SBORNÍK REFERÁTU Z ICHTYOLOGICKÉ KONFERENCE

SBORNÍK REFERÁTU Z ICHTYOLOGICKÉ KONFERENCE

(Vodňany 4. - 5. května 1994 )

Editoři:

Jindřiška Mikešová Zdeněk Adámek

Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický Vodňany Česká republika

Použité materiály a označení v této publikaci jsou původní ____ a jejich význam nebyl upravován ___

ISBN: 80-901731 - 0 - 1

Tisk: Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický, 389 25 Vodňany

Distribuce: Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický, 389 25 Vodňany Česká republika

DÉLKO-HMOTNOSTNÍ

VZTAH

U

LAREV

A

JUVENILŮ JELCE TLOUŠTĚ

(LEUCISCUS CEPHALUS) M. PROKEŠ Úvod Ř e š e n á p r o b l e m a t i k a v ý z k u m u p a r a m e t r ů délkohmotnostního vztahu u larev a juvenilnich jedinců j e l ce tlouště (Leuciscus cephalus), navazuje na výzkum reprodukce, rané ontogeneze a sezónního růstu tohoto druhu v p ř i rozeném prostředí řeky Rokytné, který byl proveden v letech 1974-1976 (Prokeš 1977, 1978, 1981; Prokeš a Peňáz 1980; Prokeš a kol. 1977, 1978) a na výzkum produkční b i o l o g i e plůdku ryb, který byl proveden v roce 1992 (Prokeš 1994, Prokeš a kol. 1993). Získané výsledky jsou srovnány s parametry, které b y l y získány stejnou metodou u kapra obecného a okouna ř í č n í h o (Szlamiňská a kol. 1989, Prokeš 1992, 1993), s cílem zjistit, zda rozdílný průběh délko-hmotnostního vztahu během larvální periody vývoje může být z hlediska ontogenetického specifický pro vyšší systematické taxony (řády, čeledě).

Metodika a materiál M a te r iá l by l zí s ká n el e kt ro lo v em v ř ec e Rok y tné v letním a podzimním období roku 1992. Po odlovu byl veškerý plůdek fixován ve 4% roztoku formaldehydu a laboratorně zpracován později. U každého jedince bylo provedeno jeho zařazeni do vývojové etapy, zjištěny tři základni délky (TL,FL,SL v mm) a hmotnost (w v g). Celkem bylo tímto způsobem zpracováno 160 jedinců 0+ a 299 jedinců 1+ (viz tab. 1). K vyjádření délko-hmotnostního vztahu bylo použito exponenciální, prediktivní regrese (y=axb) a k proložení hodnot regresního koeficientu b bylo použito polynomické regrese (y = a + bx + cx2+ dx3). Označení sledovaných lokalit je následující: Bu1 Budkovice, úsek pod panelovým brodem toku řeky, Bu2- Budkovice, regulovaný úsek nad panelovým brodem , Vel Vémyslice, regulovaný úsek nad panelovým prahem toku řeky v místě silničního mostu z Vémyslic do Tulešic, Vé2- Vémyslice, úsek toku řeky pod panelovým prahem, Ta- Tavíkovice, Km-Kašparův mlýn, Př- Příštpo, Ja1 Jaroměřice nad Rokytnou, úsek toku nad splavem, Ja2- Jaroměřice nad Rokytnou, úsek toku pod splavem (podrobněji - viz Prokeš 1994). Výsledky Průběh délko-hmotnostního vztahu se výrazně měnil během larvální periody vývoje a poměrně malá proměnlivost byla zjištěna v průběhu juvenilní periody vývoje. Nejnižší hodnota regresního koeficientu b (0,932), vyjadřujícího strmost nárůstu hmotnosti se zvyšující se délkou zkoumaných jedinců byla zjištěna během první larvální etapy ontogenetického vývoje. Nejvyšší hodnota tohoto koeficientu (4,892) byla zjištěna během páté larvální etapy vývoje. Od Šesté l a r v á l n í etapy vývoje se zjištěná hodnota regresního koeficientu b pohybovala v poměrně úzkém rozmezí hodnot (2,664-3,339). Během juvenilní periody vývoje nebyly zjištěny mezi hodnota5

Diskuze Získané výsledky plně potvrdily správnost závěrů Szlamiňské a kol. (1989), která zjistila u larev kapra obecného maximální hodnotu regresního koeficientu b v průběhu 4 a 5 larvální etapy ontogeneze a v dalším období vývoje výrazný pokles tohoto koeficientu až k hodnotě 3. Prokeš (1993) zjistil u larev a juvenilních jedinců okouna říčního m a x i mální hodnotu b koeficientu až na začátku druhé j u v e n i l n í etapy vývoje, tj. až po ukončení všech základních vývojových změn, charakteristických pro larvální periodu vývoje a pro první juvenilní etapu ontogenetického vývoje. Zjištěný rozdíl zřejmě souvisí s vývojem plynového měchýře , který se během 4a 5 larvální etapy z větší části dokončuje (Prokeš 1978, Prokeš a Peňáz 1980),a s rozdílnou ekologicko - etologickou charakteristikou cyprinidů a percidů, známou pro larvální periodu vývoje. Cyprinidi jsou při příjmu potravy závislí na funkci plynového měchýře, u percidů funkci plynového měchýře do doby jeho plného vývinu nahrazují tukové kapky, které umožňují jedincům tohoto druhu udržet se ve vrstvách vody, které jsou z hlediska nabídky dostupné potravy (planktónu) nejpříhodnější (proto tzv. název ichtyoplankton) . Nejnižší hodnota b koeficientu, zjištěná u jelce tlouště během první larvální etapy vývoje opět dokumentuje skutečnost, že období zahájení příjmu exogénni výživy je u ryb velmi kritickým obdobím rané ontogeneze (Peňáz 1992). Lineární charakter vztahu délky a hmotnosti se během první larvální etapy vývoje v případě vhodného prostředí a dostatečného množství dostupné potravy velmi rychle mění v exponenciální (Prokeš a Perez 1991). Při nevhodných, nebo ne plně dostatečných podmínkách prostředí však může b koeficient kdykoliv během larvální periody vývoje opět klesnout na hodnotu blízkou 1, což determinuje výrazně kri tický stav organizmu larev (Prokeš a Peňáz 1992, Máchová a kol.1992). Vzhledem ke skutečnosti, že v období larválního vývoje jsou organizmy nejcitlivější k faktorům vnějšího prostředí a diference parametrů, charakterizujících stav organizmu jednotlivých jedinců je největší (Prokeš 1993) a naopak metody, kterými se provádí zjištění fyziologických hodnot jsou velmi omezené vzhledem k malé velikosti larev, je parametr délko-hmotnostního vztahu velmi významným kritériem pro determinaci hmotnostní kondice larev a nepřímo, vhodným k r i t é riem pro determinaci kvality životního prostředí larev i juvenilních jedinců.

6

Tab.l. Celková délka (TL v mm) a hmotnost (w v g) larev a juvenilů jelce tlouště, Leuciscus cephalus, zjištěná na zkoumaných lokalitách řeky Rokytné v roce 1992.

7

Tab.2. Hodnoty regresních a korelačních koeficientů exponenciáLní, prediktiní regrese (y=axb ) délko-hmotnostní ho vztahu larev a juvenilů jelce tiouště (Leuciscus cep-halus) na zkoumaných lokalitách reky Rokytné v roce 1992

Obr. 1. Variabilita regresního koeficientu b u vývojových etap larev a juvenilů jelce tlouště (Leuciscus cephalus)

Literatura Máchová, J., Svobodová, Z., Vykusová, B., Prokeš, M., Peňáz,M., 1992: Vývoj a růst eleuterembryí a larev kapra obecného, Cyprinus carpio , při omezeném krmení živým zooplaanktonem. In: Adámek,Z. a Flajšhans,M. (eds) : Sb. Reprodukce ryb '92, VÚRH Vodňany, ČSFR 1992, s. 132-136. Peňáz,M., 1992: Raná ontogeneze ryb fauny ČSFR. Doktorská disert. práce, ÚSEB ČSAV, Brno 1992: 102 s. + přílohy 16 publikací. Prokeš,M., 1977: Raný vývoj a růst jelce louště, Leuciscus cephalus (Linnaeus, 1758) v říčce Rokytné. Vertebrat. zprávy 1977: 24-26. Prokeš,M., 1978: Produkční biologie a bionomie hlavních druhů ryb řeky Rokytné. Kand. dis. práce, ÚVO ČSAV, Brno 1978: 371 s. Prokeš,ML, 1981: Seasonal growth of chub Leuciscus cephalus, in the Rokytná Stream. Folia Zool., 30(4): 371-384. Prokeš,M., 1992: Studie o vztahu mezi délkou a hmotností u plůdku okouna říčního, Perca fluviatilis. In: Adámek,Z. a Flajšhans,M. (eds.): Sb. Reprodukce ryb '92, VÚRH Vodňany, ČSFR 1992, s. 164-167. Prokeš,M., 1993: Length-weight relationship of perch (Perca fluviatilis) larvae and juveniles in the Mostiště Reservoir. Folia Zool., 42(2): 139-150. Prokeš,M., 1994: Diversita, abundance a biomasa plůdku ryb řeky Rokytné. In: Sb. Ichtyol. konf., Vodňany 1994: v tisku Prokeš,M. a Peňáz,M., 1980: Early development of the chub, Leuciscus cephalus. Acta Sc. Nat. Brno, 14(7): 1-40. Prokeš,M. a Peňáz,M., 1992: Mortalitní,ontogenetická a somatická charakteristika eleuterembryi a larev kapra obecného, Cyprinus carpio, chovaných v laboratorních podmínkách při částečné a plné absenci krmení živým zooplanktonem. Zpráva ÚSEB ČSAV, Brno 1992: 35 s. Prokeš,M. a Peréz Martinez, A., 1991: Growth of Cichlasoma tetracanthum 0+. Folia Zool., 40(1): 85-95. Prokeš,M., Libosvárský,J., Baruš,V., 1977: Scale growth in juvenile chub, Leuciscus cephalus, from the Rokytná Stream. Folia Zool., 26(3): 277-288. Prokeš,M., Libosvárský,J., Baruš,V., 1978: Computed growth of juvenile chub, Leuciscus cephalus, from the Rokytná Stream. Folia Zool., 27(1): 85-96. Prokeš,M., Baruš,V., Halačka,K., Hlavová,V., Lusk,S., Peňáz,M.,1993: F 5 Společenstva ryb ve vodách oblasti energetické soustavy Dukovany-Dalešice. Zpráva ÚEK AV ČR, Brno 1993: 26 s. Szlamiňská,M., Kamler,R., Bergot,P., Barska,B.,Jakubas,M., Kuczyňski,M., Raciborski,K., 1989: The course of the relationship between body weight and length during development of carp (Cyprinus carpio L.) larvae. Pol. Arch. Hydrobiol., 36(1): 149-160. Adresa autora: Květná 8, M. Prokeš, Ústav ekologie krajiny AV ČR 603 65 Brno 9

STRUKTURA EPIDERMIS ŠTIKY OBECNÉ (Esox lucius) K. HALAČKA Souhrn Pokožka štiky obecné (Esox lucius) obsahuje velmi hojné sekreční buňky dvou typů - pohárkové (v sekretu převažuji kyselé sialinizové glykoproteiny) a váčkovité (sekret tvoří pouze glykoproteiny neutrální) - lišící se svoji ultrastrukturou. Buňky pigmentové nebyly v pokožce nalezeny. Tloušťka pokožky je průměrně 127 µm, sekreční buňky jsou 25x18 µm velké (4210 µm3) a tvoří 29,5% objemu epidermis. Pokožka samců je silnější a má více sekrečních buněk než u samic. V době tření dochází u obou pohlaví k zesílení epidermis a zvýšení počtu i celkového objemu sekrečních buněk. Úvod Kůže ryb, přizpůsobená vodnímu prostředí, má řadu funkcí, často velmi specifických: podílí se na osmoregulaci a výměně plynů, produkuje množství různých sekretů, jsou v ní uloženy smyslové, elektrické a bioluminiscentní orgány. Vzhledem k dlouhodobé evoluci této třídy obratlovců existují značné rozdíly v charakteru pokožky u jednotlivých druhů ryb. Popsány jsou však i rozdíly v závislosti zejména na pohlaví či pohlavní aktivitě (Knoz a kol. 1990, Halačka a kol.1991).Z toho důvodu jsou znalosti stále nedostačující a navíc jsou neustále rozšiřovány aplikace nových histochemických a ultramikroskopických metod výzkumu, které umožňují stále hlubší řešení dané problematiky. Materiál a metodika Sledováno bylo 30 jedinců štiky obecné (Esox lucius): 5 samců a 5 samic o průměrné velikosti (délka těla) 44 cm v době tření (březen), 9 samců (40 cm) a 11 samic (43 cm) v době mimo tření (duben až listopad). Vzorky kůže byly odebírány z dorzální části hlavy , fixovány v Bouinu, zality do parafinu a krájeny na řezy kolmé k povrchu pokožky. Pro základní orientaci bylo použito barvení hematoxylineosinem a dle Malloryho. Ke stanovení chemické povahy glykoproteinového obsahu sekrečních buněk byly použity histochemické metody PAS, AB při pH 2,5 a 1,0, slabá a silná metylace a slabá hydrolýza. Pro TEM byly vzorky (1 samice, období mimo tření) fixovány v glutaraldehydu a dále zpracovány běžnými metodami. Ryby byly rozděleny podle pohlaví a pohlavní aktivity do čtyř skupin: I - samci v době tření, II - samci mimo tření, III - samice v době tření, IV - samice mimo tření. Tyto pak byly vzájemně srovnávány. Na řezech pokožkou byla prováděna následující měření:

10

F. Počet sekrečních buněk /ks/

I II III IV I-IV 1,13 0,99 0,83 0,73 0,89 Samci mají v průběhu celého roku více sekrečních buněk než samice. U obou pohlaví se v době tření tyto buňky stávají hojnějšími. Ultrastruktura epiteliálních buněk Epiteliální buňky bazálni a střední vrstvy pokožky mají centrálně uložené jádro laločnatého tvaru. V cytoplasmě se vyskytují oválné váčky se slabě elektrondenzním či elektronlucentním agranulárním obsahem. Cytoplazmatická membrána má četné kořenovitě větvené cytoplazmatické výběžky. Mezi buněčné prostory jsou místy velmi prostorné bez zjevného obsahu. Epiteliální buňky povrchové vrstvy mají zploštělý tvar a obsahují velké množství elektronlucentních váčků. Cytoplazmatická membrána apikální strany buněk ležících zcela na povrchu pokožky je zvrásnená množsvím hřebenů. Pohárkové buňky mají relativně velké sekreční globuly, v ě t š i n o u m i s k o v i t é h o p r ů ř e z u , v y p l n ě n é s l a b ě elektrondenzním, jemně granulárním obsahem. Mezi skupinami globulů jsou místy velké shluky silně elektrondenzního materiálu. Častý je rozpad biomembrán i jednotlivých globulů, a to i u buněk, které ještě nemají vytvořeno vyústění na povrch těla. U váčkovitých buněk vytvářejí granule sekretu, zejména u zralých buněk, nepravidelná nahromadění. Centrálně umístěná sekreční vakuola je obklopena vrstvou elektrondenzni granulární cytoplazmy. Jádro je, stejně jako u buněk pohárkových, zatlačeno k bazálni periferii buňky. Diskuze Zjištěná skladba pokožky, tj. výskyt sekrečních buněk pohárkových a váčkovitých a absence kyj ovi tých, je dalším potvrzením předpokládaného obecného schématu pro Clupeiformes (Whitear 1986). Silnější pokožku a menší objemový podíl sekrečních buněk (187 jim , 15%) naměřil u štiky Macků (1988). Jednalo se vsaj jen o 3 jedince bez určení pohlaví a počítány byly pouze buňky alciánofilní, tj . pohárkové. Histochemické složení sekretu pohárkových buněk, tj, vysoký podíl glykoproteinů sialinizovaných je poměrně častým jevem, zajímavá je však barvi tel nost sekretu váčkovitých buněk metodou PAS, neboť u většiny našich druhů ryb, u nichž se tyto buňky vyskytují (pstruh obecný, okoun říční, candát obecný, vranka obecná) v této a ani v dalších metodách používaných ke zjištění glykoproteinů, barvitelné nejsou (Halačka 1989). Stejně jako i u jiných druhů ryb vykazovala pokožka š t i ky změny v závislosti na pohlaví i pohlavní aktivitě. Jde zejména o silnější pokožku u samců a zesílení epidermis u obou pohlaví v době tření (Smith 1976), jenž závisí na hladině androgenních steroidů (Pickering 1986). Shodný 12

nost glykoproteinů v nich potvrdila i histochemická pozorování v této práci. Merrilees (1974) nalezl u Esox americanus kromě pohárkových buněk jejichž popis odpovídal zde uváděnému, ještě jejich další typ, obsahující zrna mukózního sekretu, jenž jsem ve své práci u štiky obecné nezjistil. Ultastruktůra váčkovitých buněk odpovídá obecné charakteristice uváděné autory u jiných druhů ryb (Whitear 1986). Lireratura Halačka,K.,1989.Histologie,histochemie a ultrastruktura pokožky sladkovodních ryb. Disertační práce,127 s. Halačka,K.,Brabec,H.,Vyhnalíková,D.,1991. Morphometry of the epidermis of the Grayling (Thymallus thymallus) in the spawning season. Folia zool. Brno,40(2):187-192. Knoz,J.,Halačka,K.,Brabec,H.1990.Morphometry of the epidermis of the brown trout {Salmo trutta m. fario).Folia zool.Brno, 39(3):269-278. Macků, P.,1988.Využití morfometrických metod ve studiu sekrečních buněk epidermis některých druhů sladkovodních ryb. Diplomová práce,74 s. Merrilees,M.J.,1974.Epidermal fine structure of the teleost Esox americanus (Esocidae, Salmoniformes) . J. ultrastruc. Res. 47:272-283. Pickering,A.D.,1986.Changes in blood cell composition of the browm trout,Salmo trutta L.,during the spawning season. J. Fish Biol.,29:335-347. Smith,R.J.F.,1976.Season loss of alarm substance cells in North American cyprinoid fishes and relation to abrasive spawning behaviour. Can.J.Zool. ,54:11721182. Whitear,M.,1986.The skin of fishes including eye 1ostomes. In: Bereiter-Hahn,J., Matoltsy, A.G.,Richards, K.S.(Eds)., Biology of the integument. 2. Vertebrates. Heidelberg. Springer Verlag. s.8-64.

13

HORMONÁLNÍ INDUKCE OVULACE JIKERNAČEK LÍNA OBECNÉHO (TINCA TINCA) POMOCÍ PREPARÁTŮ OVAPRIM A KOBARELÍN A KAPŘÍ HYPOFÝZY J. KOUŘIL, J. HAMÁČKOVÁ , T. BARTH Souhrn Jikernačky l í n a obecného z rybničního chovu ve stavu optimální předvýterové připravenosti o průměrné kusové hmotnosti 0,5 kg b y l y převezeny na l í h e ň a náhodně rozděleny do 3 skupin. Jikernačky 1. skupiny byly injikovány odvodněnou kapří hypofýzou, ve 2. skupině preparátem Kobarelin obsahujícím analog savčího GnRH a ve 3. skupině preparátem Ovaprim, obsahující analog lososího GnRH a betadopaminergní i n hibitor. U j ikernaček injikovaných kapři hypofýzou bylo dosaženo ovulace u 75 % jedinců, při použití přípravku Kobarel i n 92 % jedinců a při podání přípravku Ovaprim pouze 8 %. Ukazatele dosažené pracovní plodnosti byly výrazně nejlepší u jikernaček injikovaných přípravkem Kobarelin. Úvod Hormonálně indukovaný umělý výtěr 1 í na s pomocí injikace kapří hypofýzy zavedl Pokorný (1974). Kouřil (1987) porovnal efekt použití hypofýzy v jedné a ve dvou d í l č í c h dávkách a optimalizoval výši dávky hypofýzy. Byl zjišťován i účinek stáří kapří hypofýzy na jej i účinnost u lína (Kouřil a Hamáčková, 1988). Významným zjištěním bylo ověření možnosti použití savčího GnRH k indukci ovulace lína (Kouřil a Barth, 1981; Kouřil a kol., 1981). Při těchto pokusech byl zjištěn nejen vliv podáni GnRH na vyšší počet vytřených j i kernaček, ale i na zvýšení jejich pracovní plodnosti. Později byly, převážně úspěšně, testovány různé analogy savčího GnRH, vyznačující se nižší prahovou hodnotou pro vyvolání ovulace jikernaček lína (Kouřil a kol., 1983, 1986a, 1986b, 1986c,e; Kouřil a Mrkvan, 1986). V těchto a zejména v pozdějších pokusech byl i u analogů savčího GnRH potvrzen ú č i nek jejich podání na dosažení vyššího počtu ovulujícich j i kernaček i vyšší pracovní plodnosti, přičemž m í r a tohoto vlivu je u jednotlivých analogů GnRH rozdílná (Kouřil a kol., 1991). Při ošetření dvou skupin jikernaček l í n ů rozdílné výtěrové kondice, jednak analogem savčího GnRH, jednak kapří hypofýzou, byl zjištěn výrazně vyšší účinek analogu GnRH, jak na počet vytřených jikernaček, tak na jejich pracovní plodnost (Vachta a k ol ., 1992). Byl vyhodnocen i v l i v různého místa aplikace analogů GnRH do rybího t ě l a ( K o u ř i l a kol., 1986d, 1990b) a testována účinnost i lososího GnRH (Kouřil a kol., 1990) a jeho analogů (Kouřil a k o l . , 1987d, 1989) na indukci ovulace u jikernaček lína. Metodika a materiál Pokus byl proveden ve VÚRH Vodňany ve dnech 1 1 . - 1 2 . června 1993 u jikernaček původem z rybničního chovu ústavu, na rybách i n d i v i d u á l n ě označených na podzim 1992 kryogenickou metodou. Jikernačky l í n a obecného ve stavu o p t i m á l n í předvýtěrové připravenosti o průměrné kusové hmotnosti 502 g (390 - 890 g) byly převezeny na l í h e ň a náhodně rozděleny do tří skupin po 12 - 13 jedincích. Po i n d i v i d u á l n í m zjištění hmotnosti byly ryby umístěny do průtočných nádrží o obje14

mu 500 1. Jikernačky v 1. skupině byly injikovány odvodněnou kapří hypofýzou (v dávce 2 mg.kg" ), ve 2. skupině preparátem Kobarelin obsahující analog savčího GnRH /(DAla6)GnRHProNHEt/ v dávce 10 [µg.kg-1) a ve 3. skupině preparátem Ovaprim (Syndel Laboratories Ltd., Canada) v dávce 0>5 ml. Kg-1 . Přípravek obsahuje analog lososího GnRH /(DArg6)GnRHProNHEt/ s přídavkem betadopaminergního inhibitoru (domperidon). Injikace ryb v jednotlivých skupinách byla provedena jednorázově intramuskulárně, u skupin 1. a 2. s použitím fyziologického roztoku (při dávce 1 ml.kg-1 ), u skupiny 3. s použitím originálního roztoku (tab. 1). Teplota vody v průběhu pokusu byla 23-24 °C, obsah ye vodě rozpuštěného kyslíku se pohyboval v rozpětí 6-7 mg.1—1 Výsledky Jak je patrné z tab. 1, bylo u jikernaček injikovaných kapří hypofýzou dosaženo ovulace u 75 % jedinců, při použití přípravku Kobarelin 92 % jedinců (neovulovala pouze 1 jikernačka) a při podání přípravku Ovaprim pouze 8 %. Ukazatele dosažené pracovní plodnosti byly výrazně nejlepší u jikernaček injikovaných přípravkem Kobarelin. U jikernaček injikovaných kapří hypofýzou bylo po přepočtu na 1 kg hmotnosti jikernaček vytřeno 51,1 tis. ks jiker. U jikernaček injikovaných přípravkem Kobarelin bylo vytřeno 94,9 tis. ks.kg-1 (což představuje zvýšení 1,86 x) a při aplikaci Ovaprinu pouze 14,7 tis. ks.kg (tj. 0,29 x méně), ve srovnání s po uži tím hy po fý zy. Vytřené j ikry od všech skupin jikernaček byly op Lozeny a po vykulení získán normální plůdek.

Tab. 1 Hmotnost jikernaček, počty injikovaných a vytřených jikernaček lína a jejich pracovní plodnost při indukci ovulace třemi různými preparáty Použitý

preparát (výše dávky)

Hypofýza (2 mg.kg-11)

Pracovní plodnost

Hmotnost Počet jiRel. hmot. vytř.jiker jikernaček kernaček % x±s g x±s (variační injik. vytřených (variační rozpětí) rozpětí) ks k % s 12 9 75 4,25±2,70 515±158 (0,90-9,04) (390-890)

Kobarelin (10 503±137 (390-860) (µg.kg-1)

13

Ovaprira (0,5 ml.kg-11)

12

487±153 (390-880)

absolutní relativní lO3.ks-11 lO3ks.kg-1 prům. prům. (var.rozp.)

12 92 5,80±3,41 (1,05-13,50) 1

8 6,92

6-76

68,l±58,0 (14,3-180,9)

17,9±4,0 (15-23)

4-108

102,8±72,6 (8,2-270,0)

31,7±1,6 (31-35)

138,3

33,0

74

15

Délka časového int. od inj.do výtěru h

Diskuse Byl potvrzen vyšší účinek Kobarelinu než kapří hypofýzy na podíl vytřených jikernaček z počtu injikovaných a na výši pracovní plodnosti (Kouřil a kol., 1983; Kouřil a kol., 1986a, 1986b, 1986c; Kouřil a Mrkvan, 1986). Naopak selhalo vyvolání ovulace pomocí přípravku Ovaprim, který byl úspěšně odzkoušen a je výrobcem doporučován k indukci ovulace při umělém výtěru u řady asijských kaprovitých ryb, lososů aj. Účinek podání donperidonu či jiného betadopaminergního inhibitoru samostatně nebo v kombinaci s analogem lososího GnRH /(D-Arg )GnRHProNHEt/, ani samostatné použití tohoto analogu není při indukci ovulace jikernaček lína v literatuře doposud uváděn. Literatura Kouřil, J., 1987. Induced ovulation of the female tench (Tinca tinca L.): Effect of the number and levels of pituitry injections on the results of stripping. Práce VURH Vodňany, 16:53-61. Kouřil, J., Barth, T., 1981. Docílení ovulace jiker pomocí LH-RH při umělém výtěru lína obecného (Tinca tinca L.). Bul. VÚRH Vodňany, 17, 1:13-18. Kouřil, J., Hamáčková, J., 1988. The effect of the storage of acetone-dehydrated carp pituitaries on their action in induced spawning of tench (Tinca tinca L.). Práce VÚRH Vodňany, 17:129-135. Kouřil, J., Mrkvan, L., 1986. Provozní ověření účinku analogu LH-RH k dosažení indukovaného umělého výtěru jikernaček lína na rybí líhni Státního rybářství, o. z. Přerov v Hodoníně. Čs. Rybnikářství, 3:102-104 Kouřil, J., Barth, T., Hamáčková, J., 1981. Výsledky pokusů s aplikací arginin-vasotocinu a LH-RH k dosažení ovulace jiker při umělém výtěru lína obecného (Tinca tinca L.). Ve: Proč. Reprodukce, genetika a hybridizace ryb, Slovenská zool. spol. - ichtyologická sekce, Vodňany, s. 78-81. Kouřil, J., Barth, T., Hamáčková, J., Slaninová, J., Servítová, L., Macháček, J., Flegel, M., 1983. Pokusy s použitím LH-RH a jeho syntetického analogu k dosažení ovulace jikernaček lína, amura, kapra a sumce. Bul. VÚRH Vodňany, 19, 2:3-16. Kouřil, J., Barth, T., Hamáčková, J., 1986a.Výtěr jikernaček lína pomocí analogů LH-RH. Edice Metodik, č. 20, 4 s. Kouřil, J., Barth, T., Hamáčková, J., Flegel, Induced ovulation in tench (Tinca tinca LH-RH synthetic analogues: effect of site of administration and temperature. Aquaculture, 54, 5/6:37-44. Kouřil, J., Barth, T., Hamáčková, J., Flegel, ML, Krchňák, V., Pospíšek, J., 1986c. Testování účinek některých analogů LH-RH na vyvolání ovulace jikernaček lína obecného (Tinca tinca L.). Bul. VÚRH Vodňany, 22, 3:3-12 Kouřil, J., Barth, T., Hamáčková, J., Flegel, M., Přikryl, I., 1986d. Indukovaný výtěr jikernaček lína obecného (Tinca tinca L.) při injekčním podání hypofýzy a analogu LH-RH na různá místa rybího těla. Bul. VÚRH Vodňany, 22, 2:30-39. 16

Kouřil,J . , Barth,T., Hamáčková, J .,Macháček, J . ,F1ege1 ,M. . 1986e. Výsledky pokusů s indukovanou ovulací pomocí LH-RH a jeho syntetického analogu u některých druhů ryb. Ve: Proč. Reprodukce a genetika ryb, Vodňany, Slov. zool. spol. - ichtyol. sekce, s. 174-176 Kouřil J., Barth, T., Hamáčková, J . , Pospíšek, J . , Krchňák, V., Flegel, M., 1987. Indukovaný výtěr jikernaček l í n a obecného (Tinea tinca) pomocí syntetického analogu lososího Gn-RH. Živočiš. Výroba, 32, 10:901908 Kouřil, J . , Mikodina, Je. V., Glubokov, A. I . , Hamáčková, J . , Barth, T., Flegel, M., Charvátová, J. , 1989. Využití [D-Glu(NH-Ad) 6,Trp 7 ,Leu 8]Gn-RH k indukci ovulace j i k e r n a ček lina obecného (Tinca tinca L.). Bul. VÚRH Vodňany.25, 1:8-13 Kouřil, J . , Mikodina, Je. V., Navolockij, V. I . , Hamáčková, J. , Vachta, R., Velek, J . , Bláha, I., Barth, T., 1990a. Účinek lososího Gn-RH na vyvolání ovulace jikernaček l í n a obecného (Tinca tinca L.). Bul. VÚRH Vodňany, 26, 3:7-10. Kouřil, J . , Vachta, R., Hamáčková, J . , 1990b. V l i v intramus-kulární, intraperitoneálni a dorsální injekční aplikace analogu savčího Gn-RH na výsledky umělého výtčru jikernaček lína obecného (Tinca tinca L.). Bul. VÚRH Vodňany, 26, 3:11-14. Kouřil, J., Barth, T., Hamáčková, J . , Mikodina, Je. V., Glubokov, A. I., Flegel, M., 1991. The comparison of effecte hormonal induction of ovulation in tench (Tinca tinca L.) in artificial propagation. Ve: Proc. International Symposium on Reproductive Biology in Aquaculture; Taipei (Taiwan), s. 54. Pokorný, J. 1974. Výtěr lína a odchov plůdku. Rybářství 12:268-270 Vachta, R., Hamáčková, J . , Kouřil, J . , 1992. Vliv rozdílných podmínek prostředí v odchovu jikernaček lina (Tinca tinca) v předvýtěrovém období na kondiční ukazatele a výsledky indukovaného výtěru pomocí kapři hypofýzy a syntetického analogu GnRH. Ve: Sb. Reprodukce ryb '92; Vodňany, VÚRH, s. 53-58.

Adresy autorů: J. Kouřil, J. Hamáčková, Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický, 389 25 Vodňany; T. Barth, Ústav organické chemie a biochemie AV CR, F l e m i n govo nám. 2, 166 10 Praha 10 -Dejvice

17

ISOLACE KAPŘÍHO GONADOTROPINU (GtH) I .HŮLOVÁ, J.BARTHOVÁ, G.ENTLICHER, L.MALETÍNSKÁ, T.BARTH, P.HRBAS, J .HAMÁČKOVÁ. J.KOUŘI L Úvod

Vodný extrakt dehydratovaných kapřích hypofys indukuje ovulaci u různých druhů sladkovodních ryb. Účinnou složkou extraktu jsou hormony gonadotropiny (GtH), což jsou chemicky glykoproteiny. Kapří GtH se skládá ze dvou podjednotek, jejich primárni struktura je známa, byla odvozena z cDNA knihovny (Chang et al. 1988). Poznatky základního výzkumu nebyly zatím v podstatě využity v praxi. Pokud jde napr. o využiti čistých Látek nebo diagnostiku hladiny GtH v krvi. Naším dlouhodobým záměrem je vypracovat technologii isolace čistého GtH a využít jej pro indukci ovulace u různých rybích druhů. Alternativní cesta je využití analogů GnRH v kombinaci s dopaminergními inhibitory. Také bychom chtěli vytvořit materiální základ pro vyvinutí diagnostiky GtH metodami RIA nebo ELISA. Zatím jsme kombinovali několik isolačních postupů několika autorů (Burzawa-Gerard 1971, Idler et al. 1975, Swanson et al. 1991, Tanaka et al. 1993) a isolovali různé GtH.i Materiál a methody Acetonem odtučněné kapří hypofysy byly získány z Rybářství Nemanice. Před použitím byly skladovány při -18 C. Hypofysy byly homogenisovány buď rychlootáčkovým nožovým mixerem (10 mg hypofys v 0,5 ml vody, 5000 ot/min) nebo v třecí misce. Homogenát byl centrifugován (12 000 ot/min, 15 min), sediment byl ještě jednou extrahován stejným způsobem a supernatanty byly spojeny. K roztoku byl za chlazení přidán NaCl do koncentrace 2% a ethanol do koncentrace 20%. Po 30 minutách stání byla sraženina odcentrifugována a v supernatantu byla koncentrace ethanolu zvýšena na konečných 80%. Po 10 hodinách stání byla sraženina oddělena centri fugací , rozpuštěna v malém množství vody a dialysována intensivně proti vodě. Roztok zbavený ethanolu byl lyofilizován a skladován při -18°C. "Fast protein liqiud chromatography" (FPLC) hypofysárních proteinů byla prováděna na sloupci SepPak 15 HR DEAE AR-1. Sloupec byl ekvilibrován s 20 mM Tris-HCl pufrem pH 8,5. Na sloupec bylo aplikováno 1 až 40 mg proteinu. Sloupec byl eluován roztokem NaCl ve zmíněném pufru. Koncentrace NaCl se lineárně zvyšovala od 0 do 0,5 M, průtoková rychlost byla 1,5 ml/min, separace trvala max. 60 minut. Koncentrace proteinů byla monitorována měřením absorbance při 280 nm. Pro afinitní chromatografii byl používán Konkanavalin A vázaný na Sepharosu 4B. Na 15 ml afinit ního nosiče bylo aplikováno 2 - 5 mg proteinu, balastní proteiny byly vymývány 0 , 5 M NaCl ve vodě, vázané proteiny byly eluovány 0,2M roztokem mannosy v pufru. SDS polyakrylamidová e lek troforesa byla prováděna podle Laemliho (1970) v 17,5% gelu. Obsah neutrálních cukrů ve frakcích proteinů byl stanoven methodou Duboise et al. (1956). 18

K biologickému hodnoceni frakci bylo využito kapřích jikernaček. Rybám byl injikován vzorek a byl sledován průběh ovulace. Vzorek byl aplikován ve dvou dávkách, první byla 50 µg na 1 kg váhy, druhá následovala 16 hodin po první v množství 450 µg/kg. Výsledky FPLC analysa rozpustných hypofysárních proteinů je uvedena na obr.l. Biologická aktivita byla lokalisována ve frakci 1H. Distribuce proteinů je zřejmá z elektroforeogramu, který je součástí obrázku. Pro všechny další analysy byl používán méně strmý gradient koncentrace NaCl. Obsah cukrů v jednotlivých frakcích FPLC chromátografické analysy je uveden na obr.2. Frakce 1A-4A jsou biologicky aktivní. Také účinnost ethanolové frakcionace a afinitní chromatografie proteinů z hypofysy byla vyhodnocena pomocí FPLC analysy. Takto bylo zjištěno, že hormonálně aktivní proteiny precipitují mezi 20% až 80% ethanolu (Obr.3). Obr.4 ukazuje rozdělení proteinů během afinitní chromatografie . Hlavní podíl hormonálně aktivních proteinů se vázal na Konkanavalin-Sepharosu a uvolňoval se 0,2 M mannosou. Konečně účinnost isolace zahrnující ethanolovou frakcionaci i afinitní chromatografii ilustruje Obr.5. Mezi proteiny biologicky aktivními byly SDS elektrofor e so u n al e ze ny p ro t ei ny o rel a ti v ní m o le kul o vé vá ze 32 000-35 000, 20 000-23 000 a 10 000-14 000. Diskuse M e th o da FP LC ch r om a to gr a fi e p ř ed s ta vu j e m od e rní a efektivní separační techniky, kterou lze využít jak analyticky tak preparativně. V kombinaci s klasickými methodami lze tak získat vysoce purifikované proteiny. SDS elektroforesa takto získaných proteinů indikuje přítomnost jak podjednotek, tak nativní molekuly o molekulové hmotnosti 32 000 - 35 000. 0 chemické povaze tohoto proteinů lze jen říci, že se jedná o glykoprotein.

Literatura Burzawa-Gerard E., 1971. Purification d'zone hormone gonadotrope hypophysaire de poisson teleosteen la carpe (Cyprinus carpio L.). Biochemie 53: 545-552. Chang Y.S., C.J.Huang, F.L.Huang, T.B.Lo, 1988. Primary structure of carp gonadotrophin subunits deduced from cDNA nucleotide sequences. Int.J.Peptide Protein Res. 32: 556-564. Dubois M., K.A.Gilles, J.K.Hamilton, P.A.Rebers, F.Smith, 1956. Colorimetric method for determination of sugar and related substances. Anal.Chem. 28: 350-356. Idler D.R., L.S.Bazar, S.J.Hwan,1975. Fish gonadotrophin(s). II. Isolation of gonadotrophin(s) from chum salmon pituitary glands using affinity chromatography. Endocrine Res.Commun.159: 619-624. Swanson P., K.Suzuki, H.Kawauchi, V.V.Dickhoff, 1991. Isolation and characterization of two Coho salmon gonadotrophins, GTH I and GTH II. Biology and Reproduction 10: 409-418. Tanaka H., H.Kagawa, K.Okuzawa, K.Hirose, 1993. Purification of gonadotrophins (PmGTH I and II) from read seabream (Pagrus major) and development of a homologous radioimmunoassay for PmGTH II.Fish Physiology and Biochemistry 10: 409-418. Trinh K.-Y., N.C.Vang, C.L.Hew, L.V.Crim, 1986. Molecular cloning and sequencing of salmon gonadotrophin beta subunit. Eur.J.Biochem. 159: 619-624.

