MENDELOVA UNIVERZITA V BRNĚ AGRONOMICKÁ FAKULTA
BAKALÁŘSKÁ PRÁCE
BRNO 2013
LUKÁŠ MAREŠ
Mendelova univerzita v Brně Agronomická fakulta Ústav zoologie, rybářství, hydrobiologie a včelařství
Aktuální stav rybího společenstva řeky Svitavy na území města Brna Bakalářská práce
Vedoucí práce: prof. Ing. Petr Spurný, CSc.
Vypracoval: Lukáš Mareš
Brno 2013
PROHLÁŠENÍ Prohlašuji, že jsem bakalářskou práci na téma Aktuální stav rybího společenstva řeky Svitavy na území města Brna vypracoval samostatně a použil jen pramenů, které cituji a uvádím v přiloženém seznamu literatury. Bakalářská práce je školním dílem a může být použita ke komerčním účelům jen se souhlasem vedoucího diplomové práce a děkana Agronomické fakulty Mendelovy univerzity v Brně.
dne……………………………………….
podpis autora…………………………….
PODĚKOVÁNÍ Děkuji vedoucímu práce prof. Ing. Petru Spurnému, CSc. za odborné vedení při zpracování práce a při realizaci terénních průzkumů, za ochotu při konzultacích a za poskytování materiálů, rad a připomínek. Dále děkuji Ing. Tomáši Vítkovi, Ph.D., Ing. Václavu Habánovi, Ing. Romanu Krejčímu, Ph.D., Ing. Janu Grmelovi, Bc. Martinu Teplému a dalším za laskavou pomoc při ichtyologických průzkumech. Můj dík dále patří rodičům za umožnění studia, za pomoc a podporu při studiu a zpracování bakalářské práce.
ABSTRAKT Aktuální stav rybího společenstva řeky Svitavy na území města Brna
Bakalářská práce je primárně zaměřena na ichtyologický průzkum mimopstruhového revíru Svitava 1. Hlavním cílem je porovnání stavu rybího společenstva, respektive jeho případné změny oproti dřívějšímu stavu při posledním průzkumu v letech 1998-1999. Práce shrnuje abiotické a biotické faktory ovlivňující rybí společenstva říčních úseků mimopstruhového charakteru. Průzkum byl proveden na pěti vybraných lokalitách v letním období roku 2012. Pomocí moderních přístrojů byly zjištěny topografické údaje jednotlivých lokalit a stanoveny základní fyzikálně-chemické parametry vody. Průzkum prokázal výskyt 13 rybích druhů z 5 čeledí. Odlov byl proveden pomocí elektrického agregátu. Po zjištění plastických znaků byly ryby vráceny zpět do revíru. Abundance rybího společenstva se pohybovala na jednotlivých lokalitách v rozmezí 1983-15727 ks.ha-1, biomasa 169,88-702,55 kg.ha-1. Hodnota indexu diverzity (H´) kolísala v rozmezí 1,62-2,715, indexu ekvitability (E) 0,54-0,785. Rybí společenstvo předmětného toku zaznamenalo od posledního průzkumu výrazné změny. Ty se týkají především nárůstu početnosti rybího společenstva na všech lokalitách. Pozitivní je především zvýšení abundance typických zástupců parmového pásma, tedy parmy obecné (Barbus barbus) a ostroretky stěhovavé (Chondrostoma nasus).
Klíčová slova: ostroretka stěhovavá, parma obecná, ichtyologický monitoring, elektrolov, populační charakteristiky
ABSTRACT
Actual status of fish communities in the river Svitava on the area of Brno
The Bachelor thesis focuses on an ichthyological exploration of the fishing district Svitava 1. The main object aim is to compare an actual status of fish community with results of ichthyological exploration in 1998 and 1999. This work summarises abiotic and biotic factors influencing fish communities of coarse fishes river sections. The ichthyological exploration was realized in summer of 2012 in five localities similar as in 1998 and 1999. Topographical parameters of the localities were found with modern portable devices and the basic physicochemical parameters of water were established. The exploration showed an occurrence of 13 fish species in 5 families. Catch was made by electrofishing. Caught fish were released back to the water after measuring length and weigh. Abundance was ranging 1983-15 727 ks.ha-1. Biomass ranging 169,8-702,5 kg.ha-1. The value of diversity index (H´) Ranging 1,62-2,715, the value of species evenness ranging (E) 0,54-0,785. Fish community in observed localities showed significant differences in comparison with 1998 and 1999. Abundance has grown on every locality. Highly positive is increasing population of typical species of barbell zone (Barbus barbus and Chondrostoma nasus).
Key words: characteristics
Nase, Barbel, ichthyological research, electrofishing, population
OBSAH: 1 ÚVOD ..................................................................................................................... 8 2 CÍL PRÁCE............................................................................................................. 9 3 LITERÁRNÍ PŘEHLED ....................................................................................... 10 3.1 Faktory ovlivňující rybí společenstva říčních úseků ...................................... 10 3.1.1 Říční úseky mimopstruhového charakteru, rybí pásma .......................... 10 3.1.2 Fyzikální vlastnosti vody a jejich vliv na životní projevy ryb ................ 12 3.1.3 Chemické vlastnosti vody a jejich vliv na životní projevy ryb ............... 16 3.1.3 Nežádoucí důsledky lidské činnosti na říční toky ................................... 21 3.2 Literární údaje o realizovaných průzkumech řeky Svitavy............................ 25 4. MATERIÁL A METODIKA ............................................................................... 27 4.1 Charakteristika sledovaného území ................................................................ 27 4.1.1 Hydrologická charakteristika řeky Svitavy ............................................. 27 4.1.2 Charakteristika zkoumaných lokalit ........................................................ 27 4.2 Stanovení základních parametrů vody ........................................................... 32 4.3 Metody ichtyologického průzkumu ............................................................... 32 4.3.1 Abundance ............................................................................................... 33 4.3.2 Biomasa ................................................................................................... 33 4.3.3 Dominance .............................................................................................. 34 4.3.4 Diverzita .................................................................................................. 35 4.3.5 Ekvitabilita .............................................................................................. 35 4.3.6 Stanovení výživného stavu ryb ............................................................... 36 5 VÝSLEDKY A DISKUZE ................................................................................... 37 5.1 Základní měřené parametry vody................................................................... 39 5.2 Výsledky ichtyologického průzkumu jednotlivých lokalit ............................ 40 5.2.1 Abundance, biomasa a dominance .......................................................... 40 5.2.2 Diverzita a ekvitabilita rybího společenstva ........................................... 51 5.2.3 Hodnocení výživného stavu ryb (KF) ...................................................... 52 6 ZÁVĚR.................................................................................................................. 53 7 SEZNAM POUŽITÉ LITERATURY................................................................... 55 8 SEZNAM OBRÁZKŮ A TABULEK .................................................................. 57
1 ÚVOD Rybářství patří k nejstarším zdrojům obživy člověka. Význam rybářství není spojen pouze s hodnotou ulovených ryb, ale i s hospodařením s vodou v našich řekách a s její čistotou. Nejstarším způsobem lovu ryb byl lov na udici. Postupně se však měnila motivace k rybolovu. Zatímco v minulosti sloužily ulovené ryby výhradně jako potrava, dnes je rybolov spojen především se zájmovou a rekreační činností. K velkému rozvoji sportovní rybolovu došlo i v České republice. První rybářské spolky vznikaly koncem 19. Století. Příkladem může být spolek v Opavě (1873) a v Ronově nad Doubravou (1876), do roku 1900 jich bylo založeno několik desítek. K vytvoření jednotné organizace došlo v roce 1957, kdy vznikl Československý svaz rybářů, který měl tehdy téměř 80 000 členů. V současné době je u nás přibližně 350 000 sportovních rybářů. Organizováni jsou především ve dvou největších rybářských svazech, a to v Českém rybářském svazu a Moravském rybářském svazu. Vyhlášeno je na území ČR více než 2000 revírů s celkovou výměrou 42 000 ha. Rostoucí rybářský tlak na naše vody, dokonalost rybářského náčiní a metod se projevuje rostoucími výlovky. V roce 2011 dosahoval výlovek cca 3 900 t, téměř 76% tvořil kapr. Tlak na rybářské revíry není vytvářen jen ze strany rybářů, ale roste i ze strany rybožravých predátorů. V letech 1950-1990 byly naše vody také zatíženy silným znečištěním. Výrazně se tím zhoršily podmínky pro život ryb v našich vodách a bylo téměř zabráněno jejich přirozené reprodukci. I když v posledních letech úroveň znečištění výrazně poklesla, jsou důsledky patrné ještě dnes. ,,Moderním“ trendem byly regulace toků, stavby jezů a přehrad. Docházelo k výrazným úpravám na tocích, a tím i ke změnám nebo likvidaci přirozených podmínek pro život rybích společenstev. Některé druhy se ocitly na pokraji vymizení a pro jejich zachování je nevyhnutelná umělá reprodukce a intenzivní vysazování násad do rybářských revírů.
8
2 CÍL PRÁCE Cílem této bakalářské práce je zhodnocení aktuálního stavu rybího společenstva dolního úseku řeky Svitavy na území města Brna. Řeka Svitava je v této lokalitě součástí rybářského revíru Svitava 1 a je obhospodařována jako voda mimopstruhová. Ve vegetační sezoně 2012 bylo cílem provést inventarizační ichtyologický průzkum se současným sledováním základních fyzikálně-chemických parametrů vody. Na základě získaných údajů provést stanovení a vyhodnocení základních ichtyologických ukazatelů rybích společenstev ve sledovaném úseku předmětného toku. Důležitým cílem bylo porovnání stavu rybího společenstva, respektive jeho případné změny oproti dřívějšímu stavu při posledním průzkumu v letech 1998-1999.
9
3 LITERÁRNÍ PŘEHLED 3.1 Faktory ovlivňující rybí společenstva říčních úseků mimopstruhového charakteru 3.1.1 Říční úseky mimopstruhového charakteru, rybí pásma Mimopstruhové vody jsou velmi široký pojem, neboť představují daleko největší úseky našich řek. Mimopstruhové vody obvykle navazují na vody pstruhové, jsou to tedy dolní a střední úseky řek v nižších a středních nadmořských výškách. Jsou však i řeky, které jsou od samého počátku vodami mimopstruhovými. Mimopstruhové vody se vyznačují především pomalu až středně rychle tekoucími vodami. Jsou hlubší a prostorné, dno je tvrdé nebo pokryté vrstvou sedimentů. Rozdílné podmínky v jednotlivých typech a úsecích toků vedou k jejich rozdílnému oživení rybami. Pro horní úseky jsou obvykle charakteristické krátkověké, individuálně žijící ryby, živící se většinou jen v kratším časovém intervalu, zatímco v dolních tocích převažují dlouhověké hejnové druhy, které přijímají potravu celých 24 hodin (Adámek a kol., 1995). Již více než před sto lety provedl prof. Antonín Frič (žil v letech 18321913) rozdělení toků na rybí pásma, pojmenovaná podle typického a hospodářsky významného druhu (Hanel, 1992). Fričova charakteristika toků na pásma pstruhová, parmová a cejnová se po doplnění lipanového pásma ujala a je používána dodnes. Vody mimopstruhové charakteru mohou zčásti zasahovat do spodních úseků lipanového pásma, zahrnují však především rybí pásma cejnová a parmová. Pásmo cejnové Cejnové pásmo je tvořeno především dolními nížinnými úseky našich řek. Voda je zde pomalu tekoucí a převažuje laminární proudění. Nejvýznamnějším projevem pohybu látek je zde sedimentace (Adámek a kol., 1995). Hloubka se zvětšuje, proud je slabší, spád toku je do 0,8 promile, dno v proudnici je tvořeno štěrkem a pískem, na místech se slabším proudem dochází k usazování bahna. Voda mívá anorganický a často i vegetační zákal. Obsah kyslíku v případě silné asimilace může být vysoký, teplota vody v létě se blíží teplotě vod stojatých až 28 °C (Sukop a Heteša, 1984). Z chromist převažují rozsivky, z nižších rostlin vláknité zelené řasy. Makrofyta jsou zde
zastoupena
jak
bohatými
trsy
stolístku
(Myriophyllum
sp.),
růžkatců
(Ceratophyllum sp.), rdestů (Potamogeton sp.) aj., tak i tvrdými porosty zblochanu 10
vodního (Glyceria maxima), rákosu obecného (Phragmites australis), ostřic (Carex sp.) aj. v příbřežních partiích. Druhové zastoupení zoobentosu je rozdílné a je dáno především charakterem dna. V sedimentech najdeme především nitěnky a larvy pakomárů, v proudnějších úsecích pak larvy chrostíků, pijavky a larvy střechatek (Adámek a kol., 1995). V bahně pobřeží žijí hrabavé larvy jepic (Ephemera, Polymitarcis) (Pokorný a kol., 2004) a mlži (Unio, Anodonta, Sphaerium, Pisidium) (Sukop a Heteša, 1984). Rybí fauna tohoto pásma je druhově velmi pestrá, typičtí jsou především zástupci kaprovitých, a to cejn velký (Abramis brama), kapr obecný (Cyprinus carpio), plotice obecná (Rutilus rutilus), lín obecný (Tinca tinca), perlín ostrobřichý (Scardinius erythrophthalmus), ouklej obecná (Alburnus alburnus), z dravců sumec velký (Silurus glanis), okoun říční (Perca fluviatilis) a candát obecný (Sander lucioperca) (Hanel, 1992).
