populace a zvyšuje se homozygotnost (tj. sniţuje heterozygotnost). Do homozygotního stavu se dostávají také škodlivé mutace, které jsou v populacích běţně přítomny ve formě recesivních alel s nízkou frekvencí. V homozygotním stavu se pak projeví jejich negativní účinek – tzv. inbrední deprese (Keller a Waller 2002). Je-li pokles početnosti relativně pomalý, můţe při inbreedingu dojít v případě alel velkého účinku (např. letálních) k jejich odstranění z populace přirozenou selekcí – „purging“ (Charlesworth a Charlesworth 1999). K tomuto však nedochází v případě alel malého účinku, které dosahují téměř selekční neutrality a pokud je inbreeding náhlý, vliv genetického driftu je mnohem výraznější neţ vliv selekce a dojde tak k náhodné fixaci a ne k selekci (Frankham et al. 2002). Důsledky: redukce heterozygotnosti, potaţmo sníţení ţivotaschopnosti populace, tj. inbrední deprese; inbrední deprese znamená moţné negativní ovlivnění různých aspektů
8
reprodukční biologie – mnoţství potomků, přeţívání mláďat, délky ţivota, intervalu mezi porody, schopnosti páření, kvality a kvantity spermií, mateřských schopností, schopnosti kompetice u potomstva apod. (např. O‟Brien 1994, Lacy et al. 1996, Roldan et al. 1997, Frankham et al. 2002) sníţení genetické variability, potaţmo evolučního adaptivního potenciálu při pomalém poklesu početnosti populace moţné odstranění škodlivých alel velkého účinku přirozenou selekcí („purging“) „Genetic rescue“, heterózní efekt a outbrední deprese – křížení s nepříbuznými jedinci. Pro populaci, která se nachází v inbrední depresi, můţe být velmi významná imigrace nebo introdukce i jen velmi malého počtu nepříbuzných jedinců (Tallmon et al. 2004). Takto byla například zachráněna skandinávská populace vlka, která vznikla pouze ze dvou jedinců, a kde po příchodu jediného imigranta došlo k zvýšení heterozygotnosti a k exponenciálnímu populačnímu růstu (Vilà et al. 2003). Takovýto jev se nazývá – „genetic rescue“. Nejčastější příčinou je tzv. heterózní efekt – zvýšená reprodukční schopnost a ţivotaschopnost (viabilita) jedinců F1 generace ve srovnání s oběma rodiči. Tento jev je velmi dobře znám z chovu, pěstování a šlechtění hospodářských zvířat a rostlin; v několika případech byl vyuţit i u volně ţijících populací (Madsen et al. 1999, Hogg et al. 2006, Pimm et al. 2006). Pokud je však populace adaptována na lokální podmínky, můţe po hybridizaci s jedinci z jiné, odlišně adaptované populace dojít k narušení této adaptace a následně naopak ke sníţení fines jedinců F1 generace – outbrední deprese („outbreeding depression“, Edmands 2006). Důsledky: kříţení s nepříbuznými jedinci – zvýšení genetické variability, potaţmo evolučního adaptivního potenciálu; zvýšení heterozygotnosti a tedy ţivotaschopnosti (fitness); moţná záchrana populace alternativně moţné narušení lokální adaptace, sníţení ţivotaschopnosti – outbrední deprese Fragmentace populací. Ztráta přirozených biotopů a jejich fragmentace v důsledku lidské činnosti je povaţována za primární příčinu současného sniţování biodiverzity (WCMC 1992). Fragmentace biotopů zahrnuje dva procesy: redukci celkové rozlohy biotopu a vytvoření malých izolovaných území z původně kontinuálního areálu. Genetické důsledky fragmentace populací jsou kriticky závislé na míře toku genů mezi fragmenty (subpopulacemi). V malých a izolovaných populacích je ztráta genetické variability v důsledku genetického driftu rychlejší a riziko inbreedingu vyšší. Důsledky: sniţování početnosti omezení migrace, tedy toku genů mezi populacemi z oddělených území genetická diferenciace, vznik populační struktury sniţování genetické variability, potaţmo evolučního adaptivního potenciálu růst rizika inbreedingu, potaţmo inbrední deprese genetická diferenciace můţe vést ke speciaci, a tedy ke zvýšení druhové rozmanitosti Efektivní velikost populace. Populační genetika a většina teoretických predikcí ochranářské genetiky pracují s proměnou efektivní velikost populace (Ne), která neodpovídá absolutní početnosti zjištěné například sčítáním („census size“, skutečná velikost populace, N). Efektivní velikost populace zahrnuje pouze pohlavně dospělé a biologicky plnohodnotné jedince, kteří přispívají potomstvem do další generace. Obvykle tvoří jen 20-30 % (výjimečně
9
i jen 10 % nebo méně) z celkové početnosti populace (Frankham 1995, Kalinowski a Waples 2002, Mills 2007) v závislosti na poměru pohlaví v populaci a párovacím systému, variabilitě v počtu potomků, fluktuacím početnosti populace a překryvu generací (Frankham et al. 2002, Allendorf a Luikart 2007). Podle definice efektivní velikost populace odpovídá počtu rozmnoţujících se jedinců v idealizované populaci, která by vykazovala stejné změny v alelových frekvencích vlivem náhodného genetického driftu nebo inbreedingu jako zkoumaná skutečná populace (Frankham et al. 2002). Taková ideální populace má vyrovnaný poměr pohlaví, konstantní velikost a oddělené generace, ve kterých je párování náhodné a reprodukční úspěšnost jedinců stejná – v takovém případě N = Ne (Mills 2007). Proto byla zavedena proměnná Ne, která zohledňuje faktory jako nevyrovnaný poměr pohlaví při reprodukci (např. u harémových druhů), fluktuaci početnosti populace v čase a variabilitu v reprodukční úspěšnosti v důsledku různých faktorů včetně věkové a sociální struktury. V takovéto reálné populaci je vţdy Ne < N. Nedávný přehled mnoha studií uvádí medián 0,14 pro poměr Ne / N (Palstra a Ruzzante 2008). Za minimální efektivní velikost, která dostačuje ke krátkodobému přeţití izolované populace, je konvenčně povaţováno 50 jedinců. V takové populaci dochází při náhodném kříţení ke sniţování heterozygotnosti o 1 % za generaci. Minimální efektivní velikost, dostačující pro dlouhodobé úspěšné přeţívání populace, se odhaduje na 500 jedinců. Tyto teoretické úvahy nabývají zvláštního významu při plánování a řízení záchranných chovů kriticky ohroţených druhů, při reintrodukčních pokusech nebo umělém posilování ohroţených populací. Opomenutí tohoto kritéria při přípravě záchranných programů můţe snadno vést k bezúčelným investicím do ochrany skupiny jedinců, která je příliš malá pro dlouhodobé zachování druhu. Genetický management a monitoring. Pro efektivní ochranářský management je důleţité identifikovat tzv. ochranářské jednotky („conservation units“). Často pouţívanou jednotkou je druh („species“); dále se v rámci druhu rozlišuje evolučně významná jednotka („evolutionary significant unit“, ESU), představující skupinu populací daného druhu, která se uţ poměrně dlouhou dobu vyvíjí samostatně a geneticky a ekologicky se odlišuje od jiných (Crandall et al. 2000). Managementové jednotky („management units“, MU) jsou obvykle definovány jako populace, které jsou demograficky nezávislé, tedy jejich populační dynamika je závislá jen na vlastní natalitě a mortalitě a nikoliv na migraci. Na rozdíl od ESU obvykle neprocházejí dlouhodobou nezávislou evolucí nebo výraznou adaptivní diferenciací. Managementové jednotky by měly reprezentovat populace, které jsou důleţité pro dlouhodobou existenci celé ESU (případně druhu). Jednu ESU tedy obvykle tvoří několik MU – divergentních subpopulací. Pro dlouhodobou existenci druhu je vţdy nezbytná ochrana většího počtu populací a nestačí pečovat pouze o jednu či dvě (Hughes et al. 1997). Je třeba zajistit ochranu veškeré genetické variability druhu, tak aby byl zajištěn jeho maximální adaptivní potenciál. Genetické informace nacházejí vyuţití při různých ochranářských aktivitách. Z hlediska zachování stability populací je nezbytné, aby byly zohledňovány zejména při různých přesunech jedinců – translokacích, introdukcích, reintrodukcích, restitucích; mohou být uţitečné při vyhlašování chráněných území (s cílem ochrany co nejširší genetické diverzity), anebo například při rozhodování o vyuţívání populace či povolení regulace početnosti. Klíčový význam mají v záchranných chovech a programech, kdy je nutné v zajetí zachovat co nejvyšší míru genetické variability. Často pouţívaným termínem v evoluční a ochranářské biologii a ekologii je téţ „genetický monitoring“. Tento pojem bývá pouţíván v různých souvislostech – někdy ve smyslu vyuţití genetických dat při studiu demografických, evolučních nebo ekologických procesů, jindy v přesnějším smyslu, kdy skutečně znamená systematické zjišťování
10
populačně-genetických parametrů v čase (Schwartz et al. 2007). Genetický monitoring umoţňuje sledovat změny genetické variability, a tak včas identifikovat ohroţené populace nebo druhy, čímţ můţe také napomoci ke včasnému odhalení příčin jejich ohroţení. BOX 1: Využití genetických dat pro ochranářský management a monitoring – příklady zahraničních studií Pro ochranářský management můţe být zásadní pouhá genetická identifikace druhu, například v případě ochrany kryptických druhů nebo v populacích, ve kterých dochází k hybridizaci. Geneticky je moţné hybridizaci včas odhalit, identifikovat konkrétní hybridy a u nich pak i míru introgrese – podíl „cizího“ genomu. Tento přístup byl vyuţit po expanzi puštíka prouţkovaného (Strix varia) do západní části Severní Ameriky, která vedla k vytvoření geografického kontaktu s místním ohroţeným druhem puštíka západního (Strix occidentalis). Oba druhy si potenciálně ekologicky konkurují a navíc se mezi sebou kříţí. Proto byl metodou AFLP vytvořen genetický test, který slouţí k jednoduchému a spolehlivému odlišení jedinců obou druhů stejně jako i jejich hybridů. To umoţnilo další výzkum vztahů mezi těmito dvěma druhy na území, kde se nyní vyskytují sympatricky (Haig et al. 2004). Genetická taxonomie a ekologické studie vyuţívající populačně-genetických dat mají velký význam pro poznání biologie bezobratlých ţivočichů a rostlin. I v České republice se vyskytuje arkticko-alpínská mandelinka Chrysomela lapponica. Její larva se můţe ţivit na listech dvou rodů rostlin (vrby nebo břízy). Ačkoliv bylo na základě alozymových studií zjištěno, ţe divergence mezi morfologicky podobnými populacemi z různých ţivných rostlin a různých oblastí nejsou nijak významné (Machkour-M‟Rabet et al. 2008), při podrobnějších hybridizačních studiích byla mezi těmito populacemi prokázána postzygotická reprodukční izolace (Fatouros et al. 2006), coţ naznačuje, ţe se jedná o samostatné druhy. V případě rostlin, a někdy i ţivočichů, můţe kříţením druhů docházet k polyploidizaci a vzniku nových druhů (např. u rodů Sorbus a Dactylorhiza). Identifikace těchto přirozených procesů je důleţitá proto, aby byla populacím rodičovských druhů zajištěna ochrana a proces speciace nebyl přerušen (Hedrén 2001). Geneticky je také moţné zjistit řadu ochranářsky cenných populačních parametrů. V Norsku byla pomocí neinvazivní genetické metody dlouhodobě monitorována populace rosomáka (Gulo gulo), jehoţ tradiční sledování (odchyty a stopováním), je příliš časově náročné a drahé. V jiţním Norsku v 60. letech minulého století rosomáci téměř vyhynuli, později však došlo k opětovné kolonizaci tohoto území. Nárůst početnosti však přinesl konflikt s chovateli ovcí a tedy i tlak na regulaci populace. Proto bylo nutné o této populaci získat řadu údajů. Početnost populace byla na základě „capture-mark-recapture“ individuálních genotypů odhadnuta na 89 jedinců. Dále bylo zjištěno, ţe mladí samci jsou schopni se šířit aţ do vzdálenosti 500 km, coţ výrazně převýšilo všechny předešlé odhady. Ukázalo se také, ţe imigranti z populace v severní Skandinávii v minulosti geneticky přispívali a stále přispívají do studované populace, coţ brání genetické erozi a sniţuje riziko inbrední deprese (Flagstad et al. 2004). Genetické diverzita bezobratlých ţivočichů je nejen v rámci České republiky, ale v celosvětovém měřítku ve srovnání s obratlovci prozkoumána mnohem méně a do poslední doby byla zaměřena zejména na alfa taxonomické či ekologické studie. Nicméně dosud získané primární poznatky lze v součinnosti s různými genetickými metodami také poměrně dobře vyuţít k dalšímu studiu biologie těchto druhů a k jejich ochraně. U střevlíka hrbolatého (Carabus variolosus), který je v evropském měřítku povaţován za ohroţeného, byla zmapována genetická variabilita a struktura 12 populací z území mezi severozápadní hranicí jeho areálu v Německu a Francii aţ k hranici mezi Slovinskem a Chorvatskem. Jedná se o velmi vlhkomilný druh specializovaný na prameniště, močály, rašeliniště a břehy vodních toků spíše ve vyšších nadmořských výškách a jeho schopnost disperze je omezena i tím, ţe nelétá. Genetická variabilita byla spíše nízká a nezvyšovala se ani směrem do centrální části areálu; především však byla zjištěna velká diferenciace mezi populacemi, a to i blízkými na jediném toku. S ohledem na ostrovní charakter areálu bylo vysloveno doporučení pro ochranářský management – povaţovat kaţdou populaci za samostatnou managementovou jednotku a chránit maximální počet populací (Matern et al. 2009). Různými genetickými markery byla zjištěna výrazná genetická divergence a rozdílná stanovištní preference mezi časně a později kvetoucími varietami orchideje, původně řazenými k jedinému morfologickému poddruhu – pětiprstka ţuţelník pravá (Gymnadenia conopsea ssp conopsea) –, i kdyţ se oba fenologické typy vyskytovaly i sympatricky. Bylo zjištěno, ţe k divergenci mezi oběma typy došlo dříve, neţ k divergenci mezi časně kvetoucím typem a příbuzným druhem pětiprstkou vonnou (Gymnadenia odoratissima). Zároveň byly v rámci pozdě kvetoucího typu odlišeny dvě skupiny s vysokým stupněm genetické diferenciace. Povaţovat tyto orchideje za jediný poddruh by tedy bylo z ochranářského hlediska nesprávné, zvláště kdyţ časně kvetoucí typ je v současné době více ohroţen v souvislosti s nízkou intenzitou sečení, zatímco později kvetoucí typ je na managementu méně závislý (Gustavsson a Lönn 2003). Cílem vlastního genetického managementu je zvýšení fitness jedinců minimalizováním inbreedingu v populaci a zajištění takové genetické diverzity, aby měla populace dostatečný adaptivní potenciál v případě nečekaných změn ţivotního prostředí. V praxi to znamená především zajistit nárůst početnosti malých populací.
11
Toho můţe být dosaţeno zajištěním vhodných ţivotních podmínek pro ohroţený druh, jak tomu bylo například v případě rypouše severního (Mirounga angustirostris), jehoţ populace vzrostla v důsledku zákazu lovu a nastolení jeho zákonné ochrany z 20-100 na 175 000 jedinců (Weber et al. 2000); nebo orla mořského (Haliaeetus albicilla), u nějţ se navzdory populačním bottleneckům v minulosti zachovala velká část původní genetické variability. Jedním z důvodů toho byla ochrana řady populací po celé Evropě (Hailer et al. 2006). U rostlin pak můţe vést k zvětšení populace například odstranění nepůvodních herbivorů. V krajním případě, kdy uţ populace jeví známky inbrední deprese, můţe být pro její záchranu nutná translokace jedinců (genetická záchrana, „genetic rescue“). Pro tyto případy, podobně jako při realizaci reintrodukčních programů, jsou genetická data zcela zásadní. Ke genetické záchraně došlo v případě pumy americké východní (Puma concolor coryi) na Floridě. Početnost populace kolísala v letech 1985-1995 mezi 19 a 30 jedinci a byla u ní patrná inbrední deprese (vysoká frekvence recesivně dědičného kryptorchizmu, nízká kvalita spermií aj.). Po introdukci osmi samic z nejbliţší původní populace v Texasu, došlo k výraznému sníţení nebo vymizení známek inbrední deprese u jedinců s texaskými předky a početnost populace začala po introdukci v roce 1995 růst o asi 13 % ročně aţ na úroveň převyšující 100 jedinců v roce 2008 (Pimm et al. 2006, Hedrick a Fredrickson 2010). Ve Švédsku poblíţ města Lund existuje izolovaná populace zmije obecné (Vipera berus), ve které byli v roce 1995 pouze čtyři samci, a v níţ se vysokým podílem deformovaných a mrtvě narozených mláďat projevovala inbrední deprese. Populace byla zachráněna po introdukci 20 dospělých samců z nedaleké geneticky variabilní populace. Následně došlo k velkému růstu početnosti populace i genetické variability (Madsen et al. 1999). Detailně geneticky monitorovaný reintrodukční program byl uskutečněn v Nizozemí, kde bylo v průběhu let 2002 a 2008 vypuštěno 10 samců a 20 samic vydry říční (Lutra lutra) po tom, co byl poslední jedinec původní populace nalezen mrtvý v roce 1989. Proto, ţe byl znám genotyp všech vypuštěných jedinců, mohl být na základě trusu sbíraného na území reintrodukce dobře sledován příspěvek vypuštěných jedinců do dalších generací. Z krátkodobého hlediska můţe být program hodnocen jako úspěšný, neboť bylo geneticky potvrzeno rozmnoţování jedinců, kteří uţ se narodili ve volné přírodě (F2 generace). Zároveň však bylo pozorováno, ţe reprodukční úspěch je mezi jedinci značně nevyváţený. Pouze u 51 % samic a 34 % samců, jeţ byli v zimě roku 2007/08 pohlavně dospělí, bylo v daném období zjištěno úspěšné rozmnoţování. Z celkového počtu 54 mláďat zaznamenaných během celého monitorovacího období, 25 bylo potomstvem jediného samce. Tyto skutečnosti výrazně ovlivňují vývoj genetické variability v populaci, a tedy i její dlouhodobou ţivotaschopnost. Kvůli vysokému stupni dominance také stačilo území, jeţ bylo plánováno pro pět aţ šest dospělých samců, pouze dvěma aţ třem (Koelewijn et al. 2010). Pokud jsou translokace prováděny bez promyšlené koncepce, můţe vzniknout populace s vysokým stupněm inbreedingu a tedy neţivotaschopná. Příkladem můţe být translokace koal (Phascolarctos cinereus) v jihovýchodní Austrálii, kde tito vačnatci do 30. let minulého století téměř vyhynuli. Na ostrově French Island byla na konci 19. stol. zaloţena populace z pouhých dvou nebo tří jedinců, která později slouţila jako zdrojová pro další translokace. Tak byla nakonec v jiţní Austrálii reintrodukována populace koal, jeţ prodělala ve svojí historii tři populační bottlenecky (translokace malého počtu jedinců z pevniny státu Victoria na ostrov French Island, z něj na ostrov Kangaroo Island a z něj zpět na pevninu do státu Jiţní Austrálie). To vedlo ke ztrátě genetické variability a k inbrední depresi, která se projevuje například vysokou frekvencí případů chybějících či nevyvinutých varlat u samců (Sherwin et al. 2000, Seymour et al. 2001). V polovině 60. let min. stol. byl zahájen repatriační program s posledními dvanácti samicemi a třemi samci ţelvy sloní (Geochelone nigra hoodensis) z galapáţského ostrova Española, po tom, co v přírodě jiţ nebylo pozorováno jejich rozmnoţování. V průběhu 33 let bylo odchováno a vypuštěno asi 1200 mláďat, která se na ostrově opět rozmnoţovala. Kdyţ byl v roce 1994 odebrán vzorek krve 347 dříve vypuštěným ţelvám, bylo zjištěno, ţe efektivní velikost populace je pouhých 5,7 jedince. Proto bude zřejmě nutné upravit podmínky odchovu tak, aby byl obnoven větší díl genetické variability (Milinkovitch et al. 2004). Organismy, které nepouţívají bisexuální rozmnoţování panmiktického typu, vyţadují odlišný genetický management. Liší se mírou genetické variability v populacích, genetické diverzity mezi populacemi i mírou ohroţení inbrední depresí. Například rostliny, jeţ se rozmnoţují asexuálně, existují jako klony, které jsou geneticky identické. Proto je genetická variabilita populací značně omezená; adaptivní potenciál je redukovaný a z dlouhodobého hlediska jsou více ohroţeny akumulací mutací neţ sexuálně se rozmnoţující organismy. Proto je u nich ještě důleţitější existence velkých populací (Paland a Lynch 2006). Samosprašné rostliny a hermafroditické organismy bývají méně geneticky variabilní v rámci populace a více mezi populacemi, proto je u nich obzvláště důleţité chránit více geneticky diverzifikovaných populací (Charlesworth a Charlesworth 1995, Mable a Adam 2007). Také u ţivočichů, jeţ mají haplodiploidní cyklus, tedy se u nich objevují jak haploidní tak diploidní jedinci (hl. blanokřídlí), je genetická variabilita ve srovnání s diploidními organismy omezená. Efektivní velikost jejich populace je pouze tři čtvrtiny efektivní velikosti populace diploidních organismů (při stejném počtu jedinců a poměru pohlaví rozmnoţujících se 1:1). Proto bude ochranářský management takových druhů vyţadovat zajištění větší početnosti populace ve srovnání s diploidními druhy (Zayed et al. 2004, Zayed a Packer 2005, Frankham et al. 2010).
12
Polyploidní organismy (většina krytosemenných rostlin a kapraďorostů, výjimečně ţivočichové) jsou genetickými faktory méně ohroţeny (Brown a Young 2000, Buza et al. 2000). Genetický management různých druhů organismů je vţdy třeba plánovat na základě dobrých znalostí o způsobu jejich rozmnoţování a jejich biologii, tak aby byla zachována co největší genetická diverzita a potaţmo maximální adaptivní potenciál.