Adresy autorů: I. Hůlová, J.Barthová, G.Entlicher, Katedra biochemie přírodovědecké fakulty KU, 128 40 Praha 2 T.Barth, L.Maletínská, P. Hrbas, Ústav organické chemie a biochemie AV ČR, 166 10 Praha 6 J. Hamáčková, J. Kouřil, Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický, 389 25 Vodňany

21

BIOLOGIE GAMET

A UMĚLÁ INSEMINACE U

SUMCE VELKÉHO (SILURUS

GLANIS L.) O.LINHART, J. COSSON, S.KUDO, R.BILLARD, L.MRKVAN Souhrn Spermiace stimulovaná u sumce velkého kapří hypofýzou v průběhu sedmidenního odběru by 1 a nejvyšší po 48 hodinách. Objem spermatu byl nejvyšší 1 den po i n j i k a c i , 1,46 ml/kg hmotnosti mlíčáka s celkovým množstvím 2,8 m l / k g hmotnosti mlíčáka. Celkové množství s p e r m i í , které bylo možné z í s k at na kg hmotnosti mlíčáka v průběhu 7 dnů představovalo 3,29 x 10 spermií. Hlavička spermie sumce velkého má k u l o v i t ý tvar, 2-2,5 jim. Délka b i č í k u je velmi r o z d í l n á pohybuje se od 10 do 60 jim. Jikra u sumce velkého má relativně tlustou vitelinní membránu s m i k r o p y l í na a n i m á l n í m pólu. V n i t ř n í průměr mikropylárního kanálu spolu se specializovaným malým kónickým útvarem s 8-12 výrůstky na "dně" mikropyle umožňuje proniknutí pouze jedné spermie. U jiker sumce existuje v e l k á heterogenita v možnosti penetrace spermie do j ikry. Čtyři minuty po aktivaci spermií a jiker je ještě zhruba 25 % pravděpodobnost průniku spermie do j ikry sumce velkého. Vlastní osemenění se provádí v množství 1-3 ml spermatu (mléčnéh o zák al u) s im obili zač ní m ro ztoke m Saad ne bo 300-400 mM sacharózy na 100 g jiker. Do osemeněných jiker po velmi rychlém promíchání přidáme do 5 s aktivační roztok (34 mM nebo 17 mM NaCl, 5 mM tris, pH 8). Množství aktivačního roztoku na objem jiker je dáno poměrem mezi 1:2 až 1:1. Po 5 minutách od aktivace se j ikry inkubují v inkubačních přístrojích a odlepkovávají enzymem alkaLázou po 10-12 h od počátku inkubace. Úvod Evropská sladkovodní ichtyofauna zahrnuje v současné době dva druhy sumců a to sumec velký Silurus glanis a v západní části Řecka sumce Silurus (Parasilurus) a r i s t o t e l i s . Z těchto druhů je v současnosti v podmínkách akvakultury využíván Silurus glanis, jehož výlov a produkce rok od roku roste (Linhart a Proteau, 1993). V roce 1988 bylo vyloveno v Evropě včetně SSSR v í c e než 17000 t, ovšem na akvakulturu připadlo pouze 4 % produkce tohoto druhu (FAO, 1990). K dalšímu růstu produkce sumce velkého je nutné dokonale zvládnout umělou reprodukci. První umělá reprodukce sumce velkého byla realizována v Jugoslávii v roce 1973 (Fijan, 1975), v Maďarsku v roce 1975 (Horvath, 1977) a v Československu v roce 1978 (Kouřil a Hamáčková, 1982). Později b y l a tato metoda zavedena v západní Evropě. Jedním z h l a v n í c h problému u tohoto druhu je systematické znečištění spermatu močí mlíčáků v průběhu odběru spermatu. Sperma je v e l m i naředěné, spermie jsou irreversibilně aktivovány. Je možné použití spermatu z vyoperovaných varlat (Fijan, 1975, Horvath, 1977, Kouřil a Hamáčková, 1982), nebo odebírat sperma s močí přímo do imobilizačního roztoku (Linhart a k o l . , 1987, Saad a kol., 1988). Problematice spontánní aktivace spermií močí s k v a n t i fikací spermií byla věnována pozornost v Československu či ve Francii (Linhart a kol., 1986, 1987, Linhart a B i l i a r d , 22

1994, Saad a k o l . , 1988). Linhart a k o l . (1987) srovnali k v a l i t u spermií z varlat po z a b i t í m l í č á k a se spermatem vytíraných tradičním způsobem. Nejlepší výsledky z í s k a l i se spermatem vytřeným do immobilizačního roztoku. Úroveň oplození u sumce velkého je l i m i t o v á n a faktorem kvantity a kvality spermií a k v a l i t y j i k e r . Kondice umělého osemenění byla komentována Linhartem a B i l l a r d e m (1992) s hodnotami objemu spermatu, immobilizačniho roztoku a a k t i vačního roztoku. Úroveň spermiace s jej i aktivací kapří hypofýzou (Linhart a Biliard, 1994) umožňuje sperma sumce v e l kého krátkodobě a dlouhodobě uchovávat (Linhart a k o l . , 1991b, Linhart a kol., 1993a ). Ve s t u d i u fyziologie gamet prozatím nebyly publikovány údaje o rychlosti s p e r m i í , frekvenci pohybu bičíku, způsobu pohybu s p e r m i í , jak bylo již dokumentováno u kapra obecného (Cosson a kol., 1991). B y l y pouze publikovány údaje z elektronové mikroskopie o struktuře mikropyle s aspekty penetrace spermie do j ikry (Kudo a kol., 1994). Materiál a metodika Experimenty se uskutečnily v letech 1991-1992 na rybářství Přerov se střediskem v Hodoníně-Písečná, ve VÚRH Vodňany, oddělení genetiky a šlechtění ryb, v Přírodovědeckém státním museu v Paříži, oddělení základní a aplikované ichtyológie a v roce 1994 ve státní výzkumné laboratoři CEMAGREF v Montpellier (Francie). Pěti až sedmiletí mlíčáci a jikernačky byly v jarním období rozděleni podle pohlaví do dvou rybníků s dostatkem krmných ryb v minimálním množství 100 % biomasy generačních ryb. Odlovem z rybníků se vybíraly připravené jikernačky a mlíčáci k výtěru. Generační ryby se v l í h n í c h u m í s t i l y do žlabů o objemu 1000 1 vody, vždy jednu rybu do separátni části žlabu s průtokem vody zhruba na úrovni 0,2 l/s s p ř i rozenou fotoperiodou v měsíci červnu a červenci a teplotě 22-25 °C. Spermiace a ovulace byla stimulována kapří hypofýzou v dávce 4-5 mg/kg ryb. Odběr spermatu se většinou uskutečnil 24 nebo 48 hodin od hypofyzace. Jikernačky ovulovaly v závislosti na teplotě mezi 460 - 520 h°. Odběr spermatu M l íč á ci by li an e st e ti zo v án i v e 2- ph e no xy e th a no lu (1:1000) a sperma odebíráno do injekční ch stříkaček nebo zkumavek o objemu 20 ml s minimálním objemem 10 ml Saadova immobilizačního roztoku (NaCl: 200 mM, Tris: 30 mM, pH 7, Saad et al., 1988) k zabránění iniciace spontáního pohybu spermií. U spermatu byl zjištěn objem a u spermií jejich koncentrace a motili ta s hodnocením doby pohyblivosti spermií a procenta pohybujících se s per mií. M o t i l i t a spermií byla hodnocena po finálním ředění 1:200 s p o u ž i t í m aktivačních roztoků. Charakteristika spermií K účelům charakteristiky pohybu spermii b y l o využito světelného mikroskopu s černým f i l t r e m a stroboskopickou lampou. Pohyb spermií byl zaznamenán na v i d e u . V l a s t n í záznam je využit na určení procenta pohyblivých s p e r m i í , d á l e 23

slouží ke konečnému výpočtu dráhy spermie a s t u d i u způsobu pohybu. Rovněž byla zjištěna frekvence pohybu b i č í k u v Hz. Charakteristika m i k r o p y l e j i k ry a penetrace s perm ie Ji k ry od dvou jikernaček b y l y aktivovány heterospermatem. Osemeněno b y l o vždy 30 - 60 jiker 100 µl spermatu v Petriho miskách a aktivováno aktivačním roztokem (17 mM NaCl, 5 mM Tris, pH 7) o t e p l o t e 23 °C. Aktivované ji k r y byl y fixovány v jednotlivých časových i n t e r v a l e c h (Kudo a kol , 1994). Následně b y l y ji k r y fixovány jak pro transm i s n í tak i scanový elektronový mikroskop. V l a s t n í příprava vzorků pro oba elektronové mikroskopy je d e t a i l n ě popsána v publikaci Kudo a k o l . , 1994. Vedle této skutečnosti b y l o rovněž zjišťováno "uzavírání" mikropyle na základě výsledného množství vykuleného váčkového plůdku sumce s využitím zpoždění doby osemenční jiker před aktivací jiker. Vlastní pokus probíhal při teplotách 22-23 °C rovněž v Petriho miskách. Inseminace jiker Inseminace ji ker se prováděla pokusně v Petriho miskách s množstvím 30 - 60 jiker a aktivačním roztokem o objemu 10 nebo 20 ml, s inkubací ve žlabech se stálým průtokem vody a s pravidelným odstraňováním odumřelých jiker. Praktické pokusy byly prováděny klasickou metodou s vyu ž i t í m Zugských inkubačních láhví s odstraněním lepivosti po 10 - 12 hodinách od počátku inkubace. Výsledky a diskuse Kvantita spermatu a spermií a změna pohyblivosti spermií Spermiace stimulovaná u sumce velkého kapří hypofýzou v průběhu sedmidenního odběru byla nejvyšší po 48 hodinách. Objem spermatu byl nejvyšší 1 den po injikaci 1,46 m l / k g hmotnosti mlíčáka s celkovým množstvím 2,8 m l / k g hmotnosti mlíčáka. Celkové množství s p e r m i í , které bylo možné získat na kg hmotnosti mlíčáka v průběhu 7 dnů představoválo 3,29 x 10 spermií. První den bylo získáno na kg hmotnosti m l í č á ka 0,94 x 10 spermií, druhý den 1,26 x 10 spermií a třetí den 0,664 x 10 spermií (P<0,l). U všech mlíčáků byl zaznamenán spontánní pohyb, který byl blokován použitím i m m o b i l i začního roztoku 200 mM NaCl, 30 mM t r i s , pH 7. Procento pohyblivých spermií se pohybovalo v průběhu 1 . - 5 . dne odběru na úrovni od 80 do 65 % a v 6. a 7. dnu d o š l o ke snížení na 50 %. Podrobnější výsledky jsou uvedeny v p u b l i k a c i L i n h a r t a Biliard (1994). V případe spermiace je možné doporučit v podmínkách praxe odebírat sperma po dobu 3 dnů od injikace mlíčáků s možností krátkodobého uchování p ř i 4-4 °C. Množství s p e r m i í , které jsou ve varleti sumce velkého se pohybuje na úrovni od 1,3 do 2,2 x 10 spermií na kg hmotnosti m l í č á c i (Linhart a B i l i a r d , 1994). Znamená to, že získané množství spermií výtěrem po stimulaci kaprí hypofýzou představuje pouze 1/50-tinu až 1/200- tinu spermií z jejich celkového množství.

24

Charakteristika spermií Hlavička spermie sumce velkého má kulovitý tvar, podobně jako spermie kaprovitých (Linhart a kol., 1991) s velikostí hlavičky 2-2,5 |im (Kudo a kol., 1994). Délka bičíku je velmi rozdílná a pohybuje se od 10 do 60 jim (obr.l). Heterogonita v délce bičíku je charakteristická pro sumce velkého. Pohyb bičíku má sinusoidní charakter, přičemž k uvolnění ATP dochází na základě změn osmotického tlaku, registrovaný exaktně motilitou spermií. Frekvence pohybu bičíku je po 10 s od aktivace na úrovni 43-49 Hz, po 30 s od aktivace na úrovni 28-31 Hz, po 50 s od aktivace na úrovni 13-16 Hz. Úroveň frekvence pohybu bičíku u sumce velkého odpovídá frekvenci pohybu bičíku u kapra obecného (Cosson a kol., 1991). Celková dráha, kterou sumčí spermie může urazit v aktivačním roztoku je v rozsahu do 1 cm v závislosti na jeho osmotické koncentraci. Charakteristika mikropyle j ikry a penetrace spermie Proces penetrace spermie do j ikry u sumce velkého byl zjišťován pomocí scanového a transmisního elektronového m i kroskopu. Jikra u sumce velkého má relativně tlustou v i t e linní membránu s mikropylí na animálním pólu. Podobně jako u jiných druhů Ginsburg (1987), Biliard a kol. (1986), Linhart a kol. (1993b) také u sumce velkého vnitrní průměr mikropylárního kanálu spolu se specializovaným útvarem na "dně" mikropyle umožňuje proniknutí pouze jedné spermie. Na povrchu j ikry v mikropylární oblasti je malý kónický útvar s 8-12 výrůstky představující specializovaný útvar pro fúzi hlavičky spermie. Dvacet sekund po inseminaci, oplozující spermie fúzuje s jikrou v místě specializovaného útvaru v mikropyli j ikry bez zformování oplozovacího kónusu, který byl zjištěn např. u kapra (Kudo, 1991). V místě fuze spermie s cytoplasmou se vytváří cytoplasmatická vyvýšenina, která se rozšiřuje po aktivaci v kruhovitý útvar okolo fúzující hlavičky spermie. Mikropylární vestibul je oproti hlavičce spermie velký. Po 2 minutách od aktivace se hlavička spermie zanořuje do cytoplasmy j i kry (obr.l). Okolo zanořující se hlavičky se vytváří kruhovitý útvar o průměru 5,5 až 8 fim. Po 3 minutách od aktivace je hlavička spermie zcela v cytoplasmě j ikry s v i d i t e l n ě se zkracujícím bičíkem. Po 4 minutách je patrný na povrchu mikropy1árního kanálu pouze krátký bičík s kruhovitým valem v průměru 8,0 - 8,8 jim. Dále bylo zjišťováno "uzavírání" mikropyle na základě výsledného množství vykuleného váčkového plůdku sumce. Množství vykuleného váčkového plůdku se snižovalo od 1 a 2 minuty po aktivaci spermií a j i ker na úroveň 45 % plůdku. Po 4 minutách od aktivace se vykulilo zhruba 24 % plůdku ve srovnání s okamžitou aktivací (kontrolou) na úrovni 61 a 57 %. Možnost oplození se signifikantně prodloužila (P<0,05) s použitím koncentrovanějšího aktivačního roztoku 41 mM NaC1, 5 mM tris, pH 8, oproti roztoku s 5 mdM trisu, pH 8.

25

Obrázek 1:

Penetrace spermie mikropylí 2 minutách od aktivace

26

u sumce velkého

po

Vlastni inseminace j i k e r Ve zkrácené podobě uvedeme pouze v l a s t n í metodiku inseminace jiker. Podrobnější výklad bude uveden ve s p e c i á l n í publikaci. Sperma odebrané do immobilizační ho roztoku Saad (1988) nebo 300-400 mM sacharózy je možné uchovávat bez s n í žení pohyblivosti spermii m i n i m á l n ě po dobu 3 dnů. Vytřené zralé j ikry bez prítomnosti moči je možné krátkodobě uchovávat při 15 - 18 C po dobu 3 hodin. J ikry, které mají náznak přezrálosti není možné krátkodobě uchovávat. J i kry smísíme se spermatem v množství 100 g j i k e r a 1-3 ml spermatu (mléčného zákalu) s imobilizačním roztokem. V případě malé koncentrace spermií můžeme použít sperma + immobilizačni roztok k jikrám v poměru 1:8-10, ovšem následně užijeme k aktivaci pouze vodu z líhně. Do osemenčných jiker po velmi rychlém promíchání přidáme do 5 s aktivační roztok (34 mM nebo 17 mM NaCl, 5 mM tris, pH 8). Množství aktivačního roztoku na objem jiker je v rozmezí 1:2 až 1:1. Po 5 minutách od aktivace se j ikry nalijí do Zugských inkubační ch láhví nebo se inkubuj í rozprostřené na uhelonové s í t i ve žlabech. V případě inkubace jiker v inkubačních láhvích se lepkavost odstraní použitím alkalázy po 10-12 hodinách od oplození v množství 1 ml základního roztoku na 1 1 vody, teplotě 24-25 °C. Ke kulení dochází po 2,5 až 3 dnech od oplození. Poděkování Děkujeme pracovníkům CEMAGREF, VÚRH Vodňany a Rybářství Hodonín-Písečná za vytvořené pracovní podmínky a dr. H. L i n hartové za korekturu textu. Literatura Biliard R., Christien R., Cosson M.P., Gatty J.L., Letell i e r L., Renard P., Saad A., 1986. Biology of the gametes of some teleost species. Fish. Physiol. Biochem., 2, 115-120. Cosson J ., Biliard R., Redondo-Mu11er C. and Cosson M.P., 1991. In vitro incubation and naturation of carp Cyprinus carpio spermatozoa. Bui 1 . Ins t.Zool. ,Acad.Sinica, 16: 249261. Ginsburg A.S., 1987. Egg cortical reaction d u r i n g fertilization and its role in block to polyspermy. Sov. Sci. Rev. Physiol. Gen. B i o l . , 1, 307-375. Fijan N., 1975. Induced spawning, larval rearing and nursery operations (Silurus glanis). In EIFAC FAO TP (25):130-138. Horvath L., 1977. Improvement of the method for propagation, larval and postlarval rearing of the we 1 s (Silurus glanis). Aquaculture, 10: 161-167. Kouřil J. and Hamáčková J . , 1982. A r t i f i c i a l spawning, egg incubation and forced fry rearing of the sheat-fish (Silurus glanis). Práce VÚRH Vodňany, (2): 119-126. Kudo S., 1991. F e r t i l i z a t i o n , cortical reaction, polyspermy preventing and and anti-microbial mechanisms in fish eggs. Bull. Inst. Zool.Academia S i n i c a , Monograph, 16, 313-340. Kudo S., Linhart 0. and B i l l a r d R., 1994. Ultrastructural studies of sperm penetration in the egg of the European catfish (Silurus glanis). Aqua.L i v i n g Res., 7 (2): (v ti sku) . 27

Linhart O., Kouřil J. and Hamáčková J . , 1986. The m o t i l e spermatozoa of wels, S i l u r u s g l a n i s L. and tench, Tinca tinca L. after sperm collection without water a c t i v a t i o n . Práce VÚR H Vodňan y (15 ): 28-41. Linhart O., Kouřil J. and Hamáčková J . , 1987. Increased rate o f e g g f e r t i l i z a t i o n i n a r t i f i c i a l p r o p a g a t i o n o f sheatfish ( S i l u r u s glanis L.) by means of suppressing the movements of spermatozoa w i t h i m m o b i l i z a t i o n s o l u t i o n . Aquac ultu re, 65: 353-3 58 . Linhart 0., Šlechta V. and S l a v í k A., 1991a. F i s h sperm composition and biochemistry. In: Bui 1.Ins t.Zool .Academi a Sinica, Mon ogr aph, 16: 285- 31 1. Linhart O., Proteau J . P . , Redondo C. and B i l i a r d R., 1991b. Preservation of gametes in European catfish ( S i l u r u s g l a n i s L . ) . I n : 4 t h I n t e r n a t i o n a l S y m p o s i u m o n Reproductive Physiology of fish, 7-12 July, 1991, Norwich, pp.283. Linhart 0. and Biliard r. 1992. Aktivace gamet a oplození jiker lososovitých, kaprovi tých a sumce velkého ( S i l u r u s g l a n is ). In: Z. Ad ám e k a M. Fl a jš ha n s (e di t .) , R ep r od u kc e ryb 92, 1992 ve Vodňanech, VÚRH Vodňany, pp.8586. E n g l i s h summary) Linhart 0. and Proteau J - P . 1993. S i l u r u s g l a n i s L.: Market a n d p r o s p e c t s o f d e v e l o p m e n t i n E u r o p e . I n : P . K e s t e m o n t and R. Biliard eds., W orkshop on Aq ua culture of Freshwat er species (exept salmonids), Europ. Aquacu1 t.Soc.Spec.Pub. , G h e n t Be l gi um, (2 0 ): ? L i n h a r t 0 . , B i l i a r d R . , a n d P r o t e a u J . P . 1 9 9 3 Cryopreservati on of European c a t f i s h ( S i l u r u s g l a n i s L.) spermatozoa. Aquaculture, 1 1 5 : 347-359. Linhart 0., Kudo S., B i l i a r d R. and Š l e c h t a 1993b Morphology and composition of carp eggs and their f e r t i l i s a t i o n , in: Carp.Symp., Budapest 1993, A q u a c u l t u r e , (v t i sku) . Linhart 0. and B i l i a r d R . , 1994. Spermiation and sperm q u a l i t y of European catfish ( S i l u r u s g l a n i s L.) after GnRH implantation and injection of carp p i t u i t a r y e x t r a c t s . J . A p p l . Ichtyol.,(v t i s k u ) . Saad A., Hollebecq M.G., B i l i a r d R., Pionnier E. and Heymann A., 1988. Production spermatogenetique, d i l u t i o n et conservation du sperme du S i l u r e Europeen, S i l u r u s glanis. In: Szymposio Sobre Cul tivo Intensivo de P e c e s Continent ales, As ociac io n Espano la de A quacultu re, pp 1. Madrid. FAO yerbook, 1988. Fishery statistics. In: FAO,Roma, 1 9 9 0 , vol. 66, 502 pp.

Adresy autorů: O.Linhart, Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický, 389 25 Vodňany; v současnosti Angers University, CHRU, F-49033 Angers Cedex,France. R.Biliard, NMNH, 43 R.Cuvier, 75231 Par i s,France. J.Cosson, CNRS URA 671, 062 30 Villefranche sur Mer, France S.Kudo, Gunman University School of Medicine, Maebashi 371, Japan. LadisLav Mrkvan, Rybářství Hodonín, Písečná

28

PEPTIDÁZY JIKER A JEJICH UVOLŇOVÁNÍ DO PROSTŘEDÍ E.ANZENBACHEROVÁ, T.BARTH, J.BARTHOVÁ, J.HAMÁČKOVÁ, J.KOUŘI L Úvod Poznání povahy a substrátové specifity enzymů z oplodněných jiker různých rybích druhů je důležité pro pochopení úlohy peptidas v narušení a rozpustení membrány j ikry (Ishida 1985, Schoots a Denuce 1981, Yasumasu et a l . 1988, 1989a,b). Ishida (1985) v přehledu o procesu l í h n u t í shrnul data o uvolňování enzymů z rybích zárodků. Enzymy jiker š t i ky a druhu medaka mají charakter metaloproteinů (Yasumasu et al. 1989a,b, Schoots a Denuce 1981). Využitím specifických chromogenní ch substrátů jsme stanovili aktivitu několika endo- a exopeptidas v oplodněných jikrách i v prostředí, v němž se jikry k u l i l y , u dvou zástupců sladkovodních ryb - sumce a lína.i Stanovovány byly následující enzymy: proteasy typu chymotrypsinu a trypsinu, prolin- a leucinaminopeptidasa, aminopeptidasa specifická pro basické aminokyseliny, především arginin, a aromatické aminokyseliny, především fenylalanin. Materiál a metody Použité substráty: 1: L-cystein-p-nitroanilid, 2: Bzl-L-arginin-p-ni troanilid, 3: L-prolin-p-nitroanil i d , 4: L-leucin-p-nitroanilid, 5: L-arginin-p-nitroanilid, 6: N-glutaryl-L-fenylalanin-p-nitroanilid, 7: Z-glycyl-prolyl-p-nitroanil i d , 8: L-alanyl-p-ni troanili d, 9: L-fenylalanin-p-nitroanilid. Enzymové aktivity byly stanovovány sledováním hydrolysy pseudopeptidové vazby, měřena b y l a rychlost produkce pnitroanilinu při vlnové délce 405 nm. Aktivita byla stanovována jednak v tekutině, ve které se j ikry k u l i l y , jednak v homogenátu oplodněných jiker. J ikry byly homogenizovaný v 20 mM fosfátovém pufru pH 7,0, aktivita byla stanovena v supernatantu po centrifugaci (1500 x g, 10 m i n , 4 C). 4,2 ml inkubační směsi obsahovaly 0,15mM Na-fosfátový puf r pH 7,0, 0,2mM substrát a 1,0 ml tekutiny prostředí nebo 0,2 ml extraktu z jiker. Koncentrace proteinů byla stanovena metodou Lowryho et a l .

(1951). Výsledky Nejaktivnější mezi enzymy nalezenými v j i krách b y l y leucin a alaninaminopeptidasa (substráty 4 a 8) a aminopeptidasa (substrát 5), jak dokumentuje Obr.l. Sledovali jsme také aktivity enzymů v odumřelých j i k rach, skladovaných 10 až 12 hodin při 2 C a pak homogenizovaných. Mezi ž i v ý m i a odumřelými j i krami byly zjištěny pokud jde o sledované enzymové aktivity pouze malé rozdíly. V j i k rach obou sledovaných rybích druhů b y l a detegována poměrně vysoká a k t i v i t a cysteinaminopept idasy (substrát 1) a detegovate1ná a k t i v i t a 29

prolinaminopeptidasy (substrát 3). Aktivity endopeptidas byly vesměs velmi nízké (substráty 2,6 a 7), vůbec nejnižší byla aktivita chymotrypsinu v jikrách. Profil enzymových aktivit v jikrách sumce se lišil od profilu aktivit v jikrách lina hlavně tím, že v jikrách sumce nebyla detegována peptidasa specifická pro aromatické aminokyseliny (substrát 9). Obr. 2 ukazuje přehled enzymů uvolňovaných z oplodněných jiker obou druhů ryb do prostredí. Enzymy obsažené v tekutině obklopující oplodněné j ikry jsou totožné s enzymy v jikrách. Pokud jde o množství enzymů, jejich aktivita klesá v radě B-aminopeptidasa > leucina-minopeptidasa > cysteinaminopeptidasa.

Diskuse Je evidentní, že charakter enzymů, které se účastni procesu lihnutí, je komplexní (Schoots a Denuce 1985. Yasumasu et al . 1989a,b). Až dosud se uvažovalo o přítomnosti endopeptidas a enzymů metabolismu sacharidů. Přítomnost exopeptidas ve vysokých aktivitách evokuje otázku o účasti těchto enzymů v destrukci obalu vajíčka. Jaký je vztah mezi exo- a endopeptidasami v této souvislosti vyplyne až po prostudování většího množství rybích druhů i většího počtu specifických substrátů, případně po b l i ž š í charakterizaci enzymů. Podrobnější studie jednotlivých enzymů a jejich interakcí s obalem vajíčka, jejich charakterizace pokud jde o citlivost enzymů k endogenním faktorům jako jsou pH, těžké kovy, toxické látky, pomohou pochopení přirozeného líhnuti o jeho potenciálního ohrožení. literatura Hagenmaier H.E.:1974a. The hatching process in fish embryos. IV. The enzymological properties of a highly pu r ifi e d enzyme (chorionase) from the hatching fluid of the rainbow trout, Salmo gaidneri,Rich. Comp.Biochem.Physiol. 49B, 313-324. Hagenmaier H.E.:1974b. The hatching process in fish embryos. V. Characterization of the hatching protease (chorionase) from the perivitelline fluid of the rainbow trout, Salmo gaidneri, Rich., as a metalloenzyme. Vilhelm Roux Arch.Entw. Mech.Org. 175, 157-162. Ishida J.: 1989. Hatching Enzyme: Past, Present and Future. Zoological Science 2, 1-10. Schoots A.F.M., J.M.Denuce: 1981.Purification and characterization of hatching enzyme of the pike (Esox Lucius). Int. J. Biochem. 13, 591-602. Yamasu S., I.Iuchi, K.Yamagami: 1988. Medaka hatching enzyme consists of two kinds of proteases which act cooperatively. Zool. Science 5, 191-195. Yasumasu S., I.Iuchi, K.Yamagami: 1989a. Purification and partial characterization of high choriolytic enzyme (HCE), a component of the hatching enzyme of the teleost, Oryzias latipes. J. Biochem. 105, 204-211. Yasumasu S., I.Iuchi, K.Yamagami: 1989b. Isolation and some properties of low choriolytic (LCE), a component of the hatching enzyme of the teLeost Oryzias latipes. J. Biochem. 105, 212-218.

Adresy autorů: E.Anzenbacherová, T.Bar th, Ústav organické chemie a biochemie AV ČR, 166 10 Praha 6 J.Barthová, Katedra biochemie přírodovědecké fakulty Karlovy university, 128 40 Praha 2 J.Hamáčková, J .Kouři 1 Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický, 389 25 Vodňany 31

PROTEOLYTICKÉ ENZYMY GASTROINTESTINÁLNÍHO TRAKTU KAPRA L.HAUZEROVÁ, J.BARTHOVÁ, T.BARTH, J.KOUŘIL, J.HAMÁČKOVÁ Úvod Poznání zastoupení hydrolytických enzymů v t r á v i c í m traktu ryb je důležitým článkem objasnění trávicích procesů a využitelnosti potravy. Většina studií tohoto problému se soustřeďuje na základní typy enzymů, v případě proteas na trypsin, chymotrypsin, elastasu nebo karboxypeptidasu jednak v hepatopankreatickém systému (Cohen et al., 1981a, 1981b) nebo gastrointestinálním traktu (Raal a Valther 1989, S quires et al. 1986a, b, Martinez et al. 1988, Chen et a l . 1989, Poláčková et al. 1988). Dalším aspektem studie tohoto typu je snaha o zužitkování odpadu při zpracování ryb (Reece 1988). Enzymů z tohoto zdroje by bylo možno využít (koželuž-ství, výroba sýrů, výroba čistých chemikálií). V naší studii jsme se soustředili na detekci a případnou distribuci některých endo- a exopeptidas v gastrointestinálním traktu kapra (Cyprinus carpio). Metody Střeva byla získána z ryb vážících 2 -3 kg. Celé střevo bylo očištěno a promyto vodou. Tkáň b y l a rozstříhána, kousky tkáně o váze 0,5 g byly použity ke stanovení a k t i v i t y enzymu . A k t i v i t a enzymů byla stanovena sledovaním r y c h l o s t i hydrolysy chromogenních substrátů, ze kterých je uvolňován p-nitro anilin. Substrát

Enzym

Cys (Bzl)-pNA Bz-Arg-pNA Pro-pNA Leu-pNA Arg-pNA N-Glt-Phe-pNA Z-Gly-Pro-pNA Ala-pNA Phe-pNA

cysteinaminopeptidasa trypsin prolinaminopeptidasa aminopeptidasa aminopeptidasa B chymotrypsi n endoprolylypeptidasa aminopeptidasa aminopeptidasa spec, pro aromatické aminokyseliny

Inkubační směs obsahovala 2,5 ml 0,02M Na-fosfátového pufru pH 7, 0,7 ml 0,5 mN roztoku substrátu, 0,5 g tkáně a 1 ml vody. Reakce probíhala 1 hodinu při teplotě 20°C, pak byla zastavena přidáním 0,5 ml 6 M kyseliny octové. PO 20 hodinách stání při 3°C byly vzorky centrifugovány a v supernatantu bylo stanoveno množství uvolněného p-nitroanilinu změřením absorbance při 406 nm. Jednotka enzymové a k t i v i t y je definována jako změna absorbance za 1 hodinu vztažena na 1 g tkáně.

32

Další výsledky byly získány stanovením aktivit enzymů ve střevě zmraženém 7 dní na teplotu -18°C. Ukázalo se, že enzymy uchovaly aktivitu téměř beze změny. Také pH prostredí v oblasti hodnot 6 až 8 nemělo výrazný vliv na aktivitu enzymu Pokud jde o vliv teploty, určitou aktivitu lze zaznamenat už při teplotě 5oC, nejvyšší aktivitu měly enzymy při teplotě 30 až 35°C

33

Obr.2 Vliv teploty na aktivity proteinas střeva kapra

Závěr V gastrointestinálním traktu kapra byla pomoci řadv specifických chromogenních substrátů delegována přítomnost proteinas, které kompletují naši predstavu o enzymové výbavě střevní stěny kapra. Především enzymy hydrolysující peptidovou vazbu za prolinem a aminopeptidasy specifické pro aromatické a basické aminokyseliny zvyšují potenciální hodnotu využitelnosti odpadu jako zdroje enzymů, které by byly výhodné v laboratorní praxi jako specifické katalysátory. Literatura T.Cohen, A.Gerther, Y.Birk, 1981a. Pancreatic proteolytic enzymes from carp (Cyprinus carpio). I.Purification and physical properties of trypsin, chymotrypsin, elastase and carboxypeptidase B. Comp. Biochem. Pharmacol. 69B, 639-646. T.Cohen, A.Gerther, Y.Birk, 1981b. Pancreatic proteolytic enzymes from carp (cyprinus carpio). II.Kinetic properties and inhibition studies of trypsin, chymotrypsin and elestase. Comp. Biochem. Pharmacol. 69B, 647-653. A.J.Raal, B.T.Valther, 1989. Characterisation of chymotrypsin, trypsin and elastase like of proteinases from COD (Gadus Morhua L.). Comp. Biochem. Physiol. 93B 317-324. J.Squires, N.F.Haard L.A.V.Feltham, 1986a. I. Gastric proteases of the greenland cod Gadus ogac and kinetic properties. . Biochem. Cell Biol. 64, 205-214. I. Isolation and kinetic properties. Comp. Biochem. Physiol. 93B, , J.Squires, N.F.Haard, L.A.V.Feltham, 1986b. Gastric proteases of the greenland cod Gadus ogac. II. Structural properties Biochem. Cell Biol. 64, 215-222.

.

34

A.Martinez, R.L.Olsen, J.L.Serra, 1988. P u r i f i c a t i o n and characterization of two trypsin-l i k e enzymes from the digestive tract of anchovy Eugraulis encrasicholus. Comp. Biochem. Physiol. 91B, 677-684. C.S. Chen, C.-Y. Tsao, S.-T. Jiang, 1989. Purification and characterization of proteases from the viscera of m i l k fish (Chanos chanos). J. Food Biochem. 12, 269-288. J.Poláčková, J.Jirásek, I.Svobodová, 1988. A k t i v i t a trávicích enzymů kapřího plůdku (Cyprinus carpio) při různé teplotě vody. Živočišná výroba 33, 889-895. P.Reece, 1988. Recovery of proteases from f i s h waste. Process Biochem. 198, 62-66.

Adresy autorů: L.Hauzerová, T.Barth, Ústav organické chemie a biochemie AV. Flemingovo nám.2, ČR, Praha 6 J.Barthová, Katedra biochemie přírodovědecké fakulty KU. Praha 2 J.Kouřil, J.Hamáčková. Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický, 389 25 Vodňany

35

NAŠE ZKUŠENOSTI S KAPŘÍHO PLŮDKU

HEMATOLOGICKÝM PROGNÓZOVANÍM PĚEZIMOVÁNÍ

D. PRAVDA Uplynulé desetiletí přineslo v nauce o krvi ryb, ichtyohematologii, nebývalý pokrok. Zásluhou koncentrovaného úsilí zejména mladé vědecké generace celé Evropy bylo získáno nepřeberné množství nových poznatků a informací o krvi několika desítek druhů sladkovodních ryb, zejména ryb kaprovitých. Značná pozornost ichtyohematologů byla věnovaná metodické úrovni výzkumů i vyšetřování krve ryb. Vlivem této záslužné aktivity dnes disponujeme velmi přesnými mikrometodami a přesnými údaj i. Ze všech úseků ichtyohematologie se jeví jako daleko nejpropracovanější úsek hematologie kapřího plůdku. Náš výzkum na tomto úseku přinesl prvé pozoruhodnější výsledky již koncem sedmdesátých let, když se nám p o d a ř i l o objasnit a všestranně metodicky propracovat tzv. zkrácený hematologický a kondiční test (dále jen ZHKT). Podstatou tohoto testu jsou exaktně získané informace o 4 vybraných základních hematologických parametrech, tj. množství hemoglobinu, hematokritové hodnotě, střední barevné koncentraci a množství plazmatických bílkovin, které vzájemně kladně koreluji. Jejich komplexním vyhodnocením pomocí vyšetření reprezentativního vzorku kapřího plůdku (obvykle 30 kusů ryb) dostáváme objektivní obraz základních faktorů látkové výměny. a t í m i funkčních vlastností vyšetřované rybí populace. Praktickým využíváním ZHKT jsme záhy z j i s t i l i , že jednou z nejatraktivnějších aplikací této vyšetřovací metody se stalo vyšetřování populací K-i , a to zejména v časové návaznosti na zimování kapřího plůdku. Postupně jsme totiž zjistili, že v případech, kdy vyšetřovaná populace kapřího plůdku vykazovala výsledky ZHKT pod hranicí jeho fyziologického rozmezí, došlo v průběhu zimování této populace k tak rozsáhlým ztrátám, že v následném jarním období byl slovný efekt téměř nulový. V případech opačných, kdy ukazatelé ZHKT byly shledány ve fyziologických rozmezích, proběhlo zimování kapřího plůdku téměř beze -ztrát. Tyto poznatky byly vzápětí potvrzeny také dalšími autory, a to jak z hlediska experimentálního (Nguien Tan, 1980, Jirásek a kol. 1981, 1985, Adámek a kol. 1981, 1985), tak z hlediska terénního (Ondra, 1985, Hrdonka, 1985, Červinka, 1970). Jak tato praxe dokázala, je prognostická hodnota ZHKT kapřího plůdku velmi vysoká. Jako minimální krajní hodnoty ukazatelů ZHKT nutno přitom respektovat následující mezní údaje:

hematokritová hodnota (Hk, PCV) 0.20 l.-1 střední barevná koncentrace (MCHC) 15 1 . 1 - 1 množství hemogloginu (Hb) 50 g.l -1 množství plazmatických bílkovin (TP) 20 g.l-1

36

Využíváním prognostického efektu p ř i vyšetřování k a p ř í ho plůdku, zejména v období let 1988 až 1989, se nám vsak podařilo zjistit ještě jeden zajímavý a domníváme se, že pro rybářskou praxi velmi potřebný poznatek. J e s t l i ž e z j i s t í m e pri vyšetřeni vzorku kapřího plůdku pomocí ZHKT 4 až 6 týdnů před zahájením zimování k r i t i c k é mezní údaje, můžeme i n t e nzivním dokrmováním kapřího plůdku až do první zámrazy dosáhnout výrazné normalizace těchto ukazatelů. T í m lze výrazne napomoci úspešnému prežití obsádky, jež by podle původní, zcela negativní prognózy, byla s největší pravděpodobností, zejména při delším zimním období, nenávratně ztracena. Dovolujeme si tímto naši váženou rybářskou veřejnost upozornit na jeden ze zajímavých realizačních výstupů výzkumu krve ryb v naději, že tuto osvědčenou metodu prognózovaní uvedou v život.

Literatura u autora.