Pásmo parmové Parmové pásmo je tvořeno především říčními úseky v přechodném terénu k nížinám, se širokým, ale poměrně mělkým korytem. Dno je tvořeno charakteristickým štěrkopísčitým až kamenitým substrátem (Adámek a kol., 1995). Průměrný spád toku činí 0,8-1,5 promile, teplota vody v letním období dosahuje přes 25 °C a vykazuje již větší tepelné kolísání v průběhu roku. S rostoucí teplotou vody ubývá i množství kyslíku ve vodě (Sukop a Heteša, 1984). Jen málo druhů rostlin a vodních bezobratlých lze považovat za charakteristické pro parmové pásmo (Adámek a kol., 1995). Najdeme zde organismy vyskytující se jak v lipanovém, tak v cejnovém pásmu. Setkáme se zde s rozsivkami, ale i zelenými řasami (Cladophora glomerata, Microspora amoena). Běžné jsou porosty makrofyt zvláště stolístku (Myriophyllum sp.) a lakušníku (Batrachium sp.). V těchto trsech vodních rostlin žije velké množství vodních živočichů, především larvy jepic (Oligoneuriella, Ephemerella, Heptagenia). Běžné jsou také larvy chrostíků (Hydropsyche) (Pokorný a kol., 2004). Charakteristickými zástupci rybího společenstva parmového pásma jsou především druhy reofilní, a to parma obecná (Barbus barbus), ostroretka stěhovavá (Chondrostoma nasus), podoustev říční (Vimba vimba), jelec tloušť (Squalius cephalus) a mník jednovousý (Lota lota). Ve spodních úsecích parmového pásma můžeme 11
zaznamenat již druhy jako štika obecná (Esox lucius), jelec jesen (Leuciscus idus), bolen dravý (Aspius aspius) a úhoř říční (Anguilla anguilla). Významným, ale vzácným druhem v neznečištěných řekách může být hlavatka obecná (Hucho hucho) (Adámek a kol., 1995).
3.1.2 Fyzikální vlastnosti vody a jejich vliv na životní projevy ryb
Měrná hmotnost vody (hustota) Je důležitou vlastností především u stojatých vod, kde vytváří podmínky pro letní a zimní zonaci vodního sloupce (Hartman a kol., 1998). Zvláštností vody je, že dosahuje nejvyšší měrné hmotnosti při 3,98 °C, a to 1 kg.l-1. S nerostoucí i klesající teplotou hustota vody klesá. To způsobuje, že v hlubších nádržích se vytváří led jen u hladiny, kdežto u dna se hromadí nejtěžší voda, 3,98 °C teplá. Tato vlastnost je zásadní podmínkou pro život ve vodách (Dubský a kol., 2003).
Povrchové napětí Povrchové napětí je dáno zvýšenou soudržností molekul vody v povrchové vrstvě (to je dáno chemickou vazbou pomocí vodíkových můstků). Povrchové napětí je nepřímo úměrné teplotě vody a udává se obvykle v milinewtonech (mN) na metr. Zvýšenou soudržností molekul se na hladině vytváří tzv. vodní blanka. Toho využívají některé organismy tak, že se po vodní blance pohybují (supraneuston) nebo v ní přímo žijí (neuston) (Hartman a kol., 1998). Povrchové napětí vody ovlivňuje do značné míry její fyzikálně-chemické a biologické vlastnosti. Snížení povrchového napětí zapříčiňuje pěnění na turbulentních místech toku a má nepříznivý vliv na život organismů ve vodě (přestup kyslíku difúzí hladinou). Na ryby působí škodlivě snížení povrchového napětí asi na 50 mN.m-1 (Pitter, 2009).
12
Viskozita vody Viskozita vody je odpor, který klade voda tělesům, jež se v ní pohybují. Odpor závisí na rychlosti pohybu tělesa a na velikosti jeho povrchu (Dubský a kol., 2003). Se zvyšující se teplotou viskozita vody klesá, ale na rozdíl od měrné hmotnosti mnohem rychleji. Při teplotě vody 25 °C dosahuje viskozita téměř polovičních hodnot oproti teplotě 0°C. Viskozita ovlivňuje pohyb živočichů, zejména jejich klesání a vznášení. Tomu se přizpůsobily některé planktonní organismy (perloočky, vířníci), v letních měsících jsou jejich tvary širší a objemnější, v zimě jsou štíhlejší (Hartman a kol., 1998).
Průnik světla do vody Průnik světla do vody je velmi důležitý jak z hlediska prohřívání vody, tak z hlediska fotosyntetické aktivity vodních rostlin. Množství pohlceného světla závisí na úhlu dopadu paprsků. Ráno a večer je pohlcováno méně světla, než v poledne, kdy paprsky dopadají kolmo. Voda nejlépe absorbuje ze slunečního záření modrou a fialovou část spektra. Podíl paprsků zadržených vodou (absorpce) je důležitým faktorem a je sním spojeno kolísání teplot během dne i roku. Studiem vlivu slunečního záření na podmínky chovu ryb v rybnících se zjistilo, že v nadměrně úživné vodě, která má nízkou průhlednost vlivem hustého vegetačního zákalu, se vytváří potenciální nebezpečí vniku kyslíkového deficitu a současně dochází k výraznější teplotní zonaci ve vodním sloupci. Příkladem může být rybník Stojčín z Rybářství Třeboň, kdy v roce 1971 byla 23. 6. průhlednost 50 cm a nasycení kyslíkem u dna 98%, ale 8. 7. byla již naměřena průhlednost jen 20 cm a nasycení kyslíkem u dna 3,1% (Hartman a kol., 2005).
Teplota vody Teplota vody patří k nejvýznamnějším fyzikálním vlastnostem ovlivňujícím životní děje vodního prostředí. Má zásadní význam pro koloběh látek, pro život ryb a vodních organismů, přímo ovlivňuje jejich látkovou výměnu, příjem potravy, rozmnožování aj. (Dubský a kol., 2003). Zdrojem tepla ve vodě je absorpce slunečního záření, dále předávání tepla z ovzduší a malou měrou ze dna nádrže či vodoteče (Hartman a kol., 2005). Teplota vody přímo ovlivňuje množství plynů rozpuštěných ve vodě – čím je voda teplejší, tím méně plynů se v ní rozpustí, což platí absolutně. Teplota dále ovlivňuje 13
rychlost chemických reakcí, jako jsou oxidace a rozkladné pochody v procesu samočištění. Sezónní střídání organismů v ekosystémech (sukcese) jak rostlinných, tak živočišných je podmíněno teplotou přímo (Heteša a Kočková, 1997). V říčních úsecích, kde dochází k soustavnému promíchávání vody, je průměrná roční teplota vody nižší než v rybnících. Se vzdáleností od pramene teplota vody v řekách stoupá. Rozdíly teplot v různých profilech jsou nepatrné (Hartman a kol., 2005). Dubský a kol. (2003) uvádějí průměrné teploty v různých biotopech. V dolních úsecích řek udávají průměrnou teplotu v létě 20-25 °C, v zimě 2-3 °C (měřeno v hloubce 1 m pod hladinou). Ryby jsou poikilotermní organismy, mají tudíž proměnlivou teplotu těla. To znamená, že teplota vody přímo ovlivňuje fyziologické pochody v rybím organismu. Podle nároků na teplotu vody dělíme ryby na studenomilné a teplomilné. V říčních úsecích mimopstruhového charakteru nalezneme převážně druhy kaprovité, tedy ryby teplomilné, u kterých je považována za optimální, teplota vody 20-25°C. U studenomilných druhů je za optimální považována teplota vody v rozmezí 10-17°C (Dubský a kol., 2003). Přípustná maximální teplota pro růst a vývoj kaprovitých je přibližně 28 °C a lososovitých 21,5 °C s tím, že se hranice optimálních teplot v průběhu vývoje ryb poněkud mění. Ryby jsou však teplotně poměrně tolerantní a mohou dlouhodobě snášet i teploty ležící mimo uvedený rozsah, nebezpečné jsou však náhlé teplotní změny (Pitter, 2009). Rozhodující vliv má teplota vody na rozmnožování ryb, a to především na dozrávání pohlavních produktů, nástup výtěrového období jednotlivých druhů a následně na inkubaci jiker. Podle teploty vody, při níž se ryby vytírají, je můžeme rozdělit na ryby vytírající se v chladném ročním období (losos, pstruh duhový, pstruh obecný, siven, síhové, mník) a ryby vytírající se v teplém ročním období (kaprovití, candát, štika, sumec) (Dubský a kol., 2003).
Rychlost proudění vody Rychlost proudění vody je především závislá na spádu, šířce a hloubce toku. V přírodních korytech teče voda v příčném profilu v každém místě jinou rychlostí vlivem tření vody o dno a překážky (Hartman a kol., 2005). Rychlostí proudění vody je ovlivňován hlavně obsah kyslíku a způsob života ryb. Ryby se přizpůsobily rychlosti 14
proudění i tvarem svého těla. Ryby žijící v proudných vodách (potoky, řeky) mají obvykle delší a nižší tělo, které je velice dobře přizpůsobeno vodnímu proudu. Nejběžnější tvar těla ryby žijících v proudných vodách je tvar vřetenovitý (Dubský a kol., 2003).
Průhlednost vody Průhlednost vody ovlivňuje především množství světla ve vodě, snižována je zákalem. Zákal vody může být způsoben dvěma způsoby, a to rozptýlením částic ve vodním sloupci nebo masovým výskytem fytoplanktonu (tzv. vegetační zákal) (Dubský a kol., 2003). Rozlišení biogenního a nebiogenního zákalu je pro rybářskou praxi velmi důležité, poněvadž biogenní zákal nepřímo informuje o intenzitě primární produkce planktonu, kolísání obsahu O2, CO2, a pH (Heteša a Kočková, 1997). V říčních úsecích dochází spíše k zákalu způsobenému rozptýlením částic, například po dešti smyvem. K vegetačním zákalům v proudných vodách nedochází. V rybnících vykazuje průhlednost několik decimetrů, nanejvýš 1-2 metry, v jezerech je to pak několik metrů až desítek metrů (Bajkal – 40m), v mořích a oceánech několik desítek až stovek metrů (Heteša a Kočková, 1997).
Barva vody Barva vody může být přírodního nebo antropogenního původu. Barva přírodních vod je způsobena
především
huminovými
látkami,
hlavně
fulvokyselinami.
Kromě
rozpuštěných látek mohou vodu zabarvovat i látky nerozpuštěné (jíl, fytoplankton). Dalším zdrojem způsobujícím barevnost povrchových vod mohou být některé průmyslové odpadní vody, zejména z výroby barviv a textilního průmyslu (Pitter, 2009). V běžné praxi se zjišťuje zdánlivé zabarvení vody pohledem na bílou desku ponořenou do poloviny hloubky průhlednosti. Kromě skutečné barvy zahrnuje i vliv suspendovaných látek. Zelená barva je ukazatelem dostatku živin a eutrofizované vody, žluté a hnědé odstíny ukazují na rozptýlení částic jílu a půdy, modrá barva je typická pro oligotrofní vody jezer (Dubský a kol., 2003). Barva vody ovlivňuje spektrum procházejícího světla, což má svůj význam pro intenzitu fotosyntézy fytoplanktonu a submersních rostlin vůbec (Heteša a Kočková, 1997).
15
3.1.3 Chemické vlastnosti vody a jejich vliv na životní projevy ryb
Obsah plynů ve vodě Ze všech plynů obsažených ve vodě má pro ryby největší význam obsah rozpuštěného kyslíku a oxidu uhličitého. Kyslík je potřebný pro dýchání živočichů včetně ryb a pro aerobní rozklad organické hmoty. Obsah tohoto plynu je nepřímo a nelineárně závislý na teplotě vody. Čím vyšší je teplota, tím nižší je obsah kyslíku a naopak. Při teplotě 0°C, při normálním atmosférickém tlaku a při 100% nasycení se nachází v jednom litru vody 14,65 mg O2 a při teplotě 30°C pouze 7,44 mg O2 (Dubský a kol., 2003). Kyslík se do vody dostává jednak ze vzduchu, jednak z fotosyntézy vodních rostlin, řas a sinic (Heteša a Kočková, 1997). Velmi důležitým faktorem pro rozpuštění kyslíku ve vodě je atmosférický tlak, nadmořská výška a vývoj počasí. S klesajícím tlakem klesá obsah rozpuštěného kyslíku ve vodě. Proto například v létě před bouřkou doprovázenou poklesem tlaku, dochází k poklesu obsahu kyslíku ve vodě a někdy i k ohrožení života ryb (Hartman a kol., 2005). V tekoucích vodách převažuje nepochybně sycení kyslíkem z atmosféry a v horních a středních částech toků se nasycení vody kyslíkem pohybuje neustále kolem 100%. Pouze v dolních částech toků, kde se výrazně zpomaluje pohyb vody a téměř mizí peřejnaté úseky, setkáváme se v důsledku stále častějších znečišťujících přítoků s poklesem kyslíku, spotřebovávaného na oxidaci přitékajících organických látek. Při masivním znečištění a pomalém pohybu vody může v takových úsecích řek dojít k poklesu nasycení vody kyslíkem a jeho koncentrace mohou být jen 0,0 – 1,0 mg.l-1 (Heteša a Kočková, 1997).