1.5. Metodické přístupy ke studiu genetické diverzity Přístup k pochopení struktury a dynamiky přírodní rozmanitosti musí být nutně multidisciplinární a musí zahrnovat metodologický aparát rozličných empirických i experimentálních oborů. Vědecká činnost by měla směřovat jednak k lepšímu pochopení historických příčin současného stavu a jednak k porozumění současné dynamice biodiverzity na úrovni genů, druhů, společenstev i ekosystémů. Získané základní informace by měly následně slouţit jako podklad pro vypracování dílčí odborné koncepce ochrany přírody obsahující praktické postupy a návody pro danou specifickou situaci. Analýza fenotypu Pouţitelnost metody: V ojedinělých případech můţeme při genetickém studiu pouţít analýzu znaků ve fenotypu. Je to tak v případě znaků jednoduše dědičných, kdy je fenotypový projev jednoznačně diskrétní a závislý na působení jednoho nebo několika málo genů (např. jde-li o různé varianty zbarvení). Velký význam má v tomto ohledu genealogické studium rodokmenů a rozbor způsobu přenosu vlastností z rodičovských generací k potomkům. Většina znaků se však neprojevuje v diskrétních stavech, ale má spojitou kontinuální proměnlivost (kvantitativní znaky, jejich stavy zjišťujeme určitým typem měření). Dědičný základ těchto znaků je obvykle velmi sloţitý a nelze na ně obvykle analýzu fenotypu pro zjištění genetické diverzity aplikovat. Výhody: Tato metoda je obvykle relativně levná a technicky nenáročná. Nevýhody: Pro velkou většinu řešených otázek nelze tuto metodu s ohledem na charakter studovaných znaků pouţít. Analýza chromosomů (karyotypová analýza) Pouţitelnost metody: studium karyotypů, tedy uspořádaných sad chromosomů buněčného jádra, tvoří tradiční oblast výzkumu dědičných znaků. Chromosomy jsou nositeli dědičné informace a jejich počet a morfologická charakteristika jsou individuálně stálé a jednoduše dědičné. Jednotlivé chromosomy lze identifikovat jednak na základě jejich velikosti, jednak na základě diferenciálního nespecifického (např. Q-, G-, C- či R-prouţkování) či specifického barvení (např. metody fluorescenční in situ hybridizace, FISH). Počet chromosomů, do kterých je rozdělen genom, ovlivňuje rozsah rekombinačních moţností organismu při distribuci dědičné proměnlivosti v potomstvu. V evoluci dochází k mutacím vyvolávajícím přestavby a změny v karyotypu, které způsobují i proměnlivost počtu chromosomů. Rozdílnost karyotypů dvou jedinců obvykle vyvolává segregační potíţe při vzniku pohlavních buněk (meiotickém dělení) jejich potomků a přispívá tak k vytváření reprodukční postzygotické bariéry. Srovnávací výzkum karyotypů má proto značný význam pro systematiku a taxonomii (uplatňuje se např. při identifikaci podvojných nebo kryptických druhů, sibling species). Zároveň se ukázalo, ţe vnitrodruhová proměnlivost karyotypu je v mnoha skupinách nečekaně rozsáhlá a můţe poskytovat vhodná data k poznání vnitrodruhové struktury. Zvláštním případem genomových mutací je polyploidizace, při které dochází k násobnému zmnoţení celé sady chromosomů. Polyploidizace souvisí buď s poruchou nebo
13
ovlivněním procesu oplodnění (autopolyploidizace) anebo s výskytem různých typů nepohlavního rozmnoţování, které se často objevují v důsledku reprodukčního kontaktu dvou evolučně vzdálených druhů (allopolyploidizace). Tyto případy jsou známé zejména u rostlin, ale setkáváme se s nimi také v různých skupinách bezobratlých ţivočichů a také u niţších obratlovců. Cytogenetika má proto zásadní význam v určení stupně ploidie a poznání podstaty i významu různých typů asexuální reprodukce jako jsou partenogeneze, gynogeneze nebo hybridogeneze. U eusociálního hmyzu s haplodiploidním cyklem souvisí úroveň ploidie bezprostředně se systémem rozmnoţování. Výhody: Cena některých těchto metod je relativně nízká (neplatí ale např. pro metody FISH). Karyotypová analýza umoţňuje detekovat hluboké mezidruhové a mezipopulační rozdíly a můţe být tedy vhodným nástrojem pro první hrubé odlišení ESU. Nevýhody: Pro detailnější popis populační struktury nejsou metody karyotypové analýzy vhodné. Můţe být náročná na sběr vzorků – pro přípravu chromosomových preparátů je potřeba vzorek dělících se buněk a to buďto z některé proliferující tkáně (rostoucí či regenerující tkáň, kostní dřeň, tkáň varlat) nebo z buněčné kultury. Analýza alozymů Pouţitelnost metody: elektroforéza proteinů a enzymů, která je základem analýzy alozymů byla historicky první metodou, která umoţnila podrobné poznání genetické variability populací. Tento přístup vychází z předpokladu, ţe mutace v sekvenci DNA genu často mění elektrofyzikální vlastnosti genového produktu a tedy i pohyblivost výsledného proteinu v elektrickém poli (při tzv. elektroforéze). Dědičné varianty proteinů nebo enzymů se nazývají alozymy a jsou obvykle selekčně neutrální. Rozsah genetické proměnlivosti v přírodních populacích je značný – přibliţně 20-50 % proteinových lokusů je polymorfních a průměrný jedinec je heterozygotní na 5-17 % lokusů. Mezi jednotlivými skupinami organismů ovšem mohou existovat podstatné rozdíly. Studium několika vybraných enzymatických lokusů rozsáhlých souborů jedinců je pouţitelné při identifikaci původu, rekonstrukci fylogeneze, výzkumu hybridních zón a toku genů mezi populacemi nebo při hodnocení adaptací a reprodukčních systémů. Tzv. diagnostické lokusy obsahují alely, které jsou alternativně fixovány u různých populací nebo taxonů a umoţňují jejich okamţité a jednoznačné rozlišení. Výhody: Cena elektroforetické analýzy je poměrně malá. Analýza je často relativně technicky nenáročná (neplatí pro některé metody spojené s citlivějšími technikami sortování či detekce). Nevýhody: Analýza alozymů vyţaduje čerstvý nebo zmrazený materiál v poměrně velkém mnoţství, coţ je jeden z hlavních důvodů, proč byly tyto metody v posledních dvou dekádách z velké části nahrazeny metodami analýzy DNA. Alozymových markerů je relativně méně neţ markerů molekulárních, prouţky na gelu nemusí odráţet variabilitu alel. Analýza nukleových kyselin Pouţitelnost metody: Tyto metody umoţňují přímo studovat a hodnotit samotný základ genetické rozmanitosti – sekvence nukleotidů v molekulách DNA, které vytvářejí genotyp organismu. Specifické úseky DNA (např. mikrosatelity či geny) mohou být vyuţity na řešení celé řady otázek týkajících se původu pupulací a jejich genetické diverzity. Spektrum otázek, které je moţné řešit, je dáno volbou vhodného genetického markeru (viz níţe). Jednoduchou izolaci vybrané části genomu a její téměř neomezené namnoţení (amplifikaci) umoţňuje tzv. polymerázová řetězová reakce ("polymerase chain reaction", PCR). PCR spočívá v nasednutí krátkých úseků nukleové kyseliny (primerů) na komplementární úseky DNA lemující fragment sekvence určený k amplifikaci. Primery jsou specifické, v kombinaci identifikují cílovou sekvenci ve studované DNA a umoţní její „vyznačení“. Následná enzymatická
14
amplifikace daného úseku ve vhodném prostředí obsahujícím všechny nezbytné komponenty je podmíněna střídáním teplot zajišťujícím cyklické nasedání enzymu na nově vznikající vlákna DNA. Metoda PCR umoţnila rutinní zavedení molekulárních metod do mnoha laboratoří (Zima et al. 2004). Specifickým typem analýz jsou tzv. forenzní analýzy. Forenzní genetika umoţňuje například prokázat pytláctví a nelegální sběr, identifikovat ilegálně importované rostlinné či ţivočišné produkty a často i přímo zjistit jejich původ (identifikovat konkrétní populaci nebo dokonce jedince). Genetickou analýzou tak bylo například zjištěno, ţe část velrybího masa prodávaného v Jiţní Koreji a v Japonsku představují chráněné druhy velryb, ale i delfíni, sviňuchy a dokonce i ovčí a koňské maso (Baker et al. 1996, 2006). Obdobně byla prokázána ilegální introdukce jelenů v Lucembursku (Frantz et al. 2006) nebo pouţití chlupů chráněných druhů při výrobě holicích štětek (Domingo-Roura et al. 2006). Výhody: Molekuly DNA je moţno izolovat z nejrůznějších typů biologického materiálu (i z relativně malého mnoţství buněk, např. z vlasového folikulu nebo stěru z ústní dutiny obratlovců), který můţe být dlouhodobě uchováván (např. v 96% etanolu), coţ znamená velkou výhodu práce s DNA. DNA je poměrně stabilní molekula. Nevýhody: Molekulární metody analýzy nukleových kyselin jsou obecně relativně drahé a náročné na technické vybavení. Jejich cena, včetně nejmodernějších metod, ovšem v současnosti relativně výrazně klesá v souvislosti s neustálým rozšiřováním jejich výzkumné aplikace. Metody odběru vzorků: Obecně lze metody odběru materiálu pro analýzy DNA u ţivočichů rozdělit do tří skupin. (1) Invazivní destruktivní odběr předpokládá usmrcení jedince a odběr části jeho tkáně k následné extrakci DNA a její analýze. Tato metoda je nejčastěji pouţívána u většiny bezobratlých, ale také u některých skupin obratlovců (zejména běţných druhů hlodavců atd.). Její obvyklou výhodou je odběr dostatečného mnoţství tkáně bohaté na DNA (např. slezina u obratlovců). Jedná se o metodu vhodnou tam, kde je usmrcení zvířete v kaţdém případě nevyhnutelné z hlediska metodiky výzkumu anebo tam, kde je sbíraný materiál jiţ mrtvý (např. sběr relativně čerstvě uhynulých jedinců). (2) Invazivní nedestruktivní metody jsou takové, při nichţ sice sledovaný jedinec přeţije zásah výzkumníka, ale dojde k narušení jeho integrity. Sem patří například běţně prováděný odběr krve, bukální stěry, nejrůznější biopsie či odstraňování článků prstů, kusu ušního boltce nebo konce ocasu u některých savců. Z odebrané tkáně je poté opět izolována a analyzována DNA. Tato metoda má v populačních studiích největší uplatnění, neboť umoţňuje získat dostatek DNA pro více genetických analýz najednou. V případě správné metodiky takovýto typ odběru vzorku často nepředstavuje pro vyšetřovaného jedince větší zátěţ či újmu (Langkilde a Shine 2006). (3) Při neinvazivní metodě ("non-invasive genetic sampling", NGS) slouţí jako zdroj DNA pro genetickou analýzu materiál zanechaný za vlastním ţivočichem, například svlečky kůţe, peří, chlupy či specifické výměšky (trus nebo i moč). Největší výhodou této metody je, ţe umoţňuje studium jedinců bez jejich vyrušování a tedy bez ovlivnění jejich chování. Tato skutečnost je velmi důleţitá zejména v případě studia vzácných a ohroţených druhů, tj. v ochranářské genetice, ale například i v nejrůznějších behaviorálně-ekologických studiích. Neinvazivní genetické metody jsou spojené s mnohými omezeními, která jsou způsobena zejména nízkou kvantitou a kvalitou izolované DNA a přítomností PCR inhibitorů (např. Kohn a Wayne 1997, Taberlet et al. 1999, Beja-Pereira et al. 2009), přesto mohou být vzhledem k technologickému rozvoji molekulárně-genetických metod v poslední době stále častěji vyuţívány. U rostlin je odběr vzorků pro analýzu DNA zpravidla jednodušší. Genetické DNA markery: Studium sekvencí DNA se obvykle soustředí pouze na vybrané úseky této makromolekuly. Proto je při výběru vhodné části genomu nutné zohlednit
15
konkrétní otázku, k jejímuţ řešení chce daný výzkum přispět. Různé úseky jaderného a mitochondriálního genomu mají různou mutační rychlost a úroveň jejich proměnlivosti se můţe velice výrazně lišit. Například při studiu příbuzenských vztahů v rámci jedné populace (či rodiny) je potřeba pouţít vysoce variabilní úseky DNA, ve kterých je moţné předpokládat odlišnosti i mezi blízce příbuznými jedinci. Při hledání vztahů mezi geograficky oddělenými populacemi nebo různými druhy je vhodné zvolit takové části genomu, které jsou v rámci jediné populace nebo rodiny stálé a odlišují se aţ mezi evolučně více vzdálenými jednotkami. Při studiu fylogeneze vzdálených taxonů je pochopitelně nutné hledat vysoce konzervativní sekvence DNA. Dnes existuje široké spektrum molekulárních metod umoţňujících poznávat a analyzovat genetickou diverzitu na vybraných znacích. Zde uvádíme pouze některé vybrané nejpouţívanější metody. 1. Restrikční analýzy vyuţívají bakteriální enzymy zvané restrikční endonukleázy, které štěpí řetězec DNA ve specifických místech. Tato restrikční místa mohou být u různých organismů lokalizována v různých částech genomu a to způsobuje proměnlivou délku získaných restrikčních fragmentů. Hodnocení polymorfismu délky restrikčních fragmentů (RFLP) se stalo jednou z prvních široce uplatněných molekulárních metod ve výzkumu genetické variability populací i jedinců. Touto metodou byly poprvé získány specifické profily jednotlivých jedinců ("DNA fingerprinting") a analyzovány jejich vzájemné příbuzenské vztahy. 2. Náhodně vybrané krátké primery slouţící k amplifikaci sekvencí prostřednictvím PCR (metoda náhodné amplifikace polymorfní DNA, RAPD) mají podobné vyuţití jako RFLP. U různých organismů vede tento postup k získání amplifikovaných fragmentů o různé délce a jejich proměnlivost umoţňuje genetickou analýzu. Tato metoda je znevýhodněna nízkou opakovatelností a moţným vznikem PCR artefaktů. Tuto nevýhodu nemá podobná metoda hodnotící délku náhodně amplifikovaných fragmentů (AFLP), která vyuţívá PCR v kombinaci se štěpením restrikčními enzymy. 3. Analýza mikrosatelitů – mikrosatelity jsou krátké motivy tandemově opakovaných krátkých repeticí (většinou 2-4 bp) nacházející se v různých částech genomu. Tyto repetice mají extrémně vysokou mutační rychlost a tím také ohromnou proměnlivost v rámci populací. Jednotlivé alely mikrosatelitů se liší délkou, která je daná počtem opakovaných sekvenčních motivů. Vysoká variabilita mikrosatelitů nachází vyuţití při identifikaci jedinců a určování jejich příbuznosti (např. paternity). V současnosti jsou také nejčastěji pouţívanými znaky pro studium genetické struktury populací. Podobné uplatnění má také novější typ molekulárních markerů, tzv. jednonukleotidové polymorfismy (single nucleotide polymorphisms, SNPs). Teoretická populační genetika nabízí sofistikované postupy pro odhady mnoha populačních parametrů, u kterých se předpokládá, ţe jsou důleţité pro dlouhodobé přeţívání populací. Takto je moţno porovnávat genetickou variabilitu jednotlivých populací (počet alel, heterozygotnost atd.), odhadnout jejich efektivní velikost a intenzitu toku genů mezi nimi, testovat vliv bariér na uspořádání genetické struktury fragmentovaných populací nebo zjistit přítomnost hybridizace mezi příbuznými taxony. Specializované statistické metody a počítačové programy (přehled např. Excoffier a Heckel 2006) mohou nalézt důkazy nedávného či historického výrazného sníţení početnosti populace (bottleneck) nebo příbuzenského kříţení (inbreeding). 4. Nejpodrobnější metodou studia genetické variability je sekvencování, které přináší základní informaci o sledu nukleotidů v molekule DNA. V dnešní době jiţ byl sekvencován úplný genom u několika desítek druhů organismů včetně člověka. V genetice ochrany druhů se ovšem běţně aplikují analýzy pouze vybraných úseků DNA, nejčastěji sekvencí mitochondriální DNA (mtDNA). Pro posuzování
16
vývojových vztahů mezi populacemi a druhy se často vyuţívají některé úseky mitochondriální DNA, které jsou prakticky od svého objevu vyuţívané pro studium fylogenetických vztahů mezi druhy nebo vyššími taxony. Pouţití částečné sekvence mtDNA umoţňuje stanovit rozdíly mezi druhy, případně identifikovat kryptické druhy (tzv. DNA-barcoding). Aplikace fylogenetických metod na úrovni populací (tzv. fylogeografie) je přístup relativně nový, ale rychle se rozvíjející. Fylogeografické analýzy umoţňují nalézt vztahy mezi jednotlivými populacemi, identifikovat centra historického výskytu jednotlivých druhů (refugia) a zkoumat směr a intenzitu šíření populací, které vedly k současnému areálu druhů. Z pohledu ochranářské genetiky je významná moţnost charakterizovat evolučně významné jednotky. Určitým omezením fylogeografických analýz mtDNA je její maternální dědičnost u většiny druhů, která umoţňuje sledovat vývoj populací pouze v mateřské linii. Bylo by proto velmi uţitečné doplnit informace i pouţitím sekvencí jaderných genů, ať uţ na autozómech s biparentální dědičností nebo na gonozómech s paternální dědičností (např. Y chromozóm u savců). Nevýhodou jaderných genů je jejich niţší mutační rychlost, coţ znamená, ţe jsou tyto úseky DNA na vnitrodruhové úrovni poměrně málo variabilní. Jejich vyuţití se potýká i s dalšími metodickými problémy (např. přítomnost rekombinace), nicméně i tak je pouţití znaků na jaderné DNA (včetně např. výše uvedených mikrosatelitů) pro fylogeografické analýzy do budoucna velmi perspektivní (Hare 2001). Rutinní vyuţití sekvencování DNA umoţnilo zvláště technické zdokonalení automatických sekvenátorů a sekvenační údaje se dnes uplatňují ve všech oblastech biologie. Nové technologie tzv. "next-generation sequencing" (např. Hudson 2008) extrémně urychlují a zlevňují získávání DNA sekvencí i u nemodelových druhů a není patrně daleko doba, kdy bude moţno vybrané části molekuly DNA, tj. genetické markery (jejichţ výběr nemusí být vţdy ideální a můţe vést k nesprávným výsledkům), nahradit celými genomy jednotlivých jedinců (tzv. populační genomika). Analýza funkční (adaptivní) genetické variability Pouţitelnost metody: Většina výše uvedených metod je zaloţena na studiu tzv. neutrálních genetických znaků (mikrosatelity, sekvence mtDNA atd.), o kterých se a priori předpokládá, ţe budou neutrální vůči přírodnímu výběru. To sice umoţňuje podat obraz probíhajících populačně-genetických procesů (např. genetický drift, tok genů nebo míra hybridizace či příbuzenského kříţení), nicméně neutrální znaky nemohou přímo odhalit proximátní mechanismus přizpůsobení se danému prostředí (tzv. adaptací). K pochopení podstaty přizpůsobení se organismů danému prostředí, je potřeba studovat ty oblasti genomu, které se přímo projevují ve fenotypu (tzv. funkční neboli adaptivní variabilita). Funkční variabilita je zajištěna polymorfními produkty funkčních genů, například genů zodpovědných za imunitní odpověď, reprodukci nebo přeţívání jedinců v určitých klimatických podmínkách. Kaţdá populace, která se vyskytuje v určitém prostředí, je přírodním výběrem na toto prostředí adaptována (tj. jsou selektovány ty alely, které jedincům umoţňují, aby zde lépe přeţívali a rozmnoţovali se). Čím je větší rozsah adaptivní genetické variability (tzv. adaptivní potenciál), tím je vyšší ţivotaschopnost populací i při změnách okolního prostředí. Studium polymorfismu funkčních genů ve volně ţijících populacích je moţno obecně rozdělit do dvou skupin. První z nich obsahuje metody pro analýzu tzv. kandidátních genů, tj. genů, jejichţ funkce byla jiţ dříve popsána u modelových (laboratorních) organismů. U volně ţijících obratlovců je takto například intenzivně studován vliv polymorfismu genů hlavního histokompatibilního systému ("major histocompatibility complex", MHC) na schopnost odolávat nejrůznějším infekcím. Pokud nejsou známy konkrétní geny zodpovědné za daný fenotypový projev, umoţňují současné technologie osekvenovat všechny funkční
17
geny přepisované do mRNA (tzv. transkriptom). Srovnáním intenzity transkripce jednotlivých genů metodou "cDNA microarrays" (tj. mikročipy na bázi komplementární DNA získané reverzní transkripcí mRNA) je pak moţno identifikovat změny transkripce probíhající při změně vnějšího prostředí (např. zjistit, které geny se aktivují při nárůstu vnější teploty nebo při působení jiného stresoru).
18
2. Systém ochrany biologické rozmanitosti a souvislosti s problematikou genetické diverzity
jeho
Biologická rozmanitost se projevuje v několika úrovních, které navzájem úzce souvisejí a jsou propojeny kauzálními vazbami. Je tedy zřejmé, ţe jakákoliv opatření k ochraně biologické rozmanitosti se nějakým, moţná zprostředkovaným, způsobem projeví také v úrovni genetické diverzity. V této kapitole popisujeme soubor přístupů, opatření a aktivit, který mají tento důleţitý význam. Zařazen je rovněţ rozbor dosavadních výzkumů genetické diverzity na území České republiky a jejich výsledků.
2.1. Současné přístupy k ochraně biologické rozmanitosti u nás a v zahraničí Mezinárodní úmluvy a jejich implementace do české legislativy Úsilí světové veřejnosti o ochranu a záchranu přírodního dědictví naší planety vyjadřuje a postupně naplňuje nejvýznamnější mezinárodní dohoda o ochraně přírody, Úmluva o biologické rozmanitosti OSN (Moldan 1993). Ta klade základní důraz na rozvíjení všestranného vědeckého úsilí k poznání biodiverzity. Tento výzkum by měl směřovat k systematickému popisování rozmanitosti bioty na Zemi, ale také k pochopení základních příčin a faktorů vzniku, udrţování a ohroţení biologické diverzity. V preambuli textu Úmluvy je uvedeno, ţe „Jsme si vědomi všeobecného nedostatku informací a poznatků o biologické diverzitě a naléhavé potřeby rozvinout vědecké, technické a institucionální kapacity k získání základních znalostí pro přípravu a uskutečnění potřebných praktických opatření.“ Rozvinuté země, které disponují většinovou kapacitou výzkumných kapacit, mají morální povinnost v této oblasti účinně pomáhat rozvojovým zemím, na jejichţ územích je naopak v dnešní době soustředěna většina druhového bohatství organismů. Historický význam této mezinárodní úmluvy spočívá především v tom, ţe na potřebě podobné mezinárodní dohody se jednoznačně shodli politici, podnikatelé, odborníci a zástupci nejrůznějších občanských kruhů. Úmluva o biologické rozmanitosti (Convention on Biological Diversity, CBD) byla poprvé vystavena k podpisu v brazilském Rio de Janeiru na Konferenci OSN o ţivotním prostředí a rozvoji (UNCED) v červnu 1992 a vstoupila v platnost 29. prosince 1993. Česká republika podepsala Úmluvu jiţ v roce 1993 a v březnu 1994 vstoupila u nás v platnost (vyhlášena ve Sbírce zákonů pod č. 134/1999 Sb.). Smluvní strany se konkrétně zavázaly plnit tři hlavní cíle Úmluvy: Usilovat o ochranu biologické rozmanitosti. Prosazovat udrţitelné vyuţívání sloţek biologické rozmanitosti. Spravedlivě a rovnoměrně rozdělovat přínosy plynoucí z vyuţívání genetických zdrojů organismů. Základní podmínky k tomu, aby byly smluvní strany schopny stanovené cíle koncepčně naplňovat, definuje článek 6 Úmluvy, který ukládá, aby státy, v souladu se svými specifickými podmínkami a národními moţnostmi, vytvořily národní strategie, plány a programy pro ochranu a udrţitelné vyuţívání biodiverzity nebo přizpůsobily jiţ existující dokumenty k těmto strategickým cílům. Problematika ochrany a udrţitelného vyuţívání biodiverzity by zároveň měla být začleněna do příslušných legislativních opatření, mezioborových rozvojových plánů a programů a měla by vstoupit do povědomí široké veřejnosti. Ve stručnosti je moţno shrnout, ţe ČR se zavázala za účelem ochrany biodiverzity 19
in situ, ex situ a udrţitelného vyuţívání rozmanitosti identifikovat sloţky biodiverzity, které jsou klíčové či významné pro její ochranu a udrţitelné vyuţívání a tyto sloţky monitorovat s důrazem na aktuální potřebu ochrany. To se nezbytně týká i samotné genetické diverzity, jejíţ moţné vyuţití je explicitně jmenováno v třetím hlavním cíli Úmluvy. Úmluva o biologické rozmanitosti pochopitelně není neměnným kanonickým textem, ale její obsah se neustále přizpůsobuje aktuálním poţadavkům a novým poznatkům. Instituce, která odpovídá za vytváření nových programů v rámci Úmluvy, je Poradní orgán pro vědecké, technické a technologické otázky. Nové navrhované programy a záměry jsou následně schvalovány Konferencemi smluvních stran. Na základě jejich rozhodnutí je uloţeno připravovat národní zprávy o plnění Úmluvy. Naplnění konečného záměru Úmluvy je nepochybně namířeno na velmi dlouhodobý horizont a ani nejbohatší státy světa nejsou schopny dosáhnout stanovených cílů v blízké budoucnosti. Stanovení zásadních priorit a uváţeného plánu posloupnosti jednotlivých kroků je proto zásadní podmínkou pro celkový úspěch na národní i světové úrovni. Dohledem nad plněním poţadavků Úmluvy bylo pověřeno Ministerstvo ţivotního prostředí ČR a Ministerstvo zemědělství ČR. Vzhledem k tomu, ţe se Úmluva dotýká i dalších resortů, byl pro zajištění meziresortní spolupráce vytvořen při Ministerstvu ţivotního prostředí v roce 1996 Český výbor pro Úmluvu o biologické rozmanitosti, doplněný později o zástupce nevládních organizací. Při Českém výboru byl ustaven Vědecký poradní sbor pro řešení odborných otázek. Zástupci MŢP ČR a MZe ČR se zúčastňují konferencí smluvních stran. Za určité významné oblasti v rámci aktivit Úmluvy byly jmenovány kontaktní osoby. Čeští odborníci působí rovněţ v některých ad hoc pracovních skupinách, které slouţí jako poradní orgány při posuzování specifických otázek. Principy a závazky Úmluvy o biologické rozmanitosti byly od 90. let uplatňovány v nových a upravovaných zákonných normách České republiky. K nejdůleţitějším patří zákon č. 114/1992 Sb. o ochraně přírody a krajiny a navazující vyhláška č. 395/1992 obsahující seznamy chráněných druhů. Závazky smluvní strany Úmluvy jsou respektovány také v hlavních koncepčních materiálech ochrany přírody v České republice, jako jsou Státní politika ţivotního prostředí ČR a Státní program ochrany přírody a krajiny ČR (Mlčoch et al. 1998), který byl aktualizován usnesením vlády č. 1497 z roku 2009. V souvislosti se vstupem do Evropské unie jsou v České republice uplatňovány také další zákonné normy platné v celém společenství. Do legislativního rámce patří rovněţ závazky vyplývající z přijetí dalších souvisejících mezinárodních dohod a úmluv: Úmluva o mezinárodním obchodu ohroţenými druhy volně ţijících ţivočichů a planě rostoucích rostlin (CITES) Úmluva o mokřadech majících mezinárodní význam zvláště jako biotopy vodního ptactva (Ramsarská úmluva) Úmluva o ochraně evropské fauny a flóry a přírodních stanovišť (Bernská úmluva) Úmluva o ochraně stěhovavých druhů volně ţijících ţivočichů (Bonnská úmluva) Dohoda o ochraně populací evropských netopýrů (EUROBATS) Úmluva o přístupu k informacím, účasti veřejnosti na rozhodování a přístupu k právní ochraně v záleţitostech ţivotního prostředí (Aarhuská úmluva) Národní aktivity Na základě výše zmíněných závazků a dalších skutečností byla Ministerstvem ţivotního prostředí zpracována Strategie ochrany biologické rozmanitosti ČR (Broţová et al. 2005).