Adresa autora: D.Pravda, Vysoká

škola

zemědělská,

Brno 37

PROMĚNLIVOST HEMATOLOGICKÝCH A BIOCHEMICKÝCH UKAZATELŮ U JELCE TLOUŠTĚ (LEUCISCUS CEPHALUS L.) V. LUSKOVÁ Úvod Znalost konkrétních hodnot hemato1ogických a biochemických ukazatelů u jednotlivých druhů ryb nachází uplatněni a v y u ž i t í p ř i p o s u z o v á n í j e j i c h z d r a v o t n í h o , k o n d i č n í h o i biologického stavu v řade oborů i různých typů výzkumů. Dlouhodobým cílem zůstává poznání tzv. normálních hodnot fyziologických ukazatelů u ryb v přírodním prostředí při současném zohlednění vlivu různých faktorů na jejich proměnlivost. V minulých pracích (Hlavová 1989, Hlavová 1993, Hlavová 1993a, Hlavová 1993b) byl sledován v l i v teploty vody a biologie druhu (tření) jako základních, v mnoha směrech u r č u j í c í c h f a k t o r ů p r o d y n a m i k u n ě k t e r ý c h b i o c h e m i c k ý c h a hematologických ukazatelů u ryb. V tomto příspěvku jsem se zaměřiLa na problematiku proměnlivosti vybraných f y z i o l o g i c kých ukazatelů zjišťovaných v krvi jelce tlouště z h l e d i s e k času, pohlaví a případného v l i v u přepravního a m a n i p u l a č n í h o stresu. Metodika V průběhu roků 1990 a 1991 b y l o u 132 ad u l t n í c h vizuálně zdravých jedinců jelce tlouště z řeky Oslavy provedeno stanovení 14 fyziologických ukazatelů (tab. 1 ) . 72 zkoumaných samců mělo průměrnou d é l k u t ě l a 218 mm a hmotnost bez vnitřností 157 g a 60 samic m ě l o 248 mm a 257 g. 19 jedinců bylo před odběrem krve vystaveno přepravnímu stresu (manipulace, nahloučení, hypoxie) po dobu 90 m i n u t . Ryby byly loveny elektrickým agregátem. Metodika od lovu, odběru k r ve a měření hematokritu (Hk),leukokritu (Lk), koncentrace hemoglobinu (Hb) a celkových bílkovin (TPB) v i z Hlavová (1993), měření aktivit enzymů alanin aminotransferasy (ALT), aspartát aminotransferasy (AST), glutamát dehydrogenasy (GLDH), kreatin kinasy (CK) a koncentrace laktátu (Lakt) v i z Hlavová (1989). Aktivity p-amylasy (pamyl), alfaamylasy (aamyl), koncentrace glukosy (Gluk) a cholesterolu (Chol) byly měřeny tzv. suchou cestou pomocí proužků na fotometru Reflotron fy Boehringer Mannheim, GmbH (Hlavová, Továrek 1988). Soubor ryb byl rozdělen do 6 podsouborů z h l e d i s k a roků, pohlaví a stresu. Pro všechny části byly vypočteny základní statistiky viz tab. 1. Míra proměnlivosti ukazatelů podle uvedených hledisek byla počítána jednocestnou analysou variance, výsledné hodnoty F-funkce a statistické významnosti jsou uvedeny v tab. 2. Pro grupovaní ukazatelů s ohledem na jejich přirozenou v a r i a b i l i t u bylo použito shlukové analysy minimálních distancí (obr. 1). Pro b l i ž š í posouzení v l i v u č a s u , p o h l a v í a s t r e s u b y l o p o u ž i t o a n a l y s y principiálních komponent. Výzkum byl prováděn v rámci grantu č. 66903 poskytnutého Grantovou agenturou AV ČR. Výsledky Vytvoření shluků sledovaných ukazatelů na základě p ř i rozené variability (obr. 1) potvrdilo jejich vzájemné funkční souvislosti. Vyčleněny ze souboru ukazatelů zůstaly ener getické 38

metabolity koncentrace glukosy a laktátu, přičemž glukosa se projevila jako významný indikátor přepravního stresu (tab. 2). Ostatní ukazatele (viz tab. 2) nebyly ovlivněny přepravním a manipulačním stresem, jisté odchylky spadaly do rámce jejich přirozené variability. Potvrdila se podobnost enzymů AST s CK a ALT s GLDH. Aktivity enzymů se významně lišily z hlediska sezóny, nelišily se z hlediska roků a pohlaví. V tomto směru se uplatnil především vliv aktivní účasti ryb na rozmnožovacím procesu. Vzájemně propojený shluk vytvořily ukazatele pankreatické amylasy, koncentrace cholesterolu, alfa-amylasy, leukokritu a koncentrace celkových bílkovin. Ukazatele aamyl, parny1, Choi a Lakt nebyly měřeny v celém časovém průběhu, což neumožnilo jejich kompletní časová hodnocení. Statisticky významné rozdíly z hlediska času (měsíců i roků) potvrdily mimořádnou závislost ukazatele TPB na faktorech ovlivňujících jejich potraví aktivitu především na teplotě vody. Izolovaný shluk vytvořily ukazatele Hk s Hb, návazně s ukazatelem střední barevné koncentrace (MCHC). MCHC má výjimečné postavení mezi ukazateli, projevil se jako konstanta, bez ohledu na pohlaví, čas i přepravní stres, na rozdíl od Hk i Hb lišících se významně z hlediska pohlaví i času, od nichž je odvozen. Aplikace analysy principielních komponent k posouzení vzájemných vztahů hodnocených parametrů podle uplatňovaných hledisek nevytvořila hodnotitelná uskupení. Variabilita ukazatelů v průběhu roku je charakterizována i variačním koeficientem (CV) viz tab. 1. Jejím zdrojem je především i n d i v i duelní proměnlivost ukazatelů, která je druhově specifická (Vácha 1988). Variabilita hematologických ukazatelů a koncentrací metabolitů je nižší ve srovnání s aktivitami enzymů (CK), u nichž zčásti přispívá zvýšení variability v době tření. Diskuse Poznáni a detekce vlivu různých faktorů, ve většině případů stresových, na jednotlivé charakteristiky na nejnižší úrovni u ryb, se ukazuje jako nezbytnost i pro d a lš í aplikační využití. Ukazuje se, že m í r a proměnlivosti může být právě jedním z prvních symptomů působení stresového faktoru (Goede a Barton 1990). Rovněž souběžné působení v e l i č i n přirozeného prostředí, které můžeme považovat za přirozené stresory, v případě přistoupení dalšího původce stresu může vyvolat překročení fyziologických l i m i t ů (Schreck 1990). Proto jsme vedle studia tzv. fyziologických či referenčních hodnot (Hlavová 1993, 1993a, 1993 b) přistoupili i ke studiu variability z hlediska synergického působení různých faktorů vč. přirozených. Konkrétní hodnoty parametrů hodnocených v tomto příspěvku u jelce tlouště se v publikovaných studiích téměř ne vyskytují. Adámek et al.(1989 ) uvádí u dvou souborů jelce tlouště (13 a 6 kusů) v porovnání s mými výsledky (tab. 1) nižší průměrné hodnoty pro hematokrit 0,309 resp. 0,328 1.1 i hemoglobin 62,2 resp. 57,1 g . - l . Pouze obsah celkových bílkovin 33,4 resp. 38,8 g.l-1 se kryl s rozsahem u mé ho materiálu. Ve své předchozí práci (Hlavová 1993) jsem na základě shodného materiálu jelce tlouště stanovila pro hematologické parametry tzv. referenční fyziologické rozmezí. 39

Tab. 2. Výsledky F-testů proměnlivosti ukazatelů z hlediska pohlaví, času a stresu zpracované metodou jednocestné variance. Pohlaví Ukazatel Hematokrit Loukokrit Homoglobln Celk. bílkoviny

5.96*

Samice 13.09*

0.64 15.93***

6.51*

11.32*

26.25***

10.79*

Glukosa

4.51* 1.06 0.03 0.27 1.69 3.2x10-5 14.40***

Cholesterol

0.75

p-amylasa

6.05*

a-amylasa

4.06* 1.76

MCHC

ALT AST GLDH

CK

Uktát

Roky Samci 1.23

Měsíce Celkem

Samci 3.25*

Samice 9.02***

10.02***

2.53*

6.44**

3.64**

3.93*

Statistická významnost: *** - P<0.001

3.86*

Samci 2.26

Samice 0.46

4.18*

3.49*

7.67*

0.22

4.07*

0.30 0.09 0.92 0.63 4.67* 4.05*

Stres Celkem

1.42

1.46 15.33*** 3.16* 20.95*** 4.1** Z87*

3.84**

0.68 13.04** 9.33** 6.85* 5.50* 124.26***

149.30***

1.12

7.69* 1.02

4.29** ** » P<0.01

Celkem

7.69*

*P<0.1

Obr. 1. Shluková analysa minimálních rozdílů průměrných hodnot biochemických ukazatelů u j e l c e tlouště z hlediska časové proměnlivosti.

Průkazné zvýšení hladiny glukosy v reakci na krátkodobý přepravní a manipulační stres u jelce tlouště je v souladu s hodnocením Thomase (1990), podle něhož krevní glukosa je nejvhodnějším indikátorem většiny typů krátkodobých stresů. Rovněž Pickering et al.(1982) považuje tzv. manipulační stres za velmi významný ve vztahu k aktuální hladině glukosy. Použitá metoda pomocí proužků typu Reflotron (Hlavová a Továrek 1988) je velmi operativní i pro použití p ř í m o v terénu. Literatura Adámek, Z., Jirásek, J . , Paláčkova, J. Pravda,I).,Spurný,P., Kocková, E., 1989. The b i o l o g i c a l value of chub (Leuciscus cephalus), roach (Rutilus r u t i l u s ) , and perch (Perca f l u v i a t i l i s ) at two different habitats of the Dalešice Reservoir (Czechoslovakia).ichthyos 7:5 -15. Goede, R.V., Barton, B.A., 1990. Organismic i n d i c e s and an autopsy-based assessment as indicators of health and condition of fish. American f i s h e r i e s society symposium, 8: 93-108 Hlavová, V., 1989. Enzyme a c t i v i t i e s in the blood plasma of grayling, Thymallus thymallus (Linn.),in the breeding season. J. Fish B i o l . , 34: 779-789. Hlavová, V. ,1993. Refernce values of the haemato1ogi ca I indices in brown trout, Salmo trutta morpha far i o (Linn.). Folia Yool., 42: 47-62. Hlavová, V., 1993a. Reference values of the haemato1ogical indices in grayling (Thymallus thymallus Linn.). Comp. Biochem. Physiol., 105A: 525-532. Hlavová, V., 1993b. Selected blood characters in chub,Leuciscus caphalus L., and brown trout, Salmo t r u t t a m. fario L., with regard to the problems of reference values. Folia Zool., 42: 341-348. Hlavová, V., Továrek, J . , 1988. Stanovení a k t i v i t enzymů v krvi ryb v terénních podmínkách přístrojem Reflotron. Zprávy ÚSEB, 61-64. Pickering, A. D., Pottinger, T. G., C h r i s t i e , P.,1982. Recovery of the brown trout, Salmo trutta L. , from acute handling stress: a time course study. J. F i s h B i o l . , 20: 229-234. Schreck, C. B., 1990. Physiological, behavioral and performance indicators stress. American F i s h e r i e s symposium, 8 : 29-37. Thomas, P., 1990. Molecular and biochemical response of f i s h to stressors and their potential use in environmental monitoring. American f i sh e r i e s symposium, 8:9-28. Vácha, J . , 1980. Problém normálnosti v b i o l o g i i a l ék a řs t ví . SZN Avicenum Praha, 178 s.

Adresa autora: V. Lusková, Ústav ekologie krajiny A V ČR, Květná 8, 603 65 Brno, ČR.

42

POLYNENASYCENÉ

MASTNÉ

KYSELINY

A

CHOLESTEROL

V SLADKOVODNÍCH RYBÁCH F. VÁCHA, E. TVRZICKÁ Souhrn Obsah a množství důležitých biologických látek a živin je poměrně dobře znám u morských ryb. Obdobné údaje týkající se sladkovodních druhů ryb chybí nebo jsou obtížně zjistitelné. V příspěvku jsou uvedeny výsledky rozborů 159 vzorků svalové tkáně patnácti druhů sladkovodních ryb. Je uvedeno zastoupení mastných kyselin včetně obsahu polynenasycených mastných kyselin a obsah a složení cholesterolu ve svalovine těchto ryb. Výsledky byly získány separací individuálních lipido-vých tříd pomocí metody tenkovrstevné chromatografie na ply novém chromatografu Chrompack model 438 A a 438 S a zpracovány integrovaným softwarovým systémem. Úvod Rybí maso je z nutričního hlediska velmi hodnotná surovina, jejíž velkou předností je vysoký obsah různých biologicky aktivních látek. Z dietetické stránky se při hodnocení zdravotního vlivu velmi významně uplatňuje obsah a zastoupení polynenasycených mastných kyselin řady n-6 a n-3, jejichž významným zdrojem je rybí tuk. Tyto polynenasycené mastné kyseliny jsou pro člověka esenciální a i při plnohodnotné výživě, pro zabezpečení správných funkcí organismu, musí být dodány v potravě. Uplatňují se zejména ve vztahu k prevenci atherosklerózy, koronárním chorobám, jsou komponentem nervové tkáně, mozku, retiny oka a spermatu. Chemicky to jsou mastné kyseliny s dvojnými vazbami blízko methylovému konci molekuly, v pozici nižší než n-9. Ze zdravotního hlediska se uplatňuje i další prvek, který hraje významnou úlohu ve výživě člověka a tím je obsah cholesterolu. Negativní dopady spotřeby potravin s jeho vysokým obsahem jsou v obecné rovině známy. Příčiny a mechanismus ukládání cholesterolu v lidském organismu vyžadují dalšího, bližšího poznání. Zdravotníci shodně doporučují snížit hladinu jeho příjmu v potravě. Rybí maso má k těmto doporučen í m všechny předpoklady. Materiál a metodika Materiál k analytickým rozborům byl získáván zpracován í m svalové tkáně, tedy konzumovatelných částí sladkovodních ryb.Formou směsného vzorku tkáně z jednotlivých ryb byl připraven materiál k analýzám prováděným extrakcí celkových l i p i d ů dle Folche s gravimetrickým stanovením. Separace spektra mastných kyselin byla prováděna plynovou chromatografií , stanovení cholesterolu bylo prováděno kapilární chromatografií . Účelem bylo vytvoření zdroje dat zahrnující poznání o obsahu a složení polynenasycených mastných kyselin a cholesterolu u širokého spektra druhů ryb zahrnujících chované a hospodářsky významné druhy ( kapr, pstruh, l í n , tolstolo-bik, štika, sumec, úhoř, tilapie a sumeček) i ryby autoch tónni, volně žijící v oblasti centrální Evropy (karas, plo43

tice, parma, bolen a cejn). Jedná o se získání banky základních údajů. Výsledky Získané výsledky jsou uvedeny formou následných tabulek číslo 1 až 4. Obsah tuku ve svalových partiích ryb se pohybuje v rozmezí 0,41 - 13,66 g/100 g rybí svaloviny. U tučnějších ryb se výrazně liší rozložení tuku do f i Letové, břišní a ocasní partie (zde neuváděno). Rozdíly v obsahu celkového cholesterolu i jeho složky beta sitosterolu se liší významněji. Uváděné údaje však jsou dále upřesňovány dalšími rozbory vzorků svalové tkáně. Zastoupení nejdůležitějších n-3 polynenasycených kyselin, tj. kyseliny eikosapentaenové (EPA) a kyseliny dokosahexaenové (DHA) v tuku jednotlivých druhů ryb se liší. Pohybuje se v rozmezí od 1,42 do 7,68 g a od 1,28 do 18,00 g ve 100 g celkového tuku, přičemž ryby s nižším obsahem tuku mají obvykle vyšší procentické zastoupení těchto esenciálních kyselin. Diskuse Získaných poznatků, po jejich dalším doplnění, lze využít pro výzkum vlivu technologií, zejména z pohledu možného ovlivňování obsahu polynenasycených mastných kyselin v organismu ryb a výběru těch druhů, v jejichž konzumovate1ných částech budou nízké hodnoty obsahu cholesterolu a vysoké hodnoty mastných kyselin, zejména eikosapentaenové a dokosahexaenové. Návazně je prováděn výzkum zastoupení a obsahu nenasycených mastných kyselin a cholesterolu v různých tělesných partiích (dorzální, ventrální a kaudální) s c í l e m zjistit jejich druhově specifickou distribuci v těle ryby. Počítá se s výzkumem obsahu zmiňovaných látek i u různých linií a hybridů kapra, event. i lína, s cílem vytypovaní a určení vhodného výchozího materiálu a užitkových kombinací s prokazatelně kladnými hodnotami.

44

Tab. č. 1 OBSAH EPA A DHA V LIPIDECH RŮZNÝCH DRUHÚ SLADKOVODNÍCH TUK EPA* DHA ** CELKEM (20:5 v3) (22:6 v3) g ve 100 g g ve 100 g g ve 100 g RYBA Kapr obecný Cyprinus carpio Sumeček skvrnitý Ictalurus punctatus Cejn velký Abramis brama Plotice obecná Rutilus rutilus Štika obecná Esox lucius Úhoř říční Anguilla anguilla Pstruh obecný Salmo trutta Bolen dravý Aspius aspius Lin obecný Tinca tinca Tilapie Oreochromis niloticus Sumec velký Silurus glanis Tolstolobik hybrid Karas obecný Carassius carassius Parma obecná Barbus barbus Cejn siný Abramis ballerus

*kyselina **kyselina

svaloviny

tuku celkem

tuku celkem

5.77 2.50 0.57 2.23 0.91 13.66 3.22 2.23 2.73 1.04 0.99 13.23 0.83 0.41 1.91

1.42 1.57 2.12 3.50 3.80 1.67 1.28 3.82 5.14 1.88 3.45 4.85 4.40 7.03 7.68

1.58 3.30 4.28 3.90 9.15 1.28 4.56 7.53 4.06 8.38 10.64 6.11 4.97 18.00 5.06

RYB

eikosapentaenová dokosahexaenová

Tab. č. 2 OBSAH CHOLESTEROLU V RŮZNÝCH DRUZÍCH SLADKOVODNÍCH RYB CELKOVÝ CHOLESTEROL RYBA Kapr obecný

mg ve 100 g tuku celkem Cyprinus carpio

Suraeček skvrnitý Ictalurus punctatus Cejn velký Abrarmis brama Plotice obecná Rutilus rutilus Štika obecná Esox lucius Úhoř říční Anguilla anguilla Pstruh obecný Salmo trutta Bolen dravý Aspius aspius Lin obecný Tinca tinca Tilapie Oreochromis niloticus Sumec velký Silurus glanis Tolstolobik hybrid Karas obecný Carassius carassius Parma obecná Barbus barbus Cejn siný Abrarais ballerus

β SITOSTEROL g ve 100 g tuku celkem

CELKOVÝ CHOLESTEROL mg ve 100 g svaloviny

9.56

0.55

55.16

19.31 78.59 53.29 45.79 h. 97 12.7í) 22.96 32.53 47.60 68.50 18.57 46.27 61.95 17.43

0.47 2.10 1.19 0.79 0.4? (1.74 0.66 0.66 1.19 0.26 0.51 0.83 1.09 0.72

48.28 61.90 118.34 41.67 95.21 40.89 51.21 88.81 49.50 67.82 245.68 38.40 25.40 33.29

45

Tab.č. 3 SLOŽENÍ MASTNÝCH KYSELIN V TUKU NĚKTERÝCH DRUHŮ HOSPODÁŘSKY VÝZNAMNÝCH DRUHŮ SLADKOVODNÍCH RYB (V %) R

Y B A

MASTNÉ

Kapr

Sumeček

Štika

Úhoř

Pstruh Lín

Tilapie Sumec

KYSELINY

obecný 0.97 20.01 8.33 5.97 48.29 2.58 8.68 0.31 0.73 0.13 0.02 1.53 0.26 0.73 0.01 0.02 0.38 0.11 0.10 0.12 0.48

skvrnitý2.59 24.71 6.16 6.41 27.30 3.06 14.59 0.68 1.57 0.56 0.17 2.98 0.58 0.88 0.74 0.10 0.26 1.44 0.16 0.14 0.55 2.80

obecná 2.87 20.22 8.63 4.48 26.39 4.05 8.92 0.47 3.92 0.39 0.12 0.71 0.77 0.49 3.08 0.43 0.46 3.53 0.27 0.37 1.56 7.85

říční 5.93 20.13 9.77 4.40 37.72 4.53 2.91 0.15 0.98 0.13 0.11 3.01 1.75 0.72 2.62 0.19 0.34 1.52 0.65 0.23 1.10 1.08

obecný 3.57 23.67 7.72 6.61 34.79 3.52 7.30 0.21 0.89 0.22 0.11 2.20 0.96 0.50 1.04 0.09 0.25 1.17 0.25 0.17 0.58 3.86

3.03 21.81 7.27 5.19 24.28 3.76 8.85 0.41 4.65 0.61 0.16 3.22 0.61 0.64 1.93 0.47 0.62 1.74 0.62 0.51 2.40 7.20

14:0 16:0 16:1 18:0 18:1 18:1 18:2 18:3 18:3 18:4 20:0 20:1 20:2 20:3 20:4 20:3 20:4 20:5 22:4 22:4 22:5 22:6

w9 v7 v6 v6 v3 v3

v v v v v v v v v

6 6 3 3 3 6 3 3 3

46

obecný 2.30 17.37 16.16 2.09 23.28 4.41 5.23 0.38 10.79 1.54 0.14 0.73 0.31 0.35 2.36 0.68 1.66 4.71 0.39 0.16 1.36 3.45

velký 3.39 19.97 8.47 5.17 19.04 4.77 6.51 0.41 2.97 0.67 0.22 4.73 0.59 0.61 2.86 0.55 1.01 3.24 0.67 0.62 1.78 9.24

Tolstolobik 2.78 19.86 10.17 3.38 35.95 2.99 1.82 0.15 4.27 3.13 0.14 1.25 0.19 0.14 1.00 0.26 1.52 4.47 0.16 0.39 0.74 5.20

Tab. č. 4 SLOŽENÍ MASTNÝCH KYSELIN V TUKU NĚKTERÝCH VÝZNAMNÝCH DRUHŮ SLADKOVODNÍCH RYB

R MASTNÉ KYSELINY

Cejn velký

Y

B

Plotice Bolen obecná dravý

MÉNĚ

A Karas obecný

Parma

1 .74

3.24

1 .53

15.72 12.75 3.51

21 .24 14.58 4.53 27.05 5.24 2.71 0.34 4.77 1.62 0.15 1 .55 0.35 0. 17 1.31 0.43 0.95 4.02 0. 15 0.22 1. 18 4.20

17.15 9.10 5.94 18.31 5.09 2.50 0.38 3.30 0.84 0.24 1.87 0.37 0.35 5.08 0.54 0.79 6.69 0.52 0.84 2.48 15.83

obecná

v % 14:0 16:0 16:1 18:0 18:1 18:1 18:2 18:3 18:3 18:4 20:0 20:1 20:2

w w w w w w

9 7 6 6 3 3

20:3 w 6

20:4 20:3 20:4 20:5 22:4 22:4 22:5 22:6

w v w w w w w w

6 3 3 3 6 3 3 3

1.70 21.60 7.31 7.15 32.44 3.23 9.74 0.27 1.26 0.20 0.08 1.95 0.84 0.64 3.92 0.06 0.25 1.96 0.62 0.37 0.74 3.65

3.96 19.84 12.85 3.45 22.72 4.83 8.54 0.44 9.31 0.92 0.19 1.10 0.55 0.35 1.17 1.11 1.03 3.20 0.03 0.22 0.90 3.23

35.77 5.51 2.36 0.03 3.19 0.51 1 .54 0.41 0.26 2.37 0.69 1.14 3.55 0.46 0.35 1.64 6.47

Literatura u autorů

Adresy autorů F. Vácha, Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický 389 25 Vodňany E. Tvrzická, Výzkumná angiologická laboratoř, 1. lékařská fakulta UK, Kateřinská 32, Praha 2

47

VÝSLEDKY VÝZKUMU GENOMOVÝCH MANIPULACÍ KAPROVITÝCH RYB V ČESKÉ REPUBLICE

U VYBRANÝCH DRUHŮ

M. FLAJŠHANS, O. LINHART A P. KVASNIČKA Souhrn Příspěvek shrnuje základni reprodukční a embryologické předpoklady, obecné podmínky provádění a hodnocení genetických experimentů, výsledky dosažené v oblasti indukce gynogeneze, androgeneze, t r i p l o i d i e , tetraploidie a jejich praktického využití. Zároveň slouží jako b i b l i o g r a f i e českých prací o dané problematice. Úvod Současný výzkum genomových manipulací přechází od experimentálních indukcí, které byly u řady druhů již d e t a i l n ě rozpracovány, ke genetickým, fyziologickým a biochemickým analýzám genomově manipulovaných ryb, k studiím užitkových vlastností a studiím praktického využití těchto metod. Komplexním výzkumem genomových manipulací u kaprovi tých ryb a možnostmi jejich aplikace v modelových šlechtitelských programech se zabývá spolu s pracovišti v Izraeli, USA a Č í ně i oddělení genetiky a šlechtění ryb VÚRH ve Vodňanech. V souvislosti s dlouhodobým šlechtitelským programem kapra obecného (Cyprinus carpio L.) a l í n a obecného (Tinca tinca L.) jsme se zaměřili na tyto druhy, také vzhledem k e x i s t e n ci různých barevných mutací u obou druhů a možnostem jeji ch použití jako kontrolních souborů. Tato práce shrnuje dosažené výsledky a zamýšlí se nad strategií budoucího výzkumu v oboru. Reprodukční a embryologická h l e d i s k a Pro práci vyžadující různě dlouhé manipulační časy před vlastním oplozením, časově náročné převozy gamet a precizně definovaný časový průběh embryonálního vývoje v z á v i s l o s t i na druhu a teplotě vody b y l o nezbytné stanovit tyto výchozí skutečnost i: * Doba a podmínky uchování op 1ození schopných gamet a umělá inseminace - Použití imobi1izačních a aktivačních roztoků (Linhart, 1985; Linhart a Kvasnička, 1992) - Krátkodobé uchování spermatu (Linhart, 1983, 1985) - Dlouhodobé uchování spermatu,tj. kryokonzervace ( L i n ha r t a kol., 1988; 1992) * Výpočet jednotky embryonálního stáří T Q - Stanovení časového průběhu počátku embryonálního vývoje využitím T Q délky 1 mitotického cyklu při synchronním dě lení buněk (Detlaff a Det1aff,1961). - Výpočet TQ pro kapra obecného a l í n a obecného pro l i b o v o l nou inkubační teplotu vody v rámci fyziologických rozmezí (Linhart a kol.,1991; Flajšhans a kol., 1993). Obecné zákonitosti genomových manipulací Společným jmenovatelem všech typů genomových manipulací je nutnost vystavit oplozené j i k ry prudké změně fyzikálních 48

nebo chemických podmínek prostředí, tzv. šoku (Flajšhans, 1989), ve stanovenou dobu, která je společná pro (1) meiotickou gynogenezi a triploidizaci a definovaná jako doba pro přifúzování 2. pólového tělíska; a (2) pro mitotickou gynogenezi, androgenezi a tetraploidizaci a definovaná jako doba pro zamezení cytokineze 1. mitotického dělení. * Potřeba optimalizace šoku - Stanovení optimální konfigurace parametrů šoku, tj. doby začátku šoku po oplozeni jiker; výše hodnot (teploty, tlaku nebo koncentrace chemikálií); a expoziční doby (délky šoku). - Potvrzení vyšší efektivity tlakových a zejména teplých šo ků o maximálních hodnotách na minimální expoziční dobu (Linhart a kol.,1991; Flajšhans a kol., 1992, 1993). - Vyjádření optimalizovaného začátku šoku pomocí XQ (Flajšhans a kol., 1992). * Hodnocení výsledků vlivu šoku na m ortalitu jiker - Výpočet procenta živého vykuleného genomově manipulovaného plůdku (Linhart a kol., 1991; Flajšhans a kol., 1992; 1993). * Způsoby analýzy vzorků - Potřeba spolehlivého vyhodnocení experimentu s důrazem na spolehlivost a přesnost metody, provozní jednoduchost, rychlost a cenu. - Použití márkrů fenotypu ošupení, biochemických márkrů a karyotypu (Linhart a kol., 1986; 1989; 1994). - Použití recesivně dědičných barev jako márkrů (zlatá a modrá). - Použití těchto mutací jako kontrolních linií k testům. - Způsoby analýzy polyploidie (Flajšhans a kol.,1992; Flajšhans, 1994) se zaměřením na metodu kvantifikace orga nizátorů jadérka/jadérek v metafázních/interfázních buň kách. Umožňuje vyhodnotit pokus již ve fázi váčkového plůdku, popřípadě vyhodnotit ploidii živé ryby vyšší věkové kategorie z krevního nátěru. - Studium možností použití analýzy obrazu, a možnosti kryokonzervace krevních vzorků a měření p l o i d i e průtokovou cytometri í . Indukovaná gynogeneze * Optimalizace gama záření k i n a k t ivaci genomu s p e r m i í - Ozařování v aerobním prostředí o tep L o te 0,4 - 4 °C dávkou 598-1818 Gy s dávkovým příkonem 1080-1050 Gy h- 1 po dobu 33 - 101 min, zjištěna stejná pohyblivost i i n t e n z i t a pohyblivosti spermií jako před ozářením. - Potvrzen vztah dávky a příkonu ozařovače (Linhart a kol., 1985). - Aktivace vývoje jiker lína obecného spermatem kapra obecného s absorbovanou dávkou 1000 Gy gama záření Co, eliminována nutnost ověření gynogeneze pomocí rozdílných homozygotních fenotypu v rámci lokusu; při hybridizaci l í n mlíčák x kapr jikernačka potomstvo hyne během kulení nebo těsně po něm. 49

* Homogenita gama záření - Zjišťována radiodozimetrií, odchylka dávky záření na úrov ní ±1 % při absorbované dávce 1400 Gy (Pipota a Linhart, 1986). * Způsob ozařování a manipulace se spermatem - Krátkodobé uchování spermatu kapra obecného do 15 h po ozáření gama Co a absorbované dávce 1000 Gy v Erlenmayerových baňkách vložených do termosek. Sperma o objemu 10 - 15 ml (výška vrstvy spermatu 5 - 6 mm) uchováváno v aerobním prostředí v poměru k atmosféře vzduchu 1 : 9,3 až 1 : 14 a tep Lote 0 - 2 °C. Do 15 h po ozáření nezjištěn no výrazné snížení pohyb 1 i vos t i spermií . - Sperma lína nelze vzhledem k velkému naředční močí krátko době uchovávat po ozáření bez použití protektiv (Linhart, 1985) . * Použití uv záření - DNA spermií kapra obecného inaktivována ozářením 15 V UV zdroje po 12 min expozici. Sperma bylo k ozáření naředěno 1 : 10 se 150 mM NaCl, 10 mM Tris, pH 7 (Linhart a kol.,1994).i * Výsledky gynogeneze a určení m í r y rekombinace v některých pokusech u gynogenetických jedinců - Při meiotické gynogenezi u kapra obecného získáno 2.86 - 50 % živého gynogenetického diploidního plůdku. K rediploidizaci použito chladového šoku (Linhart a k o l . , 1985; 1986; 1987; 1989). M í r a rekombinací b y l a sledována u lokusů Ldh B 1 , Mdh A, Mdh B a Tf (Linhart a k o l . , 1986; 1987; 1989). - Při mitotické gynogenezi u kapra obecného b y l o získáno 0.9 % živého gynogenetického diploidního plůdku po rediploidizaci chladovým šokem, m í r a reziduálních rekombi nací byla sledována u lokusů Ldh B a Mdh A (Linhart a kol., 1987, 1989). - Při meiotické gynogenezi u l í n a obecného získáno 5-21 % živého gynogenetického d i p l o i d n í h o plůdku. K r e d i p l o i d i zaci použito chladového šoku nebo cytochalazi nu B (Kaňka a kol., 1986). Bez indukce red i p 1 o i d izace chladovým šokem získáno 0,5 % životných jedinců. Ve fenotypu Tf u skupiny potomstva od 10 jikernaček zjištěna míra heterozygotnos t i 48.4 % (Linhart a k o l . , 1986; 1989; 1994). * Testace užitkovosti - Testována živá hmotnost a % p ř e ž i t í p ř i odchovu gynogenetického plůdku v rybničních podmínkách z K Q do K1 a z Kr do K1 (Linhart, 1989). - U gynogenetických ryb konstatován v l i v přirozené selekce na negativní faktory prostředí a v l i v mat rok 1 inn í ho efektu na hmotnostní přírůstek. - Nedoporučen odchov gynogenetických ryb ve smíšených obsadkách. * Simulace alelových frekvencí pro optimalizaci v e l i k o s t i gynogenetických l i n i í - Simulace vlivu počtu rodičů na ztrátu alel o určité frek50

venci výskytu na počítači. Poměry v F1 gynogenetické generaci při použiti 20 rodičů jsou velmi výhodné. Frekvence plus alel se zvyšuje při stejném počtu genů a pod í L extrémních genotypů je zvýšený oproti původní populaci, což potvrzuje možnost použít gynogenezi s výhodou pro odhad polygenních systémů. V ¥ 1 generaci pro frekvenci alel na úrovni 0,05 je nutná pouze skupina 10 jikernaček. Relativně vysoké ztráty alel v F 2 generaci. Je nevhodné gynogenezi opakovat tam, kde jde o eliminaci nežádoucích alel nebo naopak o zvýšení frekvence plus-alel (Prikryl a Linhart, 1987). - Výsledky využity ve šlechtitelském programu lína (Kvasnička a Linhart, 1990). * Teorie uplatnění gynogeneze ve šlechtění ryb - Kombinační uplatnění mezi liniové a liniové selekce a p ř i rozené selekce s prostým využitím samotné podstaty gynoge neze, charakterizované zvýšením homozygotnosti a homogeni ty linií a eliminací subletálních a letálních faktorů při odchovu potomstva v jednotném prostředí. - Snížení potřebyodchovných p 1och. - Využití gynogenetických l i n i í nebo rodičovských l i n i í (ji kernaček) po zvratu pohlaví k vzájemnému křížení a vyhle dávání specifické kombinační návaznosti. - Rychlá produkce syntetických inbredních L i n i í (Linhart a kol., 1993). * Využití gynogeneze ve šlechtitelském programu lína obecného - Založeno 5 gynogenetických l i n i í F1 a jedna l inie F2 - Zjištěna nižší intenzita růstu gynogenetických linií opro ti amfimiktickým. - Předpoklad na základě výsledků křížení při použití gynoge netických linií s masovou selekcí (Linhart a kol., 1993) vytipovat nejvhodnější kombinace pro užitkové chovy, u těchto linií dále uplatnit zvrat pohlaví s cílem chovu pouze rychleji rostoucích jikernaček a to cestou buď indukce triploidie nebo křížením diploidních a tetraploidnícb linií (Kvasnička a Linhart, 1988; 1990). Indukovaná androgeneze * Použití gama záření k inakti vac i genomu oocytů l í n a - Testována použitelnost záření 37 Cs za použití m o b i l n í h o ozařovacího robota MOBROB. B y l o použito oocytů a spermatu l i n i í l í n a l i š í c í c h se biochemickými márkry (Tf) a ovocytů l í n a osemeněných spermatem kapra. Vzorky byly ozářeny dávkami 10 - 120 Gy.U vzorků ozářených dávkami 70 – 120 Gy zaznamenán úhyn do 24 h, u vzorků ozářených dávkami 10- 60 Gy úhyn do 48 h. * Použiti uv záření k inaktivaci genomu oocytů l í n a - Testováno UV záření o dávkách 6 - 9 6 kRad. - Zjištěno, že dávky UV záření neinaktivova1 v DNA v jádře oocytů, ačkoli dávky 30 - 40 kRad jsou v literatuře uváděny jako dostačující. Potvrzeno paralelním provedením experimentů s ozářením oocytů samice s dominantním (zeleným,tj. divokým) zbarvením a jejich oplozením spermatem 51

zlatého,tj. recesivně zbarveného samce s následnou rediploidizací fyzikálním šokem, slepého pokusu s ozářením oocytů a jejich oplozením za identických podmínek bez následné rediploidizace fyzikálním šokem, a kontroly, ve které byly neozářené oocyty oplozeny stejným spermatem bez následného šoku. Ze slepého pokusu, stejně jako z kontroly získáno potomstvo dominantně, tj. zeleně (divoce) zbarvené . - Rediploidizace teplým šokem 40.5°C v 1.55TQ na 1.5 min. Indukovaná triploidie * Experimentálni indukce v laboratorních podmínkách - Triploidie u kapra obecného byLa experimentálně indukována Linhartem a kol. (1989) chladovým šokem a Linhartem a kol. (1991) chladovým a tlakovým šokem, u lína obecného použito stejných postupů (Linhart a kol., 1989; Flajšhans a kol., 1993) a v poslední jmenované práci dále teplého šoku. Dosažené výsledky srovnali Flajšhans a kol. (1992). - Studováno použití teplého šoku. Teplota 40.5 °C v 0.21x01 po aktivaci na dobu 1.5 min indukovala 20 % živých vykulených triploidů z vykuleného plůdku, zatímco chladovými šoky bylo dosaženo více než 80 % živých vykulených triploidů z plůdku. * Hromadná indukce v poloprovozních podmínkách - Za nejméně vhodný postup pro hromadnou indukci triploidie (i tetraploidie) u kaprovitých ryb posouzen šok vysokým hydrostatickým tlakem, protože tento šok neumožňuje kontinualitu procesu odlepkování jiker a vzniklé chuchvalce jiker jsou příčinou vysoké mortality inkubovaných jiker . - Použitím chladového šoku získány uspokojivé výsledky vzhledem k dostatečně dlouhé expozici (30 min.). * Testace užitkovosti - Test užitkových vlastností indukovaných triploidů kapra obecného s diploidní kontrolou na oteplené vodě do 20 měs. a v rybníce do 42 měs. (Flajšhans a kol., v tisku). U jednoho ze dvou souborů 20 měs. ryb prokázány vyšší průměrné hodnoty u triploidů v živé hmotnosti ( + 158 %) a v hmotnosti opracovaného trupu ( + 174 %) proti diploidní kontrole, zatímco u druhého souboru rozdíly neprokázány vůbec. V souboru 42 měs. kaprů odchovaných do tržní velikosti prokázán významný rozdíl ve výtěžnosti jikernaček (65.92%u 3n vs. 62.97 % u 2n, P < 0.05).Minoritní rozdíly (P<0.1) prokázány v hodnotě živé hmotnosti a gonadosomatickém indexu. - Test užitkových vlastností indukovaných triploidů lína obecného s diploidní kontrolou (Flajšhans a kol., 1993) při odchovu do stáří L4. Triploidní samice dosáhly o 13.52 % vyšší živé hmotnosti, o 3.94 % vyšší výtěžnosti než diploidní samice a jejich gonadosomatický index dosáhl čtvrtinové hodnoty indexu diploidních samic. Triploidní samci dosáhli o 23.66 % vyšší živé hmotnosti než diploidní samci, jejich výtěžnost byla v průměru o 1.30 % nižšía jejich gonadosomatický index dosáhl 60 % hodnoty indexu

52

diploidních samců. Živá hmotnost t r i p l o i d ů však může dosáhnout až o 51.5 % vyšší hodnoty než u diploidů (Kvasnička a Flajšhans, 1993). Teorie uplatnění indukované t r i p l o i d i e v chovu ryb Využití ve šlechtitelské a chovatelské praxi (Flajšhans, 1992). Produkce sterilních tržních ryb buď jen triploidizací nebo produkce F-i monosexních triploidních ryb po inverzi pohlaví u parentální generace. Využití efektu sterility (zamezení reprodukce přemnožených diploidních populací nežádoucího druhu; při biomanipůlácích, a j . ) . ndukováná tetraploidie Experimentální indukce v laboratorních podmínkách U kapra obecného chladovým šokem a šokem hydrostatickým tlakem (Linhart a kol.,1991) s nízkým výsledkem (do 1.54 % živého vykuleného tetraploidního plůdku).- U lína obecného t e p l ý m š o k e m a š o k e m h y d r o s t a t i c k ý m t l a k e m ( F l a j š h a n s a kol., 1993). Hromadná indukce v poloprovozních podmínkách M o d i fi k a c í t e p l é h o š o k u p r o k a p r a o b e c n é h o v T Q 1 . 1 9 1.47 při teplotě inkubace 19°C, teplote šoku 40.0 °C a expoziční době 2 min bylo dosaženo v průměru 60.00 % živého tetraploidního plůdku u 2 testovaných l i n i í , při čemž v 1 opakování bylo docíleno hodnoty až 100% živého tetraploidního plůdku. Modifikací teplého šoku pro l í n a obecného byla v 1.7 TQ při teplotě inkubace 20°C, teplotě šoku 40.5°C a expoziční době 2 min indukována tetraploidie u pěti l i n i í pouze v rozsahu 0 - 2.5%, u zlaté mutace v 1.4 T Q při teplotě inkubace 22.0 °C, teplotě šoku 40.0 °C a expozici 1.5 min u 30 % plůdku. Testace užitkovosti Probíhá test užitkových vlastností indukovaných tetraploi-dů u kapra obecného a l í n a obecného v experimentálních rybničních podmínkách. - Obecně nízké až nulové procento přežití tetraploidních ryb z K Q na K p až K 1 v rybničních podmínkách v monokultuře i při smíšeném odchovu s d i p l o i d - n ím i r yb am i . P ot vr z e no i z j i n ý c h p ok u sn ýc h c ho vů (Gomelsky, os. sděl. 1990, Gonielsky a Cherfas, os sděl. 1993). Hypotetickým důvodem je vysoká homozygotnost tetraploidů, citlivost na negativní v l i v y prostředí a ní zká konkurenceschopnost v příjmu potravy. V přežití indukovaných tetraploidů u kapra obecného, u l i nie Ropš a hybrida 15 x BV bylo v kategorii KQ-K r dosaženo hodnot 23.21 % a 30.96%,průkazně srovnatelných s d i p l o i d ní kontrolou. V této kategorii lze hovořit patrně o dosud nejvyšším docíleném procentu p ř e ž i t í tetraploidů vůbec. Další odchov a testace užitkových vlastností bude probíhat d o p o h l a v n í d o s p ě l o s t i s m o r f o l o g i c k ý m , h i s t o l o g i c k ý m a biochemickým vyšetřením s cílem založit tetraploidní rodičovské linie, které budou poskytovat d i p l o i d n í gamety.