Dubský a kol. (2003) rozdělil jednotlivé druhy ryb podle náročnosti na obsah kyslíku ve vodě na: • velmi náročné – lososovití, vrankovití, střevle, atd. (8-12 mg.l-1) • náročné – lipan, hrouzci, mník, candát, atd. (7-10 mg.l-1) • středně náročné – okounovití, někteří kaprovití, štika (4-8 mg.l-1) • nenáročné – cejn, lín, karas, atd. (i pod 4 mg.l-1)
16
Obsah oxidu uhličitého je pro život ve vodě stejně důležitý jako obsah kyslíku. Do vody se dostává především rozkladem organických látek, dýcháním živočichů i rostlin, v menší míře pak difúzí ze vzduchu a přítokem. Je velice dobře rozpustný a vyskytuje se ve vodě ve dvou formách – volné (CO2) a vázané (H2CO3, HCO3-). Veškerý oxid uhličitý tvoří ve vodě tzv. uhličitanový komplex (Hartman a kol., 2005). V tekoucích vodách je obsaženo několik mg až několik desítek mg.l-1 CO2, ve stojatých eutrofních vodách obsah volného CO2 v dopoledních hodinách klesá na nulu a stoupá opět až v odpoledních hodinách. Svého maxima obsah oxidu uhličitého dosahuje brzy ráno před východem slunce. Při odčerpání volného oxidu uhličitého dochází k rozkladu kyselých uhličitanů a pH vody může vystoupit až nad hodnotu 10,0 při rozkladu normálních uhličitanů pak až na hodnoty kolem pH 11,0 (Heteša a Kočková, 1997)
Reakce vody – pH Molekuly vody jsou složeny ze 2 atomů vodíku a 1 atomu kyslíku, ve skutečnosti je však nepatrná část molekul disociována na ion H+ a OH-. Reakce pH je definována jako záporný logaritmus koncentrace disociovaných vodíkových iontů ve vodě (Hartman a kol., 2005). Většině vodních organismů vyhovuje reakce vody pohybující se okolo neutrálních hodnot nebo voda mírně zásaditá, tj. v rozmezí 6,5 – 8. Příliš kyselé nebo příliš zásadité vody jsou pro ryby nebezpečné a mohou způsobit až jejich úhyn (Dubský a kol., 2003). Nižší hodnoty pH vyvolávají onemocnění ryb, nebo alespoň vytvářejí příznivé podmínky pro onemocnění. Kapr hyne, klesne-li pH pod 4,8. Hodnota pH říčních vod se u většiny řek pohybuje mezi 6,6 – 8,6. Nejnižší pH mají řeky napájené z rašelinišť a z tajícího sněhu (Heteša a Kočková, 1997).
Anorganické látky Dusík – vyskytuje se ve vodách ve třech formách: dusitanové, dusičnanové a amonné. Obsah dusíku ve vodě v průběhu roku kolísá. Do vody se dostává nejčastěji smyvem z okolních pozemků, výluhem z půd, rozkladem organických látek a atmosférickým srážkami (Dubský a kol., 2003). Sloučeniny dusíku mají ve vodách mimořádný význam. Uplatňují se při všech biologických procesech, probíhajících v povrchových, podzemních i odpadních vodách 17
a při biologických procesech čištění a samočištění odpadních vod a při úpravě povrchových vod. Jsou závažnými kritérii jakosti vod (Heteša a Kočková, 1997).
Fosfor – ve vodě se vyskytuje ve formě fosforečnanů. Je důležitým biogenním prvkem a limituje biologickou produktivitu povrchových vod. Fosfor má ve vodě velmi složitý koloběh. Rozpustnost fosforečnanů je značně rozdílná v závislosti na formě iontů PO43-, HPO42-, H2PO4-, druhu kationtu a pH vody (Hartman a kol., 2005). Anorganickým zdrojem fosforu ve vodách mohou být některé minerály (apatit, fosforit atd.). Organickým zdrojem často bývají spláchnutá statková hnojiva, odpadní vody z pivovarů, textilního průmyslu, produkty rozkladu vodní flóry a fauny a chemické přípravky používané v zemědělství. Anorganický fosfor pochází z polí hnojených superfosfátem a z odpadních vod z prádelen. Výrazným zdrojem různých forem fosforu jsou odpadní vody z měst a sídlišť (Heteša a Kočková, 1997).
Vápník – je přirozenou součástí všech podzemních i povrchových vod. Spolu s hořčíkem určují tvrdost vody a patří k důležitým biogenním prvkům. Obsah vápníku ve vodě závisí na geologickém útvaru podloží, v němž se nádrž nachází nebo jímž tok protéká (Heteša a Kočková, 1997). Antropogenním zdrojem mohou být některé průmyslové odpadní vody z provozů, kde se kyseliny neutralizují vápnem nebo vápencem (Pitter, 2009). Vápník patří mezi důležité stavební prvky, ovlivňuje alkalitu a rozhoduje o stabilitě pH vody (Dubský a kol., 2003). V povrchových vodách se přisuzuje vápníku funkce biokatalyzátoru, který urychluje mineralizační procesy neživých organických látek k ozdravení vodního prostředí (Hartman a kol., 2005).
Hořčík – se v povrchových vodách nachází jako dvojmocný kationt rozpustných hydrogenuhličitanů nebo nerozpustných uhličitanů, které provázejí ve vodě sloučeniny vápníku. Hořčík významně ovlivňuje neutralizační kapacitu a pH vody (Hartman a kol., 2005). Hořčík je nezbytný pro činnost všech buněk v organismu. Do vod se dostává především smyvy z okolních pozemků a hnojením (Dubský a kol., 2003). Hořčík je obvykle ve vodách méně zastoupen než vápník. V povrchových vodách je hmotnostní koncentrace vápníku obvykle několikanásobně vyšší než hmotnostní
18
koncentrace hořčíku. Někdy se poměr Ca : Mg blíží i 10, běžné jsou však hmotnostní poměry Ca : Mg kolem 4 (Pitter, 2009).
Železo – se v závislosti na různých faktorech může vyskytovat ve vodách v oxidačním stupni II nebo III, ve formě rozpuštěné nebo nerozpuštěné. V povrchových vodách převládají formy trojmocného železa (Heteša a Kočková, 1997). Pitter (2009) uvádí, že voda většiny toků ČR obsahuje železa méně než 0,5 mg.l-1. Železo je pro vodní organismy nezbytné, podílí se na mnoha enzymatických a metabolických procesech. Ve vodách je nežádoucí nerozpustná forma, vytváří totiž povlaky na žábrách ryb i na jikrách, čímž ohrožuje jejich život a způsobuje ztráty zadušením (Dubský a kol., 2003). Nežádoucí pro vodní prostředí je výskyt těžkých kovů jako rtuť, olovo, kadmium, měď, zinek. Tyto kovy mají schopnost akumulace v sedimentech a přechodu do vodních organismů, tedy i do ryb (Hartman a kol., 2005).
Organické látky Organické látky ve vodách jsou původu jak přírodního, tak antropogenního. Mezi přírodní organické znečištění lze zařadit výluhy z půdy a sedimentů a produkty životní činnosti
rostlinných
a
živočišných
organismů
a
bakterií.
Organické
látky
antropogenního původu pocházejí ze splaškových a průmyslových odpadních vod, z odpadů za zemědělství, ze skládek a mohou vznikat i při úpravě vody chlorací (Pitter, 2009). Heteša a Kočková (1997) rozdělují organické látky na škodlivé a neškodné, a to buď z hlediska jejich toxicity, nebo z hlediska ovlivnění organoleptických vlastností pitné vody. Zvláštní skupinu tvoří tzv. zbytkové organické látky, které vznikají v průběhu biochemických pochodů při biologickém čištění odpadních vod a odtud přecházejí do vod povrchových a jsou biologicky rezistentní. Koncentrace organických látek ve vodě se pohybuje v širokých mezích, od stopových koncentrací v některých přírodních a užitkových vodách až po jednotky, popř. i desítky g.l-1 v odpadních vodách (Pitter, 2009). Takové znečištění organickými látkami, které přesáhne meze samočistící schopnosti vody, vede ke znehodnocení přirozených společenstev a k lokálním katastrofám s dalekosáhlými následky (Hartman a kol., 2005). 19
Hartman a kol. (2005) dále uvádí, že mimo běžných organických látek se mohou v povrchových vodách vyskytnout fenoly. Jedná se o poměrně stabilní látky a způsobují narušení organoleptických vlastností vody i rybího masa. Pitter (2009) udádí, že fenoly patří mezi hlavní komponenty znečištění odpadních vod z tepleného zpracování uhlí. Následkem postupného odklonu od tepelného zpracování uhlí a dostatečného biologického čištění fenolových odpadních vod přestává být fenolům věnována při analýze systematická pozornost. Ve vodě se mohou vyskytnout vlivem vnějšího znečištění i chemické prostředky k ochraně rostlin, tedy pesticidy. Zejména prostředky na bázi chlorovaných uhlovodíků jsou ve vodě těžko rozložitelné. Některé z pesticidů mohou být pro vodní organismy včetně ryb toxické (Hartman a kol., 2005). Hartman a kol. (2005) dále uvádí jako závažné látky vyskytující se ve vodním prostředí tenzidy a detergenty obsažené v prostředcích určených k mytí, čištění a praní. Pitter (2009) uvádí, že tenzidy byly velkým problémem v padesátých a šedesátých letech minulého století, především pro tvorbu pěn na čistírnách odpadních vod a na turbulentních místech toků. Po přechodu na výrobu převážně biologicky dobře rozložitelných tenzidů nepatří v současné době mezi významné kontaminanty přírodních vod. Mezi organické látky, které mohou svými účinky velmi pronikavě a dlouhodobě znečišťovat vodní prostředí patří ropné produkty. Např. nafta a oleje působí zablokování hladiny pro výměnu kyslíku tenkým filmem na hladině. Biodegradace těchto látek navíc trvá velmi dlouho, často i řadu měsíců (Heteša a Sukop, 1985). Již 0,1 mg.l-1 ropných látek dává masu ryb specifický zápach neodstranitelný při jakémkoli dalším zpracování. Smrt ryb vyvolá až poměrně vysoká koncentrace 16 mg.l-1, plůdek je však daleko citlivější (Heteša a Kočková, 1997).
20
3.1.3 Nežádoucí důsledky lidské činnosti na říční toky Nepříznivý vliv regulací na rybí společenstva Pravdou je, že moderní zemědělskou výrobu, stejně jako ochranu sídlištních aglomerací, komunikací apod. si nelze představit bez regulačních a s nimi souvisejícími úpravami vodních toků. Takovými úpravami však dochází k hlubokému zásahu do přirozeného vodního režimu. Regulace mají negativní dopady na rybí společenstvo, a to jak na jeho kvalitativní, tak i kvantitativní složení (Stoklas, 2000). Pod pojmem regulace vodních toků je zahrnuto jejich vyrovnání, napřímení, úprava koryta na jednotný průtočný profil, zpevnění břehů, výstavba stupňů, jezů apod. V napřímeném korytě dochází ke zkrácení břehové linie, k redukci ekologické rozmanitosti toku (zánik tůněk, tišin apod.) a ke zmenšení vodní plochy. To přímo vede ke snížení produktivity vodního prostředí. Tato základní negativa jsou ještě násobena celou řadou další jevů, jako je zrychlení odtoku a snížení celkového objemu vody, vznik deficitních vodních stavů s minimálními průtoky, vysoká kulminace povodňových vln v úsecích pod regulovanými partiemi, snížení samočistící schopnosti vody, likvidace břehových porostů a zánik zaplavovaných území významných pro rozmnožování ryb a pro život raných vývojových stádií (Adámek a kol., 1995). Většina větších toků (např. Odra, Labe, Vltava, Morava, Dyje) v podmínkách ČR má upravené koryto a došlo až na výjimky k zániku aktivního aluviálního území (Pokorný a kol., 2004). Z výše uvedených příčin dochází v regulovaných tocích k destrukci ichtyofauny. Mizí nebo výrazně klesá počet hospodářsky významných druhů. Jejich místo v biocenóze zaujmou méně atraktivní, hospodářsky nevýznamné druhy. Adámek a kol. (1995) uvádějí jako tyto druhy hrouzka, ouklej, ouklejku, mřenku, střevli, sekavce a plotici. V důsledku provedených úprav došlo k výrazné devastaci původních přírodních funkcí toků v krajině a náprava v rámci tzv. revitalizací bude záležitostí nákladnou, dlouhodobou a vždy pouze částečnou (Pokorný a kol., 2004).