20
Na vytváření tohoto dokumentu se podílel Český výbor pro Úmluvu o biologické rozmanitosti a jeho Vědecký poradní sbor, i řada odborníků a zástupců nevládních organizací. Vláda ČR dokument schválila dne 25. 5. 2005, tedy těsně po vstupu České republiky do Evropské unie. Jedná se vlastně o první dokument, který navrhuje základní plán postupu v ochraně biodiverzity. Strategie je úzce propojena s podobně zaměřenými dokumenty EU, kde nejpopulárnějším, i kdyţ málo reálným, cílem současnosti bylo zastavení úbytku biodiverzity do roku 2010. Činnost v oblasti identifikace a monitoringu biologické diverzity v ČR obsahuje řadu programů a podprogramů; některé vyplývají přímo z přijatých předpisů EU nebo navazují na Úmluvu a jsou financované z prostředků Světové banky, UNEP, UNDP atd., jiné jsou odvozeny z vládních dokumentů (Státní politika ţivotního prostředí, Národní program výzkumu, Strategie ochrany biologické rozmanitosti ČR, atd.). Datové podklady k poznání a ochraně genetické diverzity pocházejí výlučně z vědecké činnosti. Na národní úrovni existují tři typy výzkumných programů, které svými výsledky zasahují do této oblasti: Projekty výzkumu a vývoje (VaV) Rady vlády ČR pro výzkum a vývoj zajišťovalo v oblasti ţivotního prostředí Ministerstvo ţivotního prostředí. V minulých letech však nedošlo k zařazení problematiky biodiverzity mezi explicitní priority výzkumu v ČR. Nyní by financování podobných projektů měla převzít Technologická agentura ČR. Mezi priority aplikovaného výzkumu a vývoje patří tématické oblasti „Molekulární biologie a biotechnologie“ a „Biologické a ekologické aspekty udrţitelného rozvoje“, které jsou relevantní pro studium genetické diverzity. Zemědělský a lesnický výzkum podporovaný prostředky VaV spravovanými MZe ČR a jeho grantovou agenturou NAZV zahrnuje nejen základní, ale i strategický a aplikovaný výzkum, zaměřený na zachování a vyuţívání zemědělských, vodních a lesních ekosystémů a na zlepšování kvality příslušných genetických zdrojů. Zahrnuje i důkladný cílený monitoring. Koncepce zemědělského aplikovaného výzkumu do roku 2015 zahrnuje tématický směr Ochrana o vyuţívání přírodních zdrojů. Základní výzkum se tradičně soustřeďuje na univerzitách a ústavech Akademie věd ČR (AV ČR): jednotlivé projekty zaměřené na základní a dílčí úrovně biologické rozmanitosti finančně podporuje Grantová agentura ČR nebo MŠMT ČR (výzkumná centra). Mnohé z těchto projektů jsou orientovány na základní i aplikované otázky ochranářské biologie na různých hierarchických úrovních, od ekosystémů a společenstev, přes metapopulační dynamiku a populační jevy, aţ po taxonomii a inventarizaci. Další typy projektů jsou koordinovány na národní úrovni, avšak mají přímou vazbu na mezinárodní aktivity a jsou financovány ze zahraničních zdrojů (Světová banka/GEF/UNDP, ESF, Rámcové programy EU), někdy s podílem rozpočtových prostředků ČR. Tyto projekty jsou zaměřeny zejména na realizaci konkrétních ochranných opatření nebo na přípravu strategických dokumentů a podporu konání odborných seminářů k ochraně biodiverzity. Na ochranu genetických zdrojů, včetně rozdělování přínosů z nich, byl například zaměřen projekt UNEP/GEF Biodiversity enabling activities/assessment of capacity-building needs: access to genetic resources and benefit-sharing, conservation and sustainable use of biodiversity important for agriculture, forestry and research (MŢP ČR). Důleţitost znalosti, ochrany a udrţitelného vyuţívání bohatství biodiverzity v České republice je dána její geografickou polohou. Vzhledem k tomu, ţe o celé řadě skupin
21
organismů nejsou v České republice k dispozici ţádné nebo pouze minimální údaje, můţe být řada ekosystémů ochranářsky opomíjena. Situace se v poslední době zlepšuje, například díky aktivitě Fauna Europea, která se soustřeďuje na co moţná nejširší rozpětí ţivočišných taxonů a znalostí o nich na území EU, včetně České republiky. Získané úplné a podrobné znalosti jsou však stále omezeny pouze na některé skupiny, například obratlovce (KrojerováProkešová et al. 2008). Zákon č. 114/1992 Sb. o ochraně přírody a krajiny, ve znění pozdějších předpisů, rovněţ stanovuje nutnost identifikovat (na druhové úrovni) existenci a stupeň ohroţení organismů a ukládá MŢP ČR sestavit seznam zvláště chráněných druhů a stupeň jejich ohroţení. Agentura ochrany přírody a krajiny ČR (AOPK ČR) vydává z pověření MŢP Červené knihy a Červené seznamy organismů s různou úrovní ohroţení (Plesník et al. 2003, Farkač et al. 2005). Podle aktuálních Červených seznamů je v České republice ohroţeno asi 34 % druhů savců, 52 % druhů u nás hnízdících ptáků, 50 % druhů plazů, 43 % druhů obojţivelníků, 43 % druhů ryb, 60 % druhů vyšších rostlin a 43 % druhů mechorostů. Seznam ohroţených druhů organismů uvedený v Červených seznamech byl, a stále ještě většinou je, podkladem historicky tradičního přístupu k druhové ochraně biodiverzity in situ v České republice. Stále u nás převaţuje ochrana zacílená na konkrétní taxony, většinou druhy nebo rasy volně ţijících organismů. Nedávno byl zpracován kvalitní přehled nepůvodních druhů na našem území (Mlíkovský a Stýblo 2006). Biologické invaze, tj. pasivní zavlékání i aktivní introdukce nepůvodních druhů organismů, výrazné hlavně u rostlin a ţivočichů, jsou v současnosti důleţitým problémem. Invazní druhy často úspěšně konkurují původním druhům, které mohou lokálně zcela vytěsnit. Toto nebezpečí je aktuální i v chráněných územích. V České republice jsou biologické invaze i obecně celá tato problematika řešeny na několika výzkumných pracovištích (AV ČR, univerzity). Jejich managementem se v jednotlivých oblastech České republiky zabývá jednak státní správa (převáţně správy národních parků a chráněných krajinných oblastí), jednak nevládní organizace. V dokumentu Státní politika ţivotního prostředí 2004-2010 jsou formulovány cíle týkající se nepůvodních invazních druhů a uloţeny povinnosti vypracování souboru opatření na omezení šíření invazních druhů, omezení introdukce geograficky nepůvodních druhů do volné krajiny a v rámci rybářského hospodaření na tocích preference populací původních druhů ryb. Zákon č. 114/1992 Sb. stanoví, ţe záměrné rozšíření geograficky nepůvodního druhu rostliny či ţivočicha je moţné jen s povolením příslušného orgánu ochrany přírody. Zákon č. 449/2001 Sb. o myslivosti zakazuje zavádění nepůvodních druhů povaţovaných za zvěř. Zákon č. 326/2004 Sb. o rostlinolékařské péči stanovuje povinnost rostlinolékařské správy sledovat výskyt invazních vetřeleckých druhů a uvádí zásady ochrany proti zavlékání invazních vetřeleckých druhů při dovozu, pohybu uvnitř státu a vývozu. Podle zákona č. 99/2004 Sb. o rybářství je nepůvodní druh moţné vysadit do přírody jen pokud to povolí příslušný orgán ochrany přírody. Informační systém ochrany přírody vznikl v roce 1996. Obsahuje nálezová data s časovou a prostorovou lokalizací, mapování biotopů (Natura 2000), informační systém územního systému ekologické stability, krajinotvorné programy apod. V letech 1999-2000 byl na MŢP ČR a jemu podřízených institucích realizován s podporou EU PHARE projekt zaměřený na vytvoření metainformačního systému v oblasti ţivotního prostředí. V posledních letech bylo v resortu ţivotního prostředí v provozu 37 informačních systémů a několik tisíc samostatných databází, které vznikaly od začátku devadesátých let. Jejich koordinaci a návaznost částečně řeší datový sklad AOPK ČR. Informační systém Úmluvy o biologické rozmanitosti (CHM CBD) je v provozu na internetové adrese www.chm.nature.cz od dubna 2003. Dalším projektem (se smluvně mezinárodně zakotvenou účastí ČR) je Global Biodiversity Information Facility, který má prioritně mezinárodně zpřístupňovat existující datové soubory na bázi sjednaných minimálních datových a formátových standardů.
22
Naplňování Úmluvy bylo hodnoceno v několika materiálech vypracovaných MŢP ČR (Plesník a Roudná 2000, Broţová 2004, Plesník a Staňková 2004). Připravenost České republiky k naplňování cílů Úmluvy o biologické rozmanitosti a závěrů jednotlivých navazujících konferencí smluvní stran byla všestranně posouzena v národním hodnocení provedeném nezávislou skupinou odborníků v roce 2006 (Kirschner et al. 2006). V závěrech provedeného hodnocení se konstatuje, ţe Česká republika má k dispozici základní kapacity potřebné k naplňování závazků vyplývajících z přijetí Úmluvy o biologické rozmanitosti. Zároveň zpráva doporučuje, aby různé kapacity na úrovni systémové, institucionální a individuální byly soustavně doplňovány a optimalizovány. Závaţnější nedostatky a problémy jsou patrné zejména na úrovni systémové, která by měla vytvořit daleko příznivější prostředí pro koordinaci a zvýšení účelnosti aktivit širokého spektra zainteresovaných institucí a jednotlivců. Další závaţnou podmínkou úspěchu v naplňování závazků plynoucích z Úmluvy je působení na uvědomění občanů a jejich cílevědomá výchova a vzdělávání. Jiţ vlastní obsah slova biodiverzita není často v širší veřejnosti správně chápán a porozumění významu biologické nebo genetické rozmanitosti pro další vývoj lidské společnosti na této planetě je nedostatečné nebo zkreslené. Málokdo si rovněţ uvědomuje, ţe ochrana biologické rozmanitosti je zcela závislá na stupni jejího poznání, neboť nemůţeme účinně chránit něco, co dobře neznáme. Poznání biodiverzity je závislé na vědecké práci, monitorování a inventarizaci, a teprve seriózní výsledky takových výzkumů mohou poskytnout solidní základnu pro opatření, management a legislativu. Je zřejmé, ţe zvýšená podpora výzkumné činnosti a její dokonalejší koordinace jsou významnými předpoklady důsledného naplňování závazků Úmluvy.
Ochrana in situ Územní ochrana vytváří základní podmínky pro formování a zachování přirozené genetické diverzity populací a druhů. Oblast ochrany in situ zahrnuje ochranu stanovišť i jednotlivých druhů v jejich přirozených biotopech. Na území České republiky je vytvořena síť chráněných území, zahrnující národní parky, chráněné krajinné oblasti, velkoplošné ptačí oblasti, a několik typů maloplošných chráněných území. Byla vypracována síť lokalit v rámci soustavy Natura 2000, která slouţí k identifikaci ochranářsky relevantních sloţek biodiverzity. Je vyuţívána jako aktuální zdroj informací, základ pro časové řady na trvalých plochách i jako základ databáze. Přípravu odborných podkladů pro vytvoření soustavy Natura 2000 v České republice koordinovala AOPK ČR. Nejrozsáhlejší činnost v tomto ohledu představovalo mapování biotopů, které bylo největší akcí tohoto typu v historii ochrany přírody a krajiny České republiky. Na základě mapování výskytu a početnosti vybraných druhů fauny a flóry a rozšíření a rozlohy význačných biotopů byl zpracován návrh lokalit, které jsou z pohledu EU významné. V České republice se pro ně zavedlo souhrnné označení evropsky významné lokality (EVL). Problematikou biosférických rezervací UNESCO se v České republice zabývá Český národní výbor programu UNESCO-MaB Člověk a biosféra. Zasedají v něm zástupci jednotlivých biosférických rezervací, příslušných ministerstev, institucí státní ochrany přírody, AV ČR a vysokých škol. Činnost výboru garantuje AV ČR. Ochrana in situ je nejen nejúčinnější pro zachování a udrţitelné vyuţívání biodiverzity, ale i velmi důleţitá díky tomu, ţe representuje nejpřirozenější ochranu populací organismů. Ochrana in situ můţe být v případě nízké populační hustoty organismů doplněna i vyuţitím ochrany ex situ (např. záchranné programy, záchranné chovy, introdukce, reintrodukce).
23
Ochrana ex situ Uchování diverzity mimo původní stanoviště v přírodě (ex situ) je významnou a legitimní metodou zejména ve dvou typech případů. První z nich zahrnuje situace, kdy je genetická proměnlivost dotčeného taxonu/skupiny omezena umělým výběrem (např. klonálně, vegetativně mnoţené kultivary okrasných rostlin, nechtěné domestikační procesy v záchranných chovech) anebo kdyţ je přirozeně nízká (apomiktické linie, klonální formy s asexuálním rozmnoţováním). Druhým typem je situace, kdy je organismus v přírodě na pokraji vyhynutí a uchování ex situ je posledním východiskem. V ostatních případech musí být ochrana ex situ jen pomocným přístupem, neboť můţe pokrýt jen nepatrný segment hierarchických úrovní organizace biodiverzity. Vztah mezi biodiverzitou a infrastrukturou slouţící k uchovávání či záchraně organismů ex situ je v ČR upravován poměrně roztříštěnou a nepříliš jednoznačnou legislativou. Poměrně nejlépe je vyřešena otázka záchrany a uchování tzv. genetických zdrojů (tj. ekonomicky aktuálně nebo potenciálně významných rostlin a ţivočichů). V současném systému spadá v ČR ochrana genetických zdrojů do několika resortů. Ochrana přírodních biotopů a na ně vázaných volně ţijících druhů je v pravomoci MŢP ČR. Národní program ochrany, konzervace a vyuţívání genetických zdrojů rostlin, zvířat a mikroorganismů významných pro výţivu, zemědělství a lesní hospodářství byl vyhlášen Ministerstvem zemědělství ČR a zahrnuje také podporu genových bank ekonomicky významných organismů. MZe ČR zajišťuje uchování genetických zdrojů kulturních rostlin významných pro výţivu a zemědělství, ale téţ pro lesnické vyuţití, a pro jejich šlechtění. Významné genetické zdroje ex situ představují specializované sbírky a genetické banky, které jsou nejlépe zajištěny a mají dlouhodobou tradici právě v oblasti zemědělství a lesnictví, dále je sem moţno řadit botanické a zoologické zahrady, probíhající záchranné programy a stanice pro handicapované ţivočichy. Implicitně jsou postupy ochrany ex situ zahrnuty i do zákona 114/1992, který pojednává v §52 o záchranných programech zvláště chráněných druhů. Záchranné programy jsou ze zákona schvalovány MŢP ČR a jsou zajišťovány orgány ochrany přírody s cílem sníţení stupně jejich ohroţení. Cílem je vytvořit podmínky pro posílení populací těchto druhů, jeţ by vedlo ke sníţení stupně jejich ohroţení. Záchranné programy představují navrţení a uskutečňování zvláštních reţimů, jako jsou záchranné chovy, introdukce, reintrodukce, záchranné přesuny a další podobné metody. Předchůdcem dnešních záchranných programů byly pokusy o vypuštění některých vzácných druhů do přírody. Vlastní statut záchranných programů byl v České republice oficiálně zaveden aţ v roce 1992. Po přijetí zákona o ochraně přírody a krajiny schválilo na jeho základě MŢP ČR v roce 1992 pět záchranných programů celostátního či regionálního rozsahu. V současnosti jsou realizovány čtyři záchranné programy pro rostliny a tři pro ţivočichy (+ jeden program péče), další čtyři programy jsou připravovány (bliţší informace jsou dostupné na internetové adrese http://www.zachranneprogramy.cz/). Dochází však také k regionálním akcím na podporu početnosti populací některých druhů ryb nebo korýšů, iniciovaným v rámci hospodářských aktivit rybářských organizací, které jsou sice dobře míněné, ale často nekoordinované a odborně nepodloţené. Podpůrná zařízení při ochraně genofondu ţivočichů představují stanice pro handicapované ţivočichy. Jsou zřizovány jako záchranná střediska pro zraněné jedince volně ţijících druhů ţivočichů, kteří jsou po příslušné péči a případném uzdravení opět vypuštěni do přírody. Působí při zoologických zahradách, ale i jiných institucích, často jsou zřizovány nevládními organizacemi či jednotlivci. Jednoznačným právním rámcem se vztahem k ochraně ex situ je soubor předpisů pro zoologické zahrady. Z nich nejdůleţitější jsou zákon č. 162/2003 Sb., o podmínkách provozování zoologických zahrad a o změně některých zákonů, směrnice Rady
24
č. 1999/22/ES, o chovu volně ţijících ţivočichů v zoologických zahradách. Vedle dalších významných funkcí, je explicitním zákonným úkolem zoologických zahrad přispět k zachování biologické rozmanitosti volně ţijících ţivočichů jejich chovem v lidské péči. V České republice v současnosti existuje 16 zoologických zahrad spravovaných obcemi nebo krajskými úřady a jedna zahrada soukromá. Ke koordinaci práce zoologických zahrad a vzájemné spolupráci mezi nimi vznikla v roce 1990 v Bratislavě Unie českých a slovenských zoologických zahrad (UCSZ). Unie je členem EAZA (Evropská asociace zoologických zahrad a akvárií), WAZA (Světová asociace zoologických zahrad a akvárií) a IUCN (Světový svaz ochrany přírody). Zahradám jsou udělovány licence. Nařízení vlády č. 17/2004 Sb. upravuje způsob přidělování dotací ze státního rozpočtu pro zoologické zahrady. Základní podmínky pro poskytování dotací zahrnují tři oblasti: Chov ohroţených druhů světové fauny v českých zoologických zahradách. Zapojení českých zoologických zahrad do systému ochrany přírody České republiky. Spolupráce českých zoologických zahrad v rámci mezinárodních programů chovu ohroţených druhů s významnými zoologickými zahradami a institucemi v cizině. Historicky vzniklo v ČR domestikací a šlechtěním, které probíhalo i na lokální úrovni, velké mnoţství geneticky odlišných forem šlechtěných rostlin a domestikovaných zvířat. Díky tomu mohlo být shromáţděno velké mnoţství velice cenných krajových odrůd a plemen, která představují, spolu s příbuznými planými a primitivními formami, velmi významné genetické zdroje pro další vyuţití a vyţadují proto rovněţ ochranu a zachování pro budoucnost (Roudná 2004). Zákonný rámec v této oblasti poskytuje především zákon č. 148/2003 Sb., o ochraně a vyuţívání genetických zdrojů rostlin a mikroorganismů důleţitých pro výţivu a zemědělství a příslušná prováděcí vyhláška č. 458/2003 Sb., zákon č. 154/2000 Sb., o šlechtění, plemenitbě a evidenci hospodářských zvířat a o změně některých souvisejících zákonů (novela z roku 2006 obsahuje podrobné ustanovení o ochraně a vyuţívání genetických zdrojů) a vyhláška č. 471/2000 Sb., dále zákon č. 289/1995 Sb., o lesích a o změně a doplnění některých zákonů, vyhláška č. 82/1996 Sb. o genetické klasifikaci, obnově lesa, zalesňování a o evidenci při nakládání se semeny a sazenicemi lesních dřevin. Je moţné sem zařadit také zákon č. 326/2004 Sb., o rostlinolékařské péči a vyhlášku č. 330/2004 Sb., o opatřeních proti zavlékání a rozšiřování škodlivých organismů rostlin a rostlinných produktů. Uchovávání genetických zdrojů pro zemědělství je v ČR zajišťováno prostřednictvím Národního programu konzervace a vyuţívání genetických zdrojů rostlin, zvířat a mikroorganismů, významných pro výţivu, zemědělství a lesní hospodářství. V rámci programu zajišťují spolupracující instituce nezbytné činnosti při sběrech, shromaţďování, dokumentaci, charakterizaci, základním hodnocení, dlouhodobém uchovávání a vyuţívání genetických zdrojů pro potřeby výţivy a zemědělství. Program je rozdělen do následujících podprogramů: Národní program konzervace a vyuţívání genetických zdrojů rostlin a agrobiodiverzity (Národní program rostlin) Národní program konzervace a vyuţívání genetických zdrojů mikroorganismů a drobných organizmů hospodářského významu (Národní program mikroorganismů) Národní program ochrany a vyuţití genetických zdrojů hospodářských zvířat, ryb, včel a zvěře ve farmovém chovu (Národní program zvířat)
25
Koordinaci programu konzervace genetických zdrojů rostlin zajišťuje Výzkumný ústav rostlinné výroby, v. v. i. (VÚVR), který rovněţ provozuje Národní informační systém genetických zdrojů (např. Dotlačil 2002, Holubec 2003). Pasportní část informačního systému je dostupná na http://genbank.vurv.cz/genetic/resources. Semenné vzorky všech generativně mnoţených zemědělských plodin jsou uchovávány centrálně v genové bance ve Výzkumném ústavu rostlinné výroby, genetické zdroje vegetativně rozmnoţovaných druhů jako polní kolekce, popř. v in vitro kultuře (brambory), nebo v kryobance. Počet shromáţděných genetických zdrojů v ČR dosahuje téměř 50000 poloţek. Genové zdroje lesních dřevin představují soubory reprodukčního materiálu všech druhů dřevin, uchovávaných formou in situ – genové základny, porosty uznané ke sklizni osiva a výběrové stromy, nebo ex situ – reproduktivní (semenné) porosty, semenné sady, matečnice, klonové archivy a sbírky reprodukčního materiálu (banka lesního osiva a banka/archiv explantátů lesních dřevin). Ústřední evidenci uznaných zdrojů reprodukčního materiálu lesních dřevin vede Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. (VÚLHM). Koordinaci programu konzervace a správu databanky genetických zdrojů zvířat zajišťuje Výzkumný ústav ţivočišné výroby, v. v. i. (VÚŢV) prostřednictvím specializovaných odborných orgánů (Šlechtitelská rada). Do genetických zdrojů hospodářských zvířat byla zahrnuta plemena skotu, ovcí a koz, koní, prasat, drůbeţe, králíků, nutrií, sladkovodních ryb a včel, která mají původ nebo jsou dlouhodobě adaptována na území České republiky. Hlavním prostředkem jejich ochrany je chov. Další zdroje jsou udrţovány ex situ v genobankách, a to ve formě kryokonzervovaného reprodukčního materiálu (inseminační dávky, embrya, kmenové buňky, tkáně, zamrazené dávky mlíčí ryb). Národní středisko průběţně sleduje program kryokonzervace a uţití metod molekulární genetiky pro monitoring a popis genetického materiálu všech plemen zařazených do Národního programu. Kryobanka genetického materiálu plemen zařazených do Národního programu je umístěna v Hradišťku (Českomoravská společnost chovatelů), u ryb pak vzhledem ke specifickým podmínkám konzervace na Fakultě rybářství a ochrany vod Jihočeské Univerzity ve Vodňanech. Plemena mimo Národní program, která jsou natolik rozšířená a početná, ţe mohou autonomně existovat v čistokrevné podobě, mají své plemenářské programy a evidují se v plemenných knihách s dlouhodobou řadou dat. Koordinací programu konzervace genetických zdrojů mikroorganismů je pověřen VÚRV. V samostatných sbírkách jsou uchovávány patogenní a průmyslově vyuţitelné mikroorganismy a drobní ţivočichové hospodářského významu. Ve VÚRV se nachází v jednotlivých sbírkách patogenní viry, houby, bakterie a bezobratlí ţivočichové. Na externích výzkumných pracovištích jsou uchovány patogenní viry brambor, ovocných dřevin, okrasných rostlin, zoopatogenní mikroorganismy, kultury ČMK Laktoflora, pivovarské kvasinky, průmyslově vyuţitelné mikroorganismy a další fytopatogenní mikroorganismy (zemědělsky významné houby, sinice, řasy a patogeny chmele). Jedná se o tisíce poloţek, které jsou evidovány v databázi Národního programu pro mikroorganismy a jsou dostupné na adrese http://www.vurv.cz/collections/collection_cz.htm. Významná sbírka mikroorganismů je umístěna také na Přírodovědecké fakultě MU. Z členství některých sbírek v European Culture Collection Organization (ECCO) a ve World Federation for Culture Collection (WFCC) vyplývají pro ČR povinnosti poskytovat recipročně údaje o genetických zdrojích mikroorganismů. Stejné závazky lze očekávat po podpisu připravované obdobné smlouvy pro genetické zdroje zvířat. Evidence genetických zdrojů a práce s nimi můţe souviset s otázkami biologické bezpečnosti a zacházení s geneticky modifikovanými organismy (Roudná 2003, Káš a Roudná 2004). Přestoţe ČR nemá samostatnou strategii biologické bezpečnosti, její zásady
26
se promítají v souvisejících vládních dokumentech, jako je Státní politika ţivotního prostředí, Strategie udrţitelného rozvoje či Strategie zajištění bezpečnosti potravin. Hlavní legislativní nástroj regulace nakládání s geneticky modifikovanými organismy představuje zákon č. 78/2004 Sb., o geneticky modifikovaných organismech a genetických produktech, který nabyl účinnosti v únoru 2004, příslušná prováděcí vyhláška a novela zákona, zajišťující soulad s nově přijatou legislativou EU. MŢP ČR je odpovědné za schvalování ţádostí o nakládání s geneticky modifikovanými organismy. Poradním orgánem je Česká komise pro nakládání s geneticky modifikovanými organismy a produkty (při MŢP ČR), která sdruţuje experty z různých institucí a resortů. K ţádostem o nakládání s geneticky modifikovanými organismy se vyjadřují experti České komise, Ministerstva zemědělství ČR (které má rovněţ vlastní poradní orgán) a Ministerstva zdravotnictví ČR. Informování veřejnosti je v ČR zakotveno v zákonu č. 78/2004, o geneticky modifikovaných organismech a genetických produktech a podloţeno je zákony o svobodném přístupu k informacím a právu na informace o ţivotním prostředí. Vytvořen byl Informační systém pro Cartagenský protokol (Biosafety Clearing House – BCH). Genetické zdroje volně ţijících ţivočichů, planě rostoucích rostlin a mikroorganismů, které nejsou pouţívány v zemědělství, potravinářském ani jiném průmyslu, nejsou systematicky sledovány a shromaţďovány v genetických bankách. Přestoţe se vyuţívají v rámci výzkumu, nejedná se při jejich skladování o koordinovanou iniciativu, jako v předchozích případech. Některé z planě rostoucích druhů rostlin uchovává genová banka při VÚRV a genová banka Olomouc. Další druhy jsou uchovávány prostřednictvím kultur ex situ mj. při botanických zahradách, výzkumných ústavech a univerzitách (BÚ AV ČR, VÚKOZ, VÚP Troubsko, Přírodovědecká fakulta JU, aj.). V poslední době jsou shromaţďovány obsáhlé soubory sbírek tkání pro extrakci DNA, či jiţ extrahovaná vysokomolekulární DNA, pro celou řadu druhů ţivočichů, zejména těch, které jsou předmětem studia problémů evoluční biologie (hmyzí genobanka ENTÚ AV ČR, ÚBO AV ČR, ÚŢFG AV ČR, Přírodovědecká fakulta UK, Fakulta rybářství a ochrany vod JU), a které je moţno označit jako ex situ sbírky genetických zdrojů. Centrální systematická evidence těchto sbírek však neexistuje. V ochraně biodiverzity ex situ hrají dále významnou úlohu botanické zahrady, arboreta a herbáře. Posláním botanických zahrad je kromě výzkumu, osvěty k ochraně flóry, výchovy a vzdělávání a relaxace návštěvníků, také ochrana biodiverzity planě rostoucích rostlin. V České republice existují více neţ dvě desítky botanických zahrad s různými provozovateli. Jen výjimečně spadají pod vědeckou instituci či muzeum, eventuelně chráněné území. Mnohé botanické zahrady uchovávají druhy domácí květeny, zejména domácí dřeviny, včetně ohroţených a zvláště ohroţených druhů. Dvě botanické zahrady se podílí na péči o některé z chráněných území a několik je zapojeno do ochranářských programů v ČR nebo v zahraničí. V poslední době se botanické zahrady zaměřují na kultivaci vzácných a ohroţených druhů, řada z nich se specializuje na určité typy rostlin. Takovou specializovanou sbírkou je v českých podmínkách sbírka vodních a mokřadních rostlin v Třeboni nebo sbírka sukulentů v Botanické zahradě PřF UK v Praze. V letech 1964-2000 existoval československý Poradní sbor pro botanické zahrady při MŢP, jehoţ činnost však byla postupně ukončena. Existence Poradního sboru umoţňovala vytvořit propojení mezi ochranou přírody a botanickými zahradami v ochraně genofondu planě rostoucích rostlin. Tuto koordinační roli můţe nyní částečně suplovat nově ustavená Unie botanických zahrad ČR, avšak zdroje financování tohoto dobrovolného sdruţení jsou omezené. Na uchování vybraných sbírek uţitkových i okrasných rostlin se podílí téţ Ministerstvo školství, mládeţe a tělovýchovy ČR. Další sbírky, vytvořené především pro výzkumné účely, spravují rovněţ některé ústavy Akademie věd ČR.