53

Ty mohou teoreticky být využity k substituci r e d i p l o i d i - začního šoku při gynogenezi a androgenezi a k produkci triploidů hybridizací s d i p l o i d n í m i rybami. Literatura Dettlaff, T.A. and D e t t l a f f , A.A . , 1961. On r e l a t i v e dimenši on Less characteristics of the development d u r a t i o n in embryology Arch. Biol. (Liege) ,72 , 1 - 16. Flajšhans,M. , 1989. Umelá polyp 1oid izace u lososovitých ryb (přehled). B u l l e t i n VÚRH Vodňany,2: 14-17. Flajšhans, M., 1992: Genomové manipulace u ryb. 1. U p l a t n e n í metod polyploid izace ve š l e c ht i te lsk é a chovatelské p r a x i . Bulletin VÚRH Vodňany, 3: 78 - 84. Flajšhans, M., 1994.Methods and results of verification of polyploidy in carp (Cyprinus carpio L.) and tench (Tinca t i n c a L . ) . I n : S y m p o s i u m o f C a r p G e n e t i c s , S z a r v a s (Hungary),3.-7.9.1990 (v tisku). Flajšhans, M ., Linhart, 0. a Kvasnička, P., 1992. OvJivnění chromozómové sádky kapra obecného (Cyprinus carpio L.) a lína obecného (Tinca tinca L.) během raného e m b r y o n á l n í h o v ý v o j e : s o u č a s n ý s t a v p o z n á n í v Československu. In: Z. Adámek a M. Flajšhans (red.) Sbor. věd. konf. Reprodukce ryb '92, Vodňany 2.- 4.3. 1992, VÚRH Vodňany: 8 0 - 8 5 . Flajšhans, M., Ráb, P. and Dobosz, S., 1992: Frequency analyses of active NORs in nuclei of a r t i f i c i a l l y induced triploid fishes. Theor.Appl.Genet., 85: 68-72. Flajšhans M . , Linhart O. and Kvasnička P., 1993. Genetic studies in tench (Tinca tinca L.)\ A r t i f i c i a l induction of triploidy and tetraploidy and f i r s t performance data. Aquaculture, 113: 301-312. F l a j š h a n s , M . , K v a s n i č k a , P . a L i n h a r t , O . , 1 9 9 4 . Charakteristika vybraných parametrů užitkovosti umele indukovaného t r i p l o i d n í h o kapra (Cyprinus carpio L.). Bulletin VÚRH Vodňany, 2 (v tisku). Kaňka, J . , Ráb, P., K o u ř i l , J . , Kvasnička, P., Hamáčková, J. a Linhart, 0., 1986. V l i v cytochalas i nu B na časný embryonální vývoj a p l o i d i i l í n a obecného. In: J. Kouřil a R . B e r k a ( r e d . ) . S b o r . r e f . v ě d . k o n f . R e p r o d u k c e a genetika ryb, 1 1 . -1 2. 3 . 1986, Milenovice. IS SZS, s. 62-67. Kvasnička P. and Linhart 0., 1988. Using induced gynogenesis in the group breeding of tench (Tinca tinca L.): Growth a nd s u rv i va l i n th e f ir s t ye a r of l i f e . P r á ce VÚ RH Vodňany,(17): 136 - 140.Kvas níčka P . and Li nhart O ., 1990. Results and programme of tench (Tinca tinca L.) breeding. Práce VÚRH Vodňany, (19): 47-59. Kvasnička, P. a Flajšhans, M., 1993. Metoda morfologické identifikace v remontních hejnech lina. Edice Metodik VÚRH Vodňany, 42, 8 s. Linhart O., 1983. Krátkodobé uchování spermatu některých druhů ryb. BulLetin VÚRH Vodňany, 4: 31-39. Linhart, O.,1985. Krátkodobé uchování spermatu kapra a l í n a k účelům gynogeneze. B u l l e t i n VÚRH Vodňany Vodňany, 3: 21-24. 54

Linhart, O.,1989. Využití meiotické gynogeneze u kapra (Cyprinus carpio L.) k selekci negativně se projevujících genotypů a ověření fenotypového projevu v lokusu S. Bulletin VÚRH Vodňany, 4: 3-7. Linhart, O.,1989. Růst a přežití gynogenetického kapra Bulletin VÚRH Vodňany, 2: 3-9. Linhart 0. and Kvasnička P., 1992. Artificial insemination of tench (Tinca tinca L.). Aquaculture and Fisheries Management, 23: 125130. Linhart, O., Kvasnička, P., Pipota, J . , Kouřil, J . , Hamáčková, J. Macháček, J. a Pokorný, J . , 1985. První potvrzené výsledky indukované gynogeneze u kapra v ČSSR. Bulletin VÚRH Vodňany, 2: 313. Linhart, O., Pipota, J., Kvasnička, P Bartoníček, B. a Valenta, S.,1985. Vliv gama zářeni 60Co na motilitu spermií kapra a lína. BulletinVÚRH Vodňany, 1: 3-12. Linhart, 0., Kvasnička, P., Šlechtová, V. and Pokorný, J., 1986. Induced gynogenesis by retention of the second polar body in the common carp, Cyprinus carpio L., and heterozygosity of gynogenetic progeny in transferrin and Ldh Bl loci. Aquaculture, 54: 63-67. Linhart O., Kvasnička P., Kaňka J. a Pipota J., 1986. První výsledky indukované gynogeneze přifůzováním sekundárního pólového tělíska u lína obecného, Tinea tinea L. Bulletin VÚRH Vodňany, 4: 3-8. Linhart, 0., Kvasnička, P., Šlechtová, V. a Pipota, J . , 1986. Výsledky indukované gynogeneze přifůzovánim sekundárního pólového tělíska u kapra. In: J. Kouřil a R. Berka (red.), Sbor. ref. věd. konf. Reprodukce a genetika ryb, 11.-12.3. 1986, Milenovice. IS SZS, s. 25 - 29. Linhart, 0., Šlechtová, V., Kvasnička, P., Ráb, P., Kouřil, J. and Hamáčková, J., 1987. Rates of recombination in Ldh Bl and Mdh loci phenotypes after "pb" and "m" g y n o g e n e s i s i n c a r p , C y p r i n u s c a r p i o L . I n : Proc.Vorld.Symp. on Selection, Hybridization and Genetic Engineering in Aquaculture of Fish and Shelfish for Consumption and Stocking. Bordeaux 1986,Vol.II, Berlin 1987,pp.335-345. Linhart, 0., Liehman, P. a Ráb, P.,1988: První výsledky zamrazování spermatu kapra. Bulletin VÚRH Vodňany, 2: 3-13. Linhart, 0., Šlechtová, V., Kvasnička, P., Ráb, P. and Přikryl, I., 1989. Chromosome manipulations in tench {Tinea tinea L.) and carp {Cyprinus carpio L.) in Czechoslovakia. Práce VÚRH Vodňany, 18: 53-60. Linhart, 0., Flajšhans, M. and Kvasnička, P., 1991. Induced triploidy in the common carp {Cyprinus carpio L.): a comparison of two methods. Aquat. Living Resour., 4: 139-145. Linhart, 0., Cosson, J . , Liehman, P., Biliard, R. and Koldras, M., 1992. Long-term preservation of European catfish {Silurus glanis L.) and common carp {Cyprinus carpio L.) spermatozoa. In: Workshop on gamete and embryo storage and cryopreservation in aquatic organisms, Marly le Roi, pp.41.

55

Linhart, O., Flajšhans, M., Kvasnička, P. and Jakubec, V., 1993. Fish breeding with combined application of induced gynogenesis and mass selection. In: 4th International Symposium on Genetics in Aquaculture, April 29 May 3, 1991, Vuhan. Aquaculture, 111 302 - 303.

Linhart, O., Flajšhans, M. and Kvasnička, P., 1994. Results of chromosome manipulation of carp in Czechoslovakia. In: Symp. Genetics of Carp, Szarvas, Hungary, September 1990, (v tisku) . Linhart O., Flajšhans M. and Kvasnička,P., 1994. Gynogenesis of tench (Tinca tinca L.) after short-term storage of eggs. In: Carp Symp.,6-9 September, 1993, Budapest, Aquaculture, (v tisku). Linhart O., Kvasnička P., Flajšhans M . , Kasal,A., Ráb P., Paleček J . , Šlechta V., Hamáčková J. and Prokeš M., 1994. Genetic studies w i t h tench (Tinca tinca L.):The induced m e i o t i c g y n o g e n e s i s a n d s e x r e v e r s a l . A q u a c u l t u r e : (v tisku) . Pipota, J. and L i n h a r t , 0., 1986. Gynogenes is in carp , Cvprinus carp i o L. and tench, Tinea tinea L. induced by Co radiation in h i g h l y homogeneous r a d i a t i n g f i e l d . Radiat.Phys.Chem.,28 (5,6): 589-590. Prikryl, I. and Linhart, O., 1987: Simulating the a l l e l e frequencies for optimization of genetic improvement by group line gynogenesis. In: Proc.Vor Id.Symp. on Selection, Hybridization and Genetic Engineering in Aquaculture of Fish and Shellfish for Consumption and Stocking, Bordeaux 1986, Vol.I.,Berlin 1987,pp.431-436.

Adresa autorů: M.Flajšhans, O.Linhart, P. Kvasnička, Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický, odděleni genetiky a šlechtění ryb, 389 25 Vodňany 56

MORFOMETRICKÁ CHARAKTERISTIKA KŘÍŽENCE CEJNA VELKÉHO S PLOTICÍ OBECNOU (ABRAMIS BRAMA x RUTILUS RUTILUS) Z VODÁRENSKÉ NÁDRŽE MOSTISTĚ M.PROKEŠ, V.BARUŠ Úvod Sympatrický mezirodový hybrid vzniklý recipročním k ř í žením Rutilus rutilus (L.) a Abramis brama (L.) v prostředí nádrží, jezer a řek se vyskytuje poměrně často v areálu rozšíření parentálních druhů (Berg 1949, Slastenenko 1975, Schwartz 1981). Souhrnný přehLed o početných pracech věnovaných tomuto hybridu poskytují Gasowska (1968), Vitkowski a Blachuta (1980), Economidis a Wheeler (1989). První popis tohoto hybrida z území současné České republiky uvádí jíž Fric (1908), pod názvem "polocejn" z povodí Labe, na kterého navázal Schäferna (1934). Pokud je věnována dostatečná pozornost identifikaci tohoto křížence, je potom poměrně často registrován v přehradních nádržích - Orlická, Klíčavská, Sečská, Kníničská, soustava Nové Mlýny (Dyk 1956, Mrhač 1963, Hartvich a kol. 1981, Adámek a Jirásek 1983, Závěta 1986, Hanel 1992, Švátora - ústní sdělení 1993). Detailní morfometrické zhodnocení těchto hybridů však u nás dosud provedeno nebylo. 0 námi získaných výsledcích referujeme v tomto sdělení. Materiál a metodika Materiál hybrida byl získán ve vodárenské nádrži Mostiště v letech 1992 a 1993, při lovu tenatními sítěmi v jezeře a elektrickým agregátem v přítoku řeky Oslavy. Podrobný popis prostředí a společenstva ryb obsahuje zpráva Prokeše a Baruše (1992). Celkem jsme mě L i k dispozici 32 exemplářů hybrida a pro komparaci jsme použili současně s hybridem ulovených 12 ks plotice obecné (Rutilus rutilus) a 10 ks cejna velkého (Abramis brama). U všech ryb byly změřeny hodnoty 30-ti plastických a spočítány hodnoty 1 1 - t i meristických znaků. Měření a zpracování materiálu bylo provedeno podle Holčíka a Hensela (1972) a Holčíka (1977). Analýza relativních hodnot všech plastických znaků (vztažených k délce těla a délce hlavy) a absolutních hodnot všech meristických znaků hybrida a jejich srovnání s parentá 1 n ím i druhy bylo provedeno pomocí koeficientů diference, hybridního indexu a metodou klastrové analýzy, specielně UPGMA, p ř i použití programu NTSYS-pc (Rohlf 1990). U vybraných diferenciačních znaků b y l y r o z d í l y průměrů testovány pomocí t- testu . Koeficient diference (CD.) byl vypočten podle vzor-

57

kde H je průměrná relativní hodnota znaku u hybrida, Mj je hodnota znaku u plotice obecné a M2 je hodnota znaku u cejna velkého. Plotici obecné byla přiřazena hodnota 0% a cejnu velkému 100%. Podrobně je použití hybridního indexu popsáno Holčíkem a Henselem (1972), Nikoljukinem (1972) a d a l š í m i , zejména americkými ichtyology. Vztah mezi celkovou délkou (TL) a délkou báze anální ploutve (i A ) byl analyzován pomocí exponenciální regrese (w = a.TL b ) a lineární regrese (y = a+bx). P ř i konstrukci přímky vztahu TL a 1^ b y l o použito jako doplňující hodnoty dat Gajdůška (1979, 1980). Výsledky Hodnocení plastických znaků Zjištěné relativní hodnoty znaků hybrida a parentálních druhů jsou uvedeny v tab. 1. Z celkového počtu 30 znaků jsme analyzovali 28. Pro determinaci hybrida a jeho diferenciaci od rodičovských druhů je významných 9 znaků, u kterých je hodnota CD. vyšší než 1,28. U 8 znaků b y l a pro hybrida zjištěna intermediální hodnota (délka A, vzdálenost P-V, výška P, šířka těla, délka hlavy, d é l k a ocasního násadce, délka D a TL). Hybridní index se pohyboval v rozmezí 31,6-75,0%, s průměrem 51,2%. U znaku s nejvyšší hodnotou CD. (6,75), délka báze A, byla vypočtena a graficky zobrazena (Obr.l) lineární závislost tohoto znaku k TL. Tvar rovnic přímek této závislosti je pro p l o t i c i obecnou, hybrida a cejna velkého následující:

Hodnocení meristických znaků U jedinců hybrida byly zjištěny následující hodnoty znaků: D 111,9-11, A I I - T 1 I , 13-18, C 15-19, P 1 1 , 1 3 - 1 7 , V 1,7-9; žaberní tyčinky 15-22, šupiny v postr. čáře 45-51, nad p.č. 8-11, pod p.č. 5-7, počet obratiu 42-44, požerákové zuby jednořadé 5-5, 5-6, 6-5, 6-6. Průměrné hodnoty znaků, směrodatná odchylka a srovnání s parental nimi druhy je uvedeno v tab 1. Kromě dvou znaků, počtu měkkých paprsků v C a P, které se však neliší od parentálních druhů (jejich CD. je menší než 1,28). všechny zbývající znaky u hybrida vykazují téměř i d e á l n í i n t e r m e d i á l n í p r ů m ě r n o u h o d n o t u ( H i n d = 3 2 , 1 - 66,7; průměr 51,7%; S.D. = 11,6). Nejvýznamnějšími d i f e r e n c i a č n í m i z n a k y h y b r i d a j s o u p o č e t m ě k k ý c h p a p r s k ů v A (CD. = 5,44) a počet šupin v p.č. (CD. = 4,78). Morfologií požerákových zubů je hybrid bližší plotici obecné. 58

Tab.l. Plastické a meristické znaky přirozeného hybrida R.rutilus x A.brama a jeho rodičovských druhů z nádrže Mostiště. Zkratky: Hind = hybridní index, C.D.= koeficient diference parent*, druhů pro rozdíl větší než 1,28.

Hodnocení pomocí klastrové analýzy Metodou klastrové analýzy jsme h o d n o t i l i jen ty plast i c k é a m e r i s t i c k é z n a k y h y b r i d a , k t e r é v y k á z a l y intermediální hodnotu a byly zahrnuty do předcházejícího výpočtu hybridního indexu. Morfometrickou distanci hybrida k příslušným parentálním druhům vyjadřujeme v hodnoceném pořadí fenetickými dendrogramy (obr. 2 a 3). Diskuze Námi zjištění hybridi ve vodárenské nádrži Mostiště měli stáří 5 a 6 let, což odpovídá době křížení v letech 1987 a 1988. K jejich identifikaci nám napomohla poměrně vysoká početnost (811% z celého úlovku ryb, 1 1 - 2 9 % z celkového počtu ulovených parentálních druhů v nádrži). Zjišťování početnosti tohoto a jiných hybridů kaprovi tých ryb je u nás věnována pozornost při d e t a i l n í m ichtyologickém m on it o rin g u údolních nádrží (viz přehled autorů v úvodu). Význam i d e n t i fikace a určení početnosti hybridů v konkrétním vodním b i o topu má aktuálně význam pro hodnocení k v a l i t y vodního prostředí indexem biotické i n t e g r i t y (Karr 1981). I když názory na váhu tohoto k r i t e r i a jsou rozdílné (Oberdorff a Hughes 1992), je velmi pravděpodobné, že vzestup početnosti hybridů sleduje stoupající degradaci vodního prostředí pod vlivem více stresových faktorů, zvláště v reprodukčním období ryb (podrobný rozbor viz Košelev a kol. 1985). Hodnoty meristických znaků u námi popisovaného hybrida většinou nevybočují z rozmezí variability udávané zahraničními autory (Ge yer 1 93 7, Berg 1949, H euschman n 195 7, G a s ow sk a 1 9 68 , W it k ov sk i a B l ac hu t a 19 80 , E c on om i d i s a Wheeler 1989) a zvláště Nikoljukinem (1972), který analyzoval nejpočetnější vzorky tohoto hybrida (z přirozené 1 umělé hybridizace). K identifikaci postavení hybrida a je ho vztahu k mateřským druhům jsme použili dvě metody. Podle hodnoty hybridního indexu znaků hybrida je jeho postavení téměř intermediální, což bývá charakteristické pro F1 gene raci. Při použití klastrové analýzy pro stejné znaky (obr. 2 a 3) však váha znaků vykazuje bližší vztah hybrida k p l o tici obecné. Tento druh by tedy mohl být s vysokou pravděpo dobností považován za matroklinní. Metody klastrové analýzy vhodně doplňují klasické metody. Pro rychlé a přesné určení hybrida (R. rutilus x A. brama) v Mostišťské nádrži je dostačujícím k r i t é r i e m počet paprsků a relativní délka A. Pro jeho vizuelní rozlišení doporučujeme věnovat pozornost barvě oka a těla, v e l i k o s t i šupin, postavení D a V ploutví a velikosti A. Oko je u tohoto hybrida jen částečně načervenalé, šupiny jsou výrazně menší než u plotice obecné, začátek báze D a V je téměř na k o l m i c i a A je zřetelně d e l š í než u plotice obecné a kratší než u cejna velkého.

60

Obr.l. Vztah mezi celkovou délkou (TL) a základnou anální ploutve (lA) u krížence (H) a jeho rodičovských druhů R. rutilus (R.r.) a A. brama (A.b.).

Obr.2. Dendrogram klastrové analýzy plastických znaků krížence (H) a rodičovských druhů R. rutilus (RR) a A. brama (AB). Základní hodnoty, Eucleidovská distance, complete linkage

Obr.3. Dendrogram klastrové analýzy meristických znaků křížence (H) a rodičovských druhů R. rutilus (RR) a A. brama (AB). Základní hodnoty, Eucleidovská distance, complete linkage

61

Literatura Adámek,Z., Jirásek,j., 1983: Potravní biologie a biologická hodnota hospodářsky cenných druhů ryb Mušovské zdrže. Zpráva VŠZ Brno , 1983: 23 s. Berg,L.S., 1949: Ryby presných vod SSSR i sopredelnych stran 2. Moskva-Leningrad, Akad. Nauk SSSR: s. 469-925. Dyk,V.,1956: Naše ryby. Vyd. ČSAZV, Praha: 339 s. Economidis , P . S . ,Wheeler, 1989: Hybrids of Abramis brama with Scardinius erythrophthalmus and Rutilus rutilus from Lake Velvi, Macedonia, Grece. J. Fish Biol., 35: 295-299. Frič,A. ,19O8:České ryby a jejich cizopasníci .Praha 1908:80s. Gajdůšek,J., 1979: Bionomie cejna velkého, Abramis brama (Linnaeus, 1758). PhD. disertace, ÚVO ČSAV Brno, 1979:285 s. Gajdůšek,J., 1980: Biometrics of bream, Abramis brama. Acta Se. Nat.Brno, 14(8): 1-33. Gasovska,M., 1968: Niektoré naturálne mieszance mi e dz i rodzajewe ryb z rodziny karpiovatych (Cyprinidae) wod Polski. Ann. Zool., 26:297-321. Geyer,F., 1937: Bastarde zwischen Brassen (Abramis bránici L.) und Plôtze (Leuciscus rutilus L.) aus Seen Ostholsteins.Zool. Anzg., 117: 238-292. Hanel,L., 1992: Poznáváme naše ryby.Vyd.Brázda Praha,288 s. Hartvich,P., Krupauer,V., Hanáková,., 1981: Přirozené rozmnožování ryb jako důležitý faktor při formování účelových obsádek ve štěrkopískových jezerech. In: Sb. Reprodukce, genetika a hybridizace ryb. Vodňany 1981: s.67-70. Heuschmann,O., 1957: Die Veissfische (Cyprinidae).In: Demoll,R., NEIDER,H.N. (eds.): Handbuch der Binnenfischerei Mitteleuropas. Band III. Stuttgart 1957,s. 23-199. Holčík,J., 1977: Description of natural hybrid between Acanthorhodeus macropterus tonkinensis and Rhodeus spinalis (Osteichthyes: Cyprinidae) from Hainan, China. Folia Zool., 26(2): 183-191. Holčík,J., Hensel,K., 1972: Ichtyologická príručka. Vyd. Obzor, Bratislava, 220 s. Hubs,C.J., Kuronuma,B.K., 1942: An analysis of hybridization in nature between species of Japanese flounders. Pap. Mich. Acad. Sci. Arts and Letters, 27: 267-306. Koshelev,B.V., Privezencev,J.A., Prokeš,M., 1985: Weys of optimizing fish reproduction in inland reservoirs. In: Prokeš,M., Peňáz,M. (eds.): Topical problems of i chthyo1ogy 2, Brno 1985, s. 65-82. Karr,J.R., 1981: Assessment of biotic integrity using fish communities. Fisheries 6: 21-27. Mrhač,F., 1963: Kříženci cejna velkého a plotice obecné v Brněnské údolní nádrži. Rybářství, 18(8): 117. Nikoljukin,N.J., 1972: Otdalennaja gibridizacia osetrovych i kostistych ryb. Moskva, Pišč. Promysl.: 335 s. Oberdorff,T., Hughes,R.M., 1992: Modification of an index of biotic integrity based on fish assemblages to characterize rivers of the Seine Basin, France. Hydrobiológia 228: 117130. 62

Prokeš,M., Baruš,V., 1992: Monitoring ichtyocenózy údolní vodárenské nádrže Mostiště v roce 1991. Zpráva ÚSEB ČSAV v Brně, 1992, 59 s. Rohlf,F.J., 1990: Numerical taxonomy and multivariate analysis system (NTSYS-pc). Version 1.60. Exeter Software. New York (sin. pag.). Schwartz,F.J., 1981: World literature to fish hybrids w i t h an analysis by family, species, and hybrid: Suppl. 1. NOAA Tech. Rep. NMFS SSRF 750, s. 1-507. Schäferna,K., 1934: Kríženci některých našich ryb. Ročenka 1. rybářského klubu v Praze za rok 1934, s. 6-13. Slastenenko,E.P., 1975: A list of natural fish hybrids of the world. Univ. Fak. Hydrobiol., B, 4, s. 76-97. Witkowski,A., Blachuta,J., 1980: Natural hybrids Alburnus alburnus (L.) x Leuciscus cephalus (L.) and Rutilus rutilus (L.)x Abramis brama (L.) from the River San and Biebrza. Acta Hydrobiol., 22: 473-487. Závěta,J., 1986: Cejn velký. Vyd. ČRS Praha, 122 s.

Adresa autorů: M.Prokeš, V.Baruš, 603 65 Brno

Ústav ekologie krajiny AV

63

ČR, Květná 8,

VLIV OŠETŘENÍ PLŮDKU SUMCE VELKÉHO (SILURUS GLANIS) SYNTETICKÝMI OPIOIDNÍMI ANALOGY ENKEFALINU NA JEHO POČÁTEČNÍ PŘEŽITÍ A RŮST J. HAMÁČKOVÁ, J. KOUŘIL, M. SZLAMINSKA, R. VACHTA, T. BARTH, J. POSPÍŠEK Úvod U uměle syntetizovaného opioidního peptidu dalarginu (analog přirozeného peptidu enkefalinu) a později i jeho některých analogů byl zjištěn antistresový účinek, projevující se při ošetření j i ker nebo plůdku ryb formou krátkodobé jednorázové koupele zvýšením p řež it í . Na základě experimentů, prováděných v Rusku a v České republice (Mikodina a kol., 1986, 1987a,b,c, 1989; Glubokov a Navolotsky, 1987; Mikodina a Sedova, 1987; Kouřil a kol. v tisku; Hamáčková a kol. 1992) v posledních 10 letech byly získány převážně pozitivní výsledky u celkem 12 druhů (Acipenseridae, Cyprinidae, Salmonidae). Přípravky se aplikují formou krátkodobé (obvykle 1 h) koupele v roztoku o koncentraci 1 - 1 0 µg.l-1 . U druhů s delší inkubační dobou (lososovité) se osvědčilo provádět ošetření ihned po osemenění j i k e r , u ostatních druhů až po vylíhnutí plůdku, před jeho přechodem na exogénni výživu. Materiál a metodika V práci jsou uvedeny výsledky dvou experimentů, prove dených v červnu až srpnu 1991 ve VÚRH Vodňany. Váčkový p l ů dek sumce pocházel z umělých výtěrů. V prvním pokusu, který probíhal při teplotě 24 - 26 °C ve 20 1 průtočných akváriích, byl plůdek sumce krmen živým velikostně tříděným zooplanktonem. Počáteční obsádka odchovávaného plůdku byla 1000 ks na akvárium (50 ks.l ). Ve druhém pokusu, probíhajícím při stejné teplotě vody, byly v jedné variantě všechny skupiny plůdku krmeny živým zooplanktonem a ve druhé variantě startérovým krmivem pro lososovité ryby Tagger (51,7 % NL; 13,4 % tuku). Počáteční výše obsádky byla 300 ks na akvárium (o objemu 20 1) u plůdku krmeného zooplanktonem a 450 ks na akvárium (o objemu 15 1) při krmení startérovým krmivem, tj. v obou případech 15 ks.l . V intervalu 5 dnů byly obsádky přelovovány a jejich koncentrace postupně snižována. První pokus byl ukončen po 14 dnech, druhý pokus po 20 dnech odkrmu. V obou experimentech neklesl obsah ve vodě rozpustného kyslíku pod 4 mg. 1 . Hodnoty základních chemických parametrů přítokové vody jsou uvedeny v tab. 1. V průběhu odchovů byly několikrát, vždy u všech obsádek, prováděny preventivní a terapeutické koupele plůdku v roztocích NaCl (10g v l litru délce 30 min.) nebo Penicelinu V (10 1U.l- 1 v délce 2 h)při přerušení průtoku vody. V 1. pokusu bylo provedeno počáteční ošetření plůdku roztokem dalarginu, ve 2. pokusu pak roztoky jeho 4 analogů vždy o koncentraci 1 µg.l . Jednohodinové koupele byly provedeny při teplotě vody 25 °C v neprůtočných akváriích se vzduchováním u plůdku na konci endogenní výživy při počáteční průměrné kusové hmotnosti u 1. pokusu 7,1 mg a u 2. pokusu 9 , 9 mg) . 64

Tab. 1. Základní chemické parametry přítokové vody v průběhu pokusů Parametr amoniak [N(NH3+NH4+)] dusičnany [N(NO2-)1 dusitany [N(NO3-)] kyselinová kapaci ta zásadová kapacita ChSK (Mn) pH

Jednotky

Rozpětí

mg. l -1

0,03 0,003 2,62 0,75 0,05

mg. 1-1 mg. 1-1 mmol- 1 moll-1 mg . 1-1

hodnot -

6,9

7,15

-

0,42 0,116

4,50 1,2 0,10 13,3

7,5

Aminokyselinové složení použitých preparátů, syntetizovaných v ÚOChB AV ČR Praha je uvedeno v tab. 2. První experiment byl prováděn celkem ve 4 akvári ích ve dvou opakováních, druhý experiment byl prováděn v 10 akváriích bez opakování . Tab.2. Aminokyselinové složení dalarginu a jeho analogů Přípravek

Aminokyselinové složení

Dalargin (LTle^)dalargin (DTle^)dalargin (LNeo )dalargin (DNeo )dalargin

Tyr-D-Ala-Gly-Phe- Leu-Arg Tyr-D-Ala-Gly-Phe-L-Tle-Arg Tyr-D-Ala-Gly-Phe-D-Tle-Arg Tyr-D-ALa-Gly-Phe-L-Neo-Arg Tyr-D-Ala-Gly-Phe-D-Neo-Arg

Výše denních krmných dávek byly stanoveny na základě počítačového programu, který zohledňuje hmotnost a množství plůdku, teplotu vody a zvolenou intenzitu krmení. Živý v e l i kostně tříděný zooplankton byl předkládán ve 2 h, startérové krmivo pak v 1 h intervalech po dobu 15 h denne. Akvária byla osvětlena 40 V žárovkami (vždy 1 žárovka pro dvě akvária) po dobu 16 h denně. Průtok vody zajišťoval výměnu nejprve 1 x, později pak 2 x za hodinu. V pětidenních intervalech byly odebírány vzorky na zjištění průměrné kusové hmotnosti (Ww), počítáno prežití plůdku, vypočteno bylo kumulované přežití (Sk) , specifická rychlost růstu (SGR v %.d ) a krmné koeficienty (FQ) pro jednotlivé skupiny. Na konci pokusu byly výsledky statisticky vyhodnoceny. Výsledky V 1. pokusu dosáhlo kumulativní prežití plůdku po 14 dnech odchovu statisticky průkazně vyšší úrovně ve skupině ošetřené dalarginem 67,3 % oproti kontrole (37,5%) (viz tab. 3). Konečná hmotnost plůdku u dalarginem ošetřených skupin a kontrolních se téměř nelišila (tab. 3). Specifická rychlost růstu byla na počátku odchovu vysoká u dalarginu 20,3 a u kontrol 18,7 %.d , následně postupně klesala ve všech případech 10. den (14,9 resp. 16,0 %.d ) a následně lehce vzrostla nad 17 %.d . Krmné koeficienty měly klesající ten65

denci od 19,9 do 7,8 u kontrolní skupiny, u dalarginu od 12,9 po 6,6. Pokles u obou skupin je statisticky významný. Rozdíl mezi kontrolní skupinou a skupinou ošetřenou dalarginem není statisticky průkazný. Ve 2. pokusu dosahovalo přežití (tab. 4) po prvních 5 dnech odkrmu plůdku u skupin krmených zooplanktonem poměrně vyrovnané úrovně (62,3-70,0 %) . Přežití skupin krmených startérovým krmivem dosahovalo rozpětí 36,7 - 60,0 %. V pozdějším období došlo u některých skupin krmených startérovým krmivem k dalšímu nárůstu mortality. Celkové přežití plůdku krmeného zooplanktonem bylo nejnižší u kontroly (50,7 %) , u ostatních skupin plůdku, ošetřených koupelemi se pohybovalo v rozpětí 51,4 - 64,0 % Nejvyšší přežití bylo dosaženo u skupiny ošetřené (L-Neo ) dalarginem, kde dosáhlo výše 64,0 %. Skupiny plůdku krmené startérovým krmivem dosáhly výrazně variabilnějšího přežití.

(D-Tle5)

(L-Tle5)

(D-Neo5)

zoopl. s t a r t .

dalargin zoopl. s t a r t .

dalargin zoopl. s t a r t .

dalargin dalargin zoopl. start. zoopl. s t a r t .

62

,3

43

8

62,7

60,

0

62,3

58,2

62,7

36,

9

70,0

36,7

61

,1

58,7

56 50

,0

34 9 34 2 29 7

44, 39, 34,

5 3 9

61,9 61,9

40,2 40,2 35,9

55,6 55,1 51,4

29, 27,

0 9 6

66,2 65,6 64,0

28,1 25,5 23,8

Kontrola

Den odcho vu 5 10 15

20

,7

58,7 58,7

59,0

66

(L-Neo5)

25,

Již po prvních pěti dnech odchovu byla zjištěna vyšší hmotnost plůdku (tab. 5) všech skupin krmených zooplanktonem, než plůdku krmeného startérovým krmivem, přičemž tento rozdíl se v dalším pokračování pokusu dále prohluboval. Na konci pokusu bylo dosaženo kusové hmotnosti u plůdku krmeného zooplanktonem v rozpětí od 183,3 mg po koupeli v roztoku (D-Tle5) dalarginu do 237,0 mg (kontrola). U plůdku krmeného startérovým krmivem byla zjištěna poměrně vyrovnaná hmotnost od 90,1 mg do 101,6 mg. Plůdek všech skupin ošetřený analogy dalarginu dosáhl o něco vyšší konečné kusové hmotnosti od 98,7 do 101,6 mg než v kontrolní skupině 90,1 mg. Tab. 5: Průměrná kusová hmotnost (Ww;mg)za jednotlivá období u plůdku ošetřeného čtyřmi analogy dalarginu a u kontroly při krmení zooplanktonem (zoopl.) a startérovým krmivem (start.)

Diskuse Byl prokázán statisticky významný rozdíl v prežití ve prospěch plůdku ošetřeného dalarginem při srovnání s neošetrenou kontrolou. U skupiny ošetřené (L-Neo ) dalarginem a krmené zooplanktonem bylo kumulované p ř e ž i t í vyšší než u ostáních skupin. Ve skupinách krmných startérovým krmivem bylo výrazně vyšší p ř e ž i t í po prvním období odkrmu u skupin ošetřených (D-Tle ) a (L-Tle 1 dalarginem, což se neprojevilo u plůdku ošetřeného (L-Neo ) a (D-Neo~) dalarginem. U dalarginu byl potvrzen očekávaný efekt udávaný řadou jiných autorů u jiných druhů ryb (Mikodina a k o l . , 1986, 1 9 87 a ,b ,c , 1 98 9; Gl u bo ko v a N av o lo t sk y, 19 87 , K o u ř i l a kol. 1990, Hamáčková a kol. 1992), na rozdíl od analogů dalarginu, kde podobně jako při ošetření jiker pstruha (Hamáčková a kol. 1992) nejsou dosažené efekty jednoznačné. Literatura G l u b o k o v , A . I . , N a v o l o t s k y , V . A . , 1 9 8 7 . S o m e physiological-biochemical characters of sterlet affected by the biologically active agent-dalargi n. Ve: VNIRO Moskva, s. 86-98. Hamáčková, J . , Kouřil, J . , Barth, T., Pospíšek, J . , Sedova, M.A., Glubokov, A.I. a Vacek, J . , 1992. V l i v ošetření oplozených jiker pstruha duhového (Oncorhynchus mykiss) dalarginem a jeho analogy na l í h n i v o s t . In: Adámek Z., Flajšhans M. (Eds): Reprodukce ryb 92', Vodňany, 1 1 2 - 1 1 7 Mikodina, E.F., Glubokov, A.I . , Sedova, M . A . , Navolotsky, 67

V.A., 1989: Intensification of salmonid fish culture using neuropeptides . In: Chov lososovitých ryb, Vodňany, 66-74. Mikodina, J.V., Sedova, M.A., Glubokov, A.I., Navolotsky, V.A., 1987. Methodical instructions for Dalargin employment for survival of eggs, Larvae and fry and their growth acceleration. VNIRO Moscow, 14 pp. Mikodina, J.V. and Sedova, M.A., 1987. Response of sex glands of Masu salmon to the synthetic analogue of leu-enkephalin. Ve: Voprosy fiziologii morskikh i presnovodnych ryb. VNIRO Moscow: 86-98 (in Russian). Mikodina, J.V., Sedova, M.A., Troitskii, N.V. a Prikin, V.V. , 1987. Effect of biologically active agent Dalargin to fish productivity of ponds. Belgorodskii mezhtras1evoi territorialnyi tsentr nauchno-tskhnicheskoi informatsi i i propagatsii, Belgorod, 2 pp. Mikodina, J.V., Sedova, N.V., Volinkina, B.N., Borisova A.G., 1986. Employment of Dalargin preperation for the treatment of carp Larvae. Belgorodskii mezhtraslevoi territorialnyi tsentr nauchno-tekhnicheskoi informatsi i i propagatsii, Belgorod, 2 s. Mikodina, J.V., Storozhuk, N.G., Sedova, M.A. a Shi roková, E.N., 1987. Effect of Dalargin to the growth of Baltic Sea salmon fry. Rybnoe khozyaistvo (Moscow), 5:27-29 Kouřil, J., Szlaminska, M., Hamáčková, J . , Vachta, R., Barth, T., Pospíšek, J. (v přípravě). Rearing of early fry of catfish (Silurus glanis L.): introduction of bathing in solutions of dalargin and its analogues and prevetive application of the drugs Duon and Imequyl in feeds.

Adresy autorů: J. Hamáčková, J. Kouřil, R. Vachta, Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický, 389 25 Vodňany M. Szlaminska, Instytut Ekologii PAN, Lomianki u Varszawy, Polsko T.Barth, J.Pospíšek, Ústav organické chemie a biochemie AV, ČR, Praha 68

VLIV INTENZIVNÍHO CHOVU SUMCE VELKÉHO A SUMEČKA AFRICKÉHO NA ZMĚNU KVALITY VODY I. STIBRANYIOVÁ Souhrn Sledováním změny fyzikálně chemických ukazatelů kvality vody v průběhu 24 hod bylo zjištěno, že při intenzivním odchovu 100 kg sumečka afrického (Clarias gariepinus) o průměrné kusové hmotnosti 1 . 5 a 800 g vzniká znečištění odpovídající 4.6 (3.8-5.2) a 2.7 (2.1-3.3) ekvivalentním obyvatelům (EO) . Zatíženi vody při odkrmu 100 kg sumce velkého (Silurus glanis) o průměrné kusové hmotnosti 200 a 800 g odpovídá 3.2 (2.3-4.1) a 2.6 (1.9-3.7) EO. U nekrmených ryb se zatíženi sníží na 0.5 (0.4-0.6) a 0.3 EO. V rámci denního cyklu produkce amoniaku a org. látek kolísají hodnoty NH4 -N a CHSKcr v odchylkách 50 až 150 % od průměrné hodnoty, přičemž u nekrmených ryb je průběh hodnot během 24 hod přibližně konstantní. Úvod

Chov teplomilných druhů ryb byl dosud prováděn v podmínkách našeho rybářství převážně extenzivním způsobem. S vývojem nových metod chovu teplomilných (zejména sumcovi-tých) ryb ve speciálních objektech, majících charakter průmyslové výroby, vyvstala potřeba řešení vlivu intenzivního chovu na změny kvality vody a kvantifikace zatížení odpadními látkami metabolických pochodů a zbytkovou potravou. V rámci těchto chovů se ukazuje jako nezbytné včlenění čistící jednotky použité vody, ať už bude voda vypouštěna do recipientu, nebo opětovně využívána v recirkulačním systému. Materiál a metodika Pokusné zařízení Odchovné nádrže o objemu 100 - 400 1 s pokusnými rybami byly zapojeny do recirkulační ho systému s biologickým čistěním vody na poloprovozním objektu VÚRH Vodňany. Průtok vody zajišťoval výměnu vody v nádržích 1 x za 1 - 2 hod. Teplota vody byla udržována na úrovni 25 ± 1 °C, k y s l í k na odtoku z nádrže nejméně na 60 % nasycení. Chov ryb Do odchovných nádrží by L nasazen sumec velký o průměrné kusové hmotnosti 200 a 800 g a sumeček africký o průměrné kusové hmotnosti 1.5 a 800 g. V období dvou týdnů před zahájením pokusu byly u obou druhů simulovány podmínky intenzivního odchovu. Sumec velký byl odchováván při hustotě obsádky v závislosti na růstu 50-58 kg.m a u tržní v e l i kosti 70-73 kg.m . Rybám bylo podáváno výhradně suché gran u l o v a n é k r m i v o v m n o ž s t v í 2 . 5 a 1 . 5 % t ě l e s n é hmotnosti .den-1 (Alma Velsfutter 6420, Alma-Futter, Kempten, Germany; bílkoviny 42.5 %, tuky 10.0 %, vláknina 2.8 %, po-peloviny 9.5 %). Sumeček africký o průměrné kusové hmotnosti 1.5 g byl odchováván při hustotě obsádky v závislosti na růstu 15-19 kg m3,krmné dávce 8 % tělesné 69

hmotnosti.den -1 Tagger Forellensetzlingsfutter T 888 Taco«Tagger & Co, Graz, Austria; bílkoviny 45.8 14.9 %, vláknina 1.6 %, popeloviny 14.2 %). Sumeček o průměrné kusové hmotnosti 800 g byl odchováván při obsádky 74 kg m , krmné dávce 2 % tělesné hmotnost (Alma Velsfutter 6445, Alma-Futter, Kempten, Germany; bílkoviny 45.0 %, tuky 12.0 %, vláknina 1.6 %, popeloviny-8.0 %). Krmení bylo prováděno v hodinových intervalech od 7 do 19 hod. Hala byla uměle osvětlena v době od 7 do 19 Analýzy vody Vzorky vody pro fyzikálně chemickou analýzu byly odebírány ve dvouhodinových intervalech na přítoku a výtoku z nádrží s krmenými a hladovými rybami po dobu 24 hod. U jednotlivých dvouhodinových vzorků byl stanovován obsah NH4+-N a CHSK U slévaných vzorků za 24 hodin byla sledována změna pH, BSK5 (filtr. a nefiltr.), CHSKCr, NH4+-N, NO2"-N, N03"-N, org.N, celk.N, P04 -P a celk.P. Výsledky a diskuse Růst ryb Tab.