Znečišťování Znečišťování ve vztahu k prostředí je chápáno jako proces znehodnocování vlivem cílevědomé nebo neuvážené činnosti člověka a je jedním z největší problémů současné civilizace. Hlavním zdrojem znečištění toků je vypouštění nečištěných odpadních vod do recipientů. 21
Šimek (1959) uvádí, že otázka odpadních vod se u nás stala tíživým problémem, který je třeba zvládnout rychle, odborně a přitom na zákonitém podkladu, jinak se naše řeky stanou za nedlouho pouhými stokami. Dopad znečištění na druhové a kvantitativní složení ichtyofauny je ovlivněn řadou biotických a abiotických faktorů, jejichž účinek se může navíc různě kombinovat. Výsledný efekt je pak formován jejich vzájemným působením, které může účinnost určité látky snižovat nebo zvyšovat. Odpadní vody rozdělujeme na několik typů. Hnilobné odpadní vody zahrnují vody obsahující organické látky, které podléhají bakteriálnímu rozkladu. Jejich negativní vliv se projevuje až druhotně v důsledku změn vyvolaných rozkladnými pochody (pokles obsahu kyslíku ve vodě, vznik některých toxických látek např. sirovodíku a čpavku) (Heteša a Sukop, 1985). Zvláštní nebezpečí ve vodních tocích představuje sedimentace těchto látek v úsecích s klidnější až stojatou vodou, kde se často vyskytují mocné vrstvy organických látek, ve kterých dochází k anaerobnímu rozkladu. Skutečnost, že se nejedná o toxické látky, vede k tomu, že v tocích devastovaných hnilobnými vodami se často vyskytuje rybí obsádka. Její druhové složení je však pozměněno ve prospěch tolerantnějších kaprovitých druhů. Jako nejodolnější se ukazuje karas stříbřitý a jelec tloušť, kteří bývají často jedinými obyvateli organicky znečištěných vod (Adámek a kol., 1995). Toxické odpadní vody obsahují látky přímo ohrožující život vodních organismů například těžké kovy, kyanidy, fenoly, pesticidy (Heteša a Sukop, 1985). Tyto látky v mnoha případech nedosahují po naředění letálních hodnot. Pod zdrojem dochází k úbytku citlivějších druhů a přeživší druhy jsou trvale stresovány. To se projevuje zhoršeným kondičním stavem jejich organismu, sníženou rezistencí vůči chorobám, zhoršenou kvalitou pohlavních produktů apod. Řada látek vyvolává také organoleptické změny masa ryb (Adámek a kol., 1995). Velkým problémem jsou především postřikové pesticidy používané převážně k hubení škůdců, plevelů a na ochranu rostlin. Na světě se používá asi 100 000 různých preparátů na bázi asi 900 různých chemických sloučenin (Heteša a Sukop, 1985). Mezi nejdůležitější kontaminující látky ve vodním prostředí patří organické sloučeniny chlóru (např. DDT), polychlorované bifenyly (PCB), karcinogenní polycyklické uhlovodíky a těžké kovy, zvláště rtuť. Uvedené znečišťující látky mohou působit i v oblastech značně vzdálených od průmyslových center, kde mohou významně ovlivňovat biologii vodních
22
organismů (Spurný, 1993). Pitter (2009) uvádí, že výskyt DDT a jeho vedlejších produktů a metabolitů v prostředí je stále aktuální. V rybářství vyvolává znečištění přímé i nepřímé škody. Přímé ztráty jsou vyvolány úhynem ryb a lze je obvykle finančně nebo jinak vyčíslit. Škody nepřímé lze kvantifikovat jen velmi obtížně. Jde především o ztráty na přirozené potravní základně, o snížení růstu a přirozené reprodukce, zhoršení organoleptických a hygienických parametrů masa ryb, poškození rekreační hodnoty vodního toku apod. (Adámek a kol., 1995). Nepříznivý vliv znečištění vod se na rybách projevuje různým způsobem. Např. u reprodukce ryb vyvolává snížení plodnosti, biologické hodnoty pohlavních produktů, snížení vitality spermií a oplozenosti jiker, narušení embryonálního a larválního vývoje a tím zvýšení ztrát v průběhu těchto fází vývoje. Dlouhodobé znečištění ovlivňuje negativně i růst ryb. Vlivem trvalého znečištění se mění i druhové složení rybích společenstev předmětného toku. Snižuje se zastoupení citlivějších druhů (lososovití) a zvyšuje se zastoupení druhů odolnějších, často méně žádoucích (např. plotice, cejn, cejnek, ouklej). Při vysoké intenzitě znečištění může dojít i k úplnému vymizení ryb v postiženém úseku (Hanel, 1995).
Změny průtokového režimu Hydrologický režim vodních toků je velmi významný činitel, který má základní význam i pro rybí osídlení. Adámek a kol. (1995) uvádějí kladný vliv velkých vod v jarním a letním období na trvale vysoké zarybnění větších řek do té doby, než byla původní koryta upravena nebo než jejich voda začala být neúnosně znečištěna. Při záplavách dochází ke spojení vodních toků se slepými rameny a spojují se v jeden ekosystém. To je výhodné pro rozvoj přirozené rybí potravy, fytofilní a indiferentní druhy nacházejí dostatek prostoru k rozmnožování a ryby stržené proudem nacházejí v klidných úsecích útočiště a po poklesu vody zarybňují ramena. Vysoké průtoky působí však v upravených tocích nepříznivě. Ryby zde nemají možnost přečkat povodeň mimo hlavní koryto. Adámek a kol. (1995) uvádějí jako kritickou hranici pro ryby parmového a cejnového pásma rychlost říčního proudu 0,20,3 m.s-1. Je-li překročena, začne brzy docházet k ichtiodriftu, neboli splavování jedinců, respektive společenstva proudem.
23
Vysoké průtoky vody v našich tocích doznaly za poslední roky závažných změn. Nepřiměřené úpravy pramenišť a koryt drobných i větších toků v části i v celých povodích vedly k tomu, že se urychlil odtok a výrazně se prodloužila období velmi nízkých průtoků s řadou záporných dopadů na rybí společenstva. V zimních měsících dochází k promrzání vodního sloupce až ke dnu, a tím k úhynu ryb. V létě a na podzim pak při nedostatku srážek menší toky v některých oblastech vysychají úplně. Nízké letní průtoky umožňují rychlé prohřívání vody na neúměrně vysokou teplotu, snižují obsah kyslíku a zvýrazňují znečištění (Adámek a kol., 1995). Několikahodinové přerušení průtoku může být biologicky vyrovnáno, s ohledem především na bentické organismy, do 14 dnů (ryby samozřejmě hynou, pokud nemají šanci uniknout z postiženého úseku). Celodenní nulový průtok vyžaduje 3-4 týdenní rehabilitaci. Pokud nulový průtok trvá 4 týdny, jsou bentické organismy téměř zcela zlikvidovány a objevují se znovu 5. - 6. týden po zaplavení (Hanel, 1995). Sukop a Heteša (1984) uvádějí i značný vliv budování údolních nádrží na mateřský tok. To se projevuje jak v toku nad nádrží vytahováním ryb do přítoků, tak především pod nádrží. Pokud se z nádrže vypouští spodní studená voda, může na pásma dolních úseků tekoucích vod opět navazovat pásmo pstruhové. Při vypouštění vrchní prohřáté vody s množstvím planktonu může i na pstruhovém toku vzniknout pásmo parmové. Dalším prvkem, který významně ovlivňuje průtokové poměry na vodních tocích, jsou malé vodní elektrárny (MVE). Gabriel a kol. (1998) uvádějí, že v roce 1930 bylo v ČR celkem asi 10 500 malých vodních elektráren. Jejich počet se postupně snižoval na současných přibližně 550 malých vodních elektráren vybudovaných u jezů, na vodních náhonech apod.
Negativní působení MVE na ichtyofaunu uvádí Hanel (1995): a) změna přirozeného průtokového režimu -
změny průtoku v krátkém časovém období od 0 až např. po jednoletou vodu
b) fragmentace toku -
rozbití toku na různorodé úseky, které jsou z hlediska rybí populace nekontinuální, což má negativní dopad především na reprodukci
24
c) nepřekonatelná bariéra -
spolu
se
vzdouvacím
výškovým
stupněm
vytváří
většinou
MVE
nepřekonatelnou bariéru pro migrující ryby, zároveň dochází ke zničení ryb v turbinovém ústrojí d) snížení potravní základny -
dochází k němu kolísáním průtoků, zvýšeným ukládáním sedimentů a omezením zatopené plochy vodního dna toku
e) snížení samočistící schopnosti vody
3.2 Literární údaje o realizovaných hydrobiologických a ichtyologických průzkumech řeky Svitavy Přirozenou zvláštností Svitavy je výrazně velké množství čisté, studené vody v horní části, která se projevuje v celém dalším toku. V údolí Svitavy se rozvíjel textilní průmysl již v minulém století, takže docházelo ke zhoršení čistoty vody vlivem průmyslu a hustého osídlení. Textilní průmysl dodávající specifické znečištění poměrně málo ovlivňuje kyslíkový režim, má však v některých případech toxické účinky na některé složky biocenózy (Noll, 1977). Prvním výzkumem čistoty vody v řece Svitavě se zabýval Roček v letech 1926 1931. Vyhodnocování prováděl na základě biologických indikátorů. Uvedl komplexní hodnotu mezosaprobity (nerozlišoval α a ß mezosaprobitu) pro celý tok (Heimlich, 2005). Též Výzkumný ústav vodohospodářský v Brně prováděl v letech 1950, 1952 a 1954 sledování čistoty vody a hodnocení saprobních poměrů v řece Svitavě na území města Brna. Došel k závěru, že saprobita v řece Svitavě odpovídá stupni ß-mezosaprobity a αmezosaprobity (Heimlich, 2005). Ichtyologický průzkum řeky Svitavy provedl v letech 1996-1997 Noll (1977), který zjistil na 4 lokalitách na území města Brna 12 rybích druhů (kapr obecný, pstruh obecný, plotice obecná, střevle potoční, jelec tloušť, ostroretka stěhovavá, mřenka mramorovaná, parma obecná, hrouzek obecný, ouklejka pruhovaná, úhoř říční, lín obecný). Celková biomasa se pohybovala v rozmezí 250-500 kg.ha-1.
25
Další ichtyologický průzkum realizoval v roce 1980 Lusk (1980). Zkoumal 4 vybrané lokality v Brně, kde zjistil celkem 17 druhů ryb (kapr obecný, parma obecná, ostroretka stěhovavá, pstruh obecný, plotice obecná, jelec tloušť, perlín ostrobřichý, hrouzek obecný, cejn velký, mřenka mramorovaná, střevle potoční, ouklejka pruhovaná, karas stříbřitý, úhoř říční, lín obecný, lipan podhorní a okoun říční). Celková biomasa nepřekračovala 450 kg.ha-1. Saprobitou a zoobentosem řeky Svitavy na území města Brna se zabýval Žitník (1999). Autor prováděl průzkum zoobentosu v letech 1997-1998 a zjišťoval roční dynamiku změn kvalitativních a kvantitativních parametrů rozvoje zoobentosu. Celková biomasa zoobentosu činila 55,51 g.m-2. Hodnoty saprobity odpovídaly stupni ßmezosaprobity na všech sledovaných lokalitách. Autor souhrnně uvádí, že kvalita vody v řece Svitavě se z hlediska saprobity jeví po průchodu městskou aglomerací velmi dobrou. Ze získaných výsledků vyvozuje, že z hlediska dlouhodobého znečištění došlo k výraznému zlepšení kvality vody z pohledu zatížení sledovaného úseku organickými látkami. V letech 1998-1999 provedl Stoklas (2000) v rámci diplomové práce ichtyologický průzkum mimopstruhového revíru Svitava 1. Sledování probíhalo na území města Brna na 4 lokalitách (Maloměřice, Radlas, Černovické nábřeží a Komárov). Jako eudominantní druh byl na všech lokalitách zjištěn jelec tloušť a hrouzek obecný. Na horních lokalitách, tedy Maloměřice a Radlas, byla hojná též parma obecná a ostroretka stěhovavá a zjištěn byl výskyt pstruha obecného a lipana podhorního. Na spodních lokalitách byli parma a pstruh také zaznamenáni, ale jen v malém počtu. Ouklejka pruhovaná se vyskytovala na všech lokalitách mimo Komárova. Nejbohatší co do počtu druhů byla lokalita Radlas s celkovým počtem 16 druhů, naopak nejchudší byl úsek v Komárově s maximálně 7 druhy. Celková průměrná abundance ryb dosahovala na úseku Komárov 528 ks.ha-1, Černovice 2735 ks.ha-1, Radlas 2504 ks.ha-1, Maloměřice 965 ks.ha-1.