27
2.2. Ochrana genetické diverzity Význam genetické variability pro udrţitelnost biologické diverzity a evolučních procesů je ve vědě znám jiţ několik desetiletí. Ochrana genetické diverzity je jedním z cílů Úmluvy o biologické rozmanitosti. Přesto však aktivity k ochraně genetické diverzity v České republice i v zahraničí většinou chybí. Národní i mezinárodní ochranářské aktivity směrující k zastavení poklesu biodiverzity jsou zaměřeny na druhy a biotopy, zatímco velmi malá nebo ţádná pozornost je věnována variabilitě na úrovni genů. Do roku 2010 mělo být dosaţeno významného sníţení ztráty biodiverzity. Nicméně ke stejnému datu genetická diverzita není vůbec monitorována, chybějí indikátory, které by pomáhaly identifikovat rizika pro genetickou diverzitu i strategie, jak zahrnout genetické aspekty mezi cíle ochrany biodiverzity po roce 2010 (Laikre 2010). Významné poznatky a závěry ochranářské genetiky nejsou implementovány do konkrétních ochranářských opatření. Existuje pouze několik málo příkladů, kdy význam ochrany genetické diverzity a výsledky výzkumu ochranářské genetiky byly implementovány v managementu. Mezi ně patří především počínání některých zoologických zahrad a parků, pro které tvoří genetické analýzy základ plánu chovu v zajetí s cílem redukovat ztrátu genetické variability a minimalizovat inbreeding (Frankham et al. 2004). Dalších několik málo výjimek se týká rybářského managementu – například v Dánsku vedly obavy týkající se moţných negativních genetických vlivů velkoplošného komerčního vypouštění lososovitých ryb k zákazu všech typů vypouštění ryb, pokud by tyto pocházely z jiných neţ původních, lokálních populací daného druhu (Nielsen a Hansen 2008). Uvědomění si významu genetické variability u hospodářsky významných ţivočichů a rostlin vedlo k vytváření genových a semenných bank, v zahraničí i v České republice (viz výše). Nicméně tyto aktivity jsou omezeny především na druhy s hospodářským významem a systematické shromaţďování materiálu, a především pak výzkum a monitoring genetické variability u volně ţijících ţivočichů a planě rostoucích rostlin většinou chybí. Přitom u mnoha druhů dochází k velkoplošným genetickým manipulacím přírodních populací v důsledku hromadného vypouštění ţivočichů či vysazování rostlin v rámci rybářského, mysliveckého či lesnického managementu (Laikre et al. 2010b). V zahraničí existují sbírky materiálu vhodného k extrakci a následné analýze DNA volně ţijících ţivočichů nejčastěji při muzeích. V těchto sbírkách jsou schraňovány například genetické vzorky z ukončených výzkumných projektů, ale jsou shromaţďovány také další s cílem vyuţití v budoucím výzkumu. V některých muzeích jsou tyto vzorky sbírány jiţ desítky let (např. v Burke Museum of Natural History and Culture ve Washingtonu od roku 1986) a obsahují jiţ obrovské mnoţství poloţek (např. „Frozen tissue collection“ v Australian Museum v Sydney asi 60-70 tis. jedinců obratlovců). Existují také další sbírky zaloţené a spravované národními akademiemi věd, univerzitami, případně jinými institucemi jako například „Conservation Genome Resource Bank for Korean Wildlife“ v Jiţní Koreji nebo „National Plant, Fungi and Animal DNA Bank“ v Polsku. V takových případech pak dochází k aktivnějšímu přístupu k získávání vzorků tak, aby byla vytvořena sbírka dostatečného rozsahu pro ochranářskogenetický výzkum. Genetické banky se mohou sdruţovat do sítí, v rámci kterých si pak recipročně poskytují svoje vzorky. Samotná Úmluva o biologické rozmanitosti není právně závazným dokumentem, ale zavazuje jednotlivé státy k vypracování národních strategií (National Biodiversity Strategy and Action Plan; v ČR vypracovaná pod názvem Strategie ochrany biologické rozmanitosti ČR – viz výše). Laikre et al. (2010a) provedli analýzu 24 dostupných národních strategií a zjistili, ţe 67 % (16 států) prohlašuje, ţe genetická diverzita má být chráněna. Nicméně 38 % (6) z těchto plánů se zabývá genetickou diverzitou pouze u domestikovaných populací, a přestoţe většina (90 %) uvádí, ţe genetická diverzita má byt monitorována, pouze 21 % 28
explicitně vyslovuje potřebu vytvoření nástrojů pro monitoring diverzity na genetické úrovni. Genetická diverzita je opomíjena i nejstarší a největší mezinárodní ochranářskou organizací, IUCN, coţ je moţno dokumentovat na skutečnosti, ţe IUCN Red List systém pro klasifikaci stupně ohroţení druhů neobsahuje ţádná přímá genetická kritéria (Laikre 2010). Podobně i v legislativě EU týkající se ochrany biodiverzity a konceptu NATURA 2000, centrální koncept „příznivého statutu ochrany“, je v současnosti implemetován bez zahrnutí genetických aspektů (Laikre et al. 2009). Propojení výzkumu a jeho výsledků s praktickou ochranou přírody doposud chybí. Významné poznatky a závěry z desetiletí výzkumu ochranářské genetiky tak zatím zůstávají pouze uvnitř vědecké komunity a nejsou implementovány do ochranářských aktivit. V České republice je tento dokument první snahou o změnu tohoto stavu. Ze zahraničí můţe být pro ČR vzorem Švédsko, které je v otázkách ochrany genetické diverzity relativně progresivní a aktivní. Zachování „dostatečné genetické variability“ pro zajištění dlouhodobé ţivotaschopnosti určitých druhů bylo zahrnuto dokonce mezi politické cíle (Andersson et al. 2007). Švédská agentura ochrany přírody, ve spolupráci s dalšími organizacemi, dostala v roce 2006 za úkol vytvořit národní akční plán ochrany genetické diverzity u volně ţijících ţivočichů a planě rostoucích rostlin. Jedním ze základních podkladů pro akční plán byla i studie charakterizující genetickou variabilitu švédských populací rostlin a ţivočichů (Andersson et al. 2007, Lundqvist et al. 2007). Ve Švédsku je věnována značná pozornost výzkumu v oblasti ochranářské genetiky – podle studie Laikre et al. (2008) existuje více neţ 700 vědeckých publikací, které se zabývají populačně-genetickými charakteristikami různých druhů přirozeně se vyskytujících ve Švédsku (celkem 374 druhů v 775 publikacích do srpna 2006). Jedním z hlavních závěrů těchto studií je nutnost zavedení genetických monitorovacích programů. Protoţe není moţné monitorovat všechny druhy, bylo stanoveno několik kategorií, u kterých je genetický monitoring obzvláště urgentní. Rozsáhlá zpráva Lundqvist et al. (2007) navrhuje tyto kategorie: (1) druhy s negativním populačním trendem; (2) druhy s malou populační velikostí; (3) druhy, které jsou ohroţeny tokem genů nebo hybridizací s jinými druhy či populacemi v důsledku lidského vlivu; (4) druhy, které jsou velkoplošně loveny/těţeny; (5) druhy, jejichţ genetická diverzita můţe být ovlivněna dalšími lidskými aktivitami (jako součást procesu EIA); (6) druhy, které podléhají různým typům ochranářských aktivit (například reintrodukce). Návrh kategorií podle Laikre et al. (2008) je podobný, pouze je více zdůrazněna nutnost genetického monitoringu druhů, které jsou velkoplošně vypouštěny/vysazovány (ve Švédsku například pstruh, losos, kachna divoká, koroptev, smrk) a druhů, které jsou velkoplošně loveny/těţeny (například treska, sleď, losos, los); a navíc tento seznam doplňují o další kategorie, například druhy klasifikované jako „near threatened“ nebo „least concern“; druhy, které podléhají jinému typu monitoringu (například environmentální kontaminace, u kterých jiţ běţí systém sběru tkáňových vzorků a dalších informací); a druhy, pro které jsou dostupné časové série vzorků. Ve Švédsku jiţ existuje poměrně rozsáhlý systém sběru tkáňových vzorků různých druhů, které jsou skladovány v řadě institucí v rámci různých programů, výzkumných aktivit a monitorovacích projektů volně ţijících ţivočichů a planě rostoucích rostlin. Pro zlepšení koordinace je však navrhována centrální evidence (Laikre et al. 2008). Většina z výše zmíněných kategorií druhů, jeţ by měly být geneticky monitorovány, znamená priority sledování změn genetické variability také v našich podmínkách. Zároveň je moţné uvaţovat o některých dalších, například deštníkových druzích („umbrella species”) nebo indikátorových druzích.
29
2.3. Stav poznání genetické diverzity rostlin a živočichů v ČR a EU Institucionální zázemí, finanční podpora a koordinace Sféra výzkumu a vývoje patří v České republice do kompetence Rady vlády pro výzkum, vývoj a inovace a prostředky ze státního rozpočtu jsou přidělovány do různých rozpočtových kapitol. Podmínky státní podpory vědecké činnosti jsou upraveny zákonem č. 130/2002 Sb., o podpoře výzkumu a vývoje z veřejných prostředků. Velmi slabou finanční podporu zatím výzkum nachází v soukromém sektoru. Výzkum biodiverzity je v současnosti realizován v rámci dvou ministerstev (MŢP ČR, MZe ČR), která garantují v České republice plnění závěrů Úmluvy o biologické rozmanitosti, v některých zařízeních (muzea) spadajících pod Ministerstvo kultury ČR, a zejména v četných výzkumných institucích jiných resortů zaměřených na základní výzkum biologie a ekologie. Dosavadní vědecké poznání biologické diverzity na území České republiky se soustřeďovalo hlavně na floristický a faunistický výzkum, který vedl k vypracování a upřesňování seznamů druhů, poznání jejich areálů a základních stanovištních nároků. Výzkumné práce tohoto typu byly vykonávány také v rámci rozmanitých monitorovacích programů. Studium biologické rozmanitosti se v České republice opírá o dlouhodobou tradici a zavedené instituce zaměřené jak na rozvíjení vědeckého poznání (university, vědecké ústavy), tak na uchovávání dokladů o místní květeně a zvířeně (muzea, botanické zahrady, zoologické zahrady, vědecké sbírky). Výzkum biologické rozmanitosti není na celostátní úrovni koordinován ţádným oficiálním orgánem. Institucionální základ výzkumné práce v oblasti MŢP ČR vytvářejí Agentura ochrany přírody a krajiny, Česká environmentální informační agentura, Výzkumný ústav krajinářství a okrasného zahradnictví a Výzkumný ústav vodohospodářský. Rozsáhlé výzkumné práce zajišťují také odborní pracovníci správ národních parků a chráněných krajinných oblastí. V menším rozsahu se výzkumná práce uskutečňuje také v zoologických a botanických zahradách. V posledních 20 letech bylo na MŢP ČR řešeno několik projektů s výzkumným charakterem, podporovaných ze zahraničních finančních zdrojů. Projekt na ochranu biodiverzity se zvláštním zřetelem k třem prioritním oblastem probíhal v letech 1994-1998 s podporou GEF. V období let 1994-1997 byl řešen projekt IUCN European Programme s názvem National Nature Plan, který měl přispět k návrhu zapojení českého území do evropské ekologické sítě (EECONET) a vytvořit předpoklady k přípravě Národní strategie biodiverzity; finančně byl podpořen nizozemskou vládou. Realizováno bylo rovněţ několik projektů z programu PHARE. Výzkum v resortu MZe ČR je zaměřený především na oblast rostlinné a ţivočišné výroby nebo lesnictví, myslivosti a rybářství. Jedná se částečně o základní, hlavně však o aplikovaný výzkum, cílený především na zachování a efektivní vyuţívání přírodních zdrojů (genofond, půda, voda) a biologického potenciálu agroekosystémů resp. lesních ekosystémů. Rovněţ jsou hodnocena rizika a přínosy spojené s vyuţíváním geneticky modifikovaných organismů. Institucionální strukturu výzkumu v resortu MZe ČR vytváří síť výzkumných ústavů, v oblasti biodiverzity především Výzkumný ústav ţivočišné výroby, Výzkumný ústav rostlinné výroby a Výzkumný ústav lesnictví a myslivosti. V rámci MZe ČR má četné výzkumné aspekty Národní program konzervace a vyuţívání genetických zdrojů. V České republice existuje poměrně bohatá síť muzeí s národní, regionální i místní působností. Na většině muzejních pracovišť je rozvíjena přírodovědná odborná práce se vztahem k problematice biologické diverzity. Tyto výzkumy jsou finančně podporovány účelovými projekty výzkumných programů Ministerstva kultury ČR.
30
Základní výzkum biologické diverzity je soustředěn především v ústavech AV ČR a na pracovištích různých univerzit. V rámci AV ČR je takto pojatý výzkum hlavním posláním čtyř ústavů sekce biologicko-ekologických věd (Botanický ústav, Biologické centrum, Ústav biologie obratlovců, Ústav systémové biologie a ekologie) a alespoň částečně se touto problematikou zabývají i další pracoviště (Mikrobiologický ústav, Ústav molekulární genetiky, Ústav ţivočišné fyziologie a genetiky a další). Z univerzitních pracovišť sehrávají nejdůleţitější roli přírodovědecké fakulty na univerzitách v Praze, Brně, Olomouci a Českých Budějovicích. Důleţitá je úloha výzkumů prováděných na zemědělských universitách v Brně a Praze nebo na regionálních universitách v Ústí nad Labem a Ostravě. V programu Centra základního výzkumu – LC, který financuje MŠMT ČR, byl udělen na období 2006-2010 projekt Centrum pro výzkum biodiverzity, ve kterém jsou zahrnuty víceméně všechny významné skupiny z výzkumných institucí, které se biodiverzitou v ČR nebo širším evropském měřítku zabývají. Výzkumné aktivity a zejména přenos poznatků do povědomí širší veřejnosti je dále předmětem činnosti různých odborných a zájmových organizací nebo společností. Některé z těchto institucí také řeší samostatné výzkumné projekty, financované obvykle z prostředků MŢP ČR. Významné místo mají v tomto ohledu Český svaz ochránců přírody nebo Česká společnost pro výzkum a ochranu netopýrů. Různou měrou se na výzkumu a jeho propagaci podílejí také odborné společnosti, jako jsou Česká botanická společnost, Česká entomologická společnost, Česká zoologická společnost, Česká společnost ornitologická, Česká mykologická společnost aj. Mezinárodně i národně významným nástrojem pro mezioborovou a meziúrovňovou spolupráci na poli výzkumu a monitorování biodiverzity je česká národní Bioplatforma. Tato poměrně nedávná aktivita na poli vzájemné komunikace mezi vědci, zaměřenými na biodiverzitu, a politiky (policy-makers) představuje součást evropské Bioplatformy a slouţí především ke komunikaci a šíření informací na národní i mezinárodní úrovni (především v rámci EU). Zabývá se mj. rozpracováním Action Plan for Biodiversity Research – European Platform for Biodiversity Research Strategy na české poměry. V současnosti je česká Bioplatforma koordinována Botanickým ústavem AV ČR a je vyhledávaným partnerem pro formulování nebo posuzování priorit a dokumentů v této oblasti Do šíření vědeckých informací se stále intenzivněji zapojuje také Národní informační systém Úmluvy o biologické rozmanitosti, www.chm.nature.cz. Umoţňuje koordinaci výzkumu mezi obory a komunikaci mezi všemi typy subjektů zapojených nebo zainteresovaných v oblasti výzkumu. Projevují se snahy šířit informace o mezinárodních aktivitách, například European Network for Biodiversity Information and Biomonitoring nebo Global Biodiversity Information Facility prostřednictvím národních informačních uzlů. Český národní komitét pro biologické vědy podobně podporuje informovanost vědecké veřejnosti a odborných společností o aktivitách vyvíjených v rámci International Union for Biological Sciences (IUBS). Dosažené poznatky Biota naší malé země je z určitých hledisek pozoruhodná a výjimečná. Při veškerých úvahách týkajících se České republiky s geografickou polohou ve středu kontinentu si musíme uvědomovat, ţe v tomto území došlo před asi 10 000 lety k zásadní změně bioty a současné populace a druhy rostlin a ţivočichů se k nám šířily během komplikovaného kolonizačního procesu, při kterém se utvářely nová společenstva a ekosystémy. Středoevropský prostor je nepochybně kontinentálně významnou křiţovatkou cest postglaciální kolonizace. Tato vlastnost našeho území je zřejmá jiţ z porovnání geografických
31
areálů různých druhů, které u nás dosahují západní, východní, jiţní anebo severní hranice rozšíření. O migračních cestách, kterými rostliny a ţivočichové po konci poslední doby ledové zpětně pronikali do střední a severní Evropy zatím máme jen neúplnou a silně zjednodušenou představu. Teprve nedávno byla prokázaná existence tzv. severních refugií, ve kterých biota přeţívala klimaticky nepříznivé období, a která se stala důleţitým zdrojem genetické rozmanitosti populací a druhů v nynější době (například Bilton et al. 1998, Kotlík et al. 2006). Některá z těchto refugií mohla leţet také na našem území nebo v jeho sousedství. Komplexní způsob kolonizace tak musel vytvářet poměrně sloţitý obraz diferenciace a promíchání různých geneticky odlišných linií, který nebyl očekáván a zatím zůstává víceméně nepoznán. Důleţité je, ţe zejména od začátku neolitu do těchto přirozených procesů významně zasahoval člověk a jeho činnost. Souhrn všech těchto vlivů a procesů vedl k formování současné diverzity bioty na našem území, která je přinejmenším v některých skupinách organismů poměrně vysoká, i přes relativně niţší rozsah endemismu na druhové úrovni. Tyto základní skutečnosti mohou být vyuţity ve výzkumných programech orientovaných na prohloubení poznání genetické diverzity na území České republiky, jejích historických kořenů, současné dynamiky a citlivosti k antropogenním faktorům nebo globálním změnám prostředí. Oprávněně můţeme předpokládat, ţe výzkum na našem území přinese poznatky významné nejen pro místní biotu, ale i pro širší geografické území. Dosavadní poznatky o genetické diverzitě bioty České republiky jsou stále poměrně skrovné, ale dynamika výzkumu je velmi progresivní, podobně jako je tomu i v zahraničí. Máme rovněţ k dispozici značný objem údajů o morfologii a biometrii mnoha organismů, které mohou být v některých případech vyuţity také v úvahách o genetické proměnlivosti. Cytogenetický deskriptivní a srovnávací výzkum karyotypů byl zaměřen zvláště na některé skupiny. Tradičně intenzivní je studium karyotypů v botanice, kde představuje neodmyslitelnou součást taxonomické práce (Krahulcová 1991, 2003, Rotreklová et al. 2002). Mezi bezobratlými byla získána početná data o chromosomech některých řádů hmyzu (Marec a Novák 1998, Rego a Marec 2003, Traut a Marec 1997), pavouků (Pekár a Král 2001, Šťáhlavský a Král 2004), dalších bezobratlých (Špakulová et al. 1995, Weeks et al. 2001) a dále také prvoků (Drmota a Král 1997). Poměrně důkladně byli zkoumáni v tomto ohledu obratlovci. Tradičně studovanou skupinou jsou ryby (Philips a Ráb 2001, Ráb a CollaresPerreira 1995, Ráb a Roth 1987, Ráb et al. 1987, Halačka et al. 2007). U některých ryb byly na našem území objeveny nové formy v rámci polyploidních komplexů s gynogenetickým rozmnoţováním, například u sekavců rodu Cobitis (Ráb et al. 2000, Šlechtová et al. 2000). U savců byly z našeho území popsány případy výjimečné vnitrodruhové proměnlivosti chromozomů (rejsek obecný, Sorex araneus) nebo byly zjištěny odlišnosti karyotypu našich a zahraničních populací (rejsek horský, S. alpinus, plch zahradní Eliomys quercinus – Zima a Král 1984, Zima 2004). Údaje o karyotypu přispěly také k poznání hybridizace mezi introdukovaným jelenem sikou a původním jelenem lesním (Bartoš a Ţirovnický 1981). Analýzy alozymů byly u nás uplatněny u rostlin nebo bezobratlých jen výjimečně (například Buryová 2004, Pavlíček a Nevo 1995, Pavlíček et al. 1997), více studií bylo na našem území provedeno u obratlovců. Bohatá data o genetické variabilitě jsou k dispozici u mnoha druhů ryb (Flajšhans et al. 1999, Lusk et al. 2002), elektroktroforéza proteinů byla úspěšně vyuţita při studiu obojţivelníků (Kotlík a Zavadil 1999, Zavadil et al. 1994). Důleţité informace o genetické struktuře a proměnlivosti populací byly získány také u různých druhů savců (Číţová et al. 1993, Filippucci et al. 2002, Macholán et al. 2001, Stratil a Bobák 1988, Wójcik et al. 2004). U mnoha modelových druhů z nejrůznějších skupin se v posledních cca 10 letech vyuţívají pro analýzy genetické diverzity molekulární techniky studia DNA. Rozmanité hodnotné poznatky byly získány u ryb (Janko et al. 2003, Kotlík a Berrebi 2001, Kotlík et al. 2004, Lusk 2005, Mendel et al. 2005, Šlechtová et al. 2005, Vetešník et al. 2007, Lusk
32
a Lusková 2008, Bartoňová et al. 2008, Mendel et al. 2008a,b, Papoušek et al. 2008a,b), obojţivelníků (Mikulíček a Piálek 2003, Mikulíček et al. 2007) nebo ptáků (Procházka et al. 2008). U savců je intenzivní výzkum soustředěn na strukturu a evoluci hybridní zóny mezi dvěma formami myši domácí v západních Čechách (Boţíková et al. 2005, Munclinger et al. 2002, Macholán et al. 2007, 2008, Piálek et al. 2008). Byly popsány molekulární postupy k identifikaci kryptických, morfologicky nerozlišitelných druhů obratlovců (Kaňuch et al. 2007b, Martínková et al. 2007, Zaki et al. 2008). Zatím ojedinělé jsou studie zaměřené na zjišťování vlivů fragmentace krajiny na genetickou strukturu populací a druhů (Rico et al. 2009). Důleţité je studium proměnlivosti genů, které mají adaptivní význam a mohou se přímo uplatnit v populačních změnách (Bryja et al. 2007, Promerová et al. 2009). Metody práce s DNA se uplatňují také v behaviorální ekologii různých obratlovců, zejména ryb, ptáků a savců (Reichard et al. 2004, 2005, Bryja a Stopka 2005, Piálek a Albrecht 2005, Albrecht et al. 2006, 2007, Bryja et al. 2006, Munclinger et al. 2006, Bryja et al. 2008, Mays et al. 2008) nebo v ochranářské biologii (Hájková 2008, Hájková et al. 2004a,b, 2007, 2009 – vydra říční; Bryja et al. 2009 – rod Pipistrellus; Hulová a Sedláček 2008 – sysel obecný). Podobné výzkumné úsilí je soustředěno také ve výzkumu genetické diverzity rostlin (Bureš et al. 2004, Drábková et al. 2002, 2003, Kaplan a Štěpánek 2003, Kirschner et al. 2004), bezobratlých (Emelianov et al. 2004) anebo parazitů a mikroorganismů (Bakonyi et al. 2005, Oborník et al. 2002, Scholz et al. 2003, 2008). V oblasti epidemiologie sehrávají genetické studie v poslední době významnou roli v poznání šíření mykotického onemocnění ohroţujícího populace netopýrů. V laboratořích českých institucí také vznikla řada metodických prací, které usnadňují další výzkumy v oblasti ochranářské genetiky (Hájková et al. 2006, Martínková a Searle 2006, Kaňuch et al. 2007a, Poláková et al. 2007, Vyskočilová et al. 2007). V posledních letech je na našem území věnována značná pozornost invazním druhům rostlin i ţivočichů. Více znalostí je v tomto ohledu shromáţděno na poli botanickém, kde bohaté datové materiály umoţnily dosaţení významných syntetických závěrů, přičemţ ve výzkumu byly uplatněny také genetické metody, například při studiu hybridizačních procesů u křídlatek (Mandák et al. 2004) nebo výzkumu negativního dopadu introdukce Viola tricolor a pěstování zahradních macešek v Krkonoších na kontaktu se subendemickou Viola sudetica (Krahulcová et al. 1996). Naproti tomu i u běţných invazních ţivočichů (například klíněnky maďalové, raka pruhovaného, střevličky východní, karase stříbřitého, norka amerického) zatím většinou nemáme základní poznatky o genetické struktuře populací. Zásadní je i neznalost fylogeografického postavení těchto druhů, neboť se ukazuje, ţe invazní organismy mohou představovat pouze fragmenty populací (klony), které se dokázaly přizpůsobit antropicky změněné krajině.