1: Výsledky chovu sumce velkého a během pokusného období Spécif.rychlost Druh Prům. růstu ( % . denryby ks. hmot1 ) nost (g)

sumečka afrického Krmný koeficient

sumec velký

200 800

1.35 0. 11

1.6 13.5

sumeček africký

1.5 800

6.09 0.11

1.3 16.9

Jak ukazuje tab. 1, bylo během pokusného období při intenzivním odchovu sumce velkého i sumečka afrického o nižší kusové hmotnosti dosaženo dobré specifické rychlosti růstu (Přikryl, 1993; Hogendoorn, 1983). U tržní velikosti sumce velkého a sumečka afrického byly dosaženy nízké hodnoty specifické rychlosti růstu, v důsledku toho i vysoké hodnoty krmných koeficientů, což je pravděpodobně důsledkem stresu ryb v intenzivním chovu, výrazně vyšším u velkých ryb. Chemie vody Výsledky

změn

fyzikálně

chemických

ukazatelů

kvality

vody v přepočtu na 100 kg ryb a den při intenzivním odchovu sumce velkého o průměrné kusové hmotnosti 200 a 800 g jsou uvedeny v tab. 2 a tab. 3. Pro výpočet zatížení vody byly použity výsledky analýz slévaných vzorků za 24 hodin. Během odchovného období došlo k poklesu pH vody odtékající z nádrží o 0.2 - 0.3 a 0.1 - 0.5. 70

Tab 4: Produkce metabolitů ( g .100 kg ryb-1 den-1 ) při intenzivním odchovu sumečka afrického o průměrné kusové hmotnosti 1.5 g Ukazatel

Ryby krmené

BSK5 nefiltr. CHSKCr nefiltr NH4 N NO2"-N NO3-N PO43--p celk.P v závorce počet opakování

276.1 ± 43.63 (3)' 696.5 ± 16.65 (3) 29.5 ± 11.57 (3) 4.67± 1.44 (3) 0.00± 0.00 (3) 1 3.9 ± 2.87 (3) 1 6.9 ± 11.68 (3)

Tab. 5: Produkce metabolitů ( g. 100 kg ryb-1 den-1) při intenzivním odchovu sumečka afrického o průměrné kusové hmotnosti 800 g BSK5 nefiltr. CHSK nefiltr. NH4+N NO2'-N NO3-N PO43"P celk.P

159.8 ± 36.60 (3)' 338.1 ± 5.50 (3) 13.4 ± 5.65 (3) 6.84± 5.62 (3) 3.04± 3.35 (3) 0.51± 0.45 (3) 6.83± 9.43 (3)

Ukazatel

Ryby krmené

Míra zatížení vody při intenzivním chovu sumce velkého a sumečka afrického vyjádřená v ekvivalentních obyvatelích (EO ; 1 EO produkuje 60 g.den BSK5) je uvedena v tab. 6. Zatížení vody při odkrmu 100 kg sumce velkého (průměrná kusová hmotnost 200 a 800 g) za výše uvedených podmínek odpovídá v průměru 3.2 a 2.6 EO. Při bazálním metabolismu sumce velkého se zatížení vody sníží na úroveň odpovídající 0.5 a 0.3 EO. Při odkrmu sumečka afrického o průměrné kusové hmotnosti 1.5 a 800 g znečištění vody odpovídá v průměru 4.6 a 2.7 EO. Tab. 6: Velikost zdroje znečištění vody v EO při intenzivním chovu sumce velkého a sumečka afrického Druh ryby

prům ks hmot- Velikost zdroje znečištění ( EO ) nost (g) krmené ryby nekrmené ryby

sumec velký 200 800 sumeček af- 1.5 800 rický

průměr

rozpětí

průměr

rozpětí

3.2 2.6 4.6 2.7

2.3 1.9 3.8 2.1

0.5 0.3 -

0.4 - 0.6 0.3 _

- 4.1 - 3.7 - 5.2 - 3.3

Změny v zatížení vody NH4+-N a CHSKCr během 24 hod při odchovu sumce velkého o průměr. kusové hmotnosti 200 g zachycuje obr. 1 a obr. 2. Křivky A-D byly naměřeny za podávání krmiva při aktivním metabolismu ryb a křivky E-F u vyhladovělých ryb při bazálním metabolismu. V rámci denního cyklu produkce amoniaku a org. látek u sumce velkého kolísají hodnoty NH+-N a CHSK u krmených ryb v odchylkách 50 až 150 % od průměrné hodnoty, přičemž u nekrmených ryb je průběh hodnot během 24 hod přibližně konstantní. 72

U krmených ryb se maximum hodnot objevuje v odpoledních až večerních hodinách zhruba za 10 hod od počátku krmení a kryje se s obdobím podání téměř celé denní krmné dávky, v ranních hodinách dochází k výraznému snížení hodnot na úroveň před započetím krmení. Mnohem variabilnější je u krmených ryb denní průběh zatížení vody organickými látkami znázorněný na obr. 2. Obr. 1: Denní průbeh NH4+ -N (mg/l) u sumce velkého

Literatura Backiel, T., 1979. O zanieczyszczeniach wód povodowanych chovem ryb. IRS Olsztyn, 119: 28 s. Hogendoorn, H. a kol., 1983. Growth and production of the African catfish, Clarias lazera. Aquaculture, 34: 265-285. Knösche, R., 1971. Der Einflufl intensiver Fischproduktion auf das Vasser und Mglichkeiten zur Vasserreinigung. Z. Binnenfisch.DDR,18,12:372-379. Parker, C.N., Davis, B.K., 1981. Requirements of Varmwater Fish. In: L.J. Allen and E.G. Kinney (Editors), Proceedings of the Bio- Engineering Symposium for Fish Culture, October 16-18 1979, Michigan: 21-27. Pistelok, F., 1988. Vater pollution caused by fish rearing. Polskie Archivům Hydrobiol., 35 (1): 127-137. Přikryl, I., 1993. Computer model of fish growth in ponds. G. Barnabé and P. Kestemont (Editors), Production, Environment and Quality. Bordeaux Aquaculture '92, European Aquaculture Society, Special Publication No.18, Ghent, Belgium: 309-313. Vedemeyer, G.A., 1981. The physiological response of fishes to the stress of intensive aquaculture in recirculation systems. Symposium on New Developments in the Utilization of Heated Effluents and of Recirculation Systems for Intensive Aquaculture, Stavanger, Norvay, May 28.-30. 1980. 28 - 3

Adresa autora: I. Stibranyiová, Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický.389 25 Vodňany

74

POTRAVNÍ KONKURENCE MEZI SUMEČKEM AFRICKÝM (CLARIAS GARIEPINUS) A TILAPIÍ NILSKOU (OREOCHROMIS NILOTICUS) V RYBNIČNÍ POLYKULTUŘE Z. ADÁMEK, I. SUKOP Úvod Produkce tržní tilapie a sumečka je v našich podmínkách limitována mj. kapacitou chovných jednotek na oteplené vodě. Důvodem jsou především vysoké teplotní nároky a zvýšená mortalita při teplotách již pod 15"C. Přestože oba druhy jsou schopny přežívat extrémně široký teplotni rozsah (podie Hamáčkové et al. 1991) sumeček 7.9-40.1°C a t i l a p i e 5.8-43.6°C, při déletrvajícím poklesu teploty pod tuto úroveň dochází k poškození organismu spojeného zvláště u sumečka se zaplísněním a po několika dnech takto postižené ryby hynou. V klimaticky příhodných podmínkách tropického pásma jsou tilapie i sumeček chovány celoročně v klecích a rybnících o různém stupni intenzifikace. Přirozená potrava hraje v těchto podmínkách různě důležitou, nikdy však nepodstatnou roli. Podle Schroedera (1973) se i při intenzivním krmení a hnojení podílí přirozená potrava 50-70% na hmotnostním růstu tilapie. Mimo jiné i z těchto důvodů jsme se pokusili vyhodnotit možnosti jejich chovu v rybnících v letním období i v klimaticky příznivých podmínkách jižní Moravy. Po prvních pokusech s chovem tilapie v klecích (Adámek, Mareš 1990) následoval úspěšný chov tilápií i sumečka v monokultuře na sádkách a rybnících střediska Velký Dvůr u Pohořelic. Vzhledem k odlišné potravní biologii jsme následně ověřovali jejich společný chov s cílem zhodnocení jejich potravní biologie a konkurence v našich podmínkách. Přirozené potravní spektrum tiLapie je poměrně dobře prostudováno. Tilapie nilská (Oreochromis niloticus) je všežravec, schopný využívat prakticky všechny dostupné potravní zdroje, i když s různým efektem. Obtížně však polyká větší sousta. Spektrum její přirozené potravy zahrnuje filtraci fytoplanktonu (Northcott,Beveridge 1988) včetně sinicového květu (např. Moriarty, Moriarty 1973) i zooplanktonu (např. Hofer, Newrkla 1983), organickou hmotu v různém stupni rozkladu (např. Bishara 1982), vyšší vodní rostliny (např. Bardach et al. 1972) a vodní plže (Slootweg et al. 1993). Problémy s kanibalismem (např. Pantastico et a l . 1988) i požírání jiných druhů ryb (Adámek 1993) svědčí o tom, že tilapie jsou schopny i predace limitované především velikostí kořisti. Údajů o přirozeném potravním spektru sumečka afrického (Clarias gariepinus) je nepoměrně méně. Je považován za p ř í ležitostného bentofága, požírajícího mj. i vodní plže (Slootweg et al. 1993). Rovněž je známo, že je u něj velkým problémem kanibalismus (např. Hecht a Appe1baum 1988). Ten se však pravděpodobně týká výlučně vysokých hustot v intenzivních chovech, protože podle našich experimentů není ani hladovějící sumeček schopen prakticky ulovit zdravou rybu. Kořist pouze opakovanými útoky zraňuje do té doby než není schopna úniku a pak ji požírá. 75

Materiál a metodika Pokusy probíhaly v betonových sádkach se štěrkopískovým dnem na středisku Velký Dvůr u Pohořelic. Nádrže o ploše 300 m byly napuštěny 23.5.1993 a do každé z nich aplikován 1 q chlévské mrvy. Ryby byly nasazeny 1.6. v počtech okolo 100 ks tilapie a 500 ks sumečka. Schéma nasazeni stejně jako produkční výsledky uvádí Tab.1. Pokus probíhal ve dvou základních variantách s cílem vyhodnotit efekt aplikace pokosených lučních porostů. Ty b y l y do dvou pokusných sádek (varianta T) přidávány týdně. Celkem bylo do každé z nich aplikováno 65 kg trávy. Dvě nádrže sloužily jako kontrola (K). Cílem tohoto "zeleného hnojení" byla podpora rozvoje fytofilních organismů kolonizujících tento substrát, případně jeho přímé využití tilápií. Do dvou nádrží b y lo přisazeno i několik kusů tilapie modré Oreochromis aureus s c í l e m porovnat její růstové schopnosti s t i l a p i í nilskou. Potravní analýzy byly provedeny u vzorku ryb od loveného 9.-10.8.94. Podíl jednotlivých potravních komponentů byl vyjádřen v objemových procentech a index naplnění (IN) jako hmotnostní podíl přijaté potravy na celkové hmotnosti. Kromě potravního spektra byla vyhodnocena i selektivita v příjmu potravy indexem selektivity (Ivlev 1955), který vyjadřuje vztah mezi procentickým složením potravní nabídky (g) a p ř i jaté potravy (e): S = (g-e)/(g+e). Potravní konkurence mezi sumečkem a tilapií byla vyhodnocena indexem potravní shody (FS) podle Šorygina (1954), který uvádí procentický podíl shodných komponentů požíraných srovnávanými druhy. Výsledky a diskuse Výrazně lepších produkčních výsledků (v průměru o 25.1%) bylo dosaženo ve variantě T. Tento r o z d í l je výsledkem především vyšších individuálních přírůstků vyjádřených nejlépe jako specifická rychlost růstu (SGR) při srovnatelném přežití. Index naplnění trávicího traktu jako ukazatel i n t e n z i t y příjmu potravy byl vyšší u sumečka (166.7-1013.8) než u t i lapie (20.7-333.5). Ve variantě T byl tento rozdíl vysoce průkazný (P<0.01), ve variantě K nikoliv (P<0.1). T i l a p i e v těchto podmínkách (jak dokladují výsledky potravních analýz) spíše kontinuálně filtrují potravu po celou periodu světlé části dne, zatímco sumečci mají, jak se zdá, spíše vrcholy potravní aktivity. Do hodnocení nebyly zahrnuty tilapie, které inkubovaly v ústech j i k r y a podle tradovaných literárních údajů potravu nepřijímají. U všech vyšetřených inkubujících samic sice byly potravní částice ve střevě zjištěny (IN 4.0-5.5), nelze však rozhodnout, zda se jedná o zbytky potravy přijaté před třením nebo v průběhu inkuba-ce. 0 inkubujících samicích tlamovce Tropheus duboisi uvádí Yanagisawa (1993), že přijímají potravu s přibližně 80%-ní intenzitou ve srovnání s neinkubujícím i samicemi a samci. Hodnota IN tilapií z varianty T činila 137.9±92.5, zatímco v kontrolních nádržích 247.0±118.9 (P<0.1). U sumečka byl tento poměr opačný (K - 428.5±178.0, T 482.3±286.0), avšak neprůkazný.

76

Složení potravy sumečka v obou variantách se poměrně dosti lišilo. Zatímco v neošetrených nádržích (K) dominoval v potravě detrit přijímaný ze dna, ve variantě s apLikací trávy (T) se více uplatnily živočišné potravní složky. Největší význam pro výživu sumečka ve variantě T měly larvy pakomárů (zvláště Chironomus pLumosus) a perloočky Daphnia ga-leata. Index selektivity pro dafnie zde č i n i l -0.20 a +0.66, zatímco ve variantě T byl vždy vysoce záporný (-0.40 a 0.86). Ostatní zástupci zooplanktonu nebyli p ř i j í máni vůbec (S = -1.00). V kontrolních nádržích bez zelené hmoty (K) sumeček orientoval velmi významně svůj predační tlak na larvy chrostíků Oecetis ochracea. Dospělé tilapie nilské se v potravě orientovaly na detrit, zoplankton a fytoplankton, výjimečně se vyskytovali i zástupci zoobentosu. Z přehledové Tab.3 je zřejmé, že složení potravy a význam jejích komponentů se v jednotLivých nádržích výrazně liší a stejně tak se liší i selektivita v příjmu potravy, vyjádřená indexem S. Potvrdila se tak pozorování, která jsme prováděli v klecích (Adámek, Mareš 1990), kdy byly zaregistrovány rovněž nejrůznější potravní komponenty. Ty se však nacházely v ostře ohraničených úsecích střeva, nikdy nebyly smíchány. To znamená, že "taktika" příjmu potravy u tilapie je charakteristická časovými periodami, v nichž se specializuje na určitý způsob přijímání potravy, např. filtraci fytoplanktonu s využitím hlenového filmu na filtračním aparátu, filtraci zooplanktonu bez využití tohoto filmu, okusování nebo sbírání rozkládajících se organických částic (detrit) nebo makrofyt. Juvenilní tilapie jsou schopny rovněž využívat celou potravní nabídku, zdá se však, že preferují drobnější živočišný plankton (prvoky, vířníky a buchanky). Dělat závěry o složení potravy tilapie modré je velmi obtížné na základě jednoho vyšetřeného exempláře, zdá se však, že její potravní spektrum je velmi podobné tilapii nilské. Potravní konkurence mezi t i l a p i i a sumečkem při společném chovu byl charakterizována 20.9-67.7%-ní shodou. Vyloučíme-li z úvah detrit jako objekt možné konkurence, pak je zřejmé, že potravní požadavky těchto dvou druhů se překrývají zhruba z jedné čtvrtiny. Za nejvýznamnější konkurenční vztah lze považovat konzumaci větších perlooček {Daphnia) a larev pakomárů kolonizuj í c í ch předkládanou zelenou hmotu. Společný chov tilapie a sumečka afrického přináší podle Hogendoorna a Koopse (1983) až 2.5násobné zvýšení produkce ve srovnání s monokulturou t i l a p i e aniž by byl ovlivněn růst jednoho nebo druhého druhu. Jak dokladují naše výsledky, nedochází ani v našich podmínkách k významnejší konkurenci mezi těmito druhy a jejich společný chov v polykultuře lze v průběhu letního období realizovat.

77

Tab.1:

Var.

Schéma nasazení a produkčních výsledků společného chovu sumečka afrického (Sua) a tilapie nilské (Tin) resp. modré (Tia)

Druh

Obsádky ks

kg

Produkce

Prům.V

ks

kg

Průn.V

(g)

Kl

K2

TI

T2

Přírůstek

(g)

(g/ks)

(kg)

Přežití (kg/ha)

SGR

(%)

týden)

Tin

91

6.10

67.0

84

17.84

212.3

145.3

11.74

391

92.3

1.094

Sua 1

500 591

0.96 7.06

1.9

195 279

17.73 35.57

90.9

89.0

16.77 28.51

559 950

39.0

3 716

Tin

92

7.10

77.2

86

20.33

236.3

159.1

13.23

441

93.5

1.062

Tia Sua 1

5 500 597

0.27 0.96 8.33

53.0 1.9

5 125 216

0.83 13.68 34.84

165.0 109.7

112.0 107.8

0.56 12.72 26.51

19 424 884

100.0 25.0

1.077 3.900

Tin

92

5.90

64.1

88

21.10

239.8

175.7

15.20

507

95.7

1.252

Sua 1

588 680

2.04 7.94

3.5

192 270

23.20 44.30

120.9

117.4

21.16 36.36

705 1212

32.7

4.228

Tin

92

5.40

58.7

86

20.12

234.0

175.3

14.72

491

93.5

1.313

Tia Sua X

5 500 597

0.26 0.96 6.62

51.9 1.9

5 128 219

0.90 18.07 39.09

180.0 141.1

128.1 139.2

0.64 17.11 32.47

21 570 1082

100.0 25.6

1.180 4.148

Tab.2:

Složení potravy (%) a selektivita zooplanktonu u sumečka afrického

Potravní

Kl

K2

složka

%

Daphnia

20.8 -0.40

Bosmina

0.1 -0.98

S

TI

T2

% S

%

4.2 -0.86

20.3 -0.20

24.6 +0.66

-1.00

-1.00

%

S

Ostracoda

S

+

Asellus

+

1.0

Corixa

+

8.1

Oecetis

14.1

18.0

Cloeon

3.2

+ 7.0

+

4.4

0.3

Phytoten- 6.1 dipes Chironomus Procladius detrit 58.9

0.6

2.8

1.1

4.0

63.2

28.2

0.6

2.8

1.1

63.5

7.4

33.6

n

5

5

5

5

bez potravy IN

0

0

0

0

360±155

497+188

712±224

253+49

64.5±28.2

53.2+34.8

63.4±38.1

ind.V (g) 7.5±21.1

78

příjmu (S)

Tab.3:

Složení potravy (%) a selektivita příjmu (S) zooplanktonu u tilapie nilské, jejího plůdku (juv) a tilapie modré (Tia)

Characteristics of the experimental units Stock

Clarias

Variant

P

Type

pond

Bottom \rea (ID ) Mean depth (era) 0 (1/sec) Transparency (era) Temperature (°C) 0, (rag/1) PR B.O.D.j (rag/1 02) C.O.D.C (rag/1 0,) Susp.solids (rag/1) NH4^ (rag/1) N02" (rag/1) N03: (rag/1) PO43" (rag/1) Zooplankton (ind/1) Zoobenthos (ind/ra )

C1.+ O.n. Kl

C1.+ O.n.+ O.a

Cl.+ O.n.

K2

Tl

C1.+ O.n.+ O.a. T2

basin

muddy 4,000 93±10 1.25±2.05 77±58 20.5+3.2 12.56±4.79 9.93±0.27 6.315.7 38.3±11.7 13.3±9.5 1.10±0.50 0.72±0.47 7.8±8.6 0.20±0.10

gravel + sand 300 118±25 0.47±l.02 59±31 20.9±2.9 13.18±6.19 9.31+1.12 10.015.57 68.3H9.7 25.7115.5 1.1210.49 0.98H.10 12.8H1.1 0.1210.15

324±179

5551653

667±729

117+8 0 50+40 20.513.1 15.6316.37 10.2710.59 10.710.58 76.3H3.8 42.7114.6 1.2610.43 0.2210.21 2.712.7 0.0310.00

113H6 0 44142 20.5+2.9 12.85+8.75 9.15H.18 13.319.0 59.3122.0 31.3120.1 1.2010.17 0.4010.33 5.014.4 0.1010.14

107118 0.0810.08 70±>5 20.4±2.8 15.5^19 77 9.1>±1.16 &.0±v3 61.7+27.2 25.7116.2 1.7710.85 0.3010.30 6.313.9 0.1810.15

7081428

7411549

6871519

no sampling

Note: P - pond culture K - control T grass supplied (65 kg total) Cl . - African catfish (Clarias gariepinus) O.n. - Nile tilapia (Oreochromis niloticus) O.a. - blue tilapia (Oreochromi s aureus)

Literatura u prvního autora. Adresa autorů: Z.Adámek, I.Sukop, VÚRH - prac.Pohorel ice, Vídeňská 717, 691 23 Pohořelice

80

POTRAVNÍ BIOLOGIE PLŮDKU PLOTICE A OKOUNA V PELAGIÁLU ÚDOLNÍ NÁDRŽE ŘÍMOV J. MATĚNA Souhrn V ÚN Římov bylo sledováno složení potravy pelagického plůdku okouna {Perca fluviatilis) a plotice (Rutilus ruti-

lus) . Potravní spektrum obou druhů se v létě významně prekrývalo, dominantní složku potravy tvořily perloočky rodu Daphnia. Plůdek okouna navíc, na rozdíl od plotice, konzumoval klanonožce (Copepoda). Úvod Pelagickému společenstvu plůdku údolních nádrží, byla zatím věnována malá pozornost, zejména ve srovnání s litorálními společenstvy (Kubečka, Slad 1990). S obligátní pelagickou fází se setkáváme v rané ontogenezi okouna (Perca fluviatilis) a candáta (Stizostedion lucioperca) (BeLyi, 1972; Guma'a, 1978; Coles 1981). Potravu plůdku kaprovitých ryb převážně v litorálu sledovali např. Mark a kol.,1987; Schiemer a kol., 1989). Potrava nejhojnějších druhů litorálního plůdkového společenstva UN Římov byla popsána v práci Matěna (1993). Složením pelagického společenstva plůdku v ÚN Římov se zabýval Matěna (1994). Předkládaná práce shrnuje výsledky sledování potravy dvou nejhojnějších druhů pelagického plůdku - okouna a plotice. Materiál a metodika Ichtyoplankton byl v ÚN Římov sledován v létech 1991-1993. Celkem bylo uloveno přes 30 000 kusů plůdku 5 druhů ryb. Dynamika jednotlivých druhů je popsána v práci Matěna (1994). Potravní analýza byla provedena u 330 kusů pelagických okounů a 90 pelagických plotic. Plůdek v pelagiálu byl loven zpočátku (květen 1991, 92) sběračem Clarke-Bumpus (průměr vstupního otvoru 0,12 m, oka sítě 0,42 mm). Později v průběhu vegetační sezóny a v roce 1993 ichtyoplanktonními sítěmi ( průměr 1,0 a 2,0 m , délka 3,5 m, oka sítě 1,5 mm) vlečenými za motorovou lodí (Matčna, 1994). Odběry byly prováděny v centrální části nádrže na stanovišti " Velešínský hrad " nad hloubkami 15-35 m, ve vzdálenosti m i n i m á l n ě 50 m od břehu během dne i noci. Z obsahu trávicího traktu byly zhotovovány trvalé preparáty uzavírané do polyvinylalkoholu. Počítán byl celý obsah. Složení potravy bylo hodnoceno numerickou metodou. Současně se vzorky ichtyop1anktonu byly odebírány kvantitativní vzorky zooplanktonu v e r t ik ál n ím i tahy z hloubky odpovídající epilimniu nádrže. Velikost ok planktonky byla 0,01 mm. Překrývání potravního spektra obou druhů bylo hodnoceno Morishitovým indexem podle Zaret, Rand (1971)

81

kde Xj , Y^, jsou relativní četnosti (v %) jednotlivých s l ožek v potravě srovnávaných druhů ryb a S je počet potravních složek. Index může nabývat hodnot od 0 do 1. Dosáhne-1 i index hodnoty 0,6 je překrývání potravních spekter považováno za statisticky významné. Výsledky Larvy okouna migrují do p e l a g i á l u bezprostředně po vykulení. Zde začínají p ř i j í m a t potravu, většinou ještě před naplněním plynového měchyře. V období mixotrofní výživy je jejich potrava tvořena naupliovými s t á d i i klanonožců (Copepoda) a vířníky (Rotatoria). Zatímco nauplia jsou z dostupné potravy pozitivně selektována, jsou v í ř n í c i jako celek p ř i j í m á n i z h r u b a p r o p o r c i o n á J n ě k j e j i c h z a s t o u p e n í v zooplanktonu. Přitom je možno pozorovat výraznou preferenci rodu Polyarthra. S růstem larev a plůdku okouna se potravní preference přesouvá od délky 10 mm na kopepoditová stádia vznášivek (Diaptomidae) a později na perloočky rodů Diaphanosoma a Daphnia. Plůdek okouna se v pelagiálu ÚN Římov vyskytoval do délky 30 mm. Ryby větších velikostí byly loveny výlučně v litorálu nádrže. Larvy a plůdek plotice se v pelagiálu vyskytovali pravidelně pouze v roce 1993. V prvních dvou Létech byly uloveny pouze ojedinělé exempláře. Postupný přesun plotice do pelagiálu byl pozorován od délky 12 mm koncem května. V červenci a srpnu byla plotice dominantním druhem v pelagiálním plůdkovém společenstvu. Plůdek plotice byl loven v pelagiálu do začátku září, kdy dosahoval délky těla 40-45 mm. Kromě prvního odběru koncem května, kdy byly larvy plotice l i m i t o vány velikostí kořisti, byla potrava pelagických p l o t i c tvořena převážně perloočkami rodu Daphnia (Obr. 1). Potravní spektrum plůdku obou sledovaných druhů se v pelagiálu ÚN Rímov významně překrývalo ve všech odběrech s výjimkou 17.6.1993. Koncem června a v průběhu července se zjištěné hodnoty Morishitova indexu pohybovaly v rozmezí 0,97-0,99, což odpovídá prakticky shodnému složení potravy obou druhů. Rozdíl mezi oběma dominantními druhy ryb byl pozorován ve vztahu ke klanonožcům, zatímco okoun je při hojnějším výskytu konzumoval proporcionálně k jejich zastoupení v zooplanktonu, plotice je pomíjela. Tyto terénní výsledky potravní výběrovosti byly potvrzeny laboratorními pokusy. Diskuse

Potrava plůdku plotice a okouna se liší v tom, že plotice je generalista schopný konzumovat jak živočišnou, tak rostlinnou potravu, na rozdíl od okouna, který je striktním karnivorem. Persson a Greenberg (1990) formulovali hypotézu, podle které plotice jako účinnější zooplanktonofág vytlačuje plůdek okouna z pelagiálu do litorálu, kde dochází ke kompetici se staršími ročníky okouna o litorální makrofaunu. Výsledky roku 1993 do značné míry potvrzují výše uvedenou hypotézu. Dokazují, že plůdek plotice může využívat 82

Obr. 1: Druhové složení pelagického zooplanktonu a srovnání potravního spektra pelagického plůdku plotice a okouna v ÚN Rímov

Zooplankton pelagial 1993

Potrava okoun pelagial 1993

8.6.

17.6.

23.6.

8.7.

21.7.

Potrava plotice pelagial 1993

83

pelagiálu hluboké stratifikované nádrže jako potravní zóny. Nepřítomnost plůdku plotice v pelagiálu v prvních dvou létech sledování lze vysvětlit extrémně nízkými teplotami v roce 1991 a nízkou hladinou nádrže v roce 1992. Tyto faktory negativně ovlivnily reprodukci plotice v těchto létech. Příznivé podmínky pro přežití plůdku plotice v roce 1993 způsobily, že plůdek obsadil nejen litorální, ale i pelagiální zónu nádrže. Poděkování Studie byla financována grantem č. 617105 Grantové agentury AV ČR. Autor děkuje p. Prachařovi za pomoc při terénních odběrech. Literatura Belyi, I.D., 1972. Skat sudaka Lucioperca lucioperca (L. i ego pitanije v nizovjach Dněpra na razných stadijach razvitija. Vopr. Icht., 12: 513-520. Coles, T.F., 1981. The distribution of perch, Perca fluviatilis L., throughout their first year of life in Llyn Tegid, North Vales. J. Fish. Biol. 18: 15-30. Guma'a, S.A., 1978. On the early growth of 0+ perch, Perca fluviatilis, in Windermere. Freshwat. Biol. 8: 213-220. Kubečka, J. a Slad, P., 1990. Ichtyoplankton nádrže Rímov.In: J. Kubečka (Editor), Ichtyofauna řeky Malše a nádrže Římov. Sbor. Jč. Muzea, přír. vědy, České Budějovice,109-113. Matěna, J., 1993. The role of ecotones as feeding grounds for fish fry in a Bohemian water supply reservoir. Hydrobiológia (v tisku). Matěna, J., 1994. Ichtyoplankton and O4" pelagic fish in the Římov Reservoir (Southern Bohemia). Fol. Zool. (v tisku). Mark, V., Vieser, V. a Hohenauer C, 1989. Interactions between developmental processes, growth, and food selection in the larvae and juveniles of Rutilus rutilus (L.) (Cyprinidae). Oecologia, 78: 330-337. Persson, L. a Greenberg, A., 1990. Juvenile competitive bottlenecks: The perch (Perca fluviatilis)-roach (Rutilus rutilus) interaction. Ecology 71: 44-56. Schiemer, F., Keckeis, H. a Vanzenbôck, J., 1989. Foraging in cyprinids during early development. PoL. Arch. Hydrobiol. 36: 467-474. Zaret, T.M. a Rand, A.S., 1971. Competition in tropical stream fishes: support for the competitive exclusion principle. Ecology 52: 336-342. Adresa autora: J. Matěna, Hydrobiologický ústav AV ČR, Na sádkách 7, 370 05 České Budějovice 84

REAKCE PERLOOČEK RODU DAPHNIA NA CHEMICKÉ LÁTKY UVOLŇOVANÉ PREDÁTORY J. MACHÁČEK Perloočky rodu Daphnia jsou preferovanou kořistí mnoha planktonofágů z několika důvodů: většina druhů dosahuje poměrně značné velikosti, za příznivých potravních podmínek tvoří husté populace s poměrně velkou reprodukční schopností a jsou relativně málo pohyblivé, takže jejich únikové schopnosti jsou malé. Predatory, kteří je ohrožují lze rozdělit podle způsobu detekce, lovení a pohlcování kořisti zhruba do dvou kategorií: (1) bezobratlí predátoři (larvy r. Chaoborus, Notonectidae, Cyclopidae) - vzhledem ke srovnatelným fyzickým proporcím preferují zpravidla spíše malé jedince, které snáze uloví a manipulují a kořist má určitou možnost uniknout i poté co byla zachycena; (2) obratlovci (nejčastěji ryby) - zpravidla je značný rozdíl ve velikosti a pohybových schopnostech predátora a kořisti, proto je kořist pohlcována vcelku, jsou preferováni největší jedinci a mají malou pravděpodobnost úniku jakmile jsou zaregistrováni. Tyto specifické predační tlaky vedly, podle teorie, že v evoluci každý tlak vyvolává proti reakci, k určitým vlastnostem perlooček, které jiní umožňují do určité míry těmto tlakům odolávat. Adaptivní vlastnosti však zpravidla působí příznivě pouze za podmínek predačního tlaku a mohou být nevýhodné, jestliže predace není. Z tohoto hlediska se jeví užitečná existence mechanismu indukujícího vznik obranné adaptace pouze za podmínek ohrožení predátorem. Jednou z možností je reakce na chemické látky uvolňované predátorem do prostředí. Vytváření morfologických obranných struktur Tento mechanismus byl prokázán u planktonních vířníků (Gilbert 1966), kde látka uvolňovaná dravým vířníkem r. Asplanchna indukovala vznik dlouhých trnů u jedinců r. B r ac h io nu s , c ož z tě žu j e je j ic h po hl c en í p re d át o re m. U perlooček r. Daphnia byla zjištěna podobná reakce, tzn. vznik obranných morfologických struktur, vyvolaná chemickou látkou z dravých larev r. Chaoborus. Perloočky v prvních několika instarech, které jsou nejvíce ohroženy tímto predátorem mají v týlní části karapaxu výrůstky, které jim umožňují uniknout, poté co byly uchopeny predátorem a jsou zpracovávány příústními končetinami (Krueger a Dodson, 1981, Havel a Dodson, 1984). Z toho co bylo uvedeno o mechanismech získávání ko řisti je zřejmé, že podobný typ obrany nemá význam v případe predace rybami a že účinný obranný mechanismus spočívá v tomto případě spíše v omezení možnosti vizuální detekce kořisti. Toho může být dosaženo jednak zmenšením velikosti t ě l a a jednak migrací do míst kde je pravděpodobnost detekce nižší. Oba případy jsou v literatuře mnohokrát popsány (např. Hrbáček a Hrbáčková-Esslová, 1960, Štich a Lampert, 1981) a v obou byla později zjištěna úloha chemických látek při indukci příslušné adaptační reakce. 85

Změny růstových a reprodukčních parametrů Já jsem se zabýval vlivem chemických látek rybího původu na růstové a reprodukční parametry perlooček r. Daphnia. Laboratorní pokusy s kultivací perlooček ve vodě, která byla bezprostředně před použitím ke kultivaci obývána rybami ukázaly, že perloočky v této vodě dospívají dříve, mají menší přírůstky velikosti těla a produkují menší a relativně početnější potomstvo. Lze tedy ř í c i , že energie získaná v potravě je u nich přednostně věnována na produkci potomstva na úkor růstu velikosti těla (Macháček, 1991). Tyto výsledky byly později potvrzeny dalšími autory i pro jiné druhy r. Daphnia (Stibor, 1992, Dawidowicz a Loose 1992). Také v případě bezobratlých predátorů byla zjištěna chemická indukce změn vývojových a reprodukčních parametrů perlooček r. Daphnia. Charakter těchto změn pozoruhodně koresponduje s potravními preferencemi příslušných predátorů. Larvy r. Chaoborus, které preferují maLé jedince induk ují svým exudátem produkci většího potomstva a prodloužení juve-nilního období do dosažení dospělostí (Luning, 1992). Naproti tomu látky uvolňované znakoplavkou r. Notonecta, která preferuje jako kořist větší jedince mají podobný účinek jako rybí exudát, tj. způsobují zkrácení postembryonálního vývoje a produkci většího množství malých neonát (Dodson a Havel, 1988). Diurnální vertikální migrace Kromě uvedené změny růstových a reprodukčních parametrů bylo prokázáno a experimentálně ověřeno (Ringelberg, 1991, Loose a kol. 1993 aj.), že rybí exudát spoluúčinkuje při vyvolání tzv. diurnálních vertikálních migrací (DVM) kdy některé druhy r. Daphnia v hlubokých jezerech denně migrují až několik desítek metrů, takže ve dne se zdržují v hlubokých vrstvách, kde nízká světelná intenzita znemožňuje vizuelní detekci rybou a v noci stoupají do vyšších vrstev, které jsou zpravidla bohatší potravou. Uvedené zjištění podporuje hypotézu, že DVM jsou obrannou adaptací proti predáci, což dosud nebylo jednoznačně přijímáno. Chemická povaha účinné složky Přestože se na několika pracovištích ve světě pracuje už několik let na identifikaci příslušných chemických látek způsobujících uvedené reakce, zatím jsou známy pouze některé jejich obecné charakteristiky. V případě rybího faktoru se jedná o látku rozpustnou ve vodě, netěkavou, s nízkou molekulovou hmotností (<500 Dal tonů). Je odolná vůči extrémním teplotám a širokému rozmezí pH. Je nebílkovinné povahy a snadno přístupná bakterielnímu rozkladu (Loose a kol. 1993).

86

Specifičnost rybího faktoru Vylučování účinné látky bylo různými autory prokázáno u osmi druhů ryb, mimo jiné i u štiky (Esox lucius) kde se o planktonofagii dá hovořit pouze prvních několik týdnů po vykulení. Vylučování účinné látky není závislé na druhu potravy ryb a bylo zjištěno i u ryb po několik dní hladovějících. Na druhé straně reakce na rybí faktor byla zjištěna u devíti druhů r. Daphnia. Z testovaných druhů nereagoval pouze druh D. obtusa (Macháček, 1993), což je druh typický pro malé, často i vysychající vodní nádrže bez rybí obsádky. Některé poslední výsledky však naznačují, že ve schopnosti reagovat na uvedené chemické podněty je variabilita i mezi jednotlivými klony téhož druhu (Spitze, 1992, Reede a R i n gelberg, v tisku). Literatura Dawidowicz, P. a Loose, C. J . , 1992. Metabolic costs during predator-induced diel vertical migration of Daphnia. Limnol. Oceanogr. 37 (8) :1589-1595. Dodson, S.I. a Havel, J.E.,1988. Indirect prey effects: some morphological and life history responses of Daphnia pulex exposed to Notonecta undulata. Limnol. Oceanogr. 33:1274-1285. Gilbert, J.J., 1966. Rotifer ecology and embryological induction. Science 151:1234-1237. Havel, J.E. a Dodson, S.I., 1984. Chaoborus předat i on on typical and spined morphs of Daphnia pulex: Behavioral observation. Limnol. Oceanogr. 29:487-494. Hrbáček, J. a Hrbáčková-Esslová, M., 1960. Fish stock as a protective agent in the occurrence of slow-developing dwarf species and strains in the genus Daphnia. Int. Revue ges.Hydrobiol. 45:355-358. Krueger, D.A. a Dodson, S.I., 1981. Embryological induction and predation ecology in Daphnia pulex. Limnol.Oceanogr. 26:219223. Loose, C.J., von Elert, E. a Dawidowicz, P., 1993. Chemicallyinduced diel vertical migration in Daphnia: a new bioassay for kairomones exuded by fish. Arch. Hydrobiol. 126 (3):329337. Luning, J., 1992. Phenotypic plasticity of Daphnia pulex in the presence of invertebrate predators: morphological and life history responses. Oecologia 92:383-390. Macháček, J., 1991. Indirect effect of p 1ankt ivorous fish on the growth and reproduction of Daphnia galeata. Hydrobiológia 225:193-197. Macháček, J . , 1993. Comparison of the response of Daphnia galeata and Daphnia obtusa to fish-produced chemical substance. Limnol. Oceanogr.38(7):1544-1550. Reede, T. a Ringelberg, J . , v tisku. The influence of a fish exudate on two clones of the hybrid Daphnia galeata x hyalina. Hydrobiológia. Ringelberg, J., 1991. Enhancement of the phototactic reaction in Daphnia hyalina by a chemical mediated by juvenile perch (Perca fluviatilis). J. Plankton Res. 13:17-25. 87

Spitze, K., 1992. Predator-mediated plasticity of prey l i f e history and morphology: Chaoborus americanus předat ion on Daphnia pulex. Am.Nat. 139:229-247. Stibor, H., 1992. Predator-induced l i f e history shifts in a freshwater cladoceran. Oecologia 92:162-165. Stich, H.B. a Lampert, V., 1981. Predator evasion as an explanation of diurnal vertical migration by zooplankton. Nature 293:396-398.