26
4. MATERIÁL A METODIKA 4.1 Charakteristika sledovaného území 4.1.1 Hydrologická charakteristika řeky Svitavy Řeka Svitava pramení na Českotřebovské vrchovině ve výšce 465 m n. m. v katastru obce Javorník, severozápadně v blízkosti města Svitavy. Na jejím vzniku se podílí několik menších pramenů pramenících v křídové pánvi. Svitava teče téměř výhradně jižním směrem. Pod Letovicemi vtéká do permské Boskovické brázdy, u Blanska proráží Brněnský masiv a vytváří četné meandry. Svitava je levostranným přítokem Svratky, do které se vlévá u Brna v nadmořské výšce 192 m n. m. Délka toku činí 97,3 km, plocha povodí 1146,9 km2 a průměrný průtok při ústí do Svratky dosahuje 5,11 m3.s-1 (Vlček, 1984). Řeka Svitava patří mezi hospodářsky významné toky. Po celé délce až po jez v Bílovicích nad Svitavou je obhospodařována jako voda pstruhová. Pouze úsek od Bílovic až po ústí se Svratkou je vodou mimopstruhovou. Mimopstruhovou vodou je tedy revír Svitava 1 (č. 461 134). Revír začíná ústím Svitavy do Svratky a končí jezem v Bílovicích nad Svitavou. K revíru patří všechny přítoky mimo Ivanovický potok a odstavená ramena patřící do revíru Ivanovický potok 1. Ostatní přítoky jsou chráněnou rybí oblastí určenou pro chov lososovitých ryb, sportovní rybolov je zde zakázán. Revír Svitava 1 dosahuje délky 16 km a zaujímá plochu 29 ha. Na revíru hospodaří místní organizace Moravského rybářského svazu Brno 3.
4.1.2 Charakteristika zkoumaných lokalit Aby se podchytily biologické poměry celého sledovaného říčního úseku, bylo pro ichtyologický průzkum řeky Svitavy zvoleno 5 lokalit, z nichž 4 leží na území města Brna (Komárov, Černovice, Radlas a Maloměřický most) a jedna v okrese Brno-venkov (Bílovice nad Svitavou). Jednotlivé lokality jsou seřazeny vzestupně proti proudu, zaměřovány byly pomocí GPS Garmin iQue 3600, šířka toku byla zjišťována pomocí laserového zaměřovače Stabila LE 200. 27
Tab. 1 – Lokalizace výzkumných lokalit na řece Svitavě GPS souřadnice lokalita
Prolovená Šířka plocha Délka (m) (m) (m2)
začátek
konec
Komárov
N49 09.538 E16 38.041
N49 09.616 E16 38.053
145
8
1099
Černovice Radlas Maloměřice Bílovice
N49 10.903 E16 37.826 N49 11.853 E16 37.772 N49 12.890 E16 38.506 N49 14.863 E16 40.378
N49 10.957 E16 37.815 N49 11.891 E16 37.782 N49 12.945 E16 38.536 N49 14.889 E16 40.338
101 72 109 69
9 21 11-20 15-21
795 1336 1484 1099
Lokalita č. 1 – Komárov byla vybrána jako nejspodnější úsek předmětného toku. Lokalita leží přímo pod dálničními nájezdy směr Olomouc a Bratislava. Tok je zde zcela kanalizován, na dně se nachází drobné i větší kameny. Výška vodního sloupce se pohybovala v rozmezí 0,3-0,9 m. Na březích se vyskytují ruderální porosty.
Obr. 1 – Lokalita č. 1 – Komárov (foto: Tomáš Vítek)
28
Lokalita č. 2 – Černovice je lokalita nacházející se v prostoru za areálem bývalých jatek. Tok je zde uměle napřímen a rychlost proudu je zde vyšší než na ostatních lokalitách. Dno je pokryto většími kameny a v době vegetace i vláknitými řasami. Výška vodního sloupce se pohybovala v rozmezí 0,4-0,8 m.
Obr. 2 – Lokalita č. 2 – Černovice (foto: Tomáš Vítek) Lokalita č. 3 – Radlas je lokalitou ležící v centru Brna v městské části Zábrdovice. Úsek je zcela regulován včetně dna. Koryto je tvořeny menšími kameny porůstajícími vláknitými řasami. Proudění je zde plynulé. Výška vodního sloupce se zde pohybovala v rozmezí 0,2-0,5 m. Asi 50 m nad lávkou se nachází vysoký příčný stupeň (jez).
Obr. 3 – Lokalita č. 3 – Radlas (Foto: Tomáš Vítek) 29
Lokalita č. 4 – Maloměřický most je úsek řeky nacházející se pod a nad silničním mostem z Husovic do Maloměřic. Dno je zde štěrkovité, koryto je po levé straně s hlubší vodou a vpravo přechází v mělčinu. Výška vodního sloupce se pohybuje v rozmezí 0,1-1 m. Přibližně 100 m proti proudu se nachází příčný stupeň (jez).
Obr. 4 – Lokalita č. 4 – Maloměřický most (foto: Tomáš Vítek)
Lokalita č. 5 – Bílovice je poslední úsek položený nejvýše proti proudu, leží v okrese Brno-venkov, v Bílovicích nad Svitavou.
Zde
je
také
hranice
mimopstruhového revíru Svitava 1. Při pravé
straně
před
lávkou
se
nachází hlubší partie a dno tvořeno měkčími sedimenty, vlevo přechází ve štěrkovitou mělčinu. Výška vodního sloupce se zde pohybuje v rozmezí 0,11,2 m. Na pravém břehu se nacházejí řídké křoviny, na levém je travní porost.
Obr. 5 – Lokalita č. 5 – Bílovice (Foto: Tomáš Vítek) 30
Obr. 6 – Mapa výzkumných lokalit Lokalita 1 – Komárov Lokalita 2 – Černovice Lokalita 3 – Radlas Lokalita 4 – Maloměřický most Lokalita 5 – Bílovice
31
4.2 Stanovení základních parametrů vody Při ichtyologickém průzkumu byly stanoveny na každé lokalitě základní fyzikálněchemické parametry vody. Stanovení zahrnovalo: teplotu vzduchu a vody, pH vody, obsah rozpuštěného kyslíku (v % nasycení i mg.l-1) a konduktivitu (mS.m-1). Tyto parametry byly měřeny bateriovými přenosnými přístroji před zahájením samotného odlovu. Obsah rozpuštěného kyslíku (v % nasycení i v mg.l-1) a pH bylo zjišťováno multimetrem Hach Hq40d multi, konduktivita byla měřena přístrojem Hanna HI 98129, teplota vzduchu byla zjišťována standardním lihovým teploměrem.
4.3 Metody ichtyologického průzkumu Ichtyologický průzkum byl realizován celkem na 5 lokalitách v průběhu vegetační sezony, a to konkrétně ve dnech 6. a 11.-12. září 2012. Odlov probíhal prostřednictvím elektrického agregátu kvantitativně dvojím průchodem lovnou elektrodou v celé šířce koryta. Odlovené ryby byly uchovávány v haltýři, který byl umístěn v toku mimo dosah lovícího zařízení. Po ukončení odlovu byly ryby druhově determinovány. Ulovené ryby byly individuálně váženy a měřeny. Měřily se základní parametry, a to celková délka těla (TL), délka těla (SL), šířka těla a výška těla. Po změření parametrů byly ryby navráceny šetrně zpět do revíru. Metoda elektrolovu spočívá v dosažení narkotického stavu. U ryb se k tomuto účelu používá jednosměrného pulzačního proudu. Působení tohoto proudu na nervovou soustavu ryby vyvolává elektrotaktické a elektronarkotické reakce. Elektrotropismus se u ryb projevuje svalovou reakcí a jejich přitahováním ke kladné elektrodě. Fyziologická reakce ryby na elektrický proud zahrnuje 4 fáze: excitace, zesílená excitace, galvanotaxe a galvanonarkóza. Po přerušení proudu se ryba po krátké době zotavuje (přibližně 20 sec.). Účinnost elektrolovu závisí na mnoha faktorech: povaha proudu, úroveň metabolismu ryby, délka ryby, pohlavní zralost a fyzické vyčerpání, ale také na chemickém složení a teplotě vody. Praktické použití elektrického agregátu k lovu ryb je možné pouze s výjimkou ze zákona č.99/2004 Sb. (zákon o rybářství) a periodicky prokazovanou znalostí bezpečnostních předpisů pro obsluhu elektrických zařízení (Spurný, 1998). 32
Odlov probíhal prostřednictvím elektrického agregátu typu HONDA 20i (maximálním výkonu 2,0 kVA, provozním výkonu 1,6 kVA, výstupním napětí 230 V, frekvenci 50 Hz), anody (lovící tyč se spínačem a hliníkovou destičkou) a katody (splétaný měděný pás, 80x2 cm). Měření probíhalo pomocí měrných desek (dvě velikosti dle rozměrů ryb), vážení probíhalo pomocí digitální váhy.
4.3.1 Abundance
Hustotu společenstva vyjadřujeme nečastěji abundancí, která je základním populačním parametrem (Spurný, 1998). Abundancí rozumíme počet všech jedinců na jednotku plochy či objemu. Protože nemůžeme ichtyocenózu sledovat v celém rozsahu, praktikuje se odlov vzorků z reprezentativních ploch nebo objemů. Stanoví se abundance jednotlivých druhů a po sečtení dostaneme přibližnou hustotu společenstva. Tu vyjadřujeme počtem nebo biomasou na určitou plochu nebo objem. U rybích společenstev používáme jednotku ks.ha-1 (Losos, 1985).
4.3.2 Biomasa
Biomasa je také významným kvantitativním ukazatelem, který udává hmotnost všech jedinců vyskytujících se v ichtyocenóze v určitém okamžiku. Biomasa je vztažena na jednotku plochy nebo objemu a u rybích populací se používá jednotka kg.ha-1 (Losos, 1985). Spurný (1998) označuje biomasu jako hmotnostní vyjádření abundance. Vlastní biomasa je pak násobkem průměrné hmotnosti ryb určité kategorie a její abundance. Celkovou biomasu rybího společenstva tvoří součet biomas jednotlivých druhů. Biomasu vyjádříme z tohoto vztahu: n
B = ∑ Ai ⋅ Wi n =1
B = biomasa Ai = abundance dané skupiny Wi = průměrná hmotnost skupiny 33
4.3.3 Dominance Dalšími důležitými ukazateli vyváženosti rybích společenstev jsou jejich druhové složení, přemnožení nebo naopak nedostatek určitých druhů ryb a jejich rychlost růstu. Z hlediska početnosti jednotlivých druhů ryb v ichtyocenóze představuje důležitý relativní kvantitativní znak dominance, tj. procentický podíl druhových populací (Spurný, 1998).
Početně dominanci vyjádříme z tohoto vztahu:
D=
n ⋅100 (v% ) s
D = dominance n = celkový počet jedinců určitého druhu s = celkový počet všech jedinců
Hodnota dominace je ovlivněna počtem druhů, které ichtyocenózu tvoří a relativně se s rostoucím počtem druhů snižuje. Proto u společenstev s velkým počtem druhů je dominance nejpočetnějších druhů relativně nižší než u společenstev druhově chudých (Losos, 1985).
K vyhodnocení dominance jednotlivých druhů byla použita pětistupňová klasifikace dle Spurného (1998): eudominantní druh – více než 10% dominantní druh – 5-10% subdominantní druh – 2-5% recedentní druh – 1-2% subrecedentní druh – méně než 1%
34
4.3.4 Diverzita
Diverzitu můžeme charakterizovat jako druhovou rozmanitost neboli bohatství druhů ve společenstvu. Diverzita je strukturně kvantitativní vlastnost každého společenstva a je hodnocena pomocí indexu diverzity (Spurný, 1998).
Výpočet vzorcem dle Shanona a Weavera (1963): s N N H ′ = −∑ i log 2 i i =1 N N
Ni = počet jedinců jednoho druhu N = počet jedinců všech druhů
Čím je index diverzity vyšší, tím více druhy je společenstvo tvořeno a tím více je celkový počet jedinců rozložen na více druhů. Stabilizovaná společenstva vykazují vysokou diverzitu, naopak společenstva žijící v extrémních podmínkách se vyznačují diverzitou malou. Na diverzitu mají vliv další faktory jako např. geografická poloha (od pólů k rovníku diverzita roste), nadmořská výška (se stoupající nadmořskou výškou klesá diverzita) a stáří společenstva (starší společenstva jsou druhově rozmanitější) (Spurný, 1998).