2.4. Příklady řešených projektů ochranářské genetiky u nás Genetická variabilita a struktura populací vydry říční V průběhu 20. století ve většině evropských zemí výrazně poklesla početnost populací vydry říční (Lutra lutra). Z důvodu změn biotopů, chemického znečištění i přímého pronásledování došlo k fragmentaci populací. V posledním desetiletí díky zlepšení podmínek prostředí a přísné ochraně jiţ sice dochází k opětovnému nárůstu populace, nicméně předešlé změny početnosti a areálu mohly vést ke ztrátě genetické variability a sníţení fitness i ke zvýšení genetické diferenciace subpopulací. Genetická variabilita byla stanovena analýzou DNA izolované z tkání uhynulých a zejména automobilovou dopravou usmrcených vyder z celého území České republiky, přičemţ jako markery genetické diverzity byly pouţity mikrosatelity (19 lokusů). Doposud 33
bylo genotypizováno 151 jedinců a zjištěná variabilita je srovnatelná se slovenskou populací i dalšími evropskými populacemi vydry říční (Hájková et al. 2007, Mucci et al. 2010). Na základě analýzy populačně-genetické struktury (s vyuţitím tzv. F-indexů) bylo zjištěno, ţe se česká populace nachází v Hardy-Weinbergově rovnováze, tedy nebyla prokázána zvýšená frekvence příbuzenského kříţení. Při srovnání se slovenskou populací byla zjištěna signifikantní hodnota FST indexu (FST = 0,154, p 0,0002), coţ potvrzuje existenci bariéry toku genů mezi českou a slovenskou populací a naznačuje to jejich genetickou diferenciaci (Hájková et al. 2007). Analýzy genetických dat pomocí speciálních počítačových programů (Bottleneck, MSVAR) potvrdily, ţe v české populaci došlo v nedávné minulosti k výraznému poklesu početnosti – tzv. recentnímu populačnímu bottlenecku. Datování tohoto poklesu je v souladu se známými údaji o vývoji vydří populace v minulém století. Současná efektivní velikost populace je v důsledku bottlenecku nízká a populace je nadále velmi zranitelná a citlivá na výraznější demografické změny (Hájková 2007, Hájková et al. 2007). Na základě genetických analýz byla zjištěna zajímavá situace na severní Moravě v oblasti, kde došlo v letech 1997-2003 k repatriaci vyder (Poledník et al. 2009). Byly odtud získány tkáně ze tří jedinců (Obr. 1) a všichni nesli na mikrosatelitovém lokusu Lut701 zvláštní alelu s velikostí 242 bp, která nebyla nalezena u ţádných dalších zkoumaných jedinců. Při faktoriální korespondenční analýze (FCA) v programu Genetix se tito tři jedinci zobrazili zcela odděleně od všech jedinců z české i slovenské populace (Obr. 2). Při porovnání s daty z celoevropského projektu výzkumu genetické struktury vydřích populací bylo zjištěno, ţe tato alela byla doposud identifikována pouze u izraelské populace a u několika reintrodukovaných jedinců v Anglii a Francii. Vyšlo tak najevo, ţe v rámci repatriačního projektu byly vypuštěny nejen vydry s původem z České republiky (odchovaná nalezená mláďata nebo zranění jedinci), ale i jedinci narození ve Stanici ochrany fauny v Pavlově, přičemţ otcové těchto mláďat pocházeli z jihočeské populace, ale jejich matkou byla samice původem z vydří stanice v Hankensbüttelu (Německo). Analýzou chovných záznamů v European Otter Studbook byl zjištěn původ této samice. Předkové pocházeli z chovné stanice v Norfolku (UK), s původem otcovské i části mateřské linie u volně ţijící populace v Anglii. V mateřské linii však nebyl původ dvou předků znám (Hájková et al. 2007). Genetickou analýzou trusu rodičů vypuštěných jedinců bylo zjištěno, ţe dvě z nalezených usmrcených vyder z této oblasti byly přímo jedinci vypuštění v rámci reintrodukce, zatímco třetí jedinec byl jiţ jejich potomek narozený ve volné přírodě (F2 generace). Tato informace zároveň přinesla důkaz, ţe u vypuštěných jedinců došlo k úspěšné reprodukci (tedy repatriace byla úspěšná), nicméně z důvodu zachování původní genetické diverzity neměli být jedinci s neznámým původem vypuštěni. Zmíněná specifická alela (pravděpodobně neevropského původu) představuje cenný genetický marker pro populačněgenetické analýzy. Umoţňuje identifikaci potomků jedné konkrétní samice a v případě rozsáhlejšího výzkumu i zjištění jejich příspěvku ke genofondu nově vzniklé populace v této oblasti. V rámci celoevropského projektu můţe pomoci při sledování toku genů mezi jedinci a populacemi i při rekonstrukci reintrodukcí, migrací a zakládání populací.
34
Obr. 1. Rozšíření vydry říční v České a Slovenské republice (červeně; stav k roku 2003) s vyznačenými lokalitami (modře), ze kterých byl získán materiál pro genetické analýzy. Zvýrazněny jsou lokality tří jedinců se specifickou alelou 242 bp na lokusu Lut701 (Hájková et al. 2007).
Obr. 2. Grafický výstup FCA analýzy studovaných populací vydry říční – zobrazení vzdáleností mezi genotypy na základě genetické příbuznosti. Modrou barvou jsou označeni jedinci z České republiky, ţlutou ze Slovenska. Tři jedinci z české populace jsou úplně odděleni (Hájková et al. 2007).
Mikrosatelitová DNA je zároveň nejčastěji pouţívaným markerem v neinvazivních genetických studiích. Stanovení genotypu na několika lokusech poskytuje tzv. genetický otisk prstu („genetic fingerprint“), specifický pro konkrétního jedince. Identifikace pohlaví je moţná na základě analýzy přítomnosti genu SRY (specifický gen nacházející se na chromosomu Y u savců, Bryja a Konečný 2003). Genetické analýzy neinvazivně získaného materiálu (nejčastěji trusu, tzv. "molecular scatology") umoţňují identifikaci druhu i jedince, určení jeho pohlaví a příbuznosti s jinými jedinci i stanovení početnosti a genetické variability sledované populace. Získaná data mohou rovněţ poskytnout informace o pohybu a prostorové
35
distribuci jedinců a o minimální velikosti jejich domovského okrsku, a to vše bez nutnosti kontaktu se zkoumaným ţivočichem. Neinvazivní genetická metoda byla poprvé v České republice pouţita pro stanovení početnosti a struktury populace vydry říční v CHKO BR Třeboňsko. Na základě analýz vzorků čerstvého trusu a výlučků análních ţláz bylo na území s rozlohou 100 km2 v průběhu dvou let identifikováno 50 jedinců vydry (29 samců a 21 samic; Hájková et al. 2009). Několik jedinců bylo zaznamenáno opakovaně v různých časových obdobích, coţ poskytuje údaje o jejich pohybu a prostorové distribuci. V současnosti je pomocí této metody zjišťována početnost a příbuzenská struktura vydří populace na Dačicku. Na základě genetických analýz bylo moţné identifikovat několik rodin a dvojic rodič-potomek a také zjistit, který samec byl otcem většiny mláďat v dané oblasti (Hájková a Sládkovičová, nepubl. data). Informace o párovacím systému, příbuzenských vztazích a disperzi nejsou u vydry říční známy a právě genetické analýzy mohou přinést odpovědi na tyto otázky. Pomocí genetické metody byla v červnu 2010 řešena také kauza nelegálního lovu vydry říční v Rakousku. Myslivec zde zastřelil vydru, coţ zahlédl místní ochránce přírody, neţ však stihl zavolat policii, tělo zvířete zmizelo. Na místě zůstalo jen trochu krve a lovec policii tvrdil, ţe zastřelil kunu, ne vydru. Genetickou analýzou zbytků krve z trávy však bylo zjištěno, ţe se skutečně jednalo o chráněnou vydru říční. Ústav biologie obratlovců tak poskytl rakouským úřadům klíčovou informaci. Vliv fragmentace na genetickou strukturu populací sysla obecného Sysel obecný (Spermophilus citellus) patří mezi druhy otevřených stanovišť, jehoţ populace v České republice byly v několika posledních desetiletích výrazně fragmentovány. Populace ztratily vzájemný kontakt, coţ se mohlo projevit sníţením genetické diverzity v důsledku náhodného genetického driftu. Sníţená ţivotaschopnost některých populací pak můţe být i důsledkem nuceného příbuzenského kříţení (tj. nárůst inbredního koeficientu). Aby bylo moţno identifikovat vliv fragmentace na genetickou strukturu populací, bylo třeba provést srovnání s populacemi z oblastí, kde se sysel dosud vyskytuje více kontinuálně a tok genů mezi jednotlivými koloniemi je stále udrţován. Analýzou mikrosatelitů bylo zjištěno, ţe české populace (+ izolovaná populace z letiště v Bratislavě) mají statisticky významně niţší genetickou diverzitu v porovnání s ostatními populacemi na Slovensku a v Maďarsku (Hulová a Sedláček 2008, Říčanová et al., odesláno do redakce). Rovněţ intenzita inbreedingu byla v českých populacích významně vyšší. Negativní vliv fragmentace biotopů byl zjištěn rovněţ na variabilitu genů hlavního histokompatibilního komplexu (MHC geny), přičemţ rozmanitost těchto genů zaručuje v populaci adaptivní potenciál při interakcích s patogeny. Ve většině českých populací významně převaţovala pouze jediná forma genu DRB (pravděpodobně nejdůleţitější gen skupiny MHC Class II), zatímco ve východnějších slovenských a maďarských populacích byla variabilita významně vyšší (Říčanová et al., odesláno do redakce; Obr. 3).
36
Obr. 3. Genetická variabilita genu DRB (MHC Class II) u sysla obecného. Jednotlivé barvy výsečí odpovídají frekvencím jednotlivých alel. Je zřejmé, ţe v českých populacích převaţovala pouze jediná forma (alela) genu DRB, zatímco ve slovenských a maďarských populacích byla MHC diverzita podstatně vyšší.
Je tedy zřejmé, ţe niţší ţivotaschopnost českých populací by bylo moţné zlepšit mimo jiné (například budování koridorů) dobře plánovanými introdukcemi geneticky odlišných jedinců. Mohou tito jedinci být například ze Slovenska? Nebo jsou slovenské populace geneticky odlišné v důsledku adaptací, například přizpůsobení se specifickým parazitům, a introdukce by vedly k outbrední depresi? Na tyto otázky je moţné odpovědět rozsáhlou fylogeografickou analýzou populací v rámci celého areálu druhu. Tato genetická analýza prokázala, ţe původní centrum výskytu sysla je v oblasti jihovýchodního Balkánu a ţe osídlení Panonie a střední Evropy proběhlo v rámci jedné relativně rychlé kolonizační vlny (Kryštufek et al. 2009, Říčanová et al., nepubl. data). Všechny populace severně od jiţní části Karpatského oblouku pocházejí ze stejného genetického zdroje a velmi pravděpodobně se neliší lokálními adaptacemi. Sníţená genetická diverzita českých populací je tedy důsledkem genetického driftu a můţe být kompenzována introdukcemi ze slovenských či maďarských populací. Hybridizace a introgrese u čolků skupiny Triturus cristatus superspecies Čolci skupiny Triturus cristatus označované jako superspecies představují skupinu pěti nedávno rozlišených druhů: Triturus cristatus, T. dobrogicus, T. carnifex, T. macedonicus a T. karelinii. Podle proměnlivosti mitochondriálních znaků došlo k divergenci těchto taxonů pravděpodobně před 10 aţ 11 miliony let v oblasti centrálního Balkánu. Současné rozšíření druhů má parapatrický charakter, jejich areály se dotýkají. T. cristatus má největší areál, který se rozprostírá od střední Skandinávie na jih do Rumunska a od střední Francie aţ po Ural. T. dobrogicus obývá níţiny středního a dolního toku Dunaje, T. carnifex je rozšířen na Apeninském poloostrově, odkud zasahuje aţ do střední Evropy, T. macedonicus obývá oblasti jiţního Balkánu a T. karelinii se vyskytuje od jihovýchodního Balkánu po Kaspické moře. Areály druhů se v některých oblastech stýkají, coţ vede k jejich hybridizaci a oboustranné introgresi genů. Takovéto kontaktní zóny jsou známé především z Balkánu (přítomnost čtyř druhů) a střední Evropy, kde se stýkají areály T. cristatus, T. dobrogicus a T. carnifex.
37
Do počátku devadesátých let minulého století byl z Čech a Moravy znám jen T. cristatus. Aţ podrobnější faunistický průzkum a následné studium morfologických a genetických (alozymových) znaků přispěly k objevení dalších dvou druhů, a to T. dobrogicus na jihovýchodní Moravě (Zavadil et al. 1994) a T. carnifex v oblasti Znojemska (Piálek et al. 2000, Mikulíček a Piálek 2003). Analýza jaderných alozymových, mikrosatelitových a RAPD znaků (Mikulíček 2005, Maletzky et al. 2008) odhalila hybridní populace a obousměrnou genovou introgresi mezi T. cristatus a T. carnifex v nejjiţnějších oblastech České republiky při hranicích s Rakouskem. Komplikovanou strukturu jihomoravských a jihočeských populací doplnila analýza materiálně dědičné mitochondriální DNA. Analyzovaní jedinci morfologicky odpovídali druhu T. carnifex, nesli malé procento jaderných znaků od T. cristatus a jejich mtDNA odpovídala druhu T. dobrogicus (A. Horák a P. Mikulíček, nepubl. data). Jihomoravské a jihočeské populace tak představují poměrně komplikovanou a unikátní mozaiku, která vznikla hybridizací a následnou introgresí jaderných genů a mtDNA. Mandelinka, Gonioctena pallida, jako modelový druh o pleistocenních refugiích u druhů adaptovaných na chlad
pro
testování
hypotéz
Početné klimatické změny během čtvrtohor měly velký vliv na proměnlivost rozšíření jednotlivých organizmů a pro mnoho z nich dnešní rozšíření reflektuje klimatickou historii (Avise 2000). Pro evropské druhy se uvaţuje, ţe nejvýznamnější refugia poslední doby ledové byla celkem tři, a to pyrenejské, italské a na Balkáně (Kotlík et al. 2006). Nicméně malá pozornost byla věnována druhům, které jsou lépe adaptovány na chlad a jejich rozšíření je vázáno na vyšší polohy jiţní a střední Evropy a do Evropy severní. Jejich areály byly během meziledových dob fragmentovány do malých populací vázaných na chladné oblasti. Mandelinka Gonioctena pallida se stala modelovým druhem pro tyto studie a jednotlivé populace z horských oblastí České republiky přispěly k testování hypotéz o vysokohorských refugiích. Mardulyn et al. (2009) se zaměřili na genetickou diverzitu tohoto eurosibiřského druhu. Na základě studia tří nezávislých genů byla popsána genetická diverzita druhu v rámci celého areálu rozšíření. Následné modelování evoluce populační struktury jednotlivých populací poukázalo na významné karpatské refugium. Zbylé populace (velké procento jedinců ze zbytku Evropy a Asie) prošly dramatickou redukcí genetické variability spojené pravděpodobně s bottleneck efektem. Izolace obou populací (karpatské a zbytku) proběhla pravděpodobně před 90 tis. lety. Studie podobného rázu (zjišťování vysokohorských mikrorefugií a jejich vliv na genetickou diverzitu jednotlivých druhů) probíhají v současnosti i na několika modelových druzích plţů ţijících v ČR (Juřičková in verb.). Genetická variabilita ohrožených rostlinných druhů Hořec panonský, Gentiana pannonica, je východoalpským druhem s odděleným výskytem na Šumavě. Jeho genetická variabilita v alpském i šumavském areálu je v zásadě shodná, avšak podstatné rozdíly jsou ve variabilitě na primárních a druhotných stanovištích. Primární stanoviště zahrnují větší podíl vnitropopulační variability, přičemţ mezipopulační variabilita je zde nízká. Druhotná stanoviště mají obecně niţší genetickou variabilitu uvnitř populací, avšak výrazně vyšší je proměnlivost mezipopulační. Spolu s faktem, ţe uchycování semenáčků bylo pozorováno pouze na primárních stanovištích, je tento výsledek dobrou indikací, kam prioritně zaměřit ochranu druhu (Hofhanzlová a Fér 2009).
38
U včelníku rakouského, Dracocephalum austriacum, který v ČR má nevelký počet vzájemně oddálených, obvykle malých lokalit, se překvapivě ukázalo, ţe těţiště genetické variability setrvalo v rámci populací, zatímco proměnlivost mezipopulační, ať jiţ v rámci regionů nebo mezi regiony (j. Morava a Český kras), je nízká (Dostálek et al. 2010). Výsledkem studie je i potvrzení vyšší fitness u větších populací. Rozsáhlejšímu rozboru variability byly podrobeny některé krkonošské druhy rostlin, zejména ty, které jsou omezeny na nejcennější vrcholové partie (Chrtek et al. 2008). Z výsledků analýz vyplývá, ţe značnou roli v těchto populacích hraje autogamie, která společně s historicky známou fluktuací velikosti populací vede k vysoké homozygotnosti a velmi nízké genotypové variabilitě (to bylo zjištěno zejména u Luzula spicata subsp. spicata a Veronica bellidioides), zatímco dvoudomý, a tedy obligátně cizosprašný druh Salix bicolor je na jediné krkonošské lokalitě zcela uniklonální, ač vysoce heterozygotní. U vzácné Salix herbacea, kde byly nalezeny pouze samičí, pestíkové rostliny, naopak klonální růst umoţňuje tezaurovat část původní genetické variability. Nalezená proměnlivost je sice nízká, avšak klonální charakter druhu v Krkonoších dává šanci ji dlouhodobě udrţovat (nyní, se znalostí rozšíření jednotlivých klonů, případně i ex situ). Příkladem analýzy asexuálně se rozmnoţujících rostlin z téţe oblasti je práce J. Chrtka (Chrtek et al. 2007). Jestřábníky ze skupiny Hieracium nigrescens, polyploidní a agamospermní druhy, vykazují v Krkonoších druhově specifickou uniklonální strukturu (kaţdý druh je charakterizován jediným multilokusovým genotypem). Hybridizace, a to i opakovaná nebo následovaná polyploidizací, popř. změnami reprodukčního systému, je jevem u rostlin neobyčejně častým a z hlediska ochrany genetické diverzity téţ velmi důleţitým. Bez molekulárních dat je ovšem někdy obtíţně doloţitelná. Genetická analýza například umoţnila, na základě studia chloroplastové a jaderné ribozomální DNA, identifikovat vzácného osiřelého hybrida mezi druhy rdestů, P. natans × P. nodosus (= P. ×schreberi) v jihočeské oblasti, kde se nachází bez rodičovských druhů a přeţívá pouze vegetativně (Kaplan a Fehrer 2009).
39
3. Návrhy a doporučení Priority a cíle ochrany genetické diverzity formulujeme v rámci pěti základních oblastí; tyto však spolu úzce souvisejí a jednotlivé priority mají mezi nimi značný přesah. Rozčlenění hlavních cílů a úkolů podle jejich naléhavosti do jednotlivých časových horizontů je rovněţ obtíţné a ošidné, protoţe tempo změn, úbytku a ochuzování dědičné rozmanitosti je v současnosti pravděpodobně velmi vysoké a pro realizaci určitých záměrů nemusí zbývat dostatek času. S vědomím této nejistoty však lze navrhnout následující opatření:
3.1. Koordinace a koncepce ochrany genetické diverzity V ČR existuje dlouhá tradice výzkumu biologické rozmanitosti a sloţky biodiverzity zasluhující ochranu jsou identifikovány a zkoumány. Vědecké aktivity jsou však často prováděny bez centrální koordinace na řadě úrovní, a často s cíli, které skutečným potřebám ochrany odpovídají jen částečně, anebo spíše nahodile. Při snaze o efektivní vyuţití vědeckých poznatků o genetické diverzitě je nezbytná úzká spolupráce mezi výzkumnými pracovišti a orgány státní správy, které působí v oblasti ţivotního prostředí. Orgány státní správy by měly konzultovat s odborníky zejména návrhy ochranářských opatření. Naopak vědecká pracoviště by se měla aktivně zajímat o praktické způsoby uplatnění svých výzkumných výsledků. Stále je kladen malý důraz na výchovu nových odborníků schopných pouţívat pokročilé metodické nástroje studia biodiverzity. Výrazná je absence výukových programů zaměřených na výchovu multidisciplinárně orientovaných odborníků schopných komplexně posuzovat a řešit problémy, ve kterých se prolínají biologické, ekologické, sociální a ekonomické aspekty. Státní program ochrany přírody a krajiny se zabývá vědou a výzkumem, nicméně pro koncepci vědecké činnosti při poznávání biodiverzity z něj nevyplývají ţádné konkrétní úkoly a zdůraznění prioritního významu studia biodiverzity v národní sféře výzkumu a vývoje je dosud nedostatečné. Stále je slabá reflexe podnětů ze zahraničí, zejména v rámci Evropského výzkumného prostoru (Action Plan for Biodiversity Research, programy European Science Foundation – Eurodiversity, programy IUBS – Diversitas). Protoţe hranice populací, druhů, ekosystémů a krajinných celků nejsou téměř nikdy totoţné s hranicemi politickými, má výzkum v oblasti biodiverzity výrazně mezinárodní charakter. V tomto ohledu má při vytyčování výzkumné strategie zcela prvořadou roli rozvíjení mezinárodní spolupráce se sousedními státy ve středoevropské oblasti, ale i dalšími pracovišti v nejrůznějších částech světa. Zřetelná je absence koordinace a nízká úroveň pomoci při výzkumu biodiverzity v rozvojových zemích, coţ vede k nedostatečnému uplatnění potenciálu taxonomického a terénně ekologického výzkumu na českých vědeckých pracovištích v řešení globálních otázek. Tento stav má nezanedbatelné dopady na koordinaci vědeckých činností, výměnu informací a v neposlední řadě také na vzdělávání a informovanost veřejnosti. Existuje tedy zřetelná potřeba formulovat určitou koncepci výzkumných prací v oblasti biologické diverzity, pojmenovat mezery v poznání a stanovit prioritní směry, na které je vhodné zaměřit hlavní úsilí a zároveň vytvořit systém, který umoţní uplatňovat vědecké poznatky v ochranářské praxi. Toto vše platí zvláště pro poznávání genetické diverzity. Ztráty rozmanitosti a změny přirozené genetické struktury nemohou být „léčeny“ samy o sobě, ale pouze prostřednictvím ochrany stanovišť postiţených populací, ovlivňováním jejich početnosti a rozšíření, případně přímými zásahy do těchto populací. Důleţité je, aby veškeré tyto činnosti vycházely ze seriózního populačně-genetického výzkumu a respektovaly jeho poznatky. Odborná stránka některých záchranných chovů či operací se jeví problematickou, neboť se například nedbá o ochranu genetické diverzity a opatření se 40
provádějí bez identifikace sloţek této vnitrodruhové diverzity. Hlavním problémem je nedostatek odborných znalostí. U většiny druhů, včetně ohroţených, doposud nevíme nic o jejich genetické diverzitě. Obdobně, pokud jiţ takovýto výzkum proveden byl, je transfer získaných informací do prováděcí sféry nedostatečný, neboť neexistuje ţádná centrální databáze informací o genetických výzkumných projektech u volně ţijících ţivočichů v ČR. Z hlediska praktické ochrany je také problematický pouhý druhový koncept ochrany dotčených organismů. Uplatnění poznatků o genetické diverzitě je v takových případech zcela nezbytné. Řešení: Krátkodobé cíle s možností okamžité realizace Vytvořit odbornou koordinační skupinu pro genetickou diverzitu volně ţijících organismů ČR, její výzkum a uplatnění v ochraně druhů. V této skupině by měli být zastoupeni výzkumní pracovníci, zástupci organizací praktické ochrany přírody a úředníci státní správy. Skupina by formulovala potřeby ochrany přírody v oblasti genetického výzkumu. V rámci této skupiny vytvořit "Akční plán ochrany genetické diverzity", který by měl detailně identifikovat priority výzkumu genetické diverzity a aplikace jeho výsledků (např. seznam prioritních druhů pro výzkum, návrhy opatření pro praktický management). Střednědobé cíle uskutečnitelné během 5-10 let Zavádět multidisciplinární výukové programy na vybraných fakultách. Rozvíjet mezinárodní spolupráci se sousedními státy ve středoevropské oblasti, ale i dalšími pracovišti v různých částech světa. Podporovat výzkum v rozvojových zemích. Dlouhodobé cíle obecného charakteru Vytvořit předpoklady pro propojení přírodovědných a socio-ekonomických výzkumů v oblasti biodiverzity. Zajistit poţadavky biologické bezpečnosti a zacházení s geneticky modifikovanými organismy.