Adresa autora: J. Macháček, Hydrobiologický ústav AV ČR, Na sádkách 7, 370 05 České Budějovice

88

BIOLOGICKÁ HODNOTA PLOTICE OBECNÉ (RUTILUS RUTILUS) SOUSTAVY VODNÍCH DĚL NOVÉ MLÝNY P.SPURNÝ, J.MAREŠ, R.TRYBUČEK Souhrn: Biologická hodnota plotice obecné (Rutilus rutilus) byla stanovena vzhledem k omezenému množství vzorků získaných v průběhu roku 1992 pouze v Mušovské (horní) nádrži. Bylo provedeno 7 odběrů v období březen až listopad a u ryb stanoveno jejich stáří, délkohmotnostní charakteristika, kondiční ukazatele (Kp,KC), reprodukční schopnost (absolutní a relativní plodnost, koeficient zralosti-GSI) a biochemické složení svalové tkáně, hepatopankreatu a gonád. Celkem bylo analyzováno 75 ks plotice obecné (pouze ve čtyřech odběrech byly zastoupeni mlíčácí) ve stáří 3-6 let odlovené do vězenců. Průměrná kusová hmotnost se v jednotlivých odběrech pohybovala od 230 do 308 g při celkové délce těla 254 - 280 mm u jikernaček, resp. 139-260 g při 218 - 270 mm u mlíčáků. Průměrné stáří analyzovaných ryb dosahovalo 4 roky, čtyřleté jikernačky také tvořily většinu ze zpracovaných ryb a v Mušovské nádrži dosahují v tomto stáří průměrné hmotnosti 279 g a celkové délky těla 273 mm. Kondiční ukazatele k o l í s a l y u jikernaček v rozpětí - Kp od 2,38 (1.4.) do 2,66 (5.11.), Kc od 1,77 (1.4.) do 2,31 (28.8.), u mlíčák ů pak Kf od 2.11 (26.4.) do 2.59 (28.8.) a Kc 1.79 (26.4.) do 2.29 (28.8.). Zjištěná absolutní plodnost se pohybovala v rozmezí 24 - 94 tis. jiker, relativní 157 - 294 tis. Koeficient zralosti vzrostl u jikernaček od února z 20,76 až na 33,73% (26.4.) a poklesl na 1,75% (24.6.), u mlíčáků dosáhl max. hodnoty 9,08% (26.4.) a minima 1.97% (24.6.). Hodnoty ukazatelů biochemického složení kolísaly v průběhu roku jak u svaloviny tak i u hepatopankreatu a gonád. Soustava nádrží na řece Dyji u Nových Mlýnů je klíčovou stavbou vodohospodářských úprav na jižní Moravě. Vzhledem ke klimatickým podmínkám (dlouhé vegetační období, vysoké teploty vody, atd.), k morfologii nádrži (rybniční typ s poměrně malou hloubkou vody) i k vysoké trofii přitékající vody byly dány předpoklady také k vysoké produkci ryb. Cílem naší práce bylo sledovat biologickou hodnotu druhu plotice obecná (Rutilus rutilus), která patřila k dominantním rybám po napuštění nádrží, v posledních několika letech je však vytlačována jinými druhy kaprovi tých ryb, což lze dokumentovat skutečností, že v současnosti tvoří při hospodářských odlovech pouze 10-15% ulovených ryb. Plotice obecná (Rutilus rutilus) obvykle dorůstá délky 450 mm a hmotnosti 0,40 kg; výjimečně 1,5 kg (Egert e t a l . , 1984), Holčík a Menzel (1972) uvádějí hmotnost do 0,50 kg (max. 2 kg), Haněl (1992) pak 2,1 kg ulovenou v Labi v roce 1985 o celkové délce 520 mm. Růstem a kondicí se u p J o t ic zabýval Lusk et al. (1983), který sledoval růst p l o t i c e obecné v různých lokalitách. V l i v teploty na intenzitu růstu a vitalitu studovali Haroszevwicz (1973) a Klimczyk a J a n ikowska (1978), v l i v znečištění pak Zalewski (1980). Délkohmotnostní ukazatele a kondiční stav plotice na řece Jihlavě hodnotil Spurný et al. (1990), průměrný délkový růst plotice obecné z různých lokalit uvádí Haněl (1992). Repro89

dukčními ukazateli se zabývali tito autoři: Spurný et al.(1990) sledoval koeficienty zralosti v průběhu roku, údaje o absolútni a relativní plodnosti plotice publikovali Ni kolski (1956), Holčík a Hensel (1972), Lusk et al. (1983), Egert (1984), Jirásek a Adámek (1986), a Haněl (1992). Z nemnohých literárních údajů o biochemickém složení těla lze uvést údaje Kostomarova (1958), Jiráska a Adámka (1986) a Spurného et al. (1990). Hodnoty uvedených ukazatelů mohou být využity jako citlivý indikátor stavu podmínek vodního prostředí. Mírný chronický stres vyvolaný u ryb fyzikálními změnami prostředí, různými polutanty a řadou dalších stresorů způsobuje také zvýšení úrovně metabolizmu a poškození reprodukčních funkcí ryby (Rice, 1990; Goede a Barton, 1990). Materiál a metodika Vzorky plotice obecné byly získány v průběhu roku 1992 odlovem v Mušovské (horní) nádrži soustavy vodních děl Nové Mlýny. Pro vlastní od lov byly použity vězence v bývalém korytu reky Dyje (hospodářské odlovy s.r.o. Pálavá). Z dalších dvou nádrží (Věstonické a Novomlýnské) se nám nepodařilo získat pro sledování dostatečné množství ryb. U ryb byly stanoveny dé1kohmotnostní parametry a kondiční stav (Kp, Kp), reprodukční ukazatele - koeficient zralosti (poměr hmotnosti gonád a hmotnosti ryby bez vnitřností-GSI), absolutní a r e l a t i v n í plodnost (gravimetrickou metodou). U všech ryb byl stanoveno stáří podle šupin. Sledované ukazatele jsou doplněny údaji o biochemickém složení svaloviny, hepatopankreatu a gonád ulovených ryb. Výsledky Po rozmrznutí hladiny nádrže bylo v průběhu roku provedeno sedm odběrů a zpracováno 75 kusů ryb. Základní délkohmotnostní charakteristika ryb ulovených v průběhu roku na Mušovské nádrži je uvedena v tab. č.l spolu se zjištěnými kondičními ukazateli. Údaje jsou doplněny počtem ryb analyzovaných při jednotlivých odběrech a stářím těchto ryb, resp. věkovým intervalem. Průměrná kusová hmotnost se v jednotlivých odběrech pohybovala od 230 do 308 g při celkové délce 254 - 280 mm u jikernaček, resp. 139 -260 g při 218 - 270 mm u mlíčáků. Největší zaznamenanou rybou byla 6 let stará jikernačka o celkové délce 310 mm a hmotnosti 455 g. Průměrné stáří zpracovaných ryb bylo 4 roky a čtyřleté jikernačky také tvořily většinu ze zpracovaných ryb. Jikernačky v tomto stáří dosahují na Mušovské nádrži v průměru hmotnosti 279 g a celkové délky 273 mm. Ze sledovaných kondičních ukazatelů dosáhl K^ nejvyšší hodnoty u jikernaček v měsíci srpnu - 2,31. U Kp jsme zaznamenali nejvyšší hodnotu v listopadovém odběru a to 2,66. Podobně jako u jikernaček jsme i u mlíčáků zaznamenali nejvyšší hodnoty K^ v srpnovém vzorku - 2 , 2 9 a tomu odpovídající hodnotu KF 2,59. Stanovení absolutní a relativní plodnosti bylo provedeno z hodnot zjištěných při odběrech v měsících březnu a dubnu, kdy bylo možno dobře od Li šit a počítat j i kry. Abso90

lutní plodnost se pohybovala v rozpětí 24-94 tisíc jiker, relativní pak 157-294 tisíce jiker. Koeficienty zralosti pro jednotlivé odběry jsou uvedeny v tabulce č.l a to pro obě pohlaví. S ohledem na skutečnost, že nebylo možno z a ji st i t dostatečné množství mlíčáků, jsou jejich hodnoty uvedeny pouze pro 4 termíny odběrů. Údaje o biochemickém složení svaloviny, hepatopankreatu a gonád analyzovaných ryb jsou uvedeny v tabulkách č.2 a č. 3 . Diskuse Ve srovnání s literárními údaji dosahují plotice v Mušovské nádrži ve stáří čtyř let podstatně vetší délky. Průměrná délka a hmotnost jikernaček v tomto stáří zde č i n í v průměru 273 mm resp. 279 g. Lusk et al. (1986) popisuje u 4 letého exempláře délku 200 mm, Hanel (1992) v přehledu dle lokality 106-205 mm. Spurný et al. (1990) uvádí celkovou délku u jikernaček plotice z Dalešické přehrady v rozmezí 224-284 mm a hmotnost v rozmezí 142,5-305,6 g při zjištěném stáří 4-7 let. Délkohmotnostní údaje uváděné tímto autorem pro další 2 lokality mají nižší hodnoty. Průběh hodnot kondičních ukazatelů ve sledovaném ročním cyklu koresponduje s údaji publikovanými Spurným et al. (1990) a potvrzuje nejlepší kondiční stav plotice v měsíci srpnu. Z údajů lze vypozorovat mírný pokles od prvního odběru až do období výtěru, tento pokles kondice zřejmě souvisí s maximálním rozvojem gonád v průběhu těchto tří měsíců. V porovnání s údaji o plodnosti plotice jsou námi zjištěné hodnoty relativní plodnosti (209-254 tis. jiker) vyšší než uvádí většina autorů, podle nichž dosahuje 100 tis. kusů (Nikolski, 1956;Holčík a Hensel,1972;Egert et al.,1974). Pouze Lusk et al. (1986) udává relativní plodnost p l o t i c e v rozmezí 200-400 tis. jiker. Haněl (1992) uvádí, že jikernačka plotice mívá až 100 tis. jiker. Koeficient zralosti (podrobně tab. č.l) jikernaček koresponduje s údaji publikovanými Spurným et al. (1990) na řece Jihlavě v období před a po výtěru, a to 28,23% (24.5.) a 2,97% (28.6.) na lokalitě Mohelno. Zjištěné hodnoty u m l í čáků rovněž poukazují na nejvyšší hmotnost gonád v období před výtěrem - 9,08% (46.4.). Při odběru 24.6. jsme z j i s t i l i hodnotu 1,97%, což odpovídá údajům Spurného et al. (1990) z lokality Vladislav (28.6.) - 1,34%. Tento autor uvádí vůbec nejnižší hodnotu po výtěru, a to 0,95% (lok. Dales ice, 31.7.1989). V září, kdy byl uskutečněn poslední odběr s výskytem mlíčáků dosáhl koeficient hodnoty 2,98%. Spurný et ai. (1990) uvádí pro toto období hodnoty podle lokalit v rozmezí 2,47-3,31%. Obsah sušiny ve svalovine kolísal v rozmezí 17,71% - 25,32%. Jirásek a Adámek (1986) uvádějí hodnotu 22,16, Spurný et al. (1990) rozpětí 20,76-29,49%. Obsah tuku ve svalovine poklesl (podobně jako koeficint vyživenosti) do období výtěru z 5,15 na 2,43%, do listopadu jsme zaznamenali mírný nárůst na hodnotu 5,89%. Spurný et al. (1990) uvádí u plotice obecné obsah tuku ve svalové tkáni od 2,27 do 5,93%. Obsah bílkovin kolísal při našich odběrech v rozpětí 13,13% (13.3.) až 21,61% (29.9.). Ve srovnání s údaji Spurného et al. (1990) dosáhly nižších hodnot, jím uváděné maxi91

mum je 23,21%. Jirásek a Adámek (1986) uvádějí obsah bílkovin v rozpětí 19,93-20,31%. Zjištěný obsah popele odpovídá výsledkům Kostomarova (1956) a Spurného et al. (1990). Tab. č.l: Přehled získaných bionomických údajů Datum

pohlaví

13.3.

jiker.

1.4. 26.4.

jiker. jiker. mlíč. jiker. mlíčí. jiker. mlíč. jiker. mlíč. jiker.

24.6. 28.8. 29.9. 5.11.

n

stáří

0 věk

CDT

ra

KF

11

3+ - 6+

4.16

280

308

2.55

2.00

20,76

10 8 5 9 3 7 3 5 5 9

3+ - 5+ 4+ 3+ - 4+ 3+ - 5+ 4+ 3+ - 5+ 4+ 3+ - 4+ 3+ - 5+ 3+ - 5+

3.80 4.00 3.40 3.88 4.00 4.00 4.00 3.80 3.60 4.11

280 276 243 265 270 261 244 254 218 276

291 284 169 258 260 264 207 230 139 296

2.38 2.54 2.11 2.49 2.53 2.64 2.59 2.55 2.45 2.66

1.77 1.80 1.79 2.22 2.26 2.31 2.29 2.09 2.20 2.17

24.82 33.73 9.08 1.75 1.97 6.09 2.25 11.36 2.98 15.45

k

GSI

Tab.č.2: Výsledky biochemických analýz (hodnoty v % čerstvé hmoty) Dot udi.

svalová tkáň AS

hepatopankreas

AS

Tuk

gonády m1íčák

Tuk

Bílk.

Popel

AS

13.3.

19.95 5.15

13.13

1.78

23.37

3.52

36.23

3.71 26.07

1.31 21.22

1.4. 26.4. 24.6. 28.8. 29.9. 5.11.

23.15 20.47 17.71 23.29 22.82 25.32

18.04 1.25 15.76 1.66 13.98 1.26 19.2 2 1.25 21.61 1.42 20.29 1.78

20.82 22.45 28.10 36.25 30.14 24.39

3.37 3.52 14.44 30.07 20.04 7.31

36.45 35.48 58.15 28.08 28.40 36.50

3.40 27.16 3.81 25.67 18.89 7.43 _ 5.63 _ 8.70 -

3.91 2.43 4.58 3.18 3.74 5.89

Tuk

gonády jikernačka Bílk. Popel

AS

Tuk

Bílk.

Popel

5.28

15.06

1.86

1.44 1.53 20.26 4.87 1.64 61.13 33.60 1. 2 0.62 32.32 20.14 1.43 -

13.61 20.79 -

Literatura Egert,J.,Hartman,P. a Štědronský,E.,1984: Rybářstvi. SZN Praha, 328 s. Goede,R.V. and Barton, B.A.,1990: Organismic indicies and an autopsy-based assessment as indicators of heal t and condition of fish. American Fisheries Society symposium, Maryland,8:s.93-108 Hanel,L.,1992: Poznávame naše ryby. Zem.nakl.Brázda Praha, 288 s. Haroszewicz,L.,1973: Lethal and "disturbing" temperatures in some fish species from lakes w i t h normal and artifically elevated temperature. J.Fish.Biol.:s.165-181 Holčík,J. a Hensel,K.,1972: Ichtyologická príručka. Obzor Bratislava, 220 s. 92

4.40 1.19 1.49 -

Jirásek,J. a Adámek,Z. ,1986: Vývoj biologických poměrů na Mušovské a Věstonické zdrži v letech 1981-1984. F o l i a Univ. Agric., 71 s. Kostomarov,B. , 1958 -.Rybářství . SZN Praha, 353 s. KLimczyk and Janikovska,M.,1978: Influence of warmed watter and the growth and feeding of the roach R u t i l u s R u t i l u s L.. Acta Hydrobiol.,20 (2): s.175-185 Lusk,S.,Baruš,V. a Vostradovský,J., 1983: Ryby v našich vodách. ČSAV Praha, 212 s. Nikolski, G., 1956: I c h t i o l o g i a szczegolowa. Varszawa: s.292-293 Spurný, P., Mareš, J . , Adámek, Z., Jirásek, J . ,Paláčková, J . , Sukop,I, 1991'.Rybářské aspekty ochrany vodních zdrojů jižni Moravy. Záverečná zpráva HS VUV 0-51/88, Brno, 27s. Rice,J.A.,1990: Bioenergetics modeling approaches to evaluation of stres in fish. American Fisheries Society symposium, maryland,8.s.80-92 Zalewski,M.,1980: Changes in the fecundity of roach R u t i l u s rutilus L., from river Tarbel region as an effect of p o l lution. Pol.Arch.Hyd rob iol ,27 (1) : 161172

Adresa autotů: P. Spurný, J. Mareš, R. Trybuček,Ústav rybářství a hydrobiologie VŠZ, Zemědělská 1, 613 00 Brno

93

NAŠE PŮVODNÍ DRUHY KRUHOÚSTÝCH A RYB A JEJICH ZOOGEOGRAFICKÁ CHARAKTERISTIKA E. VOHLGEMUTH První údaje o některých druzích ryb na našem území se objevují již v 16. a 17. století, skutečný vědecký výzkum však začíná až v první polovině století minulého. Po roce 1918 nastupuje jednak syntéza dosud získaných údajů, jednak rozsáhlé revize. První syntetické faunistické práce podává Hykeš (1921, 1922). Z dalšího období jsou významné zejména publikace Dykovy (např.1946), dále některé souhrnné přehledy a určovací klíče (napr.Hrabě a O l i v a 1953, Šimek 1959, Hrabě a kol. 1973, Lusk a kol. 1983). Jestliže na základě literatury zrekonstruujeme naši původní faunu kruhoústých a ryb, vyplyne, že zde ž il y 4 druhy kruhoústých (1 čeleď) a 55 druhů ryb z 16 čeledí. V dále uvedeném přehledu je uveden jejich původní výskyt podle povodí (L - Labe, O - Odra, D - Dunaj). Třída: Kruhoústí - Cyclostomata Řád: Mihule - Petromyzoniformes Čeleď: Mihulovití - Petromyzonidae mihule mořská - Petromyzon marinus (LO), mihule říční Lampetra fluviatilis (LO), m i h u l e potoční – Lampetra planeri (LOD) , mihule ukrajinská - Eudon tomvzon niariae (D) Třída: Ryby - Pisces Rád: Jeseteří _ Acipenseri formes Čeleď: Jeseterovití - Acipenserídae jeseter malý - Acipenser ruthenus (D), jeseter velký - Acipenser sturio (LO) Řád: Bezostní – Clupeiformes Čeleď: Sleďovití - Clupeidae placka pomořanská - Alosa alosa (LO) Čeleď: Lososovití - Salmonidae losos obecný - Salmo salar (LO), pstruh obecný - Salmo trutta (LOD), hlavatka podunajská - Hucho hucho (D) Čeleď: Síhovití – Coregonidae síh severní - Coregonus lavaretus (LO) Čeleď: Lipanovití – Thymallidae lipan podhorní - Thymallus thymallus (LOD) Čeleď: Koruškovití – Osmeridae koruška mořská - Osmerus eperlanus (O) Čeleď: Štikovití – Esocidae štika obecná - Esox lucius (LOD) Řád: Máloostní - Cypriniformes Čeleď: Kaprovití – Cyprinidae plotice obecná - Rutilus rutilus (LOD), plotice lesklá Rutilus pigus (D), jelec proudník - Leuciscus leuciscus (LOD), jelec tloušť - Leuciscus cephalus (LOD), jelec jeseň - Leuciscus idus (LOD), střevle potoční –Phoxinus phoxinus (LOD), p e r l í n ostrobřichý - Scardinius erythrophthalmus (LOD), bolen dravý - Aspius aspius (LOD), slunka obecná - Leucaspius delineatus (LOD), l í n obecný – Tinca tinca (LOD), ostroretka stčhovavá - Chondrostoma nasus (OD), hrouzek obecný - Gobio gobio (LOD), hrouzek běloploutvý - Gobio albipinnatus (D), hrouzek Kesslerův - Go94

bio kessleri (D), parma obecná - Barbus barbus (LOD), ouklej obecná - Alburnus alburnus (LOD), ouklejka pruhovaná Alburnoides bipunctatus (LOD), cejnek malý - Blic-ca bjoerkna (LOD), cejn velký - Abramis brama (LOD), cejn perleťový Abramis sapa (D), cejn siný - Abramis balle-rus (LOD), podoustev nosák - Vimba vimba (LOD), ostrucha křivočará - Pelecus cultratus (OD), hořavka duhová - Rho-deus sericeus (LOD), karas obecný - Carassius carassius (LOD), karas stříbřitý - Carassius auratus (LOD), kapr obecný - Cyprinus carpio (D) Čeleď: Sekavcovití – Cobitidae mřenka mramorovaná - Noemacheilus barbatulus (LOD), seka-vec písečný - Cobitis taenia (LOD), sekavčík horský - Sa-banejewia aurata (D), piskoř pruhovaný - Misgurnus fossi-lis (LOD) Čeleď: Sumcovití – Siluridae sumec velký - Silurus glanis (LOD) Řád: Holobřiší – Anguilliformes Čeleď: Úhořovití – Anguillidae úhoř říční - Anguilla anguilla (LOD) Řád: Měkkoploutví - Gadiformes Čeleď: Treskovití – Gadidae mník jednovousý - Lota lota (LOD) Řád: Volnoostní - Gasterosteiformes Čeleď: Koljuškovití – Gasterosteidae koljuška tříostná - Gasterosteus aculeatus (L0) Řád: Ostnoploutví - Perciformes Čeleď: Okounovití – Percidae okoun říční - Perca fluviatilis (LOD), candát obecný Stizostedion lucioperca (OD), candát východní - Stizostedion volgense (D), ježdík obecný Gymnocephalus cernuus (LOD), ježdík žLutý - Gymnocephalus schraetser (D),drsek větší - Zingel zingel (D), drsek menší – Zingel streber (D) Čeleď: Vrankovití – Cottidae vranka obecná - Cottus gobio (LOD), vranka pruhoploutvá -Cottus poecilopus (OD) Řád: Platýsové - Pleuronectiformes Čeleď: Platýsovití - Pleuronectidae platýs malý - Pleuronectes flesus (L) Toto původní složení fauny kruhoústých a ryb se samozřejmě do současné doby značně změnilo. Některé druhy vymizely, jiné v důsledku vysazování a chovu se dostaly do jiných povodí. Naše kruhoústé a ryby se poprvé pokusil zoogeograficky charakterizovat Hykeš (1922), na něj navázal Dyk (1946). Zoogeografická charakteristika dále uvedená vychází z publikací Berga (1932), Freitaga (1962), Banaresca (1964), de Lattina (1967) a Buchara (1983). Je provedena jak z hlediska areálu rozšíření (geoelement), tak z hlediska zoogeografie dynamické (faunistický prvek). Z hlediska geoelementů nacházíme v naší původní fauně kruhoústých a ryb druhy nejen s rozsáhlými areály rozšíření, ale (v povodí Dunaje) i druhy omezené pouze na toto jedno nebo několik málo dalších povodí. Jsou to tyto geoelementy: atlantický: mihule říční, m i h u l e potoční, koruška mořská;

95

dunajsko-dněsterský: drsek vetší; dunajsko-mediteránní: plotice lesklá; dunajsko-vardarsko-dněstersko-viselský: hrouzek Kesslerův; dunajsko-vardarský: drsek menší; dunajský: hlavatka podunajská, jezd í k žlutý; eurosibiřsko-severoamerický: št i ka obecná, okoun ř í č n í ; eurosibiřský: jeseter malý, p l o t i c e obecná, jelec proudník, jelec jeseň, lín obecný, karas obecný, jezd í k obecný; euro-západosibiřský: cejn velký; evropský: placka pomořanská, pstruh obecný, jelec tloušť, perlín ostrobřichý, ostroretka stěhovavá, parma obecná, ouklej obecná, ouklejka pruhovaná, cejnek malý, úhoř říční, vranka obecná, platýs malý; holarkticky atlantický: m i h u l e mořská, jeseter velký, losos obecný; holarkticky: mník jednovousý, koljuška tříostná; palearktický: střevle potoční, hrouzek obecný, karas s t ř í b řitý, mřenka mramorovaná, sekavec písečný, vranka pruhoploutvá; pontický: mihule ukrajinská; pontokaspicko-aralsko-východopaleark tický: kapr obecný; pontokaspický: hrouzek běloploutvý, cejn perleťový, candát východní; severo- a středoevropský: l i p a n podhorní; severoevropský: síh severní; středo- a východoevropský: bolen dravý, s l u n k a obecná, cejn siný, podoustev nosák, ostrucha křivočará, sekavčík horský, sumec velký, candát obecný; středo- a východoevropský a amurský: hořavka duhová; středo- a východoevropský a východopa1earktický: piskoř pruhovaný . Rozmanitost geoelementů vyplývá z polohy našeho území ve střední Evropě na rozhraní t ř í u m oř í . Faunistické prvky jsou v naší původní faune kruhoústých a ryb tyto: anadromní atlantický: mihule mořská, mihule říční, jeseter velký, placka pomořanská, losos obecný, koruška mořská, platýs malý; atlantický: mihule potoční, pstruh obecný, síh severní; katadromní atlantický: úhoř ř í č n í ; ponticko-amurský: hořavka duhová, karas stříbřitý, kapr obecný, piskoř pruhovaný; ponticko-mediteránní: p l o t i c e lesklá; pontický: mihule ukrajinská, jeseter malý, hlavatka podunajská, jelec jeseň, p e r l í n ostrobřichý, bolen dravý, slunka obecná, ostroretka stěhovavá, hrouzek běloploutvý, hrouzek Kesslerův, parma obecná, ouklej obecná, ouklejka pruhovaná, cejnek malý, cejn velký, cejn perleťový, cejn s i ný, podoustev nosák, ostrucha křivočará, karas obecný, sekavčík horský, sumec velký, candát obecný, candát východní, ježdík obecný, ježdík žlutý, drsek větší, drsek menší; lipan podhorní, š t i k a obecná, p l o t i c e obecná, jelec proudník, jelec t l o u š ť , s t ř e v l e potoční, l í n obecný, hrouzek obecný, mřenka mramorovaná, sekavec písečný, m n í k jednovousý, koljuška tříostná, okoun ř í č n í , vranka obecná, vranka pruhoploutvá.

96

Většina druhů našich kruhoústých a ryb představuje faunistický prvek pontický, což souvisí s refugiem v ledových dobách a s postglaciálním šírením z tohoto speciálního l i m nického centra šíření. Otazníkem jsou označeny faunistické prvky s rozsáhiými areály a druhy s areálem neobvyklého typu. Literatura: Banarescu, P., 1964: Fauna Republicii Populare Romine. Pisces Osteichthyes. Editura Academiai R. P. R., Bucuresti, 962 s. Berg, L.S., 1932: Ryby presnyh vod SSSR i sopredeľnyh stran. 3e izd. Izd. Vsesojuznogo Instituta ozernogo i rečnogo rybnogo hoz'ajstva, Leningrad, 543 s. Buchar, J., 1983: Zoogeografie. Státní pedagogické nakladatelství, Praha, 200 s. Dyk, V., 1946: Naše ryby. 2. vyd. R. Promberger, Olomouc, 386 s. Freitag, H., 1962: Einfuhrung in die Bibliographie von M i t teleuropa unter besonderer Berucksichtigung von Deutschland. Gustav Fischer Verlag, Stuttgart, 214 s. Hrabě, S. a Oliva, 0., 1953: Klíč našich ryb. NČSAV, Praha, 100 s. Hrabě, S., Oliva, 0. a Opatrný, E., 1973: Klíč našich ryb, obojživelníků a plazů. Státní pedagogické nakladatelství, Praha, 352 s. Hykeš, O.V., 1921: Ryby republiky Československé. Čas. Mus. král. čes., odd. přírodověd., 95: 89-105. Hykeš, O.V., 1922: Zoogeografické poměry československých ryb. Čas. Mus. král. čes., odd. přírodověd., 96: 19-32. de Lattin, G., 1967: Grundrip der Zoogeographie. VEB Gustav Fischer VerLag, Jena, 602 s. Lusk, S., Baruš, V. a Vos tradovský, 1983: Ryby v našich vodách. Academia, Praha, 212 s. Šimek, Z., 1959: Ryby našich vod. Orbis, Praha, 143 s.

Adresa autora: E.Vohlgemuth, Low & spol., 656 13 Brno

s. r. o., Masná 34,

97

ICHTYOFAUNA

JEVANSKÉHO POTOKA

I. PRUŽINA, J. KURFÜRST, L. KÁLAL, L. JIRÁSEK Souhrn V letech 1985, 1991 a 1992 byly elektrickým agregátem proloveny representativní úseky Jevanského potoka ( Středo český kraj, rekreační oblast východně od Prahy ). Zjištěná ichtyofauna byla doplněna o další doložené druhy. Celkem by lo zaznamenáno 34 druhů ryb a 1 druh mihule. Druhové složeni ryb je ovlivněno migracemi z reky Sázavy a únikem z rybníků na povodí. Nejpočetnější autochtónni populace tvoří Salmo trutta, m. fario, Leuciscus leuciscus, Leuciscus cephalus, Gobio gobio. Růst těchto druhů je středně rychlý až rychlý. Z ohrožených a chráněných druhů se vyskytuje Lampetra planeri , Cobitis taenia. Na základě abundance jednotlivých druhů byly stanoveny saprobní indexy, které charakterizují tok ja ko pásmo oligosaprobity až beta - mesosaprobi ty. Z uvedených údajů vyplývá poměrně nízká úroveň devastace životního prostředí a zároveň, při odpovídajícím zarybňování, možnost intenzivnějšího rybářského využití. Úvod Trvalý výskyt určitých druhů ryb v tekoucích vodách a jejich přirozená reprodukce jsou právem považovány za významný indikátor kvality životního prostředí. Tyto ryby jsou také předmětem zájmu sportovních rybářů, což vede k efektivnímu využívání převážně přirozeně vzniklých zdrojů hodnotné potraviny, která by jinak byla problematicky exploatovatelná. V této práci jsme se zaměřili na ichtyologický průzkum Jevanského potoka, pravostranného prítoku Sázavy, který pro téká tradičně silně rekreačně využívanou oblastí východně od Prahy. Charakteri štika lokáLity Jevanský potok pramení cca 20 km východně od Prahy, poblíž obce Louňovice (výpadová silnice Praha - Kutná Hora),v nadmořské výšce 480 m. Ústí do Sázavy u obce Stříbrná Skalice v n.v. 284 m. Délka toku je 20,8 km plocha povodí 76 km , průměrný průtok v ústí 0,28 m . s . Geologické podloží tvorí v přibližně dvou třetinách délky toku tzv. ř í čanská žula (Středočeský masiv intrusivní), spodní třetina spadá do oblasti permokarbonské. Údolí potoka je složeno z čtvrtohorních pokryvných útvarů a vlastní dno je vyplněno alluviálními naplaveninami. Potokem je napájeno 9 větších rybníků ( o kat,, výměře cca 3 - 22 ha ), většinou průtočných a dále několik malých, vesměs bočních. Nejvýznamějšími přítoky jsou potoky ( po proudu ) : Bohumilský, Zvánovický, Oplanský, všechny převážně pstruhového charakteru. Podélný profil potoka je variabilní od zcela přírodních partií až po tvrdě regulované, s výskytem torentilních i fluviatilních úseků. Na potoce se nachází několik výškových stupňů (zejména bezpečnostní přepady některých

98

rybníků),které značně omezují migraci ryb proti proudu.Na potoce, včetně přítoků a rybníků ( s výjimkou tri nejspodnějších ), hospodaří Školní lesní podnik ( ŠLP ) v Kostelci nad Černými lesy. Ten rovněž vydává na spodní úsek dlouhý cca 10 km, sezónní povolenky ke sportovnímu odchytu ryb, bez nutnosti členství v rybářském svazu. Materiál a metody Základní metodou ichtyologického průzkumu bylo použití elektrického agregátu. Odlovy byly prováděny v letech 1985, 1991, 1992, vždy v měsíci červnu. V r. 1985 bylo proloveno celkem 8 úseků o prům. délce cca 200m, v letech 1991 - 92 pouze 4 spodní úseky, protože se ukázalo, že ichtyofauna v horní časti toku je tvořena prakticky pouze rybami u n i k l ý mi z pravidelně lovených rybníků. Úseky byly voleny tak, aby reprezentovaly charakter toku a byly vždy zakončeny pro ryby těžko překonatelnou překážkou. Ryby byly po druhovém určení, zjištěni abundance a biomasy, vráceny zpět do potoka. V letech 1991 - 92 jsme z jednotlivých odlovů odebrali reprezentativní vzorky, které po usmrcení a fixaci byly dále laboratorně zpracovány se zaměřením na určení stáří a vyhodnocení růstu. Pro zpětně vypočítávaný délkový růst byla použita šupinná metoda R. M. Leeové (1912). Zjištěné ichtyofaunistické údaje z od lovu el. agragátem byly doplněny vlastním dlouhodobým sledováním a hodnověrnými výpověďmi. Na základě druhového složení ichtyofauny s přihlédnutím k průběžně prováděným fyzikálně - chemickým a hydrobiologickým analýzám, byl orientačně stanoven saprobní index vody podle Sládečka (1981). Výsledky a diskuze Při odlovech el. agregátem bylo celkem zachyceno 1574 exemplářů, náležejících k 12 - ti druhům ryb a jednoho druhu kruhoústých. Vzhledem k heterogennímu charakteru je dnotli vých lokalit a tím i nerovnoměrnému zastoupení, nepovažujeme za účelné uvádět průměrné hodnoty abundance a biomasy. S přihlédnutím k početnímu zastoupení a věkové skladbě jednotlivých druhů ryb v kontextu s polohami lokalit na toku, lze za autochtónni, přirozeně se reprodukuj í c í , považovat populace následujících druhů : Pstruh obecný f.potoční (Salmo trutta, m.fario Plotice obecná (Rutilus rutilus) Jelec proudník (Leuciscus leuciscus) Jelec tloušť (Leuciscus cephalus) Hrouzek obecný (Gobi o gobio) Okoun říční (Perca fluviatilis) Mřenka mramorovaná (Noemacheilus barbatulus) Vranka obecná (Cottus gobio) Ouklej obecná (Alburnus alburnus) Štika obecná (Esox lucius) Mihule potoční (Lampetra planeri) 99

Kromě výše uvedených druhů ryb byly na Jevanském potoce zaznamenány další, které do spodní části - pod Hruškovský rybník (viz. mapka) - migrují spontánně z reky Sázavy, nebo v horní části zřejmě u n i k l y z rybníků. Vesměs se jedná o ojedinělý výskyt. Většina z následně uvedených druhů (s výjimkou kapra a úhoře) nebyla zachycena při odlovech el. agregátem, ale jsou dokladovány j mým způsobem. mapka

V^

MAPA POVODÍ

JEVANSKY POTOK

100

Údaje zjištěné v letech 1967 - 1992 Pstruh duhový (Oncorhynchus mykiss) Síh severní (Coregonus lavaretus) Síh peleď (Coregonus peled) Sivěn americký (Salvelinus fontinalis) Lipan podhorní (Thymallus thymallus)+ Kapr obecný (Cyprinus carpio) Karas obecný (Carassius carassius) Karas stříbřitý (Carassius auratus) Jelec jeseň - zlatá forma ( Leuciscus idus) Perlín ostrobřichý (Scardinius erytrophthalmus) Slunka obecná (Leucaspius delineatus) Lín obecný (Tinca tinca) Parma říční (Barbus barbus) Cejnek malý (Blicca bjoerkna) Cejn velký (Abramis brama) Podoustev říční (Vimba vimba) Sekavec písečný (Cobitis taenia)+ Sumec velký (Silurus glanis) Tolstolobik bílý (Hypophthalmichthys m o l i t r i x ) Tolstolobik pestrý (Aristichthys n o b i l i s ) Amur bílý (Ctenopharyngodon idellus) Bolen dravý (Aspius aspius) Uhoř říční (Anguilla anguilla) Candát obecný (Stizostedion lucioperca) + hodnověrně dokladován pouze 1 exemplár Pro ryby, které v Jevanském potoce vytvářejí nejsilnější populace, tzn. pstruha obecného, jelce proudníka, jelce tlouště a hrouzka obecného, byly sestrojeny růstové k ř i v k y (viz. graf 1 - 4 ) . Uvádíme hodnoty pouze do 4.roku s t á ř í , protože starší ryby jsme zaznamenali pouze sporadicky a neposkytují tedy statisticky vyhodnotitelné údaje. Růst uvedených druhů ryb je porovnán s literárními údaji (viz. tab. 1 - 4). Z tohoto srovnání vyplývá, že růst ryb v Jevanském potoce lze hodnotit jako středně rychlý až rychlý. Na základě výskytu a abundance jednotlivých druhů ryb, byl orientačně určen saprobní index jednotlivých prolovovaných úseků. Jsme si vědomi, že ryby nepatří, vzhledem ke své adaptabilitě a migračním schopnostem, mezi nejvhodnější i n dikátory saprobity, navíc jsou výsledky ovlivněny různou rychlostí proudu (Zimmerman. 1961 ). P ř i zařazování b y l o tedy p ř i h l é d n u t o i k fyzikálne chemick\m a h y d r o b i o l o g i c k ý m ana1\zám. Vypočtený saprobní index se pohyboval v rozmezí 0,673 -2,106, což odpovídá pásmu oligosaprobity až beta - mesosaprobity. Z u v e d e n é h o v y pl ý v á , ž e s e j e dn á o t o k p o m ě r ně h o d n o t n ý a vzhledem k jeho atraktivní poloze má perspektivu š i r š í h o rybářského využívání ,za předpok1adu odpovídajícího zarybňování.

101

4

grafe. 3

Závislost průměrných přírůstků na stáří u jelce tlouště

300

o

stáří (roky)

Závislost průměrných přírůstků na stáří u hrouzka obecného

107

Literatura Hanel L., 1992 Poznáváme naše ryby,Zemědělské nakladatelství Brázda, Praha 285 s. Lee R.M., 1912 An investigation into the methods of growth determination in fishes. Pub. de Circomstance, č. 63 Sládeček V., 1981 Biologický rozbor povrchové vody. Komentár k ČSN 830 532 části 6. Stanoveni saprobního indexu. Praha, 186 s. Zimmerman P.,1961 Experimental Untersuchungen uber den Einfluss der Stromungsgeschwindigkeit auf d i e Fliesswasser-biozonosen Verh. Internát Verein, Limnol, s.396 - 399.