4.3.5 Ekvitabilita S diverzitou společenstva souvisí jeho vyrovnanost neboli ekvitabilita. Ekvitabilata charakterizuje poměrné rozdělení všech jedinců společenstva na zastoupené rybí druhy (Spurný, 1998). Pokud jsou ryby zastoupeny rovnoměrně rovná se 1.
Ekvitabilitu můžeme vyjádřit vzorcem dle Sheldona (1969): E=
H′ log 2 s
H´= index diverzity S = celkový počet druhů společenstva 35
4.3.6 Stanovení výživného stavu ryb U všech ryb bylo provedeno základní biometrické měření. Byla změřena celková délka těla (TL), standardní délka těla (SL), šířka těla (H) a výška těla (laco) a byla zjištěna hmotnost (W) každé ryby. Údaje byly použity k výpočtu koeficientu vyživenosti dle Fultona (KF): KF =
W (g ) ⋅100 SL3 (cm )
36
5 VÝSLEDKY A DISKUZE Z ichtyologického průzkumu řeky Svitavy na území města Brna můžeme říci, že v současnosti se v revíru Svitava 1 vykytuje 13 rybích druhů z 5 čeledí. Výskyt druhů na jednotlivých lokalitách ukazuje tabulka č. 2.
Tab. 2 – Výskyt rybích druhů na jednotlivých lokalitách v roce 2012
druh hořavka duhová hrouzek obecný jelec jesen jelec tloušť mník jednovousý mřenka mramorovaná okoun říční ostroretka stěhovavá ouklejka pruhovaná parma obecná plotice obecná podoustev říční pstruh obecný
species Lok 1 Lok 2 Lok 3 Lok 4 Lok 5 + Rhodeus sericeus + + + + + Gobio gobio + + + Leuciscus idus + + + + + Squalius cephalus + + + Lota lota + + Barbatula barbatula + + + + Perca fluviatilis + + + + + Chondrostoma nasus + + + + Alburnoides bipunctatus + + + + + Barbus barbus + + + + + Rutilus rutilus + + + + Vimba vimba + + + + + Salmo trutta m. fario
37
Výsledky této práce mohu porovnat s výsledky autorů Nolla (1977), Luska (1980) a Stoklase (2000). Noll (1977) zjistil v ichtyologickém průzkumu provedeném v roce 1976 na Svitavě celkem 12 rybích druhů ze 4 čeledí. Lusk (1980) zjistil na lokalitách Komárov, Černovice, Radlas a Maloměřice celkem 17 rybích druhů. Stoklas (2000) zjistil v průzkumu v roce 1999 na stejných lokalitách 20 rybích druhů z 5 čeledí. Porovnání výsledků jednotlivých autorů ukazuje tabulka č. 3.
Tab. 3 – Výskyt rybích druhů na řece Svitavě na území města Brna dle různých autorů
Noll Lusk Stoklas Mareš (1977) (1980) (2000) (2012) hořavka duhová Rhodeus sericeus + hrouzek obecný Gobio gobio + + + + jelec jesen Leuciscus idus + jelec proudník Leuciscus leuciscus + + jelec tloušť Squalius cephalus + + + + kapr obecný Cyprinus carpio + + karas obecný Carassius carassius + + lín obecný Tinca tinca + + + lipan podhorní Thymallus thymallus + mník jednovousý Lota lota + mřenka mramorovaná Barbatula barbatula + + + + okoun říční Perca fluviatilis + + + ostroretka stěhovavá Chondrostoma nasus + + + + ouklej obecná Alburnus alburnus + ouklejka pruhovaná Alburnoides bipunctatus + + + + parma obecná Barbus barbus + + + + perlín ostrobřichý Scardinius erythrophthalmus + + plotice obecná Rutilus rutilus + + + + podoustev říční Vimba vimba + pstruh duhový Oncorhynchus mykiss + pstruh obecný Salmo trutta m. fario + + + + siven americký Salvelinus fontinalis + střevle potoční Phoxinus phoxinus + + + sumec velký Silurus glanis + úhoř říční Anguilla anguilla + + + druh
species
38
5.1 Základní měřené parametry vody Výsledky jednotlivý měření ukazuje tabulka č. 4. Teplota vody prakticky na všech úsecích vykazuje hodnoty vhodné pro život lososovitých ryb, s čímž koresponduje i vysoký obsah rozpuštěného kyslíku. Hodnoty konduktivity nevykazují extrémní hodnoty, odpovídají obvyklé koncentraci rozpuštěných látek ve středních úsecích
říčních toků.
Tab. 4 – Výsledky jednotlivých měření na všech lokalitách Lokality Ukazatel Komárov
Černovice
Radlas
Maloměřický most
Bílovice
11. 9. 2012
6. 9. 2012
11. 9. 2012
6. 9 2012
12. 9. 2012
Čas
9:00
14:30
11:45
9:15
9:00
Teplota vzduchu (°C)
21,0
19,5
24,0
18,0
17,0
Teplota vody (°C)
15,9
18,6
16,7
17,2
15,5
pH vody
8,36
8,67
8,6
8,54
8,55
Obsah O2 (mg.l-1)
9,12
10,29
9,84
8,71
9,66
Obsah O2 (% nasycení)
94,0
111,3
103,5
91,8
99,3
Konduktivita (mS.m-1)
61,4
57,3
57,6
65,0
55,6
Datum
39
5.2 Výsledky ichtyologického průzkumu jednotlivých lokalit 5.2.1 Abundance, biomasa a dominance
Lokalita 1 – Komárov Ichtyologický průzkum na této lokalitě proběhl 11. 9. 2012. Na lokalitě pod bratislavskou dálnicí bylo zjištěno 8 rybích druhů náležejících do 3 čeledí. Celkem bylo odloveno 207 ryb, z hospodářsky významných druhů jelec tloušť (119 ks), ostroretka stěhovavavá (1 ks), parma obecná (15 ks) a pstruh obecný f. potoční (1 ks), ulovenými druhy dále byli podoustev říční, plotice obecná, okoun říční a hrouzek obecný. Celková abundance rybího společenstva na lokalitě Komárov dosahovala 1983 ks.ha-1 (abundance jelce tlouště 1140 ks.ha-1, ostroretky stěhovavé 10 ks.ha-1, parmy obecné 144 ks.ha-1 a pstruha obecného f. potoční 10 ks.ha-1. Celková biomasa ryb na této lokalitě dosáhla 169,88 kg.ha-1, z toho jelec tloušť 78,59 kg.ha-1, ostroretka stěhovavá 4,12 kg.ha-1, parma obecná 67,12 kg.ha-1 a pstruh obecný f . potoční 1,96 kg.ha-1. Účinnost odlovu odhadnuta na 95%. Dle početnostní dominance jsou na lokalitě dva druhy eudominantní, a to jelec tloušť (57,5%) a hrouzek obecný (29%). Dominantním druhem byla parma obecná (7,2%). Hmotnostní dominace na lokalitě byla nevyšší u jelce tlouště (46,3%), dále u parmy obecné (39,5%) a hrouzka obecného (6,7%). Noll (1977) zachytil na této lokalitě pouze hospodářsky nevýznamné druhy ryb, konkrétně hrouzka obecného (98%) a ouklejku pruhovanou (2%). Celková abundance rybího společenstva činila 221,4 ks.ha-1, biomasa 4,6 kg.ha-1. Autor hodnotí tuto lokalitu jako velmi slabě osídlenou. Lusk (1980) uvádí na lokalitě 6 rybích druhů o celkové abundanci 200 ks.ha-1, biomasu udává 8 kg.ha-1. Jako eudominantní druhy uvádí mřenku mramorovanou, hrouzka obecného a plotici obecnou, jako druh dominantní okouna říčního. Stoklas (2000) zjišťoval stav rybího společenstva na této lokalitě třemi ichtyologickými průzkumy v letech 1998-1999 a zaznamenal mezi nimi velmi výrazné rozdíly. Celková abundance se pohybovala od 79 ks.ha-1 až po 917 ks.ha-1. Jako důvod těchto rozdílů udává nárazové organické znečišťování na této lokalitě. Hlavními druhy byli jelec tloušť, hrouzek obecný a mřenka mramorovaná. Oproti Nollovi (1977), Luskovi (1980) i Stoklasovi (2000) jsem na lokalitě zjistil výrazně vyšší abundanci rybího společenstva, Komárov však stále zůstává lokalitou 40
s nejnižší početností. Hlavními druhy zde zůstávají jelec tloušť a hrouzek obecný, mřenka mramorovaná zde zjištěna nebyla. Na této lokalitě, jako na jediné, nebyl prokázán výskyt ouklejky pruhované.
Početnostní dominance - lokalita Komárov 2012 0,5%
0,5% Ch. nasus
29,0%
V. vimba S. cephalus 57,5%
R. rutilus B. barbus
7,2% 2,9%
S. trutta P. fluviatilis G. gobio
1,9% 0,5%
Graf 1 – Početnostní dominance rybích druhů lokality 1
Hmotnostní dominance - lokalita Komárov 2012 1,2%
2,4%
0,8%
1,3%
6,7% Ch. nasus V. vimba S. cephalus 46,3%
39,5%
R. rutilus B. barbus S. trutta P. fluviatilis G. gobio
1,9%
Graf 2 – Hmotnostní dominance rybích druhů lokality 1 41
Lokalita 2 – Černovice Odlov na lokalitě Černovice proběhl 6. 9. 2012. Zjištěno zde bylo pomocí elektrolovu celkem 10 rybích druhů ze 4 čeledí. Celkem bylo odloveno 549 ks ryb, z hospodářsky významných jelec tloušť (209 ks), parma obecná (29 ks), ostroretka stěhovavá (14 ks), pstruh obecný (1 ks). Z dalších druhů se zde vyskytovali hrouzek obecný, ouklejka pruhovaná, jelec jesen, plotice obecná, okoun říční a mník jednovousý. V Černovicích byla celková abundance rybího společenstva 7269 ks.ha-1, z toho jelec tloušť 2767 ks.ha-1, parma obecná 384 ks.ha-1, ostroretka stěhovavá 185 ks.ha-1 a pstruh obecný f. potoční 13 kg.ha-1. Biomasa vykazovala na lokalitě 361,2 kg.ha-1, z toho jelec tloušť 188,07 kg.ha-1, ostroretka stěhovavá 73,29 kg.ha-1, parma obecná 20,43 kg.ha-1, pstruh obecný f. potoční 1,06 kg.ha-1. Účinnost elektrolovu byla odhadnuta na 95%. Nejpočetnějším druhem byl jelec tloušť (38,1%) a společně s hrouzkem obecným (32,2%) a ouklejkou pruhovanou (14,9%) jsou eudominantními druhy tohoto úseku. Dominantním druhem byla parma obecná (5,3%). Hmotnostní dominance dosahovala nejvyšších hodnot u jelce tlouště (52,1%), ostroretky stěhovavé (20,3%) a hrouzka obecného (10,4%). Lusk (1980) zjistil na této lokalitě celkem 5 rybích druhů. Celková abundance zde dosahovala 6707 ks.ha-1 a biomasa 121,8 kg.ha-1. Eudominantními druhy na lokalitě byli hrouzek obecný a mřenka mramorovaná, subdominantními jelec tloušť a ouklejka pruhovaná a subrecendentním druhem byl jelec proudník. Stoklas (2000) provedl na lokalitě v Černovicích v letech 1998-1999 celkem tři odlovy. Abundance na lokalitě v rámci těchto odlovů rostla od 1278 ks.ha-1 až po 3771 ks.ha-1. Zjištěno bylo, že nejvíce zastoupenými druhy jsou hrouzek obecný a jelec tloušť, v menší míře ostroretka stěhovavá, parma obecná a mřenka mramorovaná. Na lokalitě Černovice došlo oproti údajům Stoklase (2000) téměř ke dvojnásobnému navýšení abundance rybího společenstva. Eudominantními druhy zůstávají jelec tloušť a hrouzek obecný. Potěšující je nárůst početnosti parmy obecné, kdy při posledním odlovu Stoklase (2000) v roce 1999 dosahovala dominance parmy obecné jen 0,2% a byla druhem subrecedentním, dnes je druhem dominantním.