3.2. Priority výzkumu genetické diverzity Studium genetické diverzity bioty na našem území nabízí širokou škálu perspektivních směrů, ve kterých můţeme očekávat závaţné nové poznatky nebo objevy. Těmto oborům výzkumu je třeba věnovat zvýšenou pozornost, neboť skýtají poznatky s velkým aplikačním potenciálem – které mohou představovat významné podklady pro nalézání optimálních strategií ochrany. 1) Aplikace genetických a molekulárních metod v širším okruhu výzkumných aktivit velmi pravděpodobně povede k dalšímu upřesnění taxonomického hodnocení zástupců naší fauny a flóry a k moţné identifikaci nových či netradičních biologických jednotek (ESU, MU) zasluhujících ochranu. Poznání historických událostí, které probíhaly na pozadí vikariančních posunů areálů a demografických změn, musí vycházet z pokročilých fylogeografických studií, zaměřených na výzkum proměnlivosti vybraných citlivých molekulárních markerů. To umoţní pochopit dnešní charakter genetické variability a diferenciace populací, druhů a jiných fylogenetických linií. Výzkumy tohoto typu, paralelně prováděné v různých
41
skupinách rostlin a ţivočichů, by mohly přinést zcela nové pohledy na genetickou úroveň rozmanitosti středoevropské bioty a historické cesty jejího vzniku. Je ţádoucí, aby byly tyto výzkumy úzce propojeny s poměrně bohatou poznatkovou základnou fosilních záznamů o výskytu a rozšíření druhů v minulosti, zejména v holocénu a předcházejících obdobích pleistocénu. Odborníci na taxonomii rychle mizí a taxonomické projekty nejsou dostatečně podporovány ze strany grantových agentur. Na mnoha českých universitách a ve výzkumných institucích dosud přetrvává tradiční přístup zaloţený převáţně na deskripci a bezprostředních terénních zkušenostech, časté je zanedbávání moderní taxonomické práce a zahrnutí principů evoluční biologie do nahlíţení taxonomických problémů. Na úrovni druhů stále zůstává poměrně mnoho skupin, u kterých z našeho území nejsou k dispozici ani základní poznatky. V některých případech neexistuje ani věrohodný seznam druhů, které se u nás vyskytují. Zdá se, ţe rozdíly v prozkoumanosti intenzivně studovaných a opomíjených skupin se spíše nadále prohlubují. Tomu je obtíţné čelit, měl by ale být zpracován základní přehled stavu poznání bioty a jejích jednotlivých částí a identifikovány zřetelné mezery ve znalostech. To by se mohlo stát východiskem k tomu, aby se univerzity a vědecké instituce pokusily o dohodu k přijetí strategie rovnoměrného rozvoje studia genetické diverzity, která by zahrnula alespoň většinu druhově početných a ekologicky významných taxonů. 2) Hybridizace můţe významně negativně ovlivnit osud původních druhů, pokud se s nimi začne kříţit nepůvodní introdukovaný nebo invazní druh. V současné době je toto nebezpečí na našem území velmi naléhavé u některých rostlin (křídlatky) i ţivočichů (jeleni). Potenciální rizika hrozí rovněţ z moţnosti kříţení mezi divokými druhy a jejich domestikovanými potomky (např. pes domácí a vlk, kočka domácí a kočka divoká). Bez metodologických nástrojů ochranářské genetiky nelze tyto problémy uspokojivě řešit. 3) Hybridní zóny indikují existenci „trhlinových“ pásem, která oddělují oblasti holocenní areálové expanze v Evropě a západní palearktidě. Jejich odhalování má zásadní význam pro pochopení postupu utváření biologické diverzity v tomto geografickém prostoru. Hybridní zóny jsou navíc přírodními laboratořemi, které umoţňují nahlédnout do dějů probíhajících při evoluční diferenciaci populací a vzniku nových druhů. Tento přírodovědný význam hybridních zón pro poznání základních procesů formování biologické rozmanitosti z nich můţe vytvářet i netradiční předmět ochranářského zájmu ve smyslu přírodní památky. 4) V souvislosti s klimatickými a environmentálními změnami velkého měřítka potenciálně dochází ke změnám genetické diverzity a struktury populací (změny areálů). Důleţité je popsat a pochopit tyto změny. Jsou místní populace z genetického hlediska lokálně adaptovány, a jak budou na rozsáhlé změny místních podmínek odpovídat? 5) Z obecného hlediska je velmi atraktivní výzkum zaměřený na dědičnou variabilitu znaků, které přímo souvisejí s reprodukční způsobilostí (fitness) – velký rozkvět zaţívají například analýzy hlavního histokompatibilního komplexu (MHC) u volně ţijících druhů. Tyto geny se podílejí na iniciaci imunitní odpovědi a hrají významnou roli v evoluci populací. Poznání příčin udrţování proměnlivosti dědičných determinant těchto znaků můţe významně posunout naše pochopení adaptivního významu genetické diverzity a jejího selekčního rámce. 6) Antropogenní působení vede k výrazným změnám krajinného rázu a k fragmentaci přirozených stanovišť a biotopů. Dosud nemáme téměř ţádné poznatky o tom, jak tyto změny ovlivňují konektivitu populací a kohezi celých druhů. Jsou proto ţádoucí genetické studie moţných dopadů budování nových sídlišť, dopravních sítí nebo vodohospodářských úprav v řekách na populační strukturu a tok genů. 7) Téměř ţádné poznatky neexistují o genetice hospodářsky využívaných volně žijících druhů a o vlivu lesnického, rybářského nebo mysliveckého managementu jejich
42
populací na dědičnou variabilitu a strukturu, přičemţ tyto druhy jsou člověkem silně ovlivňovány (kaţdoroční vysazování tisíců jedinců s různým původem – např. ryby, kachny, koroptve, dřeviny; selektivní lov a těţba). 8) Významným aspektem biologické rozmanitosti je také způsob rozmnožování organismů, přechody mezi asexuální a sexuální reprodukcí a adaptivní důvody pro selekci alternativních strategií. Toto téma souvisí s případy historické hybridizace mezi druhy a s areálovou expanzí nepohlavních linií s vlohami pro kolonizační úspěch. Rovněţ různé hybridní polyploidní komplexy mohou být vhodným námětem ochranářských úvah. V případě rostlin je studium reprodukčních mechanismů zcela zásadní, neboť charakter jejich genetické diverzity je typem uplatňovaného rozmnoţování významně ovlivňován. Zároveň téměř ţádný rostlinný druh není závislý na jednom reprodukčním mechanismu; často se uplatňují dva i více způsobů reprodukce. Přitom je těţké předvídat, z jakého typu reprodukce bude pocházet potomstvo doplňující původní populaci v dalších letech. Iniciální části studií genetické proměnlivosti rostlin je tedy třeba soustřeďovat na reprodukční mechanismy, jejichţ identifikace pomůţe stanovit priority jak pro další výzkum, tak i pro přijímaná opatření pro zachování diverzity. 9) Uspokojivě není řešena problematika biologických invazí; podrobně se jí nezabývá ţádný strategický dokument ochrany přírody a krajiny, ani Státní program ochrany přírody a krajiny ČR. Naopak některé nevládní organizace prosazují pro obnovu poškozených biotopů a produkci biomasy pro energetické účely invazní vetřelecké druhy (z rostlin jmenovitě křídlatky). Legislativa se věnuje invazním druhům pouze okrajově. Zákon č. 114/1992 Sb. neukládá sankce a neřeší otázku invazních vetřeleckých druhů, které byly do přírody zavlečeny. Genetický výzkum můţe přispět ke zmírnění některých z dopadů působení těchto druhů. 10) Současný výzkum ani vládní či ziskový sektor se příliš nezabývá otázkou moţné hospodářské aplikace současné genetické diverzity volně ţijících organismů v ČR. Ačkoliv je genetická diverzita organismů ţijících v ČR nesmírná, volně ţijící organismy jsou jen zřídka uvaţovány jako zdroj genetické informace pro biotechnologické vyuţití. Je tomu tak jednak proto, ţe genetická diverzita těchto organismů není zatím dostatečně probádána a jednak také proto, ţe nejsou rozvinuty dotační programy na podporu vědecko-průmyslové spolupráce v tomto směru. 11) Moderní biotechnologie, k nimţ se řadí i genetické manipulace, mohou nepochybně přinést v určitých oblastech potencionálně velký uţitek, musí však být vyvíjeny a vyuţívány s pouţitím odpovídajících bezpečnostních opatření, zejména ve vztahu k ţivotnímu prostředí. Rozvinuté státy (například země EU) proto postupně přijaly opatření na zajištění bezpečnosti při zacházení s geneticky modifikovanými organismy (GMO), která jsou respektována také v ČR. Vzhledem k přenosu těchto organismů přes hranice států nelze bezpečnost zajistit bez koordinovaného přístupu různých zemí. Podrobné poznání „interního“ mutačního a rekombinačního procesu v genomu bude rovněţ nutné doplňovat znalostmi o různých „externích“ dějích selekce a driftu, které působí na celého jedince. V zájmu celostního pochopení rozmanitosti ţivota je nezbytné konfrontovat chování DNA s chováním organismu v jeho prostředí. Rychlý pokrok molekulární genetiky a prudká specializace jejích odvětví vedou k logickému vzdalování od tradičních biologických oborů, zaloţených spíše na pozorování a empirii, neţ na experimentu podloţeném vyspělou technikou. Molekulární biologie na jedné a systematicko-ekologická biologie na druhé straně stojí před nebezpečím velice výrazné divergence a případné ztráty schopnosti navzájem komunikovat. Právě studium biologické diverzity je pole, ve kterém je spolupráce a prolínání molekulárně-genetických a tradičních přístupů jedinečnou příleţitostí k výraznému pokroku.
43
Řešení: Krátkodobé cíle s možností okamžité realizace Zvýšit prioritní význam výzkumu genetické diverzity v národních programech výzkumu a vývoje. Vypsání cílených programů (např. v Technologické agentuře ČR) a zahájení projektů studia genetické diverzity u vybraných prioritních druhů identifikovaných v rámci "Akčního plánu". Střednědobé cíle uskutečnitelné během 5-10 let Rozvinout taxonomický výzkum s uplatněním genetických a molekulárních metod. Studovat genetické důsledky antropogenní fragmentace krajiny na populační strukturu a tok genů. Provést genetické studie zavedených introdukovaných druhů. Rozvinout genetický výzkum invazních druhů. Studovat reprodukční systémy a jejich vliv na genetickou proměnlivost a strukturu druhů. Podporovat výzkum genetické diverzity (zejména fylogeografické studie a identifikace center genetické diverzity) v rozvojových zemích – viz text Úmluvy o biologické rozmanitosti OSN. Podporovat výzkum směřovaný na mapování moţného vyuţití volně ţijících organismů ČR jako zdrojů genetické informace pro biotechnologické aplikace. Provést fylogeografické studie umoţňující rekonstrukci průběhu kolonizace a lokalizaci zdrojových oblastí (glaciálních refugií) současných populací u různých skupin organismů. Soustředit se na genetickou proměnlivost s adaptivním významem, posoudit existenci lokálních adaptací a charakter odpovědi na rozsáhlé změny místních podmínek. Dlouhodobé cíle obecného charakteru Rozvíjet moderní metodologie (tzv. "-omics") ke studiu biodiverzity. Dbát na komplexní přístup ke studiu genetické rozmanitosti zohledňující úzké vazby na ostatní úrovně biodiverzity. Podporovat genetický výzkum málo prozkoumaných skupin organismů.
3.3. Výzkumná infrastruktura, organizace sběru dat a genetický monitoring Ze závazku České republiky v rámci Úmluvy vyplývá z článku 9 nutnost opatření, která umoţní uchování sloţek biodiverzity ex situ, zvl. jako doplněk ochrany in situ, a to zejména původních sloţek biodiverzity v ČR. To obsahuje i zaloţení a udrţování infrastruktury potřebné k uchování a výzkumu rostlin, ţivočichů a mikroorganismů ex situ. Uchování ex situ má prioritně směřovat k posílení a obnově přírodních populací in situ, v druhé rovině pak významně přispět k správné identifikaci jednotlivých prvků biodiverzity. Podmínkou ovšem je zajištění uchovávání ex situ bez ohroţení přírodních populací sběrem či odběrem vzorků z přírody. Není moţné pominout také poţadavek mezinárodní spolupráce v této oblasti, zvláště podporu získávání poznatků týkajících se ochrany biodiverzity v rozvojových zemích. V kaţdém případě je třeba zvýšit koordinaci mezi aktivitami a zajistit účelné vyuţití kapacit vybudováním koordinační platformy pro výzkum, ochranu a udrţitelné vyuţívání
44
biodiverzity na národní úrovni. Takové centrum můţe být vytvořeno nehierarchicky a neformálně (např. na bázi tzv. Bioplatformy) nebo být institucionalizované s hierarchickou strukturou a větší rozhodovací pravomocí. Struktura této instituce by měla zajišťovat přinejmenším (i) management významných datových souborů (nálezových či sbírkových databází apod.), (ii) expertní centra pro identifikaci (determinaci) organismů, popř. (iii) meziresortní koordinaci sbírek organismů. Taková instituce musí ovšem navazovat na existující kapacity (muzea, vládní agentury, fakulty, akademické ústavy apod.), přičemţ její vznik by znamenal opatření, které by mohlo bez velkých nákladů významně zlepšit stávající situaci. Na národní, meziresortní i resortní úrovni existují značné nedostatky koordinace zaměření a vyuţití infrastruktury k ex situ uchování biodiverzity volně ţijících organismů, a to i přesto, ţe také genetické zdroje volně ţijících organismů mají potenciálně obrovský utilitární význam. Dobrým příkladem fungující koordinace uchovávání genetických zdrojů můţe být Národní program ochrany, konzervace a vyuţívání genetických zdrojů rostlin, zvířat a mikroorganismů významných pro výţivu, zemědělství a lesní hospodářství, který však vzhledem ke svému odlišnému zaměření biodiverzitu volně ţijících organismů rozhodně nepokrývá. Výzkum v oblasti genetiky ochrany druhů musí být zaloţen na analýze vzorků dostatečného počtu jedinců a často také na materiálu sesbíraném v minulosti, protoţe znalost historie populace bývá klíčová pro pochopení příčin současného stavu. Pouze na základě vzorků z různých časových období je moţné monitorování genetické diverzity populací. V současnosti ovšem v České republice neexistuje kolekce genetických vzorků, která by mohla slouţit jako odpovídající základ pro takovýto výzkum. V případě několika málo skupin či druhů organismů existují lokální sbírky vzorků, které vznikly v rámci konkrétních studií, avšak pro většinu volně ţijících organismů ţádné podobné kolekce nebo databáze neexistují. Shromaţďování genetických zdrojů organismů bez bezprostředního a momentálního hospodářského vyuţití svou podstatou odpovídá principu genových bank, ale v praktickém provádění zatím chybí zásadní prvky systematičnosti a trvalosti. Vzhledem k absenci jakékoliv koncepce a programu v této oblasti nejsou k tomuto účelu vyčleněny ţádné finanční prostředky na inventarizaci, hodnocení ani udrţování takových sbírek. Z hlediska účinné ochrany přírody v České republice, zejména její druhové i genetické rozmanitosti, je tedy důleţité vytvoření banky, která by na celonárodní úrovni dlouhodobě uchovávala vzorky tkání (částí rostlin aj.) volně ţijících organismů pro jejich pozdější vyuţití v genetických studiích. Na základě sbírek biologického materiálu, který bude obsahovat dědičnou informaci volně ţijících organismů ČR, tak bude moţné pochopit stav a vývoj genetické diverzity populací těchto organismů a také identifikovat případné faktory ohroţení nebo sledovat efekt dříve provedených managementových zásahů. Vytvořením genetické banky můţe být pověřena jiţ existující veřejná vědecká instituce, která naváţe spolupráci s jinými výzkumnými pracovišti s relevantním odborným zaměřením a také s organizacemi ochrany přírody (např. záchranné stanice pro volně ţijící ţivočichy ČSOP, do kterých se dostává velké mnoţství poraněných jedinců řady druhů obratlovců) a dalšími institucemi, které se ve své činnosti dostávají do přímého kontaktu s volně ţijícími ţivočichy (např. zoologická oddělení muzeí, zoologické zahrady, veterinární stanice, pracoviště České inspekce ţivotního prostředí), čímţ bude vytvořena celorepubliková síť sběrných stanic genetických vzorků. V případě veterinárních a speciálně školených pracovníků (podle §17 odst. 1 zákona 246/1992 Sb.) můţe být vzorek odebírán z ţivých jedinců (krev o objemu menším neţ 5 % celkového objemu krve ţivočicha); v ostatních případech je však potřeba plánovat sběr vzorků pouze v případě úhynu ţivočicha a to ve formě kousku svalové tkáně. Tím také dojde k efektivnímu vyuţití materiálu z uhynulých jedinců. Rozsah kolekce a její cílové druhy by měly být vybírány na základě dohody mezi výzkumnými institucemi a orgány
45
a organizacemi ochrany přírody (MŢP, AOPK, aj.). Především by mělo jít o druhy, které jsou významné z hlediska ochrany přírody, indikace kvality společenstev a biotopů (indikátory genetické diverzity) a mají specifický význam z hlediska ekologického, ekonomického nebo epidemiologického. V případě obratlovců bude pravděpodobně moţné shromaţďovat vzorky převáţné většiny druhů naší fauny; v případě bezobratlých ţivočichů a rostlin bude výběr druhů a způsob získávání a skladování vzorků zvolen na základě dohody s příslušnými odborníky. Popisovaná kolekce by měla být doplněna také veřejně přístupnou databází, která by měla být propojena s dalšími významnými databázemi obsahujícími data o naší fauně a flóře (např. Nálezová databáze AOPK). Činnost banky je třeba důkladně legalizovat příslušnými legislativními povoleními a výjimkami, aby byl do nejvyšší moţné míry usnadněn sběr a přenos vzorků mezi organizacemi a banka tak mohla efektivně fungovat. Po vytvoření takovéto banky bude nezbytné zajistit její stabilitu a dlouhodobé fungování. Sbírka můţe slouţit nejen pro potřeby ochrany přírody, ale potenciálně také pro potřeby ochrany lidského zdraví před nemocemi přenášenými zvířaty nebo pro mapování zoohygienických rizik (např. genetická detekce krví přenášených parazitů či detekci distribuce alel podmiňujících zvýšenou citlivost k infekčním chorobám ve zvířecích populacích) a bude zároveň otevřena pro jakoukoliv další vědeckou činnost včetně biotechnologického vyuţití. Samozřejmá je spolupráce s podobnými institucemi v EU a jiných zemích. V oblasti druhové ochrany ex situ existují v ČR ještě další problémy, které by zaslouţily koncepční řešení. Neexistuje zde právní rámec pro zachování významných ţivých sbírek (nezahrnutých do programu záchrany genových zdrojů). Rámec pro financování záchrany původní biodiverzity ex situ rovněţ není vytvořen. V české legislativě není vytvořena vazba mezi botanickými zahradami, vč. arboret, a ochranou biodiverzity, ani není vládou vytvořený zastřešující orgán pro koordinaci a financování jejich činnosti. Neexistuje centrální přehled o aktivitách jednotlivých zahrad a jejich zapojení do záchranných programů v národním, evropském i celosvětovém měřítku. Neexistuje jednotná databáze pěstovaných druhů v rámci jednotlivých zahrad. Do nedávné doby neexistoval ţádný poradní ani metodologický orgán pro botanické zahrady, coţ do jisté míry komplikuje zapojení botanických zahrad do projektů ochrany přírody na národní úrovni, a to jak ex situ, tak in situ. Problematickou se jeví i odborná stránka některých záchranných chovů či operací, kde se například nedbá na ochranu vnitrodruhové diverzity a akce se provádějí bez identifikace sloţek této vnitrodruhové diverzity (např. v záchranných chovech střevlí, introdukcí tetřevů ze švédských populací). Hlavním problémem je nedostatek odborných znalostí či jejich transfer do prováděcí sféry, stejně jako pouhý druhový koncept ochrany dotčených organismů. Klíčovým aspektem všech opatření musí být uvědomění, ţe ochrana biodiverzity ex situ a genetické rozmanitosti je záleţitost dlouhodobá a proto tato oblast musí být zaloţena na propracovaném systému a nikoliv na víceméně osobní iniciativě jednotlivých osob nebo skupin. Navzdory předchozím pokusům prozatím stále neexistuje dlouhodobě zaloţený integrovaný monitorovací systém biodiverzity v České republice. Neexistuje ani systém zajišťující financování a pokračování těchto iniciativ. A to i přesto, ţe je v ČR k dispozici síť pracovišť, která jsou teoreticky i metodicky ke studiu genetické diverzity připravena. Řešení: Krátkodobé cíle s možností okamžité realizace Připravit strategii monitoringu genetické diverzity jako součást "Akčního plánu". Vytvořit ústřední genetickou banku volně ţijících organismů, zajistit koordinaci s Národním programem konzervace a vyuţívání genetických zdrojů pro zemědělství. Propojit databázi banky s ostatními systémy, které shromaţďují relevantní údaje o naší fauně a flóře.
46
Pro genetickou banku vytvořit síť sběrných pracovišť, tj. zapojit do projektu všechny instituce, které se při své práci dostávají do kontaktu s volně ţijícími organismy. Při získávání biologického materiálu vzácných a ohroţených druhů pro výzkum důsledně uplatňovat nedestrukční a neinvazní techniky a metodicky je zdokonalovat. Zlepšit koordinaci činností mezi botanickými zahradami a výzkumnými pracovišti. Zajistit spolupráci výzkumných pracovišť se zoologickými zahradami a muzei. Střednědobé cíle uskutečnitelné během 5-10 let Popsat a pochopit změny genetické diverzity, ke kterým potenciálně dochází v souvislosti s klimatickými a environmentálními změnami velkého měřítka. Zavést monitoring genetické diverzity indikátorových druhů vhodných pro odhad dopadu změn v ekosystémech na genetickou strukturu populací druhů, které v nich ţijí. Získat poznatky o genetice hospodářsky vyuţívaných volně ţijících druhů a o vlivu lesnického, rybářského nebo mysliveckého managementu (např. selektivní lov či těţba) jejich populací na dědičnou variabilitu a strukturu. Studovat genetické důsledky vysazování jedinců z chovu v zajetí nebo z nepůvodních populací u hospodářsky vyuţívaných druhů volně ţijících ţivočichů a planě rostoucích rostlin. Získat genetické údaje o endemických nebo izolovaných populacích a druzích. Věnovat pozornost mezidruhové hybridizaci, identifikovat hybridní zóny a jejich strukturu a zaměřit na ně ochranářskou pozornost, se zvláštním zřetelem na kříţení mezi původními a nepůvodními druhy. Dlouhodobé cíle obecného charakteru Dlouholetým monitoringem sledovat vliv managementových zásahů (introdukce atd.), případně jiných antropogenních faktorů, na vývoj genetické diverzity u vybraných taxonů.
3.4. Mezinárodní spolupráce Přirozené rozšíření populací, druhů a společenstev nerespektuje politické hranice a většina problémů ochranářské genetiky nemůţe být řešena výhradně na našem území, ale významnou roli hrají údaje z jiných, někdy i značně vzdálených oblastí. Mezinárodní spolupráce je tedy nepostradatelnou integrální součástí koncepčních úvah o ochraně genetické diverzity. Česká republika je nebo byla v posledních deseti letech aktivním členem některých mezinárodních aktivit zabývajících se genetikou druhové ochrany. Propojení přístupů populační genetiky a ochranářské biologie bylo hlavní náplní úspěšného projektu podporovaného European Science Foundation (ESF) s názvem "Integrating population genetics and conservation biology: merging theoretical, experimental and applied approaches" (ConGen; 2004-2009). Jedním z cílů tohoto projektu bylo vyuţití teoretických a experimentálních přístupů populační genetiky v definování priorit praktické ochrany druhů. V průběhu pěti let byla Česká republika jedním z nejaktivnějších členů tohoto projektu. Kromě jiného došlo k propojení mnoha českých a zahraničních výzkumných aktivit (např. Mucci et al. 2010), účasti českých vědců a studentů na prestiţních workshopech organizovaných špičkovými odborníky v oboru (viz např. speciální číslo časopisu
47
Conservation Genetics, 11(2), 2010) nebo organizaci mezinárodní Letní školy ochranářské genetiky v Liblicích v roce 2008. V roce 2010 byl ESF schválen nový program "Conservation Genomics: amalgamation of conservation genetics and ecological and evolutionary genomics" (2011-2015), na jehoţ přípravě se podíleli i čeští vědci. Cílem projektu je zpřístupnit vyuţití nejmodernějších molekulárně-genetických technologií (genomika, transkriptomika, proteomika) pro výzkum a aplikace v oblasti ochranářské biologie. Konkrétní cíle zahrnují například vyuţití obrovského mnoţství sekvenačních dat (tzv. "next-generation sequencing") k identifikaci těch oblastí genomu, které zodpovídají za lokální adaptace vybraných druhů organismů nebo studium vlivu změn vnějších podmínek na genovou expresi. K tomuto programu zatím ČR nepřistoupila, ale příslušná ţádost jiţ byla podána. V rámci evropského 7. rámcového programu pro výzkum, technologický rozvoj a demonstrace byl v roce 2010 zahájen projekt ConGRESS (Conservation of Genetic Resources for Effective Species Survival), jehoţ náplní je zpřístupnění genetických dat „koncovým uţivatelům“, tedy zejména pracovníkům ochrany přírody a státním úředníkům v této oblasti. Projekt si klade za cíl přispět k tomu, aby mohla být genetická diverzita populací postupně uvaţována jako jedno z důleţitých kritérií při posuzování míry ohroţení jednotlivých druhů. Česká republika je jednou z deseti partnerských zemí tohoto projektu (jedinou z bývalého východního bloku), který má ambice prolomit dosavadní nedůvěru mezi základním výzkumem a aplikací jeho výsledků do ochranářské praxe. Kromě těchto široce mezinárodních "networking" aktivit existuje rovněţ velké mnoţství bilaterálních projektů mezi jednotlivými českými organizacemi, které se zabývají ochranářskou genetikou, a zahraničními (nejčastěji evropskými) partnery (viz www stránky jednotlivých organizací). Výsledkem těchto spoluprací jsou pak komplexnější informace o genetické struktuře a variabilitě sledovaných taxonů na rozsáhlejším území a tím pádem vyšší pravděpodobnost správného rozhodnutí při plánování ochranářského managementu (např. Kryštufek et al. 2009, Bryja et al., v tisku). Jedině při aktivním zapojení co největšího mnoţství států do mezinárodních aktivit v oblasti výzkumu a ochrany genetické diverzity mohou být tyto projekty skutečně účinné v globálním měřítku. Pro to, aby byla Česká republika schopna v těchto projektech participovat, je třeba podporovat ty oblasti výzkumu, o které se usiluje ve vyspělých státech světa, abychom byli i my schopni poskytovat potřebné informace o stavu naší fauny a flóry z hlediska genetické diverzity. Účastí na mezinárodních projektech zároveň získáváme v oblasti výzkumu a ochrany genetické diverzity cenné zkušenosti a informace o nejmodernějších postupech. Řešení: Krátkodobé cíle s možností okamžité realizace Zapojovat se do mezinárodních aktivit v oblasti výzkumu a ochrany genetické diverzity. Střednědobé cíle uskutečnitelné během 5-10 let Zavádět a podporovat vyuţívání nejmodernějších molekulárně-genetických technologií ve výzkumu, aby byly získávány údaje porovnatelné s těmi, které jsou produkovány vyspělými státy světa. Při realizaci praktické ochrany se pro dosaţení její maximální efektivity inspirovat zkušenostmi z ostatních zemí světa.