Adresa autorů: I. Pružina, J. Kurfürst, L. Jirásek, L. Kálal, Katedra zoologie a rybářství, Vysoká škola zemědělská, Agronomická fakulta, Kamýcká ulice, Praha 6 - Suchdol 108

DIVERZITA, ABUNDANCE A BIOMASA PLŮDKU RYB ŘEKY ROKYTNÉ M. PROKEŠ Úvod Řešená problematika navazuje na ekologické výzkumy raných vývojových stadii ryb v přirozených podmínkách řeky Rokytné a Jihlavy, které byly provedeny v letech 1974 - 1976 (Peňáz a Prokeš 1978, Peňáz a kol., 1978, Prokeš 1977, 1978, 1981, Prokeš a Peňáz 1978, 1979, 1980, Prokeš a kol. 1977, 1978, 1988 a další). Cílem předložené studie je presentovat základní data o skladbě společenstva plůdku ryb řeky Rokytné a analyzovat je ve vztahu k prostředí toku řeky. Analýza by měla sloužit pro potřeby revitalizace říčních ekosystémů a pro přípravu metody bioindikace vodního prostředí pomocí kritérií vycházejících z kvalitativních a kvantitativních charakteristik společenstev larválních a juvenilních stadií ryb ve standardních podmínkách prostředí vodních ekosystémů České republiky. Práce byla řešena v rámci interního grantu AV CR r.č. 66903 a v rámci projektu "Společenské a přírodní složky krajiny v širší oblasti energetické soustavy Dukovany - Dalešice", který je koordinovaný Západomoravským muzeem v Třebíči . Materiál a metodika Na deseti lokalitách řeky Rokytné byly pomocí elektrického rybolovného agregátu provedeny v roce 1992 od lovy nultého a prvního ročníku plůdku ryb. Jednalo se o následující lokality: Budkovice (1 a 2), Vémyslice (1 a 2), Tavíkovice, Kašparův mlýn, Příštpo, Jaroměřice nad Rokytnou (1 a 2) a Bohušice. Plůdek byl loven v břehové linii toku o známé délce a šířce úseku a kvantitativní údaje byly vyjádřeny v abundanci a biomasa plůdku na délku břehové linie ( v m ) a na plochu úseku řeky (v m a ha). Bylo postupováno podle metodik uvedených v pracích Libosvárského (1968, 1990), Peňáze (1970) , Peňáze a kol. (1978), Prokeše (1978) a dalších autorů. Veškerý odlovený plůdek byl na místě odlovů fixován ve 4% roztoku formaldehydu a zpracován později v laboratoři. Při zpracování byla provedena druhová determinace (podle Koblické 1981), zařazení do period a etap ontogeneze (podle Lange a kol. 1974), změřeny t ř i základní délky (TL-total length, FL-fork length, SL-standard length v mm) a zjištěna hmotnost (w v mg až desetinách gramu). Celkem bylo touto metodou zpracováno 1332 jedinců plůdku (0+ a 1+). Uvedené strukturální a kvantitativní znaky larvální a juvenilní části ichtyocenózy (presence a absence druhů, diverzita, ekvitabilita, abundance, biomasa a dominance) byly zpracovány podle Oduma (1977), Lososa a kol. (1984) a Holčíka a Hensela (1972). Vzhledem k možné nejednotnost i výpočtu druhové rozmanitosti (diverzi ty) byl tento znak (index) vypočten pomocí tří rozdílných způsobů a provedeno jeho vzájemné srovnání (Odum 1977 a Losos a k o l . 1984). K vyjádření vztahu mezi srovnávanými znaky bylo použito l i neární, exponenciální a polynomické regrese. 109

Stručná charakteristika reky Rokytné Celková délka toku je přibližně 80 km a plocha povodi 584 km . Průměrný spád činí 3.41 promile. Levostrannými prítoky Rokytné jsou Rouchovanka, Olešná, Dolnodubňanský potok a Dobŕínský potok. V povodí Rouchovanky a Olešné se nachází objekty JE Dukovany. Na řece není vybudována žádná přehradní nádrž. Koryto řeky je štěrkoví té až kamenité, v místech nad jezy, nebo jejich zbytky jsou naneseny písčité a bahnité sedimenty. Dlouhodobé roční průměry průtoků vody činí 0,8-1,2 m .sec . Nejvyšší teplota vody se v Letním období pohybuje okolo 22-23 oC, maximálně až 27 °C. Podle ukazatelů kyslíkového režimu, hodnot BSK5 a množství amonných a dusičnanových iontů se jedná o vodu čistou, znečistěnou až silně znečištěnou (Ib,II, III). Stručná charak teristika ichtyofauny Ichtyofauna řeky Rokytné je podrobně sledována pracovníky Ústavu ekologie krajiny AV ČR v Brně (dříve Ústavu pro výzkum obratlovců a Ústavu systematické a ekologické biologie ČSAV) od konce roku 1956. V uvedeném období byl v řece zjištěn výskyt 28 druhů ryb (Lelek 1959, 1963, Libosvárský 1989, 1990, Libosvárský a Lelek 1959, Lusk 1973, a další). Podle Luska (1973) se abundance adultních ryb pohybovala před rokem 1974 v rozmezí 2286-32330 ks.ha-1, průměr činil 14521 ks.ha"1 a biomasa kolísala od 138,92 do 729,50 kg.ha-1, průměr činil 435,19 kg.ha-1. Výsledky a diskuze Presence a absence druhů, diverzita a ekvitabilita V řece Rokytné byl v roce 1992 zjištěn výskyt 13 druhů plůdku ryb (0+ a 1+). Jednalo se o následující druhy: hrouzek obecný (Gobio gobio), jelec tloušť (Leuciscus cephalus), plotice obecná (Rutilus rutilus), ostroretka stěhovavá (Chondrostoma nasus), parma říčni (Barbus barbus), ouklejka pruhovaná (Alburnoides bipunctatus), hořavka duhová (Rhodeus sericeus), mřenka mramorovaná (Noemacheilus barbatulus), ouklej obecná (Alburnus alburnus), lín obecný (Tinea tinea), jelec proudník (Leuciscus leuciscus), karas obecný (Carassius carassius) a úhoř říčni (Anguilla anguilla). Uvedený počet 13 druhů tvoří 68,4% z celkového počtu 19 druhů adultních ryb, zjištěných v řece pomocí kvantitativních odlovů el. agregátem (Lusk 1973, Prokeš a kol. 1993 a další). Nebyl chycen plůdek podoustve říční a okouna říčního, který byl zjištěn v Letech 1974-1976 (Prokeš 1978) a dále nebyl zjištěn výskyt štiky obecné, kapra obecného a karasa stříbřitého, t.j. druhů vyskytujících se v řece často v adultní periodě ontogenze. Naopak chycený plůdek jelce proudníka, karasa obecného a úhoře říčního nebyl zjištěn v letech 1974-1976. Determinaci hrouzka běloploutvého nebyla věnována zvláštní pozornost a jeho případný výskyt je zahrnut v rámci druhu hrouzka obecného. Druhová diverzita se zvětšuje se stářím plůdku (stupněm ontogeneze) a délkou toku (tab.l). U nultého ročníku kolísaly zjištěné hodnoty indexu druhové diverzi ty v rozmezí 0,5-2,24 (průměr 1,02; S.D. 0,63) a u prvního ročníku plůdku v rozmezí 0, 93-2,14 (průměr 1,55; S.D. 0.45). Zvýšení průměrné hodnoty indexu druhové d i verzi ty (H>) u prvního roční110

ku (ve srovnání s 0+) činí 52%. Lusk (1993 - In: Prokeš a kol. 1993) zjistil v letech 1992 a 1993 u adultní části společenstva ryb v řece Rokytné hodnotu indexu d i verzi ty 1,4566 (0,6389 - 1,9449). Index druhové diverzity se také zvyšuje během vegetační sezóny. U prvního ročníku je možné vztah mezi hodnotou druhové diverzity a délkou toku (místem výskytu na toku reky charakterizovaném vzdáleností v km od ústí) vyjádřit lineární regresí (H' = 2, 026081 - 0,011110 . km toku; r = 0,6275, n = 6 lokalit; nebo H' = 1,942413 - 0,012115 . km toku; r = 0,8904, n = 5 lokalit, v obou případech pro rozmezí 75 - 1 km toku Rokytné). Z uvedeného vztahu vyplývá, že každých 10 km směrem od pramene k ústí se hodnota indexu druhové diverzity zvětší o 0,12 (na 75. km je hodnota H' 1,03 a na 1. km je H' 1,93). Na lokalitě Vémyslice byly začátkem letního období a během podzimního období 1992 zjištěny signifikantní rozdíly v druhové diverzitě společenstva plůdku u dvou bezprostředně na sebe navazujících rozdílných úseků toku (Vémyslice 1 a Vémyslice 2), přičemž horní úsek (vzdutý kamenným hrazením) se vyznačoval hodnotami H' 1,18 začátkem léta a 1,65 na podzim a úsek spodní (pod vzdutím toku) se vyznačoval hodnotami H' 0,26 začátkem léta a 0,54 na podzim. Nejvyšší druhová diverzita u obou sledovaných ročníků plůdku byla zjištěna na lokalitě Kašparův mlýn (tab.l). Z uvedeného je zřejmé, že pro vývoj a růst plůdku jsou vzduté úseky toku velmi vhodné. Potvrzují to i níže uvedené hodnoty abundance a biomasy. Tato skutečnost dokumentuje oprávněnost zařazení mikrozdrží v rámci zásad a pravidel revitalizace vodních toků ( řek, kanálů a pod.) - v i z např. Lusk (1990), Kaprzak a Šálek (1993) a další. Protože se výpočet Shannon - Veaverova indexu druhové rozmanitosti (diverzity) v literatuře interpretuje pomocí tří možných způsobů, tj. pomocí dekadického logaritmu (log10, log), přirozeného logaritmu (loge, Ig, ln), nebo logaritmu se základem dvě (log2), bylo provedeno za účelem vzájemného srovnání vypočteni hodnot tohoto indexu všemi způsoby. Mezi vypočtenými hodnotami H' pomocí jednotlivých uvedených logaritmů existují následující lineární regrese: H'(log2) = 0,000024 + 2,30248 . H*(log10), r = 1, n = 22; H'(log?) = - 0,000023 -f 1,442716 .H' (loge), r = 1, n = 22. Uvedene rovnice platí pro rozmezí H'(log2) 0,2581 - 2,2359. Druhová ekvitabilita (E) nultého a prvního ročníku plůdku ryb se neliší v průměrných hodnotách (0,71;0,70), ale směr závislosti mezi E a délkou toku není shodný (tab.l). U prvního ročníku (1+) se hodnota E zvětšuje obdobně , jako v případě H' směrem po toku řeky (E = 0,943129 - 0,005653. km toku; r = 0,834074, n = 6 lokalit). U nultého ročníku je směr nevýrazné, statisticky neprůkazné závislosti opačný (E = 0,5804 + 0,003109; r = 0,3415, n = 6 lokalit). Abundance, biomasa a dominance Abundance plůdku vypočtená pro jednotlivé sledované úseky toku řeky Rokytné kolísala na začátku letního období 1994 od 430 do 20 375 ks.ha-1 (průměr 7340,5), podrobně v i z tab. 2. Na lokalitě Bohušice (Rokytka pod Bohušickým rybníkem) byla zjištěna nulová hodnota abundance, tj. z důvodu znečištění se zde nevyskytoval žádný plůdek. Signifikantní 111

rozdíly byly zjištěny mezi úseky toku nad prahy a jezy a pod nimi (Budkovice, Vémyslice, Jaroměřice). V úsecích vzdutých byla abundance dvojnásobné až trojnásobně vyšší (rozdíl č i nil 115,1-211,4%, průměr 167,4%). Se zvyšujícím se stářím a velikostí plůdku se abundance snižovala. Na konci podzimního období byla hodnota abundance na lokalitě Vémyslice o 54,4% nižší, než na začátku léta. Vyšší hodnoty abundance byly zjištěny v horní části toku a směrem po proudu toku se postupně snižovaly. Pokles abundance v závislostí na délce toku je možné vyjádřit pomocí následující rovnice: abundance = 576,1958 + 167,8463 . km toku, r = 0,6142 , n = 9 l o k a l i t , platnost pro rozmezí d é l k y toku od 5,5 do 73,2 km. Podle uvedené závislosti se zjištěná hodnota abundance na l o k a l i t ě Jaroměřice nad Rokytnou snižuje směrem po toku po každých deseti km o 1678 jedinců. Průměrná hodnota biomasy plůdku ryb v řece č i n i l a na začátku letního období 8365,6 g.ha- 1 (228,5 - 30198,4), se stářím a velikostí plůdku se zvyšovala (viz rozdíl na lokal i t ě Vémyslice - 68,0%) a zásadně se l i š i l a v úsecích nad a pod jezy a prahy toku (tab. 2). Ve vzdutých úsecích b y l a hodnota biomasy v průměru čtyřikrát vyšší ( rozdíl č i n i l 290,0%, 180,6 - 492,0%). Nulová hodnota biomasy byla zjištěna na lokalitě Bohušice a nejnižší hodnota (442,0 g.ha-1 ) na lokalitě Kašparův mlýn, kde naopak hodnota druhové diverzity byla nejvyšší (tab. 1). Ve vztahu k délce toku se jeví postupné snižování b i o masy od pramene k ústí jako zjevné a dá se vyjádřit pomocí rovnice lineární funkce: biomasa = 959,5981 + 183,7712 . km toku, r = 0, 5036, n = 9 l o k a l i t , platnost pro rozmezí d é l k y toku 5,5 73.2 km. Každých 10 km směrem po toku dochází k průměrnému snížení hodnoty biomasy o 1838 g. Zjištěné hodnoty abundance a biomasy plůdku v roce 1992 jsou přibližně poloviční ve srovnání s hodnotami zjištěnými v letech 1974 - 1976 (Prokeš 1978). K obdobnému zjišt ě n í d o s p ě l L u s k ( 1 9 7 3 , 1 9 9 3 - i n : P r o k e š a k o l . 1 9 9 3 ) u adultní části společenstva ryb. Podle tohoto autora se abundance adultních ryb pohybovala před rokem 1974 v rozmezí 2286 - 32330 ks.ha- 1, průměr č i n i l 14521 ks.ha- 1 a biomasa kolísala od 138,92 do 729,50 kg.ha- 1 , průměr činil 435,19 kg.ha- 1 . V letech 1992 a 1993 byla zjištěna průměrná abundance 9804 ks ryb.ha- 1 (6391 - 14298) a průměrná biomasa 289 kg.ha- 1 (225,7 - 329,4). Druhová, hmotnostní dominance se liší u jednotlivých ročníků. U nultého ročníku byla nejvyšší dominance zjištěna u ostroretky stěhovavé (35,87%), jelce tlouště (19,60%), h r o u z k a o b e c n é h o ( 1 6 , 3 6 % ) a p l o t i c e o b e c n é ( 1 6 , 2 5 % ) . U ostatních druhů byly hodnoty nižší než 5% . U prvního ročníku plůdku byla zjištěna výrazně nižší hodnota dominance u ostroretky stěhovavé (14,6%), zatím co u jelce tlouště (30,8%), hrouzka obecného (30,3%) a plotice obecné zůstala podobně významná, jako u nultého ročníku. U ostatních druhů byly zjištěny hodnoty nižší než 4%. Celkový materiál ( h m o t n o s t ) p l ů d k u t v o ř i l o 7 , 5 2 % h m o t n o s t i 0 + j e d i n c ů a 92,48% hmotnosti 1+ jedinců. Zjištěná data o dominanci plůdku korespondují se závěry Libosvárského (1989, 1990), který v rámci analýzy společenstev adultních ryb žijících v Moravských řekách 112

zjistil vysokou afinitu u druhů jelce tlouště a hrouzka obecného a dále u ostroretky stěhovavé, parmy obecné, ouklejky pruhované a plotice obecné. Z uvedených údajů je také patrné, že k významnému poklesu výskytu plůdku ostroretky stěhovavé došlo mezi nultým a prvním rokem stáří a bude nutné zjistit hlavní příčiny tohoto stavu. Nárůst výskytu plůdku plotice obecné má souvislost se znečištěním toku organickými látkami. Tab.1.Indexy druhové diverzity (H) a e k v i t a b i l i t y (E) zjištěné u společenstva plůdku ryb (0+ a 1+) na sledovaných lokalitách reky Rokytné v roce 1992.

113

Literatura Holčík,J. & Hensel,K., L972: I chtyologická príručka. Obzor, Bratislava 1972: 219 s. Kasprzak,K., Šálek,J., 1993: Metody a možnosti revitalizace přírodních a odvodňovacích kanálů. In: Workshop proceedings, River bottom III, Olomouc, Czech Republic. Masaryk University, Brno, s. 21-22. Koblickaja,A.F., 1981: Opredčlitel' molodi presnovodnych ryb. Moskva, Legkaja i piščevaja promyslennost', 1981:208 s. Lange,N.0., Dmitrijeva,E.N. Smirnova,E.N. , Peňáz,M. , 1974: Metodika i ssledovanija morfologičeskich osobennostej rozvitija ryb v zarodyševyj , ličinočnyj i mal'kovyj periody. In: VOLSKIS,R. (ed.): Tipovyje metodiki issledovani ja produkt i vnost i vidov ryb v predel ach ich areálov. Vilnius 1974, s. 56-71. Lelek,A., 1959 Studie o rybím osídlení pramenných, středních a dolních úseků toku ŕekv Rokytné. Zool. listy, 8(3): 226-243. Lelek,A., 1963: Příspěvek k poznaní kvalitativního výskytu ryb v několika úsecích toku řeky Rokytné. Zool. listy, 12(1): 25-42. Libosvárský,J., 1968: Odhady populací v toku pomocí elektrolovu. Vertebrat. zprávy (2): 3-10. Libosvárský,J., 1989: Fish communities in Moravian streams in 1969 to 1975. Acta Sc. Nat. Brno, 23(12): 1-41. Libosvárský,J., 1990: Rybí společenstva v Moravských tocích v šedesátých až sedmdesátých letech Sb. referátů z konference IS SZS. Bratislava 1990: s. 19-21 Libosvárský,J., 1990: Notes on electric fishing mainly on probability of capture. In: COWX,I.G. (ed.): Development in electric fishing, s. 140-144. Libosvárský,J. & Lelek,A., 1959: Ryby a rybářství na řece Rokytné. Vlastivědný sb. vysočiny, od. přír. věd., 3: 169-201. Losos,B., Gulička,J., Lellák,J., Pelikán,J., 1984: Ekologie živočichů. SPN , Praha 1984: 316 s. Lusk,S., 1973: The ichthyofauna of the Rokytná River. I. Species composition, abundance and biomass. Zool. listy, 22(2): 165-180. Lusk,S., 1990: Rybářství a úpravy vodních toků. Technický rozvoj vodního hospodářství CSR, 17 Vývoj. Hydroprojekt 0Z Brno, 1990: 190 s. 0dum,E.P., 1977: Základy ekologie. Academia, Praha 1977: 733 s. Peňáz,M., 1970: Zjišťování abundance, biomasy a produkce raných vývojových stadií ryb. Vertebrat. zprávy, 1970(1): 85-94. Peňáz,M. & Prokeš,M., 1978: Reproduction and early development of the gudgeon, Gobio gobio. I. Spawning and embryonic period. Folia Zool., 27(3): 257-267. Peňáz,M., Prokeš,M., Vohlgemuth,E., 1978: Fish fry community of the Jihlava River near Mohelno. Acta Sc. Nat. Brno, 12(5): 1-36.

114

Prokeš,M., 1977: Raný vývoj a růst jelce tlouště, Leuciscus cephalus (Linnaeus, 1758) v říčce Rokytné. Vertebrat. zprávy, 1977: 24-26. Prokeš,M., 1978: Produkční biologie a bionomie hlavních druhů ryb řeky Rokytné. Kand. dis. práce, ÚVO ČSAV, Brní 1978: 371 s. Prokeš,M., 1981: Seasonal growth of chub Leuciscus cephalus, in the Rokytná Stream. Folia Zool . , 30(4): 371-384. Prokeš,M. & Peňáz,M., 1978: The course of spawning, earl development and longitudinal growth of the nase carp, Chondrostoma nasus in the Rokytná and Jihlava River. Folic Zool., 27(3): 269-278. Prokeš,M. & Peňáz,M., 1979: Reproduction and earl development of the gudgeon, Gobi o gobio. II. Larval anc juvenile periods. Folia Zool., 28(1): 55-64. Prokeš,M. & Peňáz,M., 1980: Early development of the chub. Leuciscus cephalus. Acta Sc. Nat. Brno, 14(7): 1-40. Prokeš,M., Libosvárský,J., Baruš,V., 1977: Scale growth of juvenile chub, Leuciscus cephalus, from the Rokytm Stream. Folia Zool., 26(3): 277-288. Prokeš,M., Libosvárský,J., Barus,V., 1978: Computed vrostl of juvenile chub, Leuciscus cephalus, from the Rokytné Stream. Folia Zool., 27(1): 85-96. Prokeš,M., Kokeš,J., Libosvárský,J., 1988: Seasonal growth of gudgeon, Gobio gobio, in the Rokytná Rivulet in the first and second year of life. Folia Zool., 37(4): 365-374. Prokeš,M., Baruš,V., Halačka,K., Hlavová,V., Lusk,S.. Peňáz,M., 1993: F 5 Společenstva ryb ve vodách oblasti energetické soustavy Dukovany - Dalešice. Zpráva ÚEK AV ČI Brno: 26 s.

Adresa autora: M. Prokeš, Ústav ekologie k r a j i n y Brno

115

AV ČR, Květná 8. 603 65

MONITOROVÁNÍ

RYBÍCH

POPULACÍ HORIZONTÁLNÍM SONAREM

A VERTIKÁLNÍM

J.KUBEČKA Příspěvek uvádí stručnou charakteristiku možností moderních vědeckých sonarů pro průzkum rybích populací na příkladu britských a českých řek, nádrží a jezer. Uváděné příklady demonstrují značný potenciál sonarových metod pro studium abundance, biomasy, prostorové distribuce a chování ryb ve vodách hlubších než 2m. Úvod Sonar pracující s použitím ultrazvuku je používán pro kvalitativní a semikvantitativní detekci ryb od 30. let. Avšak až teoretický a technický rozvoj posledních dvou dekád umožnil získávat s pomocí sonarů poměrně přesné informace o velikosti každé detekované ryby. Hlavním problémem obyčejných sonarů je nejistota, ve které části sonarového kuželu se ryba nachází. Velká ryba na okraji kužele (obr.l) vyvolá stejné echo jako malá ryba v jeho středu. Právě tuto prostorovou nejistotu se různými způsoby (přehled viz Ehrenberg, 1983) snaží řešit tzv. vědecké sonary. V m i nulých letech jsem se podílejí ve spolupráci s Londýnskou Universitou a Britskou Národní Říční Autoritou (jakási obdoba našich Povodí) na vypracování metod použití jednoho ze dvou nejmodernějších sonarových systémů, tzv. dvoukuželvého (dual beam) sonarů firmy BioSonics (USA) v rybářství. Klasické vertikální použiti sonarů je poměrně snadné v hlubokých lokalitách. Mým hlavním úkolem bylo zejména aplikovat dvoukuželový sonar pro horizontální použití tak, aby se daly sledovat ryby v horních vrstvách hlubokých vod nebo v celém vodním sloupci vod mělkých (2-4m). Materiál a metodika BioSonics model 102 a 105 dvoukuželový sonar (Frekvence 420 kHz) byl používán s vysílači vysílajícími do vody kruhové kužely s úhly 6a 15 stupňů nebo eliptické kužely s ú hl y 3x7 a 10x21 stupňů.Trvání ultrazvukového impulsu bylo obvykle 0.4 msec což odpovídá rozlišovací schopnosti ryby ode dna nebo ryb navzájem 30 cm. Další metodické detaily viz např. Kubečka a kol., (1994). Akustická velikost ryby (target strength) byla na skutečnou rybí velikost přepočítávána pomocí empiricky zjištěných závislostí v experimentálních podmínkách (Love, 1971, Kubečka, 1994b). Výsledky a diskuse Klasickým příkladem vertikálního průzkumu sonarem byly 3 krátké návštěvy jezera Loch Ness v 1. 1992-93. Podmínky v tomto chudém jezeru byly tak akusticky čisté, že bylo možné bez problémů rozlišovat i nejmenší larvy ryb a větší planktonní organismy o síle ozvy kolem -75 dB (pro srovnání 5cm koljuška má s í l u ozvu -63 dB, metrový losos -20 dB). V takovémto akusticky čistém prostředí by eventuální Lochnesská nestvůra měla dost malé šance uniknout sonarovému průzkumu. Zajímavým jevem bylo, že poměrně veliké ryby (přes lm) tvoří v hloubkách 60-90m velmi hustá hej na,která se pro 116

méně dokonalé sonary mohou jevit jako jednotlivé obrovské objekty. Vertikálně orientované sonary bylo možno použít pro sledování i těch nejmenších 0+ ryb i na většině dalších lokalit jako londýnské a české nádrže (Queen Mary, Queen E l i sabeth, Lipno, Slapy, Římov, Klíčava). Interferovat mohou pouze mimořádně silné populace velkého zooplanktonu nabo bubliny vycházející z bahna. Prakticky vždy však bylo možno provést spolehlivý odhad ryb větších než 6-7 cm. Na těcto lokalitách již obvykle nebylo možno ignorovat hladinovou vrstvu v níž je použití vertikálně orientovaného sonaru neefektivní.Zejména v českých nádržích sledovaných v srpnu 1992 byly téměř všechny ryby natlačeny do horních 4 metrů v důsledku kyslíkových deficitů v hypolimniu. Odhady uvedené v tab. 1 jsou tedy výsledkem kombinace vertikálního a hori zontálního přístupu, tak jak je zachycen na obr. 1. S horizontálním použitím sonaru jsou spojeny 2 základní komplikace. Jednou je vyšší hladina šumů, které mohou převýšit nebo pozměnit signály přicházející z malých ryb, a druhou je nejistota, ze které strany je sonar na rybu namířen (boční odraz je nejsilnější, hlavový a ocasní odraz je nejslabší). Obě tyto komplikace je nezbytné řešit při každé horizontální aplikaci sonaru. Hlavním prostředkem proti šumům je zvýšení šumového předělu, které ovšem působí také proti menším rybám. Tak například v britských řekách a v pražské Vltavě (tab.l) bylo možno kvantitativně sledovat ryby větší než 10 cm, zatímco malé ryby byly pohlceny v šumu. Interference šumů vyžaduje též speciální korekce sensitivity sonaru (Kubečka, 1994a). Problém rybí orientace je poměrně snadno řešitelný v řekách, kde drtivá většina ryb pluje buď proti nebo po proudu. V takové situaci sonar namířený kolmo k proudu zachycuje nejsilnější boční odrazy, podle nichž lze velikost ryby snadno identifikovat (Kubečka, 1994b). Pro mělká jezera a podobné vody, kde jsou ryby náhodně orientovány (všemi směry) byla navržena pravděpodobnostní dekonvoluční metoda, která postupně interpretuje různé zachycené ozvy počínaje největšími jakožto skutečné délky ryb (Kubečka a kol. 1994). Na obr.2 je uveden příklad rozmístění rybí biomasy v úseku řeky Ouse poblíž Yorku z nočního průzkumu v září 1993 (noční hustoty ryb v mělkých nádržích a řekách jsou obvykle průkazně vyšší než denní). Echo-integrátor byl nastaven aby poskytl jeden údaj o množství ryb každých 280 m. Většina podobných průzkumů o d ha l il a poměrně velkou variabilitu ve výskytu ryb podél vodních toků, která zpochybňuje plošně omezené k v a n t i t a t i v n í průzkumy s pomocí sítí a elektrických agregátů. Obr. 2 demonstruje též nahro madění ryb v místě vyústění či s tír n y odpadních vod. Až dese tinásobné zvětšení abundance ryb ve srovnání s v n i t r n í m městem bylo sonarem zjištěno v pražské VJtavě pod podbabskou čističkou v létě 1992. Obr. 3 podává srovnání délkového složeni rybí osádky řeky Temže nad Londýnem získaného zátahovou sítí (% fish), mobilním sonarem (% mobil) a stacionárním sonarem (% fixstn; vybrány jen ryby pozorované z boku). Výhodou mobilního použití sonaru je možnost pokrýt v krátkém čase větší území, zatímco stacionární sonar je zase schopen získat daleko více 117

údajů o rybím chování v jednom říčním profilu. Mobilní sonar registruje všechny ryby přesahující šumovou mez, zatímco u stacionárního sonaru je možno vyfiltrovat pouze ty ryby, které se pohybovaly po nebo proti proudu (tj. lze eliminovat ty, které plavaly šikmo). Obr. 3 ukazuje značnou shodu mezi délkovým složením síťových úlovků a oběma druhy sonarových záznamů. Oba sonarové záznamy jsou podobné neboť většina ryb byla zachycena z boku. Délky ryb rekonstruované ze sonarových záznamů mají obecně větší variabilitu a tak může d o j í t ke snížení rozlišitelnosti relativně blízkých vrcholů velikostního rozdělení. Průměrné délky a meze max-min však jsou obvykle totožné se skutečnými. Je rovněž nutné uvést, že v případě obr.3 sonarové záznamy obsahovaly cca lOx více ryb než úlovek sítí. Takto se dostáváme k základní přednosti sonaru jakožto vzorkovací techniky. Tab. 1 ukazuje rozmezí druhů l o k a li t , které bylo možno v krátké době kvantitativně prostudovat a objemy prozkoumané vody těžko srovnatelné s jinými metodami. U vod na našem území není problémem prozkoumat v krátké době (1-2 dny) celý jejich objem. Vědecké sonary mají též velké možnosti ve studiu prostorové distribuce a chování ryb neboť vzorkují vodní sloupec téměř bez vyrušení ryb. Tabulka 1: Abundance, biomasa a provzorkovaný objem vody na vybraných lokalitách sledovaných v letech 1991-1993. Lokalita

Abundance Bi omasa ryb/ha kg/ha

Loch Ness Orknejská jezera 3 Londýnské vod.nádrže ř.Temže ř. Ouse East Bute Dock,Cardiff ř. Vltava ÚN Klíčava ÚN Lipno

97 300-900 611-1270 660-4300 240-4587 702-5700 191-4866 518-3170 1308-4840

118

4. 2 Nezjišt. 24-44 50-277 42-344 Nezjišť. Nezjišť. 140 86-432

Objem mil .m3 185 0.41 5.96 9. 12 1.72 0.30 0.51 2.07 5.03

Literatura Ehrenberg, J.E., 1983. A review of i n - s i t u target strength timation techniques. FAO Fish. Rep., 300: 85-90. Kubečka, J. 1994a. Noise handling in fisheries surveys by horizontal sonar in shallow waters. 2nd. European Conf. Underw. Acoust. Elsevier: 6s. Kubečka, J . , 1994b. S i m p l e model on the relationship between fish acoustical target strength and aspect for highfrequency sonar in shallow waters. J. A p p l . Ichthyol., 10s. Kubečka, J . , Duncan, A., Duncan, V.M., S i n c l a i r , D., Butterworth, A . J . , 1994. Brown trout populations of three Scottish lochs estimated by horizontal sonar and multimesh gill nets. Fisheries Research, 20s. Love, R.H., 1971. Dorsal-aspect target strength of an individual fish. Journ. Acoust. Soc. Amer. 49: 816-823.

Adresa autora: J. Kubečka, Hydrobiologický ústav AV ČR, Na sádkach 7, 370 05 České Budějovice 120

MODEL DYNAMIKY PLOTICE A OKOUNA V KLÍČAVSKÉ NÁDRŽI L. MATĚJÍČEK, K. PIVNIČKA, M. ŠVÁTORA Souhrn Model umožňuje studovat vliv vybraných i dalších faktoru na početnost první věkové skupiny plotice a okouna při různém zadání jejich hodnot. Model je řešen s využitím tabulkového procesoru MS Excel verze 4.0. Při prvním ověření modelu jsme došli k následujícím závěrům: 1. Z charakteru rozptylu bodů vztahů rodiče - potomci plyne relativně malá rozkolísanost vypočtených hodnot první věkové skupiny obou druhů. 2. Korekce na hmotnostní růst rodičovské populace, teplotu při tření, po tření a ve vegetační sezóně jen velmi málo mění vypočtenou početnost 1.AG (příklad nevýrazně působící korekce). 3. Naopak námi nastavená korekce kompetice mění vypočtenou početnost 1.AG výrazně (příklad výrazně působící korekce). V dalším studiu je možno postupně dolaďovat vliv parametrů na početnost populace. Model lze také použít ke sledování dynamiky populací jiných druhů. Úvod Dynamika společenstva ryb Klíčavské nádrže byla studována Pivničkou a Pazourkem (1991) s cílem popsat změny biomasy v závislosti na změnách prostředí a na výlovu. Model navržený v této práci se podrobněji zabývá změnami početnosti dvou dominantních druhů (plot ice obecná a okoun říční), sleduje jak jsou ovlivňovány faktory prostředí. Popis modelu Populace obou druhů byly rozděleny do osmi věkových tříd. Model předpokládá konstantní přežívání mezi nimi. Hodnoty přežívání lze nastavit na začátku modelování. Početnost první věkové skupiny vychází z odhadů početnosti starších věkových skupin (3.-7.). Početnost prvé věkové skupiny odhadnutá tímto způsobem je porovnávána s početností vypočtenou modelem, která využívá vztah mezi početností rodičovské generace a početností první věkové skupiny (Ricker,1975; Beverton a Holt, 1957). Modelem vypočtená početnost 1.AG byla dále upravena očekávanými vlivy vnějších faktorů (teplota v období tření, teplota v prvním týdnu po tření, průměrná teplota sezóny, kompetice mezi oběma druhy a rychlost růstu rodičovské populace v sezóně předcházející tření). Rozdíl mezi početností 1.AG odhadnutou pomocí hodnot přežívání ze starších AG a početností 1.AG vypočtenou modelem a upravenou korekcemi na vnější faktory je způsoben dalšími neznámými faktory. Jejich podíl representuje tzv. koeficient ostáních faktorů. Za průměrných podmínek prostředí předpokládá model, že početnost první věkové skupiny obou druhů je závislá na početnosti rodičovské populace (samice) (viz Ricker, I.e. R=aP.e-bP, Beverton a Holt I.e. R=P/(aP+b)). U plotice počítáme se zastoupením samců a samic 1:1, u okouna 4:1. Pro výpočet popsaným modelem byly vztahy upraveny následovně: 121

kde t^ je ukazatel teploty v době tření (součet průměrných teplot vzduchu od začátku tření po 8 dní), t2 ukazatel teploty po tření (součet průměrných teplot vzduchu od konce tření po 7 dní), C a k jsou koeficienty. 3.

Početnost první věkové skupiny ovlivňuje též celková teplota sezóny, ve které se formuje:

Početnost 1.AG okouna byla korigována pouze rychlostí růstu, teplotou sezóny a kompetici. Korekce na hmotnostní růst a teploty vychází z násobení výchozí početnosti 1.AG vztahem ve tvaru: f , kde k je vhodně vybraná konstanta, f je příslušný faktor (v tomto případě hmotnostní růst r nebo teplota t). Konstanty C slouží k úpravě hodnoty funkce f tak, aby při průměrné hodnotě faktorů nedošlo ke změně výchozích početností. Příklad průběhů korekčních funkcí f použitých pro úpravu početnosti vlivem hmotnostního růst a teploty je na Obr.1., 122

Výsledky modelování Porovnání odhadnutých a vypočtených hodnot početnosti plotice a okouna (l.AG) je na Obr.3 a Obr.4. Odhady početnosti l.AG plotice i okouna mají obecně očekávaný trend tj. počáteční zhruba čtyřleté cykly vysoké početnosti (plotice) a následné snížení kolísání početnosti. Výpočet početnosti l.AG podle Rickerovy (ale i Bevertonovy a Holtovy křivky) má mnohem vyrovnanější průběh. To však souvisí s velkým rozptylem bodů (rodiče-potomci). Jejich vyrovnání příslušnou křivkou samo o sobě snižuje kolísání početnosti. Jednotlivé korekce vypočtených hodnot početnosti (růst teploty) ovlivňují výslednou početnost málo. Korekce uvažující kompetici obou druhů navzájem vede k nápadně vysokým hodnotám početnosti l.AG plotice v letech 1973-1975 a u okouna v letech 1966-1967 a 1970, což odpovídá minimu početnosti vždy druhého druhu. V další práci s modelem je možno upřesnit nastavení jednotlivých korekcí a tím více přiblížit průběh vypočtených hodnot k hodnotám odhadnutým. S nepřesnostmi je třeba počítat i u odhadnutých hodnot početnosti. Ty jsou však odvozeny ze starších ročníků (4-6), kde chyby v odhadech nejsou velké.

123

Literatura Beverton, R.J.H., Holt, exploited fish

S.J.,

1957.

On

the dynamics of

populations. Zkrácený překlad

do ruštiny.

Moskva, 1969, 246 pp. Pivnička,

K., 1992: The Klíčava

Reservoir, Czechoslovakia: a

30 year study of the fish community. Fisheries Research, 14: 1-20. Pivnička,

K., Pazourek, J., 1991.

společenstva

ryb v

Dynamický model chovaní

údolní nádrži.

Živočišná výroba,

36

(11): 981-986. Ricker,

V.E., 1975. Computation and interpretation

biological statistics of fish

of

population. Bull. Fish Res.

Board Can., 380 pp. Švátora,

M., 1989. The dynamics of fish populations in

Záskalská Reservoir, Czechoslovakia, with speciál reference to Eurasian

perch. Acta Univ. Carol.-Biologica, 33: 141-255.

Adresy autorů: L. Matějíček, K. Pivnička, Ústav pro životní prostředí, Benátská 2, PřF UK, 128 01 Praha 2 M. Švátora, Katedra zoologie, PřF UK, Viničná 7, 128 44 Praha 2,

126

NIEKTORÉ ASPEKTY EKOLOGICKEJ PRODUKCIE RÝB V ZÁPLAVOVÝCH RIEKACH J. HOLČÍK

Úvod Doterajšie údaje u ekologickej produkcii rýb vo voľných vodách sa opierajú v prevažnej väčšine o jedno stanovenie. Dokonca sa predpokladá, že jedno stanovenie v tokoch, ak je založené na reprezentatívnom odbere a v reprezentatívnom úseku, je naj primeranej ši prístup pre odhad biomasy a produkcie (Mahon a Balon 1985). Na druhej strane však údaje 0 veľkých medziročných rozdieloch vo výlove (Antipa, 1912, Stankovič and Jankovičová, 1971, Holčík a Bastl, 1977) 1 v ichtyomase (Holčík a Bastl, 1976) jasne indikujú aj predpoklad rozdielov v ekologickej produkcii rýb a to najmä vo vnútrozemských deltách riek, kde r i a d i a c i m mechanizmom je hydrologický režim, ktorý je veľmi premenlivý. Materiál a metodika Predkladané výsledky pochádzajú z materiálu získaného na dunajskom ramene Žofín (r.km.Dunaj a 1836) z rokov 1969-1973. Jeho plocha v čase kvantitatívnych odhadov {mark and recapture, výpočet podľa Schnabelovej) kolísala, podľa vodných stavov, od 1,2 do 3,8 ha. S výnimkou r.1970, kedy nastalo priame obojstranné spojenie ramena s hlavným tokom a obnovenie pôvodného typu eupotamal, v predchádzajúcom i v nasledujúcich rokoch rameno patrilo do typu parapotamon. Ďalšie podrobnosti o jeho Jimnologickom charaktere, metódach zberu a kvantitatívneho stanovenia abundancie a ichtyomasy, štruktúre ichtyofauny, abundancie a biomasy jednotlivých druhov rýb a ichtyocenózy sú v práci Holčíka a Bast la (1976). Produkcia bola vypočítaná podľa Rickera (1946; P=GB) pre interval 1 roka a to pre dve stanovenia ichtyomasy ročne, vždy v lete (júl) a na jeseň (október). Okrem tejto celkovej (Pj), sa vypočítala aj dostupná (P^) produkcia, t.j. hmotnostný prírastok prežívajúcej časti populácie. Hodnoty získané u 6 dominantných druhov rýb (Alburnus alburnus, Rutilus rutilus, Abramis bjoerkna, A. brama, Gymnocephalus cernuus G.baloni , Leuciscus idus; súhrn biomasy ich populácii bol viac ako 80 % celkovej ichtyomasy) sa extrapolovali na celú ichtyocenózu prepočtom pomocou ich priemerného koe-ficienta P/B. 127

PA týchto rokoch, hraničné Phodnoty T 39-665 103-1 472 a pre rA tak aj P^ vykazujú vyššiehodnoty Výnimkou je rok P1970, A sú kde je tomu za celé sledované najnižšie

tak aj PA vykazujú vyššie hodnoty na jeseň a nižšie v lete. Výnimkou je rok 1970, kde je tomu opačne a kde hodnoty P y i P A sú najnižšie za celé sledované obdobie. V porovnaní s predchádzajúcim a i nasledujúcim rokom, r.1970 hodnoty Pj sú v priemere n iž š i e o 72 % a hodnoty P^ o 79 %. Príčinou je náhla zmena charakteru ramena z typu parapotamal na eupotamal, spôsobená pretrhnutím hrádze uzatvárajúcej horné vyústenie ramena. Rameno sa stalo p r i e - točným, pôvodne prevažne l e n i t i c k é prostredie sa z m e n i l o na prevažne lotické. Ako ukazujú aj hodnoty íchtyomasy, väčšia časť ichtyocenózy bola zrejme prúdom vypláchnutá (pozri H o l - čík, 1985). Abundancia a b i omasa limnofilných druhov sa prudko znížili. Tieto druhy b o l i čiastočne nahradené potamofilnými (napr.Gymnocephalus cernuus druhom G. bal oni) a eurybiontnými druhmi. Zvýšenie priemernej dĺžky a hmotnosti jednotlivých druhov signalizuje, že v ramene v tomto roku nastalo zníženie podielu mladých rýb. V ďalších rokoch dochádza ku konsolidácii pomerov a r.1973 hodnoty P y i PA SÚ najvyššie.

To plne korešponduje s údajmi o nápadnom zvýšení výlovu v rokoch po

vysokých vodných stavoch, ktoré okrem Dunaja bolo zaznamenané aj v iných riekach a iných geografických oblastiach (Velcomme, 1979, 1985) a dokazujú paradoxný efekt záplav (Holčík a Bastl, 1976, 1977). Hodnoty PT musia byť v skutočnosti oveľa vyššie. Naše výsledky totiž nezahrňujú produkciu tohoročných rýb. Pritom táto skupina, ako je známe (napr. Mathevs, 1971, Chadwick, 1976, Mahon a Balon, 1977, Pivnička, 1979), tvorí až 90 % PT. Podľa predbežných prepočtov P T sledovaného ramena so zahrnutím P vekovej skupiny 0+ je asi dvojnásobná, a dosahuje maximálne hodnoty až do 3000 kg.ha-1 . Tieto výsledky potvrdzujú správnosť predpokladu o variabilite produkcie a jednoznačne dokumentujú že (1) ekologická produkcia rýb podlieha značným výkyvom, (2) v riekach záplavového typu hodnoty produkcie sú ovplyvňované hydrologickým režimom, (3) jedno stanovenie je nedostatočné a nedáva obraz o skutočných pomeroch produkcie rýb daného biotopu a tiež, že (4) vnútrozemské d el t y záplavových riek aj z hľadiska produkcie rýb patria medzi najproduktívnejšie ekosystémy našej planéty vôbec.

128

Tab.l: Ichtyomasa v čase odhadu {standing crop; B), celková produkcia (Py) a dostupná produkcia (P4) dominantných druhov a celej ichtyocenózy ramena Zofín v rokoch 1969-1973. Horné čísla sú priemer, dvojica spodných sú hodnoty z leta (prvé číslo) a z jesene (druhé čislo). Všetky hodnoty v kg.ha-1 , zaokrúhlené. Priemerné hodnoty pre obdobie 1969-1973 nie sú aritmetickým priemerom čísel uvedených v tabuľke; celkový priemer je z 10 stanovení, sezónne hodnoty z 5 stanovení.