42
Početnostní dominance - lokalita Černovice 2012 0,2%
2,6%
1,1%
Ch. nasus P. fluviatilis
32,2%
S. cephalus 38,1%
R. rutilus L. idus B. barbus
14,9% 5,3%
S. trutta
4,9%
A. bipunctatus G. gobio
0,2%
L. lota
0,5%
Graf 3 – Početnostní dominance rybích druhů lokality 2
Hmotnostní dominance - lokalita Černovice 2012 4,1% 0,3% 5,7%
0,3%
Ch. nasus
10,4%
20,3%
1,3%
P. fluviatilis 2,0%
3,6%
S. cephalus R. rutilus L. idus B. barbus S. trutta
52,1%
A. bipunctatus G. gobio L. lota
Graf 4 – Hmotnostní dominance rybích druhů lokality 2
43
Lokalita 3 – Radlas Inventarizační průzkum na lokalitě Radlas proběhl 11. 9. 2012. Celkem bylo na lokalitě zjištěno 11 rybích druhů, ze 4 čeledí. Bylo zde odloveno 1113 ks ryb, z hospodářsky významných druhů jelec tloušť (342 ks), parma obecná (160 ks), ostroretka stěhovavá (142 ks) a pstruh obecný f. potoční (3 ks). Dále byl zjištěn na lokalitě výskyt podoustve
říční, plotice obecné, okouna říčního, mníka jednovousého, ouklejky pruhované, hrouzka obecného a hořavky duhové. Celková abundance pro lokalitu Radlas byla 15 727 ks.ha-1, z toho jelec tloušť 2844 ks.ha-1, parma obecná 1331 ks.ha-1, ostroretka stěhovavá 1181 ks.ha-1, a pstruh obecný f. potoční 25 ks.ha-1. Biomasa dosahovala úrovně 702,55 kg.ha-1, z hospodářsky významných druhů byla biomasa nejvyšší u ostroretky stěhovavé (329,33 kg.ha-1), jelce tlouště (141,63 kg.ha-1) a parmy obecné (107,34 kg.ha-1), u pstruha obecného f. potoční byla biomasa 2,92 kg.ha-1. Účinnost elektrolovu byla odhadnuta na 90%, u ouklejky pruhované a hrouzka obecného na 30%. Dle početnostní dominance můžeme na lokalitě určit tři druhy ryb jako eudominantní, a to hrouzka obecného (33%), ouklejku pruhovanou (28,7%) a jelce tlouště (18,1%). Dominantními druhy byly parma obecná (8,5%) a ostroretka stěhovavá (7,5%). Nejvyšších hodnot hmotnostní dominance dosahovali ostroretka stěhovavá (46,9%), jelec tloušť (20,2%) a parma obecná (15,3%). Lusk (1980) zjistil v roce 1977 na této lokalitě celkem 15 rybích druhů o abundanci 6483 ks.ha-1 a biomase 210,2 kg.ha-1. Eudominantními druhy na lokalitě byli hrouzek, ouklejka a jelec tloušť. Stoklas (2000) provedl v letech 1998-1999 celkem 3 odlovy, kdy abundance dosahovala k hodnotám 3 582 ks.ha-1. Eudominatními druhy byli vždy hrouzek obecný a jelec tloušť, v jednom případě ostroretka stěhovavá (10,3%). Lokalita Radlas se jevila v minulých letech i dnes jako druhově nejpestřejší ze zkoumaných lokalit. Způsobeno to bude s největší pravděpodobností vysokým příčným stupněm. Tento jez prakticky zabraňuje protiproudní migraci ryb. Po srovnání údajů s Luskem (1980) a Stoklasem (2000) došlo k potěšujícímu zvýšení stavu ostroretky stěhovavé. Ostroretky stěhovavé byly zajímavé i velikostně, protože téměř 67% mělo celkovou délku těla (TL) přes 30 cm. Na lokalitě se zvýšil i stav parmy obecné. K výraznému zvýšení stavu došlo i u ouklejky pruhované. Stoklas (2000) uvádí na 44
lokalitě ouklejku pruhovanou jako subrecedentní druh, dnes je druhem eudominantním. Výskyt střevle potoční na lokalitě nebyl prokázán. Zajímavostí je výskyt dvou exemplářů hořavky duhové, která v minulých letech není zmiňována vůbec.
Početnostní dominance - lokalita Radlas 2012 0,3%
0,2%
Ch. nasus
0,3%
V. vimba
7,5% 33,0%
S. cephalus
18,1%
R. rutilus P. fluviatilis 8,5%
3,1% 0,2%
28,7%
B. barbus S. trutta A. bipunctatus
0,2%
G. gobio L. lota R. sericeus
Graf 5 – Početnostní dominance rybích druhů lokality 3
Hmotnostní dominance - lokalita Radlas 2012 0,3% 0,0% 0,4%
8,9%
Ch. nasus V. vimba
6,5%
S. cephalus 46,9%
15,3%
R. rutilus P. fluviatilis B. barbus
0,0%
S. trutta
20,2%
A. bipunctatus
1,1%
G. gobio L. lota
0,4%
R. sericeus
Graf 6 – Hmotnostní dominance rybích druhů lokality 3
45
Lokalita 4 – Maloměřický most Průzkumný odlov na lokalitě Maloměřický most byl proveden 6. 9. 2012. Zjištěno bylo 11 rybích druhů, které můžeme zařadit do 4 čeledí. Celkem bylo odloveno 562 ks ryb, z toho 168 ks parmy obecné, 122 ks jelce tlouště, 83 ks ostroretky stěhovavé a 7 ks pstruha obecného f. potoční. Dalšími odlovenými druhy byli podoustev říční, plotice obecná, jelec jesen, mník jednovousý, ouklejka pruhovaná, hrouzek obecný a mřenka mramorovaná. Celková abundance na lokalitě Maloměřický most byla 4 713 ks.ha-1, z toho hospodářsky významné druhy: parma obecná 1268 ks.ha-1, jelec tloušť 913 ks.ha-1, ostroretka stěhovavá 621 ks.ha-1 a pstruh obecný f. potoční 52 ks.ha-1. Biomasa činila 321,56 kg.ha-1, z toho ostroretka stěhovavá 112,19 kg.ha-1, jelec tloušť 99,55 kg.ha-1, parma obecná 52,26 kg.ha-1 a pstruh obecný f. potoční 6,38 kg.ha-1. Účinnost elektrolovu byla odhadnuta na 90%, u hrouzka obecného, ouklejky pruhované a mřenky mramorované na 60%. Podle početnostní dominance můžeme na lokalitě určit jako eudominantní parmu obecnou (26,7%), jelce tlouště (19,4%), ouklejku pruhovanou (18,1%), ostroretku stěhovavou (13,2%) a hrouzka obecného (12,4%). Žádný druh nebyl dominantní, subdominantním druhem byla plotice obecná (4%). Co se týče hmotnostní dominance, můžeme druhy seřadit takto: ostroretka stěhovavá (34,9%), jelec tloušť (31%), parma obecná (16,3%). Noll (1977) udává na této lokalitě výskyt celkem 6 rybích druhů. Celková abundance byla 612,2 ks.ha-1 a biomasa 92,5 kg.ha-1. Eudominantními byli jelec tloušť, hrouzek obecný a ostroretka stěhovavá, dominantním druhem byla mřenka mramorovaná. Subdominantními druhy uvádí plotici obecnou a střevli potoční. Lusk (1980) zjistil pod Maloměřickým mostem v roce 1978 celkem 9 rybích druhů. Abundance rybího společenstva dosahovala 6244 ks.ha-1, biomasa 267,9 kg.ha-1. Eudominantními byli hrouzek obecný, jelec tloušť a mřenka mramorovaná. Dominantním druhem byla střevle potoční. Stoklas (2000) provedl na lokalitě v letech 1998-1999 opět 3 odlovy. Během nich prokázal výskyt 11 rybích druhů. Abundance rybího společenstva se pohybovala v rozmezí 374,6 ks.ha-1 až 1388 ks.ha-1. Jako druhy s největší početností uvádí jelce tlouště, hrouzka obecného a parmu obecnou.
46
Po srovnání s literárními údaji Nolla (1977), Luska (1980) a Stoklase (2000), se na lokalitě Maloměřický most potvrdily jako druhy s největší početností jelec tloušť, hrouzek obecný a parma obecná. Nárůst vykazuje výskyt ostroretky stěhovavé. Zajímavé je zvýšení početnosti ouklejky pruhované, kdy Noll (1977) ouklejku nezaznamenal vůbec, Lusk (1980) ji uvádí jako subdominantní (4,4%) a Stoklas (2000) uvádí dominanci od 0,6 po 1,6%. Při mém průzkumu byla ouklejka druhem eudominantním (18,1%). Naproti tomu byl zaznamenám výrazný pokles početnosti mřenky mramorované. Noll (1977) ji uvádí jako druh dominantní, Lusk (1980) dokonce jako eudominantní (13,7%), v současnosti je druhem recedentním (1,7%).
47
Početnostní dominance - lokalita Maloměřický most 2012 0,8%
1,7%
Ch. nasus
13,2%
12,4%
1,6%
V. vimba S. cephalus
18,1%
R. rutilus
19,4%
L. idus B. barbus S. trutta
26,7%
1,1%
A. bipunctatus 4,0% 1,1%
G. gobio L. lota B. barbatula
Graf 7 – Početnostní dominance rybích druhů na lokalitě 4
Hmotnostní dominance - lokalita Maloměřický most 2012 2,0%
2,5%
1,1%
0,7%
Ch. nasus
0,2%
V. vimba 16,3%
S. cephalus
34,9%
R. rutilus
2,3%
L. idus
5,5%
B. barbus S. trutta 31,0%
A. bipunctatus 3,6%
G. gobio L. lota B. barbatula
Graf 8 – Hmotnostní dominance rybích druhů na lokalitě 4
48
Lokalita 5 – Bílovice nad Svitavou Na lokalitě nacházející se v Bílovicích nad Svitavou byl odlov proveden 12. 9. 2012. Bylo zde prokázáno 10 rybích druhů ze 4 čeledí. Celkem se odlovilo 457 ks ryb, z toho 149 ks jelce tlouště, 15 ks ostroretky stěhovavé, 4 ks parmy obecné a 3 ks pstruha obecného f. potoční. Dalšími zjištěnými druhy byli plotice obecná, jelec jesen, ouklejka pruhovaná, hrouzek obecný, okoun říční a mřenka mramorovaná. Abundance dosáhla na této lokalitě hodnoty 4892 ks.ha-1. U hospodářsky významných druhů: jelec tloušť 1595 ks.ha-1, ostroretka stěhovavá 161 ks.ha-1, parma obecná 43 ks.ha-1 a pstruh obecný f. potoční 32 ks.ha-1. Biomasa dosahovala 354,08 kg.ha-1, z toho jelec tloušť 233,11 kg.ha-1, ostroretka stěhovavá 33,96 kg.ha-1, parma obecná 10,42 kg.ha-1 a pstruh obecný f. potoční 2,24 kg.ha-1. Účinnost elektrolovu byla odhadnuta na 85%. Početnostní dominance vykazuje na lokalitě 4 druhy jako eudominantní: ouklejku pruhovanou (32,8%), jelce tlouště (32,6%), plotici obecnou (16,4%) a hrouzka obecného (12%). Subdominantním druhem byla ostroretka stěhovavá (3,3%), ostatní druhy byly subrecedentní. Hmotnostní dominance byla jednoznačně nejvyšší u jelce tlouště (65,8%), dále u plotice obecné (11,9%), ostroretky stěhovavé (9,6%) a ouklejky pruhované (6,2%). Noll (1977) prováděl výzkum pod obcí Bílovice nad Svitavou, kde zjistil výskyt 7 rybích druhů. Jako eudominantní druhy zde byli hrouzek, ostroretka, mřenka, jelec tloušť a pstruh obecný. Celkově hodnotí zarybnění jako poměrně slabé. Stoklas (2000) průzkum na lokalitě v Bílovicích neprováděl. Ve srovnání s ostatními zkoumanými úseky řeky je v Bílovicích nejvyšší biomasa jelce tlouště a plotice obecné. Klesá výskyt ostroretky stěhovavé, parmy obecné a mník jednovousý zde nebyl odloven vůbec. Noll (1977) uvádí na lokalitě pod Bílovicemi jako eudominantní druh mřenku mramorovanou, v současnosti byl v Bílovicích byl zjištěn pouze jeden exemplář tohoto druhu.
49
Početnostní dominance - lokalita Bílovice 2012 0,2%
3,3%
0,2%
Ch. nasus
12,0%
S. cephalus 32,6%
R. rutilus L. idus
32,8%
B. barbus S. trutta 16,4%
A. bipunctatus G. gobio P. fluviatilis
0,7%
B. barbatula
0,9%
0,9%
Graf 9 – Početnostní dominance rybích druhů na lokalitě 5
Hmotnostní dominance - lokalita Bílovice 2012 0,7% 2,9% 0,7%
0,6%
1,5% 6,2%
0,0%
Ch. nasus
9,6%
S. cephalus R. rutilus
11,9%
L. idus B. barbus S. trutta 65,8%
A. bipunctatus G. gobio P. fluviatilis B. barbatula
Graf 10 – Hmotnostní dominance rybích druhů na lokalitě 5
50
5.2.2 Diverzita a ekvitabilita rybího společenstva Druhová diverzita byla vyhodnocena z výsledků průzkumů na všech lokalitách a dosahuje následujících hodnot: nejvyšší index druhové diverzity vykazuje lokalita
č. 4 Maloměřický most (H´=2,715), nejnižší hodnota je na lokalitě č. 1 Komárov (H´=1,62). Na lokalitě č. 2 Černovice dosáhl index diverzity 2,185, na lokalitě
č. 3 Radlas 2,558 a na lokalitě č. 5 Bílovice 2,218. Ekvitabilita vyjadřuje vyrovnanost rybího společenstva. Nejvyšší index ekvitability byl zjištěn na lokalitě č. 4 0,785, nejnižší na lokalitě č. 1 0,54. Na lokalitě č. 2 činí index 0,658, na lokalitě č. 3 0,739 a na lokalitě č. 5 0,668.