48
3.5. Aplikace poznatků výzkumu do praktické druhové ochrany Úspěch koncepčního přístupu zaměřeného na věcné a metodologické zajištění ochrany genetické diverzity planě rostoucích rostlin a volně ţijících ţivočichů je podmíněn řadou obecných a konkrétních předpokladů. Mezi obecné podmínky nepochybně patří ustanovení vyváţené mezioborové spolupráce různých institucí, která umoţní na základě promyšlené koncepce formulovat a řešit otázky biodiverzity v celé jejich komplexitě. Tato spolupráce by měla umoţnit odborně postihnout celou oblast od identifikace rozsahu a sloţení biodiverzity po management její ochrany v nejširším slova smyslu. Výsledky výzkumu je nezbytné zpracovat tak, aby představovaly obecně aplikovatelnou informaci (ve formě flexibilní databáze) odpovídající potřebám ochrany přírody a vyuţitelnou téţ pro činnost orgánů státní správy a pro politické rozhodování. Pro efektivní aplikaci vědeckých poznatků v praxi ochrany přírody je zvláště potřebné vypracovat jednotný program ochrany ex situ, se zřetelem na organismy, jejichţ genetické zdroje zatím neposkytují bezprostřední ekonomický uţitek. Zároveň je ţádoucí lépe koordinovat ochranu ex situ s ochranou in situ, zvláště s ohledem na záchranné chovy, introdukční a reintrodukční pokusy. Úspěšnost všech těchto aktivit je podmíněna vyuţitím a respektováním poznatků o genetické diverzitě. Vzhledem k objektivním omezením kapacitní povahy jistě nebude moţné prostudovat a vyhodnotit genetickou rozmanitost všech organismů, které se vyskytují na našem území. Výběr vhodných cílových skupin nicméně není triviální, neboť a priori nemůţeme vědět, které skupiny jsou z genetického hlediska ohroţeny nebo které mají potenciál poskytnout významné obecné poznatky. Předem tedy není moţné jakoukoliv skupinu organismů z těchto úvah vyřadit. Pragmatickým přístupem bude soustředění na skupiny s dobrou úrovní prozkoumanosti a na ty, které sehrávají významnější roli v ekosystémech. Výběr z tohoto hlediska povede k zaměření na obratlovce a vybrané skupiny vyšších rostlin. Při podrobnějším výběru bude vhodné zhodnotit biogeografický charakter rozšíření jednotlivých taxonů na našem území a jejich status ohroţení podle aktuálních červených seznamů. Genetické údaje jsou nezbytné pro posouzení situace endemických a geograficky izolovaných populací nebo druhů. Zvláštní pozornost si nepochybně zaslouţí invazní a introdukované druhy. Za pouţití obdobných kritérií byl v letošním roce vytvořen rovněţ seznam taxonů vhodných pro aplikaci výsledků ochranářské genetiky do praxe v rámci 7.RP EU CONGRESS. Genetické údaje mohou být velmi uţitečné také při posuzování vlivů na ţivotní prostředí – Environmental Impact Assessment (EIA) a při komplexním vyhodnocení reprezentativnosti soustavy ZCHÚ v České republice. Genetická diverzita populací a druhů by se měla stát jedním ze standardních kritérií a indikátorů plánování a hodnocení soustavy chráněných území. Při aplikaci poznatků o genetické struktuře a variabilitě populací a druhů je potřebné uplatňovat ekosystémový přístup vycházející z pojetí ekosystémů jako sloţitých celků společenstev organismů a jejich prostředí. Mezi jednotlivými sloţkami a jednotkami ekosystémů vznikají sloţité vztahy zaloţené na vzájemných interakcích a zpětných vazbách. Zásadní funkční schopnosti ekosystémů jsou závislé na přítomnosti všech jejich klíčových prvků a na rovnováţných vztazích, které se mezi nimi ustanovují. Přiměřená genetická rozmanitost je nezbytnou podmínkou stability a uchování funkčních schopností ekosystémů. Ekosystémový přístup umoţňuje přirozenou evoluci populací organismů. Řešení: Krátkodobé cíle s možností okamžité realizace
49
Aktivně podporovat komunikaci mezi výzkumnými pracovníky a uţivateli výsledků výzkumu v ochraně přírody a identifikovat oblasti problémů s největším odborným překryvem. Střednědobé cíle uskutečnitelné během 5-10 let Důsledně zohledňovat informace o genetické variabilitě a struktuře v záchranných chovech a programech a ve veškerých introdukčních a reintrodukčních experimentech. Zejména v chráněných územích a jejich ochranných zónách kontrolovat introdukované organismy s potenciálem hybridizace aţ introgrese s místními populacemi příbuzných druhů. Sniţovat fragmentaci populací budováním biokoridorů v krajině. Toto opatření sniţuje izolovanost malých populací a tím omezuje negativní vliv genetického driftu, čímţ přispívá k udrţování přirozené struktury populací a ztrátě genetické diverzity. Podporovat přeshraniční spolupráci a aplikaci výzkumných poznatků do praktických opatření druhové ochrany i mimo oblast ČR. Dlouhodobé cíle obecného charakteru Zapojit se účelně do mezinárodního úsilí k ochraně genetické diverzity v globálním měřítku. Zasadit se o zpomalení aţ zastavení úbytku genetické diverzity na území České republiky.
50
4. Závěry Dnešní vědecký pokrok genetických a molekulárních přístupů v biologii umoţňuje získání nových dříve nedostupných důleţitých poznatků o genetické diverzitě a struktuře populací volně ţijících organismů. Tyto znalosti mají potenciál širokého uplatnění v praktických otázkách ochrany přírody. Mohou být účinně vyuţity jak v ochraně vzácných a ohroţených druhů, tak i v ochranně přirozené genetické struktury populací běţných druhů směřující k zachování stability přírodních společenstev a ekosystémů. Genetické aspekty problematiky je nezbytné posuzovat zejména v záchranných programech a (re)introdukčních aktivitách. V rámci Akčního plánu ochrany genetické diverzity je třeba stanovit, u kterých druhů genetická data prioritně získávat a jak je efektivně vyuţít k ochraně genetické rozmanitosti v ČR. Jako první krok pro moţný monitoring genetické diverzity je třeba zaloţit referenční sbírku genetických vzorků. Udrţení přirozené genetické diverzity druhů volně ţijících ţivočichů České republiky je nejen základem pro stabilitu krajiny tvořící ţivotní prostředí člověka, ale také pro trvale udrţitelné vyuţití biotické sloţky přírodních zdrojů a potenciální hospodářské vyuţití přírodní zásobárny genotypů pro biotechnologické aplikace. V České republice existují vědecká pracoviště, která jsou připravena a schopna tyto poznatky v místních podmínkách získávat. Současný znalostní a metodický potenciál můţe být účelně čerpán na základě promyšlené koncepce a koordinace ochrany genetické rozmanitosti. Implementaci koncepčního přístupu k poznání a ochraně genetické diverzity nelze odkládat vzhledem k nebezpečí jiţ probíhajících změn a ztrát. Realizace navrţených záměrů můţe zásadně napomoci efektivní ochraně naší přírodní rozmanitosti a zároveň významně přispět k naplňování mezinárodních závazků České republiky v oblasti ţivotního prostředí.
51
5. Literatura Albrecht T., Bryja J., Hájková P., Mikulíček P., Zima J., 2005: Genetická diverzita a metodické aspekty jejího výzkumu. In: Vačkář D. (ed.), Ukazatele změn biodiverzity. Academia, Praha: 24-42. Albrecht T., Kreisinger J., Piálek J., 2006: The strength of direct selection against female promiscuity is associated with rates of extrapair fertilizations in socially monogamous songbirds. American Naturalist 167: 739-744. Albrecht T., Schnitzer J., Kreisinger J., Exnerová A., Bryja J., Munclinger P., 2007: Extrapair paternity and the opportunity for sexual selection in long-distant migratory passerines. Behavioral Ecology 18: 477-486. Allendorf F.W.,Luikart,G., 2007: Conservation and the genetics of populations. Blackwell Publishing, Malden, Oxford and Carlton. Andersson A.-C., Andersson S., Lönn M., 2007: Genetisk variation hos vilda växter och djur i Sverige. Swedish Environmental Protection Agency, Report 5712. Avise J.C., 1994: Molecular markers, natural history and evolution. Chapman & Hall, New York. Avise J.C., 2000: Phylogeography: the history and formation of species. Harvard University Press, Cambridge. Avise J.C., Hamrick J.L. (eds.), 1995: Conservation genetics: case histories from nature. Chapman & Hall, New York. Baker C.S., Cipriano F., Palumbi S.R., 1996: Molecular genetic identification of whale and dolphin products from commercial markets in Korea and Japan. Molecular Ecology 5: 671-685. Baker C.S., Lukoschek V., Lavery S., Dalebout M.L., Yong-un M., Endo T., Funahashi N., 2006: Incomplete reporting of whale, dolphin and porpoise „bycatch‟ revealed by molecular monitoring of Korean markets. Animal Conservation 9: 474-482. Bakonyi T., Hubálek Z., Rudolf I., Nowotny N., 2005: Novel flavivirus or new lineage of West Nile virus, Central Europe. Emerging Infectious Diseases 11: 225-231. Bartoňová E., Papoušek I., Lusková V., Koščo J., Lusk S., Halačka K., Švátora M., Vetešník L., 2008: Genetic diversity and taxonomy of Sabanejewia balcanica (Osteichthyes: Cobitidae) in the waters of the Czech Republic and Slovakia. Folia Zoologica 57: 6070. Bartoš L., Ţirovnický J., 1981: Hybridization between red and sika deer. 2. Phenotype analysis. Zoologischer Anzeiger 207: 271-287. Beja-Pereira A., Oliveira R., Alves P.C., Schwartz M.K., Luikart G., 2009: Advancing ecological understandings through technological transformations in noninvasive genetics. Molecular Ecology Resources 9: 1279-1301. Bilton D.T., Mirol P.M., Mascharetti S., Fredga K., Zima J., Searle J.B., 1998: Mediterranean Europe as an area of endemism for small mammals rather than source for northwards postglacial colonisation. Proceedings of the Royal Society of London B 265: 12191226. Boţíková E., Munclinger P., Teeter C., Tucker P.C., Macholán M., Piálek J., 2005: Mitochondrial DNA in the hybrid zone between Mus musculus musculus and Mus musculus domesticus: a comparison of two transects. Biological Journal of the Linnean Society 84: 363-378. Brown A.H.D., Young A.G., 2000: Genetic diversity in tetraploid populations of the endangered daisy Rutidosis leptorrhynchoides and implications for its conservation. Heredity 85: 122-129.
52
Broţová J. (ed.), 2004: Biologická rozmanitost v České republice. Současný stav a trendy. MŢP ČR. Broţová J., Staňková J., Vačkář D., 2005: Strategie ochrany biologické rozmanitosti České republiky. www.chm.nature.cz Bryja J., Albrecht T., Bímová B., Hájková P., Martínková N., Mikulíček P., Vyskočilová M., Zemanová B., Piálek J., 2006: Vyuţití molekulárně-genetických metod v zoologii a ekologii: přehled projektů řešených na Ústavu biologie obratlovců AV ČR. In: Paule L., Urban P., Gömöry D. (eds.), Genetika poľovnej zveri a voľne ţijúcich ţivočíchov. Arbora Publishers, Zvolen: 75-82. Bryja J., Charbonnel N., Berthier K., Galan M., Cosson J.-F., 2007: Density-related changes in selection pattern for major histocompatibility complex genes in fluctuating populations of voles. Molecular Ecology 16: 5084-5097. Bryja J., Kaňuch P., Fornůsková A., Bartonička T., Řehák Z., 2009: Low population genetic structuring of two cryptic bat species suggests their migratory behaviour in continental Europe. Biological Journal of the Linnean Society 96: 103-114. Bryja J., Konečný A., 2003: Fast sex identification in wild mammals using PCR amplification of the Sry gene. Folia Zoologica 52: 269-274. Bryja J., Patzenhauerová H., Albrecht T., Mošanský L., Stanko M., Stopka P., 2008: Varying levels of female promiscuity in four Apodemus mice species. Behavioral Ecology and Sociobiology 63: 251-260. Bryja J., Smith C., Konečný A., Reichard M., v tisku: Range-wide population genetic structure of the European bitterling (Rhodeus amarus) based on microsatellite and mitochondrial DNA analysis. Molecular Ecology, v tisku. Bryja J., Stopka P., 2005: Facultative promiscuity in a presumably monogamous mouse (Apodemus microps). Acta Theriologica 50: 189-196. Bureš P., Wang Y.-F., Horová L., Suda, J., 2004: Genome size variation in Central European species of Cirsium (Compositae) and their natural hybrids. Annals of Botany 94: 353363. Buryová B., 2004: Genetic variation in two closely related species of Philonotis based on isozymes. Bryologist 107: 316-327. Buza L., Young A., Thrall P., 2000: Genetic erosion, inbreeding and reduced fitness in fragmented populations of the endangered tetraploid pea Swainsona recta. Biological Conservation 93: 177-186. Crandall K.A., Bininda-Emonds O.R.P., Mace G.M., Wayne R.K., 2000: Considering evolutionary processes in conservation biology. Trends in Ecology and Evolution 15: 209-295. Číţová D., Král F., Stratil A., 1993: Intraspecific variation in serum-proteins of brown hare (Lepus europaeus Pallas, 1778). Comparative Biochemistry and Physiology B 106: 977-982. Domingo-Roura X., Marmi J., Ferrando A., López-Giráldez F., Macdonald D.W., Jansman H.A.H., 2006: Badger hair in shaving brushes comes from protected Eurasian badgers. Biological Conservation 28: 425-430. Dostálek T., Münzbergová Z., Plačková I., 2010: Genetic diversity and its effect on fitness in an endangered plant species, Dracocephalum austriacum L. Conservation Genetics 11: 773-783. Dotlačil L., 2002: Genetické zdroje a jejich význam pro šlechtění rostlin a setrvalý rozvoj zemědělství. ČAZV. Drábková L., Kirschner J., Seberg O., Petersen G., Vlček Č., 2003: Phylogeny of the Juncaceae based on rbcL sequences, with special emphasis on Luzula DC. and Juncus L. Plant Systematics and Evolution 240: 133-147.
53
Drábková L., Kirschner J., Vlček, Č., 2002: Comparison of seven DNA extraction and amplification protocols in historical herbarium specimens of Juncaceae. Plant Molecular Biology Reporter 20: 161-175. Drmota T., Král J., 1997: Karyotype of Trichomonas vaginalis. European Journal of Protistology 33: 131-135. Edmands S., 2006: Between a rock and a hard place: evaluating the relative risks of inbreeding and outbreeding for conservation and management. Molecular Ecology 16: 463-475. Emelianov I., Marec F., Mallet J., 2004: Genomic evidence for divergence with gene flow in host races of the larch budmoth. Proceedings of the Royal Society of London B 271: 97-105. Excoffier L., Heckel G., 2006: Computer programs for population genetics data analysis: a survival guide. Nature Reviews Genetics 7: 745-758. Falk D.A., Holsinger K.E., 1991: Genetics and conservation of rare plants. Oxford University Press, Oxford. Farkač J., Král D., Škorpík M. (eds.), 2005: Červený seznam ohroţených druhů České republiky. Bezobratlí. Agentura ochrany přírody a krajiny ČR, Praha. Fatouros N.E., Hilker M., Gross J., 2006: Reproductive isolation between populations from Northern and Central Europe of the leaf beetle Chrysomela lapponica L. Chemoecology 16: 241-251. Ferrière R., Dieckmann U., Couvet D., 2004: Evolutionary conservation biology. Cambridge University Press. Filippucci M.G., Macholán M., Michaux J.R., 2002: Genetic variation and evolution in the genus Apodemus (Muridae : Rodentia). Biological Journal of Linnean Society 75: 395-419. Flagstad Ø., Hedmark E., Landa A., Brøseth H., Persson J., Andersen R., Segerström P., Ellegren H., 2004: Colonization history and noninvasive monitoring of a reestablished wolverine population. Conservation Biology 18: 676-688. Flajšhans M., Linhart O., Šlechtová V., Šlechta V., 1999: Genetic resources of commercially important fish species in the Czech Republic: present state and future strategy. Aquaculture 173: 471-483. Flegr J., 2005: Evoluční biologie. Academia. Frankel O.H., 1974: Genetic conservation: our evolutionary responsibility. Genetics 78: 5365. Frankham R., 1995: Effective population size / adult population size ratios in wildlife: a review. Genetic Research Cambridge 66: 95-107. Frankham R., Ballou J.D., Briscoe D.A., 2002: Introduction to conservation genetics. Cambridge University Press, Cambridge. Frankham R., Ballou J.D., Briscoe D.A., 2004: A primer of conservation genetics. Cambridge University Press, Cambridge. Frankham R., Ballou J.D., Briscoe D.A., 2010: Introduction to conservation genetics. 2nd edition. Cambridge University Press, Cambridge. Frantz A.C., Pourtois J.T., Heuertz M., Flamand M.C., Krier A., Bertouille S., Chaumont F., Burke T., 2006: Genetic structure and assignment tests demonstrate illegal translocation of red deer (Cervus elaphus) into a continuous population. Molecular Ecology 15: 3191-3203. Gustafsson S., Lönn M., 2003: Genetic differentiation and habitat preference of floweringtime variants within Gymnadenia conopsea. Heredity 91: 284-292.
54
Haig S.M., Mullins T.D., Forsman E.D., Trail P.W., Wennerberg L., 2004: Genetic identification of spotted owls, barred owls, and their hybrids: legal implications of hybrid identity. Conservation Biology 18: 1347-1357. Hailer F., Helander B., Folkestad A.O., Ganusevich S.A., Garstad S., Hauff P., Koren C., Nygård T., Volke V., Vilà C., Ellegren H., 2006: Bottlenecked but long-lived: high genetic diversity retained in white-tailed eagles upon recovery from population decline. Biology Letters 2: 316-319. Hájková P., Hájek B., Zemanová B., Roche K., Toman A., Bryja J., 2004a: Genetická variabilita a populačno-genetická štruktúra subpopulácií vydry riečnej (Lutra lutra) v Českej a Slovenskej republike. Bulletin Vydra 12-13: 19-23. Hájková P., 2007: Genetická štruktúra a recentný pokles početnosti populácií vydry riečnej v ČR a SR. Bulletin Vydra 14: 50-57. Hájková P., 2008: Ochranářská genetika vydry říční. Disertační práce. Přírodovědecká fakulta MU Brno. Hájková P., Pertoldi C., Zemanová B., Roche K., Hájek B., Bryja J., Zima J., 2007: Genetic structure and evidence for recent population decline in Eurasian otter (Lutra lutra) populations in the Czech and Slovak Republics: implications for conservation. Journal of Zoology 272: 1-9. Hájková P., Zemanová B., Bryja J., Hájek B., Roche K., Tkadlec E., Zima J., 2006: Factors affecting the success rate of microsatellite genotyping of otter faeces. Molecular Ecology Notes 6: 559-562. Hájková P., Zemanová B., Hájek B., Roche K., Kučerová M., Bryja J., Zima J., 2004b: Stanovenie početnosti a štruktúry populácie vydry riečnej (Lutra lutra) neinvazívnou genetickou metódou – správa o prebiehajúcom projekte. Bulletin Vydra 12-13: 15-18. Hájková P., Zemanová B., Roche K., Hájek B., 2009: An evaluation of field and noninvasive genetic methods for estimating Eurasian otter population size. Conservation Genetics 10: 1667-1681. Halačka K., Vetešník L., Lusk S., Mendel J., Papoušek I., 2007: The X1X1X2X2/X1X2Y multiple sex chromosome system in the Zingel zingel (Pisces: Perciformes) from the Morava River (Czech Republic). Caryologia 60: 222-225. Hanski I., Gilpin M.E., 1997: Metapopulation biology: ecology, genetics and evolution. Academic Press, London. Hare M.P., 2001: Prospects for nuclear gene phylogeography. Trends in Ecology & Evolution 16: 700-706. Hedrén M., 2001: Conservation priorities in Dactylorhiza, a taxonomically complex genus. Lindleyana 16: 17-25. Hedrick P.W., 2001: Conservation genetics: where are we now? Trends in Ecology and Evolution 16: 629-636. Hedrick P.W., 2004: Recent developments in conservation genetics. Forest Ecology and Management 197: 3-19. Hedrick P.W., Fredrickson R., 2010: Genetic rescue guidelines with examples from Mexican wolves and Florida panthers. Conservation Genetics 11: 615-626. Hedrick P.W., Miller P.S., 1992: Conservation genetics: techniques and fundamentals. Ecological Applications 2: 30-46. Hofhanzlová E., Fér T., 2009: Genetic variation and reproduction strategy of Gentiana pannonica in different habitats. Flora 204: 99-110. Hogg J.T., Forbes S.H., Steele B.M., Luikart G., 2006: Genetic rescue of an insular population of large mammals. Proceedings of the Royal Society of London B 273: 1491-1499.
55
Holubec V. (ed.), 2003: Mapování, konzervace a monitorování genetických zdrojů rostlin v ČR. Sborník referátů ze semináře (13.12.2001). Výzkumný ústav rostlinné výroby, Praha. Hudson M.E., 2008: Sequencing breakthroughs for genomic ecology and evolutionary biology. Molecular Ecology Resources 8: 3-17. Hughes J.B., Daily G.C., Ehrlich P.R., 1997: Population diversity: its extent and extinction. Science 278: 689-692. Hulová Š., Sedláček F., 2008: Population genetic structure of the European ground squirrel in the Czech Republic. Conservation Genetics 9: 615-625. Charlesworth D., Charlesworth B., 1995: Quantitative genetics in plants: The effect of the breeding system on genetic variability. Evolution 49: 911-920. Charlesworth B., Charlesworth D., 1999: The genetic basis of inbreeding depression. Genetical Research Cambridge 74: 329-340. Chrtek J., Plačková I., Zahradníková J., Kirschner J., Kirschnerová L., Štěpánek J., Krahulcová A., Krahulec F., Harčarik J., 2008: Genetická variabilita vybraných horských druhů cévnatých rostlin v Krkonoších. In: Štursa J., Knapik R. (eds.), Geoekologické problémy Krkonoš. Sborník z Mezioborové vědecké konference, Opera Corcontica 44: 251-264. Chrtek J., Tonková M., Mráz P., Marhold K., Plačková I., Krahulcová A., Kirschner J., 2007: Morphological and allozyme diversity in the Hieracium nigrescens group (Compositae) in the Sudety Mountains and the Western Carpathians. Botanical Journal of the Linnean Society 153: 287-300. Janko K., Kotlík P., Ráb P., 2003: Evolutionary history of asexual hybrid loaches (Cobitis: Teleostei) inferred from phylogenetic analysis of mitochondrial DNA variation. Journal of Evolutionary Biology 16: 1280-1287. Kalinowski S.T., Waples R.S., 2002: Relationship of effective to census size in fluctuating populations. Conservation Biology 16: 129-136. Kaňuch P., Fornůsková A., Bartonička T., Bryja J., 2007a: Multiplex panels of polymorphic microsatellite loci for two cryptic bat species of the genus cross-species amplification within the family Vespertilionidae. Molecular Ecology Notes 7: 871-873. Kaňuch P., Hájková P., Řehák Z., Bryja J., 2007b: A rapid PCR-based test for species identification of two cryptic bats Pipistrellus pipistrellus and P. pygmaeus and its application on museum and dropping samples. Acta Chiropterologica 9: 277-282. Kaplan Z., Fehrer J., 2009: An orphaned clone of Potamogeton ×schreberi in the Czech Republic. Preslia 81: 387-397. Kaplan Z., Štěpánek J., 2003: Genetic variation within and between populations of Potamogeton pusillus agg. Plant Systematics and Evolution 239: 95-112. Káš J., Roudná M., 2004: National biosafety framework for the Czech Republic. MŢP ČR, Praha. Keller L.F., Waller D.M., 2002: Inbreeding effects in wild populations. Trends in Ecology and Evolution 17: 230-241. Kirschner J., Bartish I., Hroudová Z., Kirschnerová L., Zákravský P., 2004: Contrasting patterns of spatial genetic structure of diploid and triploid populations of the clonal aquatic species, Butomus umbellatus (Butomaceae), in Central Europe. Folia Geobotanica 39: 13-26. Kirschner J., Ráb P., Roudná M., Staňková J., Vilímová J., Zima J., 2006: Biologická rozmanitost. Identifikace priorit a rozvoje kapacit pro plnění závazků České republiky vyplývajících z Úmluvy o biologické rozmanitosti. Ministerstvo ţivotního prostředí ČR, Praha.