Index diverzity a ekvitability 3,00000 2,50000 2,00000 1,50000 H´
1,00000
E 0,50000 0,00000
Graf 11 – Index diverzity a ekvitability Porovnání výsledků indexu diverzity na lokalitách 1-4 je možné s údaji Stoklase (2000). Po srovnání dojdeme k závěru, že diverzita je v současné době na všech lokalitách vyšší, s výjimkou lokality č. 1 Komárov, kde index diverzity zůstal prakticky na stejné úrovni.
51
5.2.3 Hodnocení výživného stavu ryb (KF) Z hodnot získaných plastických znaků u odlovených rybích jedinců na všech lokalitách byl pro zjištění výživného stavu hospodářsky významných druhů ryb (jelec tloušť, ostroretka stěhovavá a parma obecná) spočítán koeficient vyživenosti dle Fultona (KF) a stanoven průměr pro každý druh. Tab. 5 – Průměrné hodnoty koeficientu KF lokalita 1 lokalita 2 jelec tloušť 1,70 1,73 ostroretka stěhovavá 1,73 parma obecná 1,65 1,66
lokalita 3 1,67 1,55 1,57
lokalita 4 1,69 1,55 1,47
lokalita 5 1,67 1,57 1,48
Průměrné hodnoty KF 1,75 1,7 1,65
KF
1,6 1,55
jelec tloušt
1,5
ostroretka
1,45
parma
1,4 1,35 1,3 Komárov
Černovice
Radlas
Maloměřický most
Bílovice
Graf 12 – Průměrné hodnoty koeficientu KF Nejlepšího výživného stavu dosahovaly ryby na lokalitách Komárov a Černovice. Výživný stav ryb má klesající tendenci směrem k výše položeným lokalitám. Řeka Svitava přechází nad Bílovicemi nad Svitavou již v revír pstruhový a potravní nabídka pro kaprovité druhy ryb se v souvislosti s klesající teplotou vody postupně snižuje.
52
6 ZÁVĚR V práci zaměřené na inventarizační ichtyologický průzkum řeky Svitavy na území města Brna v září 2012 byl sledován aktuální stav rybího společenstva a základní fyzikálně-chemické parametry vody. Průzkum byl proveden na 5 vybraných lokalitách v rámci předmětného toku. Celková abundance ryb byla na lokalitě č. 1
1983 ks.ha-1, na lokalitě č. 2
7269 ks.ha-1, na lokalitě č. 3 15 727 ks.ha-1, na lokalitě č. 4 4713 ks.ha-1 a lokalitě č. 5 4892 ks.ha-1. Jako eudominantní druhy se vyskytují na všech lokalitách jelec tloušť (18,1-57,5%) a hrouzek obecný (12-33%). Na lokalitách 2, 3 a 4 došlo ke kvalitativnímu i kvantitativnímu zlepšení stavu rybího společenstva. Poukazuje na to výskyt typických zástupců parmového pásma. Potěšující je, že na lokalitě 2 a 3 byla parma obecná druhem dominantním (5,3% a 8,5%), na lokalitě 4 dokonce eudominantním (26,7%). Ostroretka stěhovavá byla na lokalitě č. 3 druhem dominantním (7,5%), na lokalitě č. 4 eudominantním (13,2%). Na všech lokalitách byl prokázán spíše ojedinělý výskyt pstruha obecného f. potoční v dominanci 0,2-1,1%. Ve srovnání s průzkumy z minulých let se na řece Svitavě snížil stav mřenky mramorované, výskyt střevle potoční a lipana podhorního nebyl prokázán vůbec. Na lokalitě se ovšem objevily druhy, které dříve prokázány nebyly. Patří mezi ně hořavka duhová, jejíž dva exempláře byly zachyceny na lokalitě č. 3. Dále byl na lokalitách č. 2, 3 a 4 zaznamenán mník jednovousý TL 11-30 cm. Nejbohatší co do počtu druhů byly lokality č. 3 a 4 s celkem 11 druhy ryb. Nejchudší pak byl úsek pod městem Brnem, tedy lokalita č. 1, kde bylo zjištěno pouze 8 druhů ryb. Hodnota indexu diverzity rybího společenstva byla nejvyšší na lokalitě č. 4 (Maloměřický most, kde se vyšplhala na 2,715). Nejnižší hodnotu vykazovala opět lokalita č. 1 Komárov, tady byl index diverzity pouze 1,62. Hodnocení ekvitability dopadlo obdobně, tedy nejvyšší na lokalitě č. 4 (E=0,785) a nejnižší na lokalitě č. 1 (E=0,54). Z výsledků vyplývá, že nejlepší stav rybího společenstva, je na lokalitách přímo ve městě Brně. Na lokalitě č. 1 pod městem Brnem je ichtyocenóza bezpochyby ovlivněna občasnými haváriemi v čistotě vody spojenými s hromadnými úhyny ryb. Lokalita č. 5 je nejvýše položeným úsekem předmětného toku a pro kaprovité ryby přestávají být 53
podmínky prostředí vyhovující, především se jedná o teplotu vody a s ní související potravní nabídku. Rybí společenstvo v posledních 12 letech od posledního průzkumu Stoklase (2000) zaznamenalo výrazné změny. Velmi kladně hodnotím zvýšení abundance rybího společenstva na všech výzkumných lokalitách. Na některých lokalitách došlo i k několikanásobnému nárůstu početnosti rybího společenstva. Co se týče rybích druhů, byl na předmětném toku potvrzen výskyt jelce tlouště, parmy obecné, ostroretky stěhovavé, pstruha obecného f. potoční, hrouzka obecného, plotice obecné a ouklejky pruhované. S radostí můžu konstatovat, že se na všech lokalitách zvýšila početnost populace typických zástupců parmového pásma, tedy parmy obecné a ostroretky stěhovavé. Výskyt mřenky mramorované se rapidně snížil, výskyt střevle potoční a lipana podhorního nebyl prokázán vůbec. Nově byl zaznamenán výskyt podoustve říční a mníka jednovousého. Mník jednovousý je nyní i součástí zarybňovacího plánu. Hořavka duhová se na lokalitu Radlas dostala nejspíše společně s vysazovanými rybami. Tab. 6 – Vývoj stavu rybího společenstva sledovaných úseků řeky Svitavy v letech 19772012 (počet druhů, abundance a biomasa rybího společenstva) lokalita
1
2
3
4
5
počet druhů Noll (1977)
2
-
-
6
-
Lusk (1980)
6
5
15
9
-
Stoklas (2000)
7
11
16
11
-
Mareš (2012)
8
10
11
11
10
abundance (ks.ha-1) Noll (1977)
221,4
-
-
612,2
-
Lusk (1980)
200
6707
6483
6244
-
Stoklas (2000)
528
2735
2504
965
-
Mareš (2012)
1983
7269
15 727
4713
4892
biomasa (kg.ha-1) Noll (1977)
4,6
-
-
92,5
-
Lusk (1980)
8
121,8
210,2
267,9
-
Stoklas (2000)
-
-
-
-
-
Mareš (2012)
169,88
361,2
702,55
321,56
354,08
54
7 SEZNAM POUŽITÉ LITERATURY ADÁMEK, Z., J. VOSTRADOVSKÝ, K. DUBSKÝ, J. NOVÁČEK a P. HARTVICH. Rybářství ve volných vodách. Praha: East Publishing, 1995, 205 s. ISBN 80-7187-008-0. DUBSKÝ, K., J. KOUŘIL a V. ŠRÁMEK. Obecné rybářství. Praha: Informatorium, 2003, 308 s. ISBN 80-7333-019-9. GABRIEL, P., F. ČIHÁK a P. KALANDRA. Malé vodní elektrárny. 1. vyd. Praha: ČVUT, 1998, 321 s. ISBN 80-01-01812-1. HANEL, L. Poznáváme naše ryby. 1. vyd. Praha: Brázda, 1992, 285 s. ISBN 80-209-0227-9. HANEL, L. Ochrana mihulí a ryb. 1. vyd. Praha: ČSOP, 1995, 139 s. HARTMAN, P., I. PŘIKRYL a E. ŠTĚDRONSKÝ. Hydrobiologie. 3. přeprac. vyd. Praha: Informatorium, 2005. ISBN 80-7333-046-6. HEIMLICH, R. Ichtyologický průzkum pstruhového revíru Svitava 4. Brno, 2005. 96 s. Diplomová práce. MZLU Brno. HETEŠA, J., B. KOČKOVÁ. Hydrochemie. 1.vyd. Brno: MZLU, 1998, 95 s. ISBN 80-7157-289-6. HETEŠA, J., I. SUKOP. Aplikovaná hydrobiologie II. 1.vyd. Brno: VŠZ, 1985, 83 s. LOSOS, B., J. GULIČKA, J. LELLÁK a J. PELIKÁN. Ekologie živočichů. 1.vyd. Praha: Státní pedagogické nakladatelství, 1985, 316 s. LUSK, S. Fish and fishing in the Svratka and Svitava river sections within the precios of Brno. Folia zoologica, 29(4) 1980. strana 357-370. NOLL, R. Súčasný stav zarybnenia rieky Svitavy při prietoku mestom Brnom vo vzťahu k jej znečisteniu. Brno, 1977. 51 s. Diplomová práce. VŠZ Brno. PITTER, P. Hydrochemie. 4. aktualiz. vyd. Praha: VŠCHT, 2009, 579 s. ISBN 978-80-7080-701-9. POKORNÝ, J. (ed.). Velký encyklopedický rybářský slovník . 1. vyd. Plzeň: Fraus, 2004, 649 s. ISBN 80-723-8117-2. 55
SPURNÝ, P. Působení nepříznivých faktorů prostředí na rybí organismus. Brno, 1993. 180 s. Habilitační práce. VŠZ Brno. SPURNÝ, P. Ichtyologie (obecná část). 1. vyd. Brno: MZLU, 1998, 138 s. ISBN 80-7157-341-8. STOKLAS, J. Ichtyologický průzkum řeky Svitavy na území města Brna. Brno, 2000. 64 s. Diplomová práce. MZLU Brno. SUKOP. I., J. HETEŠA: Aplikovaná hydrobiologie I. 1. vyd. Brno: VŠZ, 1984, 105 s. ŠIMEK, Z. Rybářství na tekoucích vodách. 2. přeprac. vyd. Praha: Státní zemědělské nakladatelství, 1959, 476 s. VLČEK, V. (ed.). Zeměpisný lexikon ČSR - Vodní toky a nádrže. Vyd. 1. Praha: Academia, 1984, 315 s. ŽITNÍK, K. Roční dynamika změn rozvoje zoobentosu vybraného úseku řeky Svitavy s ohledem na dlouhodobé znečištění. Brno, 1999. 50 s. Diplomová práce. MZLU Brno.
56
8 SEZNAM OBRÁZKŮ A TABULEK Tab. 1 – Lokalizace výzkumných lokalit na řece Svitavě Tab. 2 – Výskyt rybích druhů na jednotlivých lokalitách v roce 2012 Tab. 3 – Výskyt rybích druhů na řece Svitavě na území města Brna dle různých autorů Tab. 4 – Výsledky jednotlivých měření na všech lokalitách Tab. 5 – Průměrné hodnoty koeficientu KF Tab. 6 – Vývoj stavu rybího společenstva sledovaných úseků řeky Svitavy v letech 1977-2012 (počet druhů, abundance a biomasa rybího společenstva)
Obr. 1 - Lokalita č. 1 – Komárov Obr. 2 – Lokalita č. 2 – Černovice Obr. 3 – Lokalita č. 3 – Radlas Obr. 4 – Lokalita č. 4 – Maloměřický most Obr. 5 – Lokalita č. 5 – Bílovice nad Svitavou Obr. 6 – Mapa výzkumných lokalit
Graf 1 – Početnostní dominance rybích druhů lokality 1 Graf 2 – Hmotnostní dominance rybích druhů lokality 1 Graf 3 – Početnostní dominance rybích druhů lokality 2 Graf 4 – Hmotnostní dominance rybích druhů lokality 2 Graf 5 – Početnostní dominance rybích druhů lokality 3 Graf 6 – Hmotnostní dominance rybích druhů lokality 3 Graf 7 – Početnostní dominance rybích druhů lokality 4 Graf 8 – Hmotnostní dominance rybích druhů lokality 4 Graf 9 – Početnostní dominance rybích druhů lokality 5 Graf 10 – Hmotnostní dominance rybích druhů lokality 5 Graf 11 – Index diverzity a ekvitability Graf 12 – Průměrné hodnoty koeficientu KF
57