56
Koelewijn H.P., Pérez-Haro M., Jansman H.A.H., Boerwinkel M.C., Bovenschen J., Lammertsma D.R., Niewold F.J.J., Kuiters A.T., 2010: The reintroduction of the Eurasian otter (Lutra lutra) into the Netherlands: hidden life revealed by noninvasive genetic monitoring. Conservation Genetics 11: 601-614. Kohn M.H., Wayne R.K., 1997: Facts from feces revisited. Trends in Ecology and Evolution 12: 223-227. Kotlík P., Berrebi P., 2001: Phylogeography of the barbel (Barbus barbus) assessed by mitochondrial DNA variation. Molecular Ecology 10: 2177-2185. Kotlík P., Bogutskaya N.G., Ekmekci F.G., 2004: Circum Black Sea phylogeography of Barbus freshwater fishes: divergence in the Pontic glacial refugium. Molecular Ecology 13: 87-95. Kotlík P., Deffontaine V., Mascheretti S., Zima J., Michaux J.R., Searle J., 2006: A northern glacial refugium for bank voles (Clethrionomys glareolus). Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America 103: 14860-14864. Kotlík P., Zavadil V., 1999: Natural hybrids between the newts Triturus montandoni and T. vulgaris: morphological and allozyme data evidence of recombination between parental genomes. Folia Zoologica 48: 211-218. Krahulcová A., 1991: Selected chromosome counts of the Czechoslovak flora 3. Folia Geobotanica et Phytotaxonomica 26: 369-377. Krahulcová A., 2003: Chromosome numbers in selected monocotyledons (Czech Republic, Hungary, and Slovakia). Preslia 75: 97-113. Krahulcová A., Krahulec F., Kirschner J., 1996: Introgressive hybridization between a native and an introduced species: Viola lutea subsp. sudetica versus V. tricolor. Folia Geobotanica et Phytotaxonomica 31: 219-244. Krojerová-Prokešová J., Barančeková M., Šímová P., Šálek M., Anděra M., Bejček V., Hanák V., Hanel L., Lusk S., Mikátová B., Moravec J., Šťastný K., Zima J., 2008: Species richness of vertebrates in the Czech Republic. Folia Zoologica 57: 452-464. Kryštufek B., Bryja J., Buţan E.V., 2009: Mitochondrial phylogeography of the European ground squirrel Spermophilus citellus yields evidence on refugia for steppic taxa in the Southern Balkans. Heredity 103: 129-135. Lacy R.C., Alaks G., Walsh A., 1996: Hierarchical analysis of inbreeding depression in Peromyscus polionotus. Evolution 50: 2187-2200. Laikre L., 2010: Genetic diversity is overlooked in international conservation policy implementation. Conservation Genetics 11: 349-354. Laikre L., Allendorf F.W., Aroner L.C., Baker C.S., Gregovich D.P., Hansen M.M., Jackson J.A., Kendall K.C., McKelvey K., Neel M.C., Olivieri I., Ryman N., Schwartz M.K., Bull R.S., Stetz J.B., Tallmon D.A., Taylor B.L., Vojta C.D, Waller D.M., Waples R.S., 2010a: Neglect of genetic diversity in implementation of the Convention on Biological Diversity. Conservation Biology 24: 86-88. Laikre L., Larsson L.C., Palmé A., Charlier J., Josefsson M., Ryman N., 2008: Potentials for monitoring gene level biodiversity: using Sweden as an example. Biodiversity Conservation 17: 893-910. Laikre L., Nilsson T., Primmer C., Ryman N., Allendorf F.W., 2009: Importance of genetics in the interpretation of favourable conservation status. Conservation Biology 23: 13781380. Laikre L., Schwartz M.K., Waples R.S., Ryman N., The GeM Working Group, 2010b: Compromising genetic diversity in the wild: unmonitored large-scale release of plants and animals. Trends in Ecology and Evolution 25: 520-529. Lande R., 1988: Genetics and demography in biological conservation. Science 241: 14551460.
57
Langkilde T., Shine R., 2006: How much stress do researchers inflict on their study animals? A case study using a scincid lizard, Eulamprus heatwolei. Journal of Experimental Biology 209: 1035-1043. Larson S., Jameson R., Etnier M., Fleming M., Bentzen P., 2002: Loss of genetic diversity in sea otters (Enhydra lutris) associated with the fur trade of the 18th and 19th centuries. Molecular Ecology 11: 1899-1903. Loeschcke V., Tomiuk J., Jain S.K., 1994: Conservation genetics. Birkhauser, Basel. Lundqvist A.-C., Andersson S., Lönn M., 2007: Genetic variation in wild plants and animals in Sweden. A review of case studies from the perspective of conservation genetics. Swedish Environmental Protection Agency. Report 5786. Lusk S. (ed.), 2005: Distribution, taxonomy and genetic status of the European species of the genus Gobio. Folia Zoologica 54, Suppl. 1. Lusk S., Lusková V. (eds), 2008: Biodiverzita ichtyofauny České republiky (VII). ÚBO AV ČR, Brno. Lusk S., Lusková V., Halačka K., Šlechta V., Šlechtová V., 2002: Status and protection of species and intraspecific diversity of the ichthyofauna in the Czech Republic. In: Collares-Pereira M.J., Cowx I.G., Coelho M.M. (eds.), Conservation of freshwater fishes: options for the future. Fishing News, Oxford: 23-33. Mable B.K., Adam A., 2007: Patterns of genetic diversity in outcrossing and selfing populations of Arabidopsis lyrata. Molecular Ecology 16: 3565-3580. Madsen T., Shine R., Olsson M., Wittzell H., 1999: Restoration of an inbred adder population. Nature 402: 34-35. Machkour-M‟Rabet S., Mardulyn P., Pasteels J.M., 2008: Genetic differentiation among European samples of the arctic-alpine leaf beetle, Chrysomela lapponica. Entomologia Experimentalis et Applicata 129: 181-188. Macholán M., Filippucci M.G., Zima J., 2001: Genetic variation and zoogeography of pine voles of the Microtus subterraneus/majori group in Europe and Asia Minor. Journal of Zoology 255: 31-42. Macholán M., Munclinger P., Šugerková M., Dufková P., Bímová B., Boţíková E., Zima J., Piálek J., 2007: Genetic analysis of autosomal and X-linked markers across a mouse hybrid zone. Evolution 61: 746-771. Macholán M., Baird S.J.E., Munclinger P., Dufková P., Bímová B., Piálek J., 2008: Genetic conflict outweighs heterogametic incompatibility in the mouse hybrid zone? BMC Evolutionary Biology 8: 271-284. Maletzky A., Mikulíček P., Franzen M., Goldschmid A., Gruber H.-J., Horák A., Kyek M., 2008: Hybridization and introgression between two species of crested newts (Triturus cristatus and T. carnifex) along contact zones in Germany and Austria: morphological and molecular data. Herpetological Journal 18: 1-15. Mandák B., Pyšek P., Bímová K., 2004: History of the invasion and distribution of Reynoutria taxa in the Czech Republic: a hybrid spreading faster than its parents. Preslia 76: 15-64. Mardulyn P., Mikhailov Y.E., Pasteels J.M., 2009: Testing phylogeographic hypotheses in a Euro-Siberian cold-adapted leaf beetle with coalescent simulations. Evolution 63: 2717-2729. Marec F., Novák K., 1998: Absence of sex chromatin corresponds with a sex-chromosome univalent in females of Trichoptera. European Journal of Entomology 95: 197-209. Martínková N., Searle J. B., 2006: Amplification success rate of DNA from museum skin collections: a case study of stoats from 18 museums. Molecular Ecology Notes 6: 1014-1017.
58
Martínková N., Zima J., Jaarola M., Macholán M., Spitzenberger F., 2007: The origin and phylogenetic relationships of Microtus bavaricus based on karyotype and mitochondrial DNA sequences. Folia Zoologica 56: 39-49. Matern A., Desender K., Drees C., Gaublomme E., Wolfgang P., Thorsten A., 2009: Genetic diversity and population structure of the endangered insect species Carabus variolosus in its western distribution range: Implications for conservation. Conservation Genetics 10: 391-405. Maudet C., Miller C., Bassano B., Breitenmoser-Würsten C., Gauthier D., Obexer-Ruff G., Michallet J., Taberlet P., Luikart G., 2002: Microsatellite DNA and recent statistical methods in wildlife conservation management: applications in Alpine ibex [Capra ibex (ibex)]. Molecular Ecology 11: 421-436. Mays Jr. H.L., Albrecht T., Liu M., Hill G.E., 2008: Female choice for genetic complementarity in birds: a review. Genetica 134: 147-158. McNeely J.A., Miller K.R., Reid W.V., Mittermeier R.A., Werner T.B., 1990: Conserving the world's biological diversity. IUCN, World Resources Institute, Conservation International, WWF-US and the World Bank, Washington DC. Mendel J., Lusk S., Koščo J., Vetešník L., Halačka K., Papoušek I., 2008a: Genetic diversity of Misgurnus fossilis populations from the Czech Republic and Slovakia. Folia Zoologica 57: 90-99. Mendel J., Lusk S., Vasil'eva E.D., Vasil'ev V.P., Lusková V., Ekmekci F.G., Erk'kan F., Ruchin A., Koščo J., Vetešník L., Halačka K., Šanda R., Pashkov A.N., Reshetnikov S.I., 2008b: Molecular phylogeny of the genus Gobio Cuvier, 1816 (Teleostei: Cyprinidae) and its contribution to taxonomy. Molecular Phylogenetics and Evolution 47: 1061-1075. Mendel J., Lusková V., Halačka K., Lusk S., Vetešník L., 2005: Genetic diversity of Gobio gobio populations in the Czech Republic and Slovakia, based on RAPD markers. Folia Zoologica 54: 13-24. Mikulíček P., 2005: Hybridization and genetic differentiation of the crested newts (Triturus cristatus superspecies) in central Europe – analysis of nuclear markers. Dizertační práce, Katedra zoologie, Univerzita Karlova v Praze. Mikulíček P., Crnobrnja-Isailović J., Piálek J., 2007: Can microsatellite markers resolve phylogenetic relationships between closely related crested newt species (Triturus cristatus superspecies)? Amphibia-Reptilia 28: 467-474. Mikulíček P., Piálek J., 2003: Molecular identification of three crested newt species (Triturus cristatus superspecies) by RAPD markers. Amphibia-Reptilia 24: 201-207. Milinkovitch M.C., Monteyne D., Gibbs J.P., Fritts T.H., Tapia W., Snell H.L., Tiedemann, R., Caccone A., Powell J.R., 2004: Genetic analysis of a successful repatriation programme: giant Galápagos tortoises. Proceedings of the Royal Society of London B 271: 341-345. Mills L.S., 2007: Conservation of Wildlife Populations. Demography, Genetics and Management. Blackwell Publishing, Malden, Oxford, Carlton. Mlčoch S., Hošek J., Pelc F. (eds.), 1998: Státní program ochrany přírody a krajiny ČR. Mlíkovský J., Stýblo P. (eds.), 2006: Nepůvodní druhy fauny a flóry České republiky. ČSOP, Praha. Moldan B. (ed.), 1993: Konference OSN o ţivotním prostředí a rozvoji, Rio de Janeiro, 3.-14. června 1992. Dokumenty a komentáře. Management Press, Praha. Mucci N., Arrendal J., Ansorge H., Bailey M., Bodner M., Delibes M., Ferrando A., Fournier P., Fournier C., Godoy J.A., Hajkova P., Hauer S., Heggberget T.M., Heidecke D., Kirjavainen H., Krueger H.-H., Kvaloy K., Lafontaine L., Lanszki J., Lemarchand C., Liukko U.-M., Loeschcke V., Ludwig G., Madsen A.B., Mercier L., Ozolins J.,
59
Paunovic M., Pertoldi C., Piriz A., Prigioni C., Santos-Reis M., Luis T.S., Stjernberg T., Schmid H., Suchentrunk F., Teubner J., Tornberg R., Zinke O., Randi E., 2010: Genetic diversity and landscape genetic structure of otter (Lutra lutra) populations in Europe. Conservation Genetics 11: 583-599. Munclinger P., Boţíková E., Šugerková M., Piálek J., Macholán M., 2002: Genetic variation in house mice (Mus, Muridae, Rodentia) from the Czech and Slovak Republics. Folia Zoologica 51: 81-92. Munclinger P., Albrecht T., Javůrková V., Honza M., Kreisinger J., 2006: Non-invasive molecular analysis of reproductive strategies in mallards. Journal of Ornithology 147: 216. Nielsen E.E., Hansen M.M., 2008: Waking the dead: the valve of population genetic analyses of historical samples. Fish and Fisheries 9: 450-461. Oborník M., Jirků M., Šlapeta J.R., Modrý D., Koudela B., Lukeš J., 2002: Notes on coccidian phylogeny, based on the apicoplast small subunit ribisomal DNA. Parasitology Research 88: 360-363. O‟Brien S.J., 1994: A role for molecular genetics in biological conservation. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America 91: 5748-5755. Paland S., Lynch M., 2006: Transitions to asexuality result in excess amino acid substitutions. Science 311: 990-992. Palstra F.P., Ruzzante D.E., 2008: Genetic estimates of contemporary effective population size: what can tell us about the importance of genetic stochasticity for wild population persistance? Molecular Ecology 17: 3428-3447. Papoušek I., Lusková V., Koščo J., Lusk S., Halačka K., Povţ M., Šumer S., 2008a: Genetic diversity of Cobitis spp. (Cypriniformes: Cobitidae) from different drainage areas. Folia Zoologica 57: 83-89. Papoušek I., Vetešník L., Halačka K., Lusková V., Humpl M., Mendel J., 2008b: Identification of natural hybrids of gibel carp Carassius auratus gibelio (Bloch) and crucian carp Carassius carassius (L.) from lower Dyje River floodplain (Czech Republic). Journal of Fish Biology 72: 1230-1235. Pastor T., Garza J.C., Allen P., Amos W., Aguilar A., 2004: Low genetic variability in the highly endangered Mediterranean monk seal. Journal of Heredity 95: 291-300. Pavlíček T, Nevo E., 1995: Genetic diversity and width of the food niche of phytophagous insects. Biológia 50: 143-149. Pavlíček T., Ţurovcová M., Starý P., 1997: Geographic population-genetic divergence of the Norway spruce bark beetle, Ips typographus in the Czech Republic. Biologia 52: 273279. Pekár S., Král J., 2001: A comparative study of the biology and karyotypes of two central European zodariid spiders (Araneae, Zodariidae). Journal of Arachnology 29: 345353. Phillips R., Ráb P., 2001: Chromosome evolution in the Salmonidae (Pisces): an update. Biological Reviews 76: 1-25. Piálek J., Albrecht T., 2005: Choosing mates: complementary versus compatible genes. Trends in Ecology and Evolution 20: 63. Piálek J., Vyskočilová M., Bímová B., Havelková D., Piálková J., Dufková P., Bencová V., Ďureje Ľ., Albrecht T., Hauffe H.C., Macholán M., Munclinger P., Storchová R., Zajícová A., Holáň V., Gregorová S., Forejt J., 2008: Development of unique house mouse resources suitable for evolutionary studies of speciation. Journal of Heredity 99: 34-44. Piálek J., Zavadil V., Valíčková R., 2000: Morphological evidence for the presence of Triturus carnifex in the Czech Republic. Folia Zoologica 49: 33-40.
60
Pimm S.L., Dollar L., Bass O.L. jr, 2006: The genetic rescue of the Florida panther. Animal Conservation 9: 115-122. Plesník J., Hanzal V., Brejšková L. (eds.), 2003: Červený seznam ohroţených druhů České republiky: Obratlovci. Příroda 22: 1-184. Plesník J., Roudná M., 2000: Zpráva o stavu biologické rozmanitosti v ČR. MŢP ČR. Plesník J., Staňková J., 2004: Status of biological resources and implementation of the Convention on Biological Diversity in the Czech Republic. MŢP ČR. Poláková R., Vyskočilová M., Martin J.-F., Mays Jr. H.L., Hill G.E., Bryja J., Albrecht T., 2007: A multiplex set of microsatellite markers for the scarlet rosefinch (Carpodacus erythrinus). Molecular Ecology Notes 7: 1375-1378. Poledník L, Poledníková K, Roche M, Hájková P, Toman A, Václavíková M, Hlaváč V, Beran V, Nová P., Marhoul P., Pacovská M., Růţičková O., Mináriková T., Větrovcová J., 2009: Program péče pro vydru říční (Lutra lutra) v České republice v letech 2009-2018. Agentura ochrany přírody a krajiny České republiky. Procházka P., Bellinvia E., Fainová D., Hájková P., Elhalahc A., Alomari K., 2008: Immigration as a possible rescue of a reduced population of a long-distant migratory bird: Reed warblers in the Azraq Oasis, Jordan. Journal of Arid Environments 72: 1184-1192. Promerová M., Albrecht T., Bryja J., 2009: Extremely high MHC class I variation in a population of a long-distance migrant, the Scarlet Rosefinch (Carpodacus erythrinus), Immunogenetics 61: 451-461. Ráb P., Collares-Pereira M.J., 1995: Chromosomes of European cyprinid species (Cyprinidae, Cypriniformes) – a review. Folia Zoologica 44: 193-214. Ráb P., Roth P., 1987: A chromosome study on the common carp (Cyprinus carpio) – proposed idiogram of carp karyotype. Ţivočišná výroba 32: 885-892. Ráb P., Roth P., Mayr B., 1987: Karyotype study of 8 species of European percid fishes (Pisces, Percidae). Caryologia 40: 307-318. Ráb P., Rábová M., Bohlen J., Lusk S., 2000: Genetic differentiation of the two hybrid diploid-polyploid complexes of loaches, genus Cobitis (Cobitidae) involving C. taenia, C. elongatoides and C. spp. in the Czech Republic: karyotypes and cytogenetic diversity. Folia Zoologica 49: 55-66. Rego A., Marec F., 2003: Telomeric and interstitial telomeric sequences in holokinetic chromosomes of Lepidoptera: Telomeric DNA mediates association between postpachytene bivalents in achiasmatic meiosis of females. Chromosome Research 11: 681-694. Reichard M., Bryja J., Ondračková M., Dávidová M., Kaniewska P., Smith C., 2005: Sexual selection for male dominance reduces opportunities for female mate choice in the European bitterling (Rhodeus sericeus). Molecular Ecology 14: 1533-1542. Reichard M., Smith C., Jordan W.C., 2004: Genetic evidence reveals density-dependent success of alternative mating tactics in the European bitterling (Rhodeus sericeus). Molecular Ecology 13: 1569-1578. Rico A., Kindlmann P., Sedláček F., 2009: Can the barier effect of highways cause genetic subdivision in small mammals? Acta Theriologica 54: 297-310. Roldan E.R.S., Cassinello J., Abaigar T., Gomendio M., 1997: Inbreeding, fluctuating asymmetry, and ejaculate quality in an endangered ungulate. Proceedings of the Royal Society of London B 265: 243-248. Rotreklová O., Krahulcová A., Vaňková D., Peckert T., Mráz, P., 2002: Chromosome numbers and breeding systems in some species of Hieracium subgen. Pilosella from Central Europe. Preslia 74: 27-44. Roudná M., 2003: Biologická rozmanitost a otázky biologické bezpečnosti. MŢP ČR.
61
Roudná M. (ed.), 2004: Genetické zdroje rostlin a ţivočichů. MŢP ČR. Říčanová Š., Bryja J., Cosson J.F., Choleva L., Gedeon C., Ambros M., Sedláček F., odesláno do redakce: Depleted genetic variation of the European ground squirrel in Central Europe on both microsatellites and major histocompatibility complex gene: implications for conservation. Conservation Genetics, odesláno do redakce. Schaffer M.L., 1981: Minimum population sizes for species conservation. BioScience 31: 131-134. Scholz H.C., Hubálek Z., Sedláček I., Vergnaud G., Tomaso H., Al Dahouk S., Melzer F., Kämpfer P., Neubauer H., Cloeckaert A., Maquart M., Zygmunt M.S., Whatmore A.M., Falsen E., Bahn P., Göllner C., Pfeffer M., Huber B., Busse H.-J., Nöckler K., 2008: Brucella microti sp. nov., isolated from the common vole Microtus arvalis. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology 58: 375-382. Scholz T., Škeříková A., Hanzelová V., Baruš V., 2003: Resurrection of Proteocephalus sagittus (Grimm, 1872) (Cestoda: Proteocephalidea) based on morphological and molecular data. Systematic Parasitology 56: 173-181. Schonewald-Cox C.M., Chambers S.M., MacBryde B., Thomas L. (eds.), 1983: Genetics and conservation. Benjamin Cummings, Menlo Park, California. Schwartz M.K., Luikart G., Waples R.S., 2007: Genetic monitoring as a promising tool for conservation and management. Trends in Ecology and Evolution 22: 25-33. Seymour A.M., Montgomery M.E., Costello B.H., Ihle S., Johnsson G., St. John B., Taggart D., Houlden B.A., 2001: High effective inbreeding coefficients correlate with morphological abnormalities in populations of South Australian koalas (Phascolarctos cinereus). Animal Conservation 4: 211-219. Sherwin W.B., Timms P., Wilcken J., Houlden B., 2000: Analysis and conservation implications of koala genetics. Conservation Biology 14: 639-649. Soulé M.E., Wilcox B.A. (eds.), 1980: Conservation biology. Sinauer, Sunderland, Massachusetts. Stratil A., Bobák P., 1988: Comparison of biochemical polymorphism in mouflon and sheep – isolelectric differences in hemoglobins and quantitative variation of mouflon hemopexin. Comparative Biochemistry and Physiology B 90: 159-162. Šlechtová V., Lusková V., Šlechta V., Halačka K., Lusk S., Koščo J., 2005: Intraspecific allozyme diversity of Gobio gobio in Czech and Slovak rivers. Folia Zoologica 54: 2532. Šlechtová V., Lusková V., Šlechta V., Lusk S., Halačka K., Bohlen J., 2000: Genetic differentiation of two diploid-polyploid complexes of spined loach, genus Cobitis (Cobitidae), in the Czech Republic, involving C. taenia, C. elongatoides and C. spp.: allozyme interpopulation and interspecific differences. Folia Zoologica 49: 67-78. Špakulová M., Mutafová T., Král J., 1995: Cytogenetic study of Heterakis gallinarum (Nematoda, Heterakidae). Biologia 50: 605-609. Šťáhlavský F., Král J., 2004: Karyotype analysis and achiasmatic meiosis in pseudoscorpions of the family Chthoniidae (Arachnida : Pseudoscorpiones). Hereditas 140: 49-60. Taberlet P., Waits L.P., Luikart G., 1999: Noninvasive genetic sampling: look before you leap. Trends in Ecology and Evolution 14: 323-327. Tallmon D., Luikart G., Waples R.S., 2004: The alluring simplicity and complex reality of genetic rescue. Trends in Ecology and Evolution 19: 489-496. Traut W., Marec F., 1997: Sex chromosome differentiation in some species of Lepidoptera (Insecta). Chromosome Research 5: 283-291. Vetešník L., Papoušek I., Halačka K., Lusková V., Mendel J., 2007: Morphometric and genetic analysis of the Carassius auratus complex from an artificial wetland in Morava River floodplain, Czech Republic. Fisheries Science 73: 817-822.
62
Vilà C., Sundqvist A.K., Flagstad Ø., Seddon J., Björnerfeldt S., Kojola I., Casulli A., Sand H., Wabakken P., Ellegren H., 2003: Rescue of a severely bottlenecked wolf (Canis lupus) population by a single immigrant. Proceedings of the Royal Society of London B 270: 91-97. Vyskočilová M., Ondračková M., Šimková A., Martin J.-F., 2007: Isolation and characterization of microsatellites in Neogobius kessleri (Perciformes, Gobiidae) and cross-species amplification within the family Gobiidae. Molecular Ecology Notes 7: 701-704. WCMC (World Conservation Monitoring Centre), 1992: Global Biodiversity: Status of the Earth‟s Living Resources. Chapman and Hall, London, UK. Weber D.S., Stewart B.S., Garza J.C., Lehman N., 2000: An empirical genetic assessment of the severity of the northern elephant seal population bottleneck. Current Biology 10: 1287-1290. Weeks A.R., Marec F., Breeuwer J.A.J., 2001: A mite species that consists entirely of haploid females. Science 292: 2479-2482. Wójcik J.M., Wójcik A.M., Macholán M., Piálek J., Zima J., 2004: The mammalian model for population studies of B chromosomes: the wood mouse (Apodemus). Cytogenetics and Genome Research 106: 264-270. Zaki S. A.H., Jordan W.C., Reichard M., Przybylski M., Smith C., 2008: A morphological and genetic analysis of the European bitterling species complex. Biological Journal of the Linnean Society 95: 337-347. Zavadil V., Piálek J., Klepsch L., 1994: Extension of the known range of Triturus dobrogicus: electrophoretic and morphological evidence for presence in the Czech Republic. Amphibia – Reptilia 15: 329-335. Zayed A., Packer L., 2005: Complementary sex determination substantially increases extinction proneness of haplodiploid populations. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America 102: 10742-10746. Zayed A., Roubik D.W., Packej L., 2004: Use of diploid male frequency data as an indicator of pollinator decline. Proceedings of the Royal Society of London B 271: 9-12. Zima J., 2004: Karyotypic variation in mammals of the Balkan peninsula. In: Griffiths H.I., Kryštufek B., Reed J.M. (eds.), Balkan Biodiversity: Pattern and Process in the European Hotspot. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, The Netherlands: 109133. Zima J., Král B., 1984: Karyotypes of European mammals I., II., III. Acta Scientarum Naturalium Academiae Scientiarum Bohemicae Brno 18 (7,8,9): 1-51, 1-62, 1-51. Zima J., Macholán M., Munclinger P., Piálek J., 2004: Genetické metody v zoologii. Nakladatelství Karolinum, Praha.
63