Literatúra. Antipa, G., 1912. Obe rschwemmungsgeb i e t der Unteren Donau. Ann.Inst.Geol.al Romani e i, 4:1-172. Holčík, J., 1987. The influence of hydrological regime and water temperature upon the activity and density of fish populations in the anabranches of the Danube river. Práce Úst.ryb. a hydrobiol., 6:33-58. Holčík, J. a BastJ, I., 1976, Ecological effects of the water level fluctuation upon the fish populations in the Danube River floodplain in Czechoslovakia. Acta Sci.Nat.Brno, 10:146. Holčík, J. a BastJ, I., 1977. Predicting fish yield in the Czechoslovak section of the Danube River based on the hydrological regime. Int.Rev.ges.Hyd rob i o 1 . , 62: 523-532. Chadvick, E.M.P., 1976. Ecological fish production in a small Precambrian shield lake. Env.Bio1 .Fish. , 1:3-60. 129

Mahon, R., a Balon, E.K., 1977. Ecological fish production in Long Pond, a lakeshore Lagoon on Long Point, Lake Erie. Env.Biol.Fish., 2:261-284. Mahon, R., a Balon, E.K., 1985. Fish production in warmwater streams in Poland and Ontario. Can.J .Fish.Aquat.Se i . , 42:1211-1215. Mathews, C.P., 1971. Contribution of young fish to total production of fish in the river Thames near Reading. J.Fish.Biol., 3:157-180. Pivnička, K., 1979. Production of perch and roach fry in the Klíčava reservoir. Věstník čs.Spol.zool., 43:43-47. Ricker, V.E., Production and utilization of fish populati ons. Ecol.Monogr. , 16:374-391. Stankovič, S., Jankovič, D., 1971. Mechanismus der Fischproduktion in Gebiet des mittleren Donaulaufs. Arch.Hydrobio1., Suppl.36, Donauforschung 4:299-305. Welcomme, R.L., 1979. Fisheries ecology of floodplain rivers. Longman, London & New York, 317 s. Welcomme, R.L., 1985. River fisheries. FAO Fish.Tech. Pap., 262, 330 s.

Adresa autora: J. Holčik, Ústav zoológie a ekosozológie SAV, Mánesovo nám.2, 851 01 Bratislava 130

VÝZKUM SPOLEČENSTVA RYB V PŘEČERPÁVACÍ SOUSTAVĚ NÁDRŽÍ DALEŠICE-MOHELNO M. PEŇÁZ, V. BARUŠ, M. PROKEŠ Úvod Výzkum Dalešické a Mohelské nádrže byl zahájen v roce 1977 a pokračuje metodami ichtyologického monitoringu až do současnosti (viz přiložená literatura). Z přehledu dosud publikovaných zpráv a původních prací zjišťujeme, že mimořádná pozornost byla věnována výzkumu kumulace radionuklidů v tkáních ryb, pracovníky Výzkumného ústavu vodohospodářského TGM a bývalého Ústavu systematické a ekologické bioiogie ČSAV - nyní Ústavu ekologie krajiny AV ČR (Peňáz a kol. 1979, 1980, Staněk a kol. 1980, 1981, 1993, Wohlgemuth a kol. 1984, 1987). Vývoj ichtyofauny v nádržích a potravní biologii ryb zhodnotili Adámek a kol. (1984, 1987). 0 podmínkách rybářského hospodaření, včetně hodnocení obsahu těžkých kovů v tkáních ryb a úlovků sportovních rybářů za léta 1983-1989 pojednávají Spurný a Mareš (1991). Možnosti rozvoje akvakultury v této oblasti zhodnotil Peňáz (1980). Cennou parazitologickou a ichtyologickou studii o masivních invazích plotice obecné řemenatkou ptačí (Ligula intestinalis) v Dalešické nádrži publikovali Adámek a Jirásek (1987). Aktuální přehled o společenstvech ryb ve vodních ekosystémech záj mové o b lasti JE DU pod á vá zpráv a Prok e še a kol . (1993). Některé současné výsledky o společenstvu ryb Dalešické a Mohelské nádrže, získané v roce 1993 jsou uvedeny ní že . Výsledky a diskuze Nádrž Dalešice Nádrž Dalešice tvoří hlavní část přečerpávací soustavy Dalešice - Mohelno, která je z h l e d i s k a funkce akumulace energie neoddělitelnou součástí Jaderné eLektrárny Dukovany (JEDU) a českého energetického systému. V rámci České republiky se jedná o unikátní stavbu z hlediska technického i z hlediska jejího vlivu na strukturu společenstva ryb. Tato nádrž byla napouštěna v letech 19761980. Rozkládá se od obce Vladislav až po hráz u obce Kramolín a její vzdutí je dlouhé 22 km. Maximální výška hráze je 99,5 m. Celkový prostor nádrže od kóty 296,0 po kótu 3 8 1 , 5 činí 127,3 m i l m vody a plocha hladiny je 480 ha. V tělese hráze je zabudována přečerpávací vodní elektrárna (PVE) s reversními turbínami, které svým provozním režimem určují denní k o l í s á n í vodni hladiny v rozsahu 2,53,0 m. Společenstvo ryb nádrže je podle statistických l i s t ů MRS z roku 1992 a podle výzkumných od lovů provedených v roce 1993 tvořeno 25 druhy: pstruh obecný (Salmo trutta), pstruh duhový (Oncorhynchus mykiss), síh severní (Coregonus lavaretus) , štika obecná (Esox lucius), p l o t i c e obecná (Rutilus rutilus), jelec tloušť (Leuciscus cephalus), jelec jesen (Leuciscus idus), perlín ostrobřichý (Scardinius erythrophthalmus), amur b í l ý (Ctenopharyngodon idella), bo131

len dravý (Aspius aspius), l í n obecný (Tinca tinca), ostroretka stěhovavá (Chondrostorna nasus), hrouzek obecný (Gobio gobio), parma obecná (Barbus barbus), ouklej obecná (Alburnus alburnus), cejnek malý (Blicca bjoerkna), cejn velký (Abramis brama), karas obecný (Carassius carassius), karas stříbřitý (C. auratus), kapr obecný (Cyprinus carpio), sumec velký (Silurus glanis), úhoř říční ( A n g u i l l a anguilla) , candát obecný (Stizostedion lucioperca) , okoun ř í č n í (Perca fluviatilis) a ježdík obecný (Gymnocephalus cernuus). Uvedený soupis nepostihuje však pinč skutečný stav a bude nutné v roce 1994 prokázat výskyt d a l š í c h druhů, které se v nádrži vyskytují a nejsou dosud námi dokumentovány. Podle předběžných od lovů tenatními s í t ě m i provedenými v září 1993 byla zjištěna hodnota lovného ú s i l í , která v prostoru hlavního jezera pred odberným zařízením č i n i l a 1 , 3 g.m .hod" . Největší p o d í l biomasy byl zjištěn u kapra obecného (32,1%), bolena dravého (30,8%), candáta obecného (16,8%) a plotice obecné (12,4%). Podíl ostatních druhů byl nižší, než 10%. Početnostně dominovala plotice obecná (79,3%). Podíl ostatních druhů byl nižší než 10%. Ve vzorku b y li d á le z ji š tě n i hy b ri di s í ha s e ve r ní ho a sí h a pe l ed ě a dále plotice obecné a cejna velkého. Jejich podíl č i n i l 5,2%. Podíl dravých ryb byl velmi vysoký a č i n i l 50,4% (F/C = 1). Tento vysoký podíl dravců je však podmíněn místem lovu, výrazně ovlivněným přečerpávacím systémem. Uvedené předběžné výsledky tenatních od lovů potvrzují i hodnoty zjištěné z úlovkových l i s t ů sportovních rybářů z roku 1992. Podle těchto dat b y l o v nádrži vytěženo 84 kg ryb z jednoho hektaru. Hmotnostní p o d í l kapra obecného č i n i l 45,5% a cejna velkého 17,2%. Z ostatních druhů se nejvíce podílela štika obecná (7,8%) a okoun ř í č n í (5,9%). Největší početnostní podíl byl zjištěn u okouna ř í č n í h o (23,1%), kapra obecného (15,7%) a cejna velkého (13,5%). P o d í l dravých ryb č i ni l 18,3% a poměr nedravých a dravých druhů F/C č i n i l 5,5. Uvedená data evidentně signalizují odlišnost struktury společenstva ryb v této nádrži od jiných nádrží, kde nedochází k přečerpávání vody. Dalešická nádrž je specifická svojí délkou, morfologií koryta a přečerpávacím systémem. Umožňuje existenci smíšené obsádky ryb říčního i jezerního typu. Dílem se na této skutečnosti podílí též systém obhospodařování a intenzita sportovního rybolovu ( 90 docházek na ha plochy nádrže a úlovek 0,9 kg při jedné docházce). Nádrž Mohelno Nádrž Mohelno je ještě specifičtější, než nádrž Daleši ce. Denní kolísaní hladiny může dosáhnout rozdílu až 10 m a kvantita vypouštění , nebo nasávání vody PVE v režimu maximálního výkonu může dosáhnout hodnoty srovnatelné s tokem reky Vltavy u Prahy. Navíc je nádrž z hlediska možných migrací adultních ryb totálně uzavřena na svém počátku i konci. Dále nádrž slouží jako zdroj technologické vody pro JE i jako recipient její oteplené odpadní vody z chladicího systému. Nádrž Mohelno byla poprvé napuštěna v letech 1976-1977. Její vzdutí měří 7 km. Maximální výška hráze nad zákl. spárou činí 48,65 m. Celkový prostor nádrže od kóty 268 po kótu 303,3 m či n í 17,1 m i l . m3 a plocha h l a d i n y č i n í 132

118 ha. Podle výsledků od 1ovů tenatními sítěmi provedenými v září 1993 a podle soupisu úlovků sportovního rybolovu z roku 1992 bylo v nádrži uloveno 19 druhů ryb a čtyři hybridi: pstruh obecný (Salmo trutta), pstruh duhový (Oncorhynchus mykiss), síh severní (Coregonus lavaretus), plotice obecná (Rutilus rutilus), jelec tloušť (Leuciscus cephlaus), jelec jesen (Leuciscus idus), p e r l í n ostrobřichý (Scardinius erythrophthalmus), amur b í l ý (Ctenopharyngodon idella), lín obecný (Tinca tinca), ostroretka stěhovavá (Chondrostoma nasus), parma obecná (Barbus barbus), cejnek malý (Blicca bjoerkna), cejn velký (Abramis brama), kapr obecný (Cyprinus carpio), sumec velký (Silurus glanis), úhoř říční (Anguilla anguilla), candát obecný (Stizostedion lucioperca) , okoun říční (Perca fluviatilis) , ježdík obecný (Gynmocephalus cernuus), a hybridi síh severní x síh peled (Coregonus lavaretus x C. peled), plotice obecná x cejn v e l ký (Rutilus rutilus x Abramis brama), plotice obecná x cejnek malý (Rutilus rutilus x Blicca bjoerkna) a cejn velký x cejnek malý (Abramis brama x Blicca bjoerkna). Pomocí tenatních odlovů byl zjištěn rozdíl ve struktuře ryb v horní a koncové části nádrže. V horní části č i n i l a hodnota lovného úsilí (c.p.u.e.) 4,5 g.m .hod . Na biomase uloveného vzorku ryb se nejvíce podílela plotice obecná (49,1%), ostroretka stěhovavá (17,0%) a jelec tloušť (11,7%). Z dalších druhů byl největší podíl zjištěn u štiky obecné (8,6%), cejnka malého (4,0%) a okouna říčního (3,2%). U zbývajících druhů byl podíl menší než 3%. Hmotnostní podíl dravých druhů ryb činil 11,8% a poměr nedravých a dravých F/C byl 8,5. Největší početnost byla zjištěna u plotice obecné (53,5%) a okouna říčního (17,4%). U ostatních druhů byl procentický podíl menší než 6%. V koncové části nádrže byla pomocí tenatních odlovů zjištěna podstatně nižší hodnota lovného ú s i l í - 1 , 7 g.m .hod." . Největší hmotnostní podíl byl zjištěn u kapra obecného (39,2%) a cejna velkého (17,7%). Dále následoval hybrid (síh severní x síh peled) s podílem hmotnosti 9,3%, jelec tloušť (8,4%), plotice obecná (7,6%) a okoun říční (7,0%). U ostatních druhů byl podíl nižší jak 4%. Na celkové početnosti vzorku se nejvíce p o d í l e l okoun říční (45,2%), cejn velký (16,1%) a kapr obecný (9,7%). Podíl dravých druhů ryb byl nižší než v horní části nádrže a činil 7%. Podle výsledků sportovního rybolovu z roku 1992 č i n i l a těžba ryb z nádrže 61 kg.ha" . Na tomto ukazateli se nejvíce podílel kapr obecný (66,2%) a cejn velký (14,2%). U ostatních druhů byl procentický podíl hmotnosti menší než 4%. Podíl štiky obecné činil 3,8% a podíl všech dravých druhů ryb 8,0% ( F/C = 12,5 ). Na základě výše uvedených výsledků je možné konstatovat, že z hlediska ichtyologického se v případě nádrže Mo-helno jedná o zcela zvláštní, dosud málo popsaný typ vodního ekosystému, ve kterém se slučují vlastnosti f1uviatilních (říčních) a lenitických (jezerních) vodních biotopu. Tok proudu vody v blízkosti hráze Dalešické nádrže produkovaný reversními turbínami (v obou směrech) vytváří proudivé (říční) prostředí, které podmiňuje výskyt typických říčních druhů ryb vyžadujících proudivou vodu (ostroretka stěhovavá, parma obecná, jelec tloušť). Na druhé straně v koncové části 133

nádrže se proud vody již projevuje pouze mírně (zejména vertikální pohyby) a podmiňuje výskyt typických jezerních druhů (cejn velký, cejnek malý). Ostatním druhům, jako je plotice obecná, okoun říční, kapr obecný, štika obecná a dalším vyhovují oba typy prostredí, resp. jsou schopny se přizpůsobit oběma typům. Poněkud problematičtější je otázka přirozené reprodukce. Z hodnot kvalitativní i kvantitativní skladby společenstva se však dá předpokládat, že přirozená reprodukce i když v omezené míře probíhá. Společenstvo ryb je zřejmě navíc přirozeně doplňováno splavením s vodou z Dalešické nádrže a umělým vysazováním (zejména kapr obecný, síhovité druhy a dravci). Přestože tato otázka byla již částečně studována Spurným a Marešem (1991), vyžaduje v budoucím období podrobný výzkum. Na příkladu této nádrže se významně projevuje se lektivita sportovního rybolovu. Ze společenstva ryb se odčerpává tímto způsobem 80,3% kapra obecného a cejna velkého (66,15% + 14,15%) a 8% dravců, což dohromady činí 88,3% z celkového úlovku sportovních rybářů. Ve srovnání s obdobím let 1983 1989 se v roce 1992 zvýšila těžba sportovním rybolovem ze 47 kg.ha na 61 kg ha-1, což je o 30%. Ve srovnání s Dalešickou nádrží je efektivita sportovního rybolovu na nádrži Mohelno vyšší. V průměru připadá na jednu docházku úlovek 1,25 kg ryb ( rozdíl činí 34%). Aktuálně zaregistrovaný zvýšený počet hybridů dosahuje podílu 7,3% z celkové biomasy tenatních odlovů. Determinace a kvantifikace hybridů vyžaduje v budoucím období soustavný výzkum.i Literatura Adámek,Z., Jirásek,J., 1987: Der Einfluss der Parasitierung durch den Bandwurm Ligula intestinal i s auf den Organismus des Plotze (Rutilus rutilus L.). In: Physiologie, Biologie und Parazitológie von Nutzfishen. V.P.U. Rostock, 1987, s. 163164. Adámek,Z., Jirásek,J., Sukop,I., 1987: Potravní biologie hospodársky významných druhu ryb Dalešické nádrže. Živočišná výroba, 32(10): 909 - 920. Adámek,Z., 1984: Vybrané aspekty vývoje ichtyofauny Dalešické nádrže. Závěrečná zpráva VŠZ Brno, 1984: 28 s.1-46. Lusk,S., 1977: The ichthyofauna of the middle course of the Jihlava River in relation to the water Reservoir at Dalešice. Folia Zool., Brno, 26: 255-269. 41: 395-399. Peňáz,M.(ed.), 1977: Dokumentační výzkum obratlovců zájmového území jaderné elektrárny V 2 v Dukovanech. Zpráva pro ČEZ Praha, výzkum koord. ZMM Třebíč, Ústav pro výzkum obratlovců ČSAV, Brno. 1. díl - textová část, s. 1-262, 2. díl - 17 mapových a tabulkových příloh. Peňáz,M., 1980: Kvalita vody řeky Jihlavy pod vodním dílem Dalešice z hlediska vývoje jakosti vody v Novomlýnské soustavě nádrží (Zhodnocení z hlediska rybářského). Expertíza pro VÚV Brno, Ústav pro výzkum obratlovců ČSAV, Brno, s. 126. Peňáz,M., 1980: Fish culture in the areas of the nuclear power station Dukovany and their prospects. Folia Zool., 134

Brno, 29(1): 87-96. Peňáz,M. & Wohlgemuth,E., 1981: Fauna obratlovců. In: Kolektiv, 1981: Studie vlivu energetické soustavy Dukovany Dalešice na okolní prostředí. Třebíč, 1981 s. 92-105. Peňáz,M. & Wohlgemuth,E., 1982: Vliv VD DaLešice na společenstvo ryb řeky Jihlavy. In: Sb. VI. limnol. konf. ("Vodní ekosystémy. Funkce-vývoj-ochrana"), 27.9.-1.10.1982, Blansko. SmVaK a pob. ČSVTS v Ostravě, Ostrava, s. 377-382. Peňáz,M. & Wohlgemuth,E., 1987: Posouzení vlivu rozšíření JE Dukovany na vodní ekosystémy (Studie pro Energoprojekt Praha). Ústav systematické a ekoLogické biologie ČSAV, Brno, s. 1-40. Peňáz,M. , Prokeš,M., Wohlgemuth,E. , 1978: Fish fry community of the Jihlava River near Mohelno. Acta Sc. Nat. Brno, 12(5): 1-36. Peňáz,M., Staněk,Z., Wohlgemuth,E., 1980: Pozadí radioaktivity v ekosystému řeky Jihlavy v období pred zahájením provozu energetického komplexu Dukovany-Dalešice. Radioaktivita a životné prostredie, 3(1): 1-10. Peňáz,M., Trnková,J., Wohlgemuth,E. , 1976: Vliv provozu vodního díla Dalešice a jaderné elektrárny Dukovany na složení biocenóz a populační dynamiku vybraných druhů vodních ekosystémů (Literární rešerše). Závěrečná zpráva úkolu RVT P09-159-211-02/ S, Ústav pro výzkum obratlovců ČSAV, Brno, s. 1-115. Peňáz,M., Trnková,J., Wohlgemuth,E., Marvan,P., 1977: Složení biocenóz vodních ekosystémů zájmového území JE Dukovany v VD Dalešice v období před zahájením provozu energetického komplexu. Závěrečná zpráva pracovní etapy P-O9-159-211-O2/a-E 01-C, Ústav pro výzkum obratlovců ČSAV, Brno, s. 1-58. Peňáz,M., Wohlgemuth,E., Trnková,J., L979: Změny ve složení společenstev ekosystému řeky Jihlavy po napuštění vodního díla Dalešice. Průběžná zpráva pracovní etapy P-09-159-21102/ a-E 03-C-1, Ústav pro výzkum obratlovců ČSAV, Brno, s. 116. Peňáz,M., Wohlgemuth,E., Trnková,J., 1979: Chemické a radiační pozadí ekosystému řeky Jihlavy v kontrolovaném pásmu JE Dukovany. Závěrečná zpráva pracovní etapy P-O9-159-211-O2/a-E 02 C, Ústav pro výzkum obratlovců ČSAV, Brno, s. 1-74. Peňáz,M., Wohlgemuth,E., Trnková,!., 1980: Sledování vlivu provozu vodního díla Dalešice a jaderné elektrárny Dukovany na složení biocenóz a populační dynamiku vybraných druhů vodních ekosystémů. Závěrečná zpráva pracovního momentu P-09159-211-02/a-C, Ústav pro výzkum obratlovců ČSAV, Brno, s. 121. content. K. Dánke Vidensk. Selsk. 5: 1-34. Prokeš,M. , Baruš,V. , Ha 1 áčka,K. , Hlavová,V. , Lusk,S. , Peňáz,M, 1993: F 5 Společenstva ryb ve vodách obasti energetické soustavy Dukovany - Dalešice. Zpráva ÚEK AV ČR, Brno 1993, 27 s. Spurný,P., Mareš,J., 1991: Rybářské aspekty provozu vodního díla Dalešice na řece Jihlavě. Sb. IX. konference ČSLS při ČSAV, Znojmo 1991, s. 188-192. 135

Staněk,Z., Peňáz,M., Trnková,J . , Woh1gemuth,E., 1980: Radoaktive background in principal components of the Jihlava River system. F o l i a Zool., Brno, 29(4): 371-384. Staněk,Z., Peňáz,M., Trnková,J., Wohlgemuth,E., 198 1: Přirozené radioaktivní pozadí ekosystémů stojatých vod v oblasti jaderné elektrárny Dukovany. R a d i o a k t i v i t a a životné prostredie, 1981(6): 345-352. Staněk,Z., Wohlgemuth,E., Lusk,S., 1993: Jaderná elektrárna Dukovany a radioaktivní zatížení ryb v povodí reky Jihlavy. Sb. T o x i c i t a a biodegrabilita odpadů a látek významných ve vodním prostredí. Milenovice 1993, s. 205-209. Woh1gemuth,E., Staněk,Z., Peňáz,M., 1987: Total - a c t i v i t y and the content of most important a r t i f i c i a l radionuklides in tissue of fishes from the J i h l a v a River watershed. F o l i a Zool., Brno, 3b : 25-35 Wohlgemuth,E., Staněk,Z., TrnkováJ., Peňáz,M., 1984: Monitorování přirozených a umělých r a d i o n u k l i d ů v nádržích VD Dal es ice. In: Sb. konf. "Hydrobiolo gie a k v a l i t a vody údolních nádrží", 6.-9.2.1984, České Budějovice. Red. M. Straškraba, P. Poicalová, Z. Brandl. VTS Ji VaK a VTS JČBC ČSAV, České Budějovice, I I . , s. 384-387.

Adresa autorů: M. Peňáz, V. Baruš, M. Prokeš, Ústav ekologie krajiny AV ČR, Květná 8, 603 65 Brno

136

SEZÓNNÍ DYNAMIKA PLŮDKU VE VODÁRENSKÉ NÁDRŽI PODHORA M. VITTLEROVÁ, J. KŘÍŽEK Souhrn V letech 1992-93 bylo na vodárenské nádrži Podhora provedeno sledování kvalitativních a kvantitativních změn společenstva plůdku. Pomocí plůdkové zátahové sítě bylo v litorálu nádrže uloveno celkem 15 521 ks potěru 7 druhů ryb. Pozornost byla věnována 4 nejpočetnějším druhům: okounu říčnímu, cejnu velkému, plotici obecné, perlínu ostrobřichému. Na lokalitách se zárosty vodní makrovegetace docházelo v nočních hodinách k poklesu celkového CPUE v důsledku snížení početnosti cejna, plotice a perlina, na lokalitách bez zárostů se CPUE naopak zvyšovalo (vzrůst početnosti okouna, plotice a perlina ). V r.1992 se v denních hodinách v 1 i torálu vyskytoval plůdek malých a středních velikostí ( průměrná Lc v srpnu 36.3 mm a v zář í 42.9 mm ), v noci plůdek středních a velkých velikostí ( průměrná Lc v srpnu 40.5 mm, v září 46.7 mm). V obou letech byl zjištěn nepoměrně vysoký podíl plůdku perlina v pobřeží ( až 21.8 % ) při konfrontaci se složením populace dospělých ryb ( v r.1992 1.2 %,v r.1993 0.3 %). V průběhu vegetační sezóny docházelo k výraznému poklesu početnosti plůdku všech druhů ryb vlivem predačního tlaku dravců. Úvod V rámci sledování vývoje ichtyocenózy ve vodárenské ná drži Podhora byla v letech 1992 a 1993 věnována pozornost i sezónním a denním změnám distribuce plůdku. Výsledky této práce rozšiřují poznatky o stanovištní ekologii plůdku ná drží různého typu získané řadou autorů ( např. Abbasov,1983; Konobeeva, 1983; Konobeeva, Poddubnyj, 1982; Kubečka, 1984; Kubečka, Slad, 1990; Kubečka, Švátora, 1993; Kubečka a kol., 1986; Ljašenko, Ivanjukov, 1970; Pavlov a kol., 1988 ). Materiál a metodika Nádrž Podhora je vybudována na řece Teplé. PLocha je 82 ha, max. hloubka 7.68 m, prům. hloubka 2.5 m, celkový objem 2.1 mi], m . Max.hladina je dosažena při kótě 691.18 m n . m . .i Vr . 1 9 9 2 a 1 9 9 3 b y l o p r o v e d e n o s l e d o v á n í k v a l i t a t i v n í c h a kvantitativních změn společenstva plůdku během vegetační sezóny včetně jeho horizontální distribuce. Plůdek byl odlovován v měsíčních intervalech pomocí plůdkové zátahové šitě o výšce 1.6 m a délce 10 m vyrobené ze silonového tylu s velikostí ok 1.7 mm. Odlovený materiál b y l h o d n o c e n z h l e d i s k a druhového složení a početních změn ( CPUE - úlovku na jednotku lovného úsilí v ks/10 m sítě ) v průběhu 24 hodin (den- noc) v závislosti na zárostech vodních makrofyt. Druhová rozmanitost byla hodnocena Shannon-Veaverovým indexem diversity ( Odum, 1977 ).

137

Tab.l Hodnoty CPUE (ks/zátah) a H litorálního společenstva plůdku

lokality se zárosty vodních makrofyt lokality bez zárostu vodních makrofyt Výsledky a diskuse Na lokalitách se zárosty makrovegetace docházelo v nočních hodinách k prudkému poklesu CPUE ( tab.l a obr.l ) způsobenému snížením početnosti cejna, plotice a perlína. Je zřejmé, že plůdek těchto druhů preferoval tato stanoviště zejména během světelné části dne, kdy byl pro většinu dravců dostupnější a nalézal zde potřebný úkryt. Naopak na Lokalitách bez zarostu docházelo k procesu opačnému a hodnoty CPUE se v noci zvyšovaly a to především v důsledku imigrace okouna, méně již plotice a perlína. ( obr.1-3, tab.l ). V r.1992 byl nárůst početnosti plůdku okouna v pobřeží během nočních hodin spojen i se změnami jeho velikosti. Zatímco ve dne se v litorálu zdržoval téměř výhradně plůdek malých a středních velikostí, v noci došlo k přílivu velkých jedinců a naopak k odchodu malých jedinců do pelagiálu. M i grace probíhaly bez významné závislosti na zárostech submerzní vegetace. Kumulace nejmenších ryb v pobřeží v denních hodinách byla spojena především s vysokým predačním tlakem dravců. Noční migrace různých velikostních skupin souvisely zřejmě i se změnami potravní nabídky v litorálu během 24 hodin ( Matěna, 1993 ) spojenými s rozdílnými potravními nároky těchto skupin ( Iljina, 1973; Kokeš, Sukop, 1984 ) při spolupůsobení dalších faktorů jako např. změny fyzikálních a chemických vlastností vody (Koval, 1979 ).i Po celé sledované období bylo možno pozorovat v litorálu nepoměrně vysoký podíl plůdku perlina ( až 21.8 % ) ve srovnání se složením populace dospělých ryb. Příčinou těchto disproporcí je zvýšená afinita plůdku k mělkým partiím nádrže ( Kubečka, 1985 ). Mírné zvýšení podílu perlina v po138

břeží během září a října pozoroval též Kubečka ( 1990 ) na Římovské nádrži v souvislosti s přemístěním cejna a plotice na hlubší stanoviště. V r.1993 bylo druhové složení i početnost společenstva plůdku silně ovlivněno minimálním výskytem lakušníku v pobřežním pásmu . Pomineme-li nedostatek vhodného výtěrového substrátu pro fytofilní druhy ryb, měla tato okolnost velký význam zejména z hlediska ochrany plůdku před dravci. Absence vhodného úkrytu způsobila zvýšení predačního tlaku dravých druhů ryb, které se projevilo výrazně vyšší mortalitou plůdku. Obr.l Druhové složení a průběh hodnot CPUE litorálního společenstva plůdku v r.1992 na lokalitách se zárosty Obr. 2 Druhové složení a průběh hodnot CPUE litorálního společenstva plůdku v r.1992 na lokalitách bez zarostu Obr. 3 Druhové složení a průběh hodnot CPUE litorálního společenstva plůdku v r.1993

Literatura: Abbasov, G.S., 1983. Biológia molodi osnovnych promyslových vidov karpovych i okunjevych ryb vnutrennych vodojemov Azerdbajdžana. Baku, 242 s. ILjina, L.K. , 1973. Povedeni je segoJetkov okunja Perca fluv i a t i l i s ráznych ekologičeskich grupp v potomstve odnoj pary proizvoditelej. Voprosy I c h t i o l o g i i 13: 350-361. Kokeš, J . , Sukop, I . , 1984. The Food of the Fry of Perch (Perca f l u v i a t i l is) in the Mušov Reservoirs. F o l i a Zoolo-gica 33 (4): 349-362. Konobeeva, V.K., 1983. V l i j a n i j e tečenij na rasprede1 en i j e molodi ryb v vodochrani 1 iščach. Voprosy I c h t i o l o g ii 23: 108114. Konobeeva, V.K. a Poddubnyj , A.G., 1982. K prognóz irovani ju raspredelenij a rannej molodi ryb v vodoeme. Voprosy Ichtiologii 22: 619-625. Koval, N.V., 1979. K e k o l o g i i molodi promyslových ryb Kremenčugskogo vodochrani 1 išea. Gidr obiol.Ž. 15, č. 5: 44-48. Kubečka, J . , 1984. K poznání některých aspektů ekologie potěru ryb na Kličavské údoLní nádrži. D i p l o m , práce,Praha, PrF UK, 80 s. Kubečka, J., 1985. Sledování d i v e r s i t y a horizontální d i stribuce plůdku ryb na Kličavské údolní nádrži v letech 19811983. Sborník referátů, VI I.konferencia Čs.limnol. spol., Žilina: 292-295. Kubečka, J . , 1990. Sezónni změny druhového složení úlovků nočních zátahů a plůdkového litorálního společenstva Ř í movské nádrže. Ichtyofauna řeky Malše a nádrže Římov. J i hočeské muzeum, České Budějovice: 88-93. Kubečka, J. a Slad, P., 1990. Ichtyoplankton nádrže Římov. Ichtyofauna řeky Malše a nádrže Rímov. Jihočeské muzeum, České Budějovice: 109-113. Kubečka, J. a Švátora, M . , 1993. Abundance estimates of perch fry (Perca f l u v i a t i l i s ) , complicated by grouped be-i haviour. Ecology of Freshwater F i s h 2: 84-90. Kubečka, J . , Švátora, M., Hruška, V., 1986. Vývoj a chování plůdku okounovitých ryb po vylíhnutí v podmínkách údolních nádrží a jezer. Sb.konference "Reprodukce a genetika ryb", Vodňany: 136-141. Ljašenko, A.F. a Ivanjukov, N.G., 1970. Čislennost molodi ryb i zámory j ej o na melkovodjach Kremenčugskogo vodochranilišča v uslovijach "cvetenija" vody. GidrobioL.Ž. 6,č.4: 57-64. Matěna, J . , 1993. The r o l e of ecotones as feeding grounds for fish fry in a Bohemian water supply reservoir. Hydrobiológia 0: 1-8. Odum, E.P., 1977. Základy ekologie. Academia Praha, 736 s. Pavlov, D.S. a kol., 1988. Pi táni je, raspredelenije i migracija molodi ryb iz vodochrani1 išča "Aleksandr Stambolijski". Moskva. Nauka, 119 s.

Adresa autorů: M. Vittlerová, J. Křížek, Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický Vodňany, pracoviště pro ekologii a ochranu vod, Dol, 252 66 Libčice nad Vltavou 140

SÚČASNÝ

STAV

RAMENNÝCH

SYSTÉMOV GABČÍKOVO

DUNAJA

PRI VODNOM DIELE

A. KIRKA Súhrn Systematická realizácia vodných stavieb najmä v rakúskom úseku Dunaja a prehlbovanie koryta Dunaja údržbou plavebnej dráhy malo za následok zmenu hydrologického režimu aj v pôvodnej vnútrozemskej delte Dunaja. Toto sa prejavilo najmä na menej priaznivých výškach vodných hladin aj v ramenách a na dobe ich trvania a v dôsledku toho aj na znížení samonosnosti populácií rýb najmä fytofilných druhov. Navrhnuté a takmer úplne realizované riešenie spočíva v úprave a doplnení pôvodných prehrádzok, nachádzajúcich sa v ramenných sústavách delty tak, aby sa pri relatívne malej dotácii vody, udržali primerané hladiny v sústavách. V záujme umožnenia cestnej komunikácie po prehrádzkach sa stanovený prietok prepúšťa cez potrebný počet dnových priepust í. Ich počet v jednotlivých prehrádzkach postupne klesá tak, ako sa mení prietok v dôsledku vsakovania vody. Pri vyšších vodných stavoch, sa prietok prevádza aj cez prelivy na hrádzkach. Dotácia vody až do množstva 234 m .s" , sa uskutočňuje cez odberný objekt, vybudovaný na pravej strane derivačného kanála. Dostatok vody umožní obnoviť už dávnejšie zaniknuté ramená a udržovať ich celoročne zavodnené. Po úplnom dokončení prehrádzok v prvej polovici tohto roka sa bude vertikálny pohyb h l a d í n a dĺžka ich trvania riadiť určenou teplotou vody, počas ktorej začína neres rýb, raný vývoj mladi a jej odkrm tak aby sa zohľadňovali fylogenetický založené adaptácie rýb a rastové vlny počas vegetačného obdobia. V roku 1993 sa uskutočnilo výdatné zarybnenie vôd, najmä násadami dravých druhov rýb. V súčasnosti sa pripravuje súbeh na štúdium migrácii rýb v tangovanom úseku rieky Dunaj s potrebným finančným krytím na realizáciu programu. Úvod Dunajské rybárstvo, tento nezastupiteľný prvok národného bohatstva Slovenska, bolo vždy závislé na štedrosti vodných stavov, usilovnosti a technickej zdatnosti rybárov. V priebehu posledných desaťročí sme však svedkami postupného znižovania výlovu všetkých, ale najmä hospodársky cenných druhov rýb. Až do začiatku 50. rokov Dunaj s l ú ž i l takmer iba na plavbu, bez využitia jeho hydroenergetického potenciálu. V roku 1954 začalo Rakúsko so systematickou výstavbou vod ných elektrární. V súčasnosti ich má v prevádzke 10. O deväť rokov neskôr v roku 1964 začali budovať spoločné d i e l o Ju hoslávia a Rumunsko a to Železné vráta T. Dokončili ho v r. 1971 a po niekoľkých rokoch sa začali ďalšie spoločné práce v úseku poniže, kde v roku 1985 vzniklo ďalšie vodné d i e l o Železné vráta II. Jednou z jeho funkcií bolo vyrovnávanie vodných hladín pri špičkovej výrobe elektrickej energie v zariadení Železných vrát I. 141

Výstavbou vodných diel na hornom Dunaji a prehlbovaním dna Dunaja údržbou plavebnej dráhy sa zmenil hydrologický režim v našom úseku rieky. S n í m nastala výrazná zmena v transporte splavenín, v ich ukladaní, ale aj v postupnom zahlbovaní dna v značnej časti toku rieky. To malo veľmi nepriaznivý vplyv na výšky a trvanie vodných hladín v ramenných sústavách rieky a tým aj na rybárstvo, ktorého produkcia a význam sa postupne znižovali (tab.l). Materiál a metodika Zmenený hydrologický režim mal najničivejšie účinky na tie druhy rýb, ktoré sa neresia na rastlinný substrát. Takýmto druhom vodou zaliaty rastlinný pokryv jednak čoraz viac chýbal a jednak jeho zaliatie vodou trvalo krátko, v dôsledku čoho sa položené ikry ocitli nad hladinou a uschli. Prirodzene, že ani vodohospodárskym odborníkom nebol takýto stav ľahostajný a preto intenzívne hľadali cesty na jeho zastavenie. Východisko sa našlo pri výstavbe Dunajského vodného diela. Tak sa ukázalo, že najefektívnejšou cestou k udržaniu vodnatosti a rybnatosti inundačnej sústavy rieky bude prehradenie ramien a ich napájanie cez odberné zariadenie z derivačného kanála podľa požiadaviek, potrebných na dosiahnutie optimálnej produkcie rýb. Technické riešenie (Uhlár, 1990, 1991, Sumbal a Sikora, 1993, Šoltéz a Szolgay, 1993) spočíva v úprave a doplnení pôvodných prehrádzok ramennej sústavy tak, aby sa pri relatívne malej dotácii vody udržali primerané hladiny v celom úseku ramenného systému poniže zdrže po Palkovičovo. V úseku po Gabčíkovo sa jedná o 10 prepážok (A - J). V záujme umožnenia cestnej komunikácie po prepážkach sa stanovený prietok prepúšťa cez potrebný počet dnových priepustí, širokých 1.5 m a vysokých 2.5 resp. 1.5 m. Počet týchto priepustí v jednotlivých prepážkach postupne klesá tak, ako sa mení prietok v dôsledku vsakovania vody (tab. 2). Pri vyšších vodných stavoch sa prietok prevádza aj cez přelivy hrádzok, situovaných zvyčajne v blízkosti priepustí. Výsledky Z hľadiska topografického a technického riešenia sa ľavostranná inundácia pozdĺž derivačného kanála člení na tri viacmenej odlišné časti. Prvú časť predstavuje inundácia medzi odberným objektom p r i o b c i D o b r o h o š ť a p r e h r á d z k o u G ( t . j . l í n i e A, B, C, D, E, F a G). Druhá časť je reprezentovaná úsekom poniže až po vyústenie do koryta Dunaja (Bakanská sústava). Treťou bude zatiaľ nedokončená úprava ramien medzi obcami Gabčíkovo a Palkovičovo. Prvú časť je možné na základe doterajších pozorovaní charakterizovať najväčšou prietočnosťou a tým aj rýchlosťami prúdov vody, ale najmä najvyššou hladinou vody k okoliu. Druhá časť sa vyznačuje nižšími hladinami vo vzťahu k okoliu, menšou rýchlosťou prúdu a väčšími hĺbkami vody. Jej spodný úsek bude periodicky zaplavovaný spätne z koryta Dunaja. Tretia časť, ktorá bude napájaná z pravostranného priesakového kanála, ako aj spätne vzdutými vodami povyše sútoku odvádzacieho kanála s riekou nie je zatiaľ dokončená. 142

Bude najviac pod vplyvom riečnych vodných hladín. Projektované hrádzky napomôžu udržovanie hladín v jednotlivých ramenách. Po úplnom dokončení prehrádzok v prvej polovici tohto roka sa bude vertikálny pohyb hladiny vody riadiť určenou teplotou vody a obdobiami vegetačných rastových vín. V prvom období sa zvýši hladina vody pri 5 až 7 °C pre reprodukciu a odkrm hlavných dravých druhov rýb na obdobie 4 - 6 týždňov. V druhom období pri 14 - 17 C pre reprodukciu kaprovitých druhov rýb. Pohyb hladín bude mať pomalý priebeh, tak aby sa umožn i la m i gr ác i a r ý b na n e re si sk á , sp l av en i e m l ad i r ýb a potravných organizmov späť do ramien. Permanentnou úlohou bude udržovanie spojení medzi ramenami a dočasnými ramenami, aby ryby, ktoré do nich imigrovali ako aj vyliahnutá mlaď n e zo s ta li v n ic h u z av re t é a n e za h yn ul i . Je t o j ed n a z hlavných úloh a funkcií pre udržovanie vysokej reprodukcie a samonosnosti populácii rýb v systéme rieky, starostlivo dodržovaná vo všetkých podunajských krajinách. Nemenej dôležitým bude zamedzenie nízkych vodných stavov v sektoroch na takej výške, aby nedošlo k vytváraniu izolovaných vodných plôch, resp. k prerušeniu kontinuity toku, ktoré by malo za následok prílišné zhusťovanie obsádok rýb, čím by sa okrem iného uľahčil nelegálny výlov rýb. Je to osobitne dôležité v jesennom a najmä v zimnom období, kedy by v dôsledku tvorby ľadu mohlo dôjsť k hromadným úhynom rýb. Stabilný - aj keď znížený - prietok vody zamedzí tvorbe viacerých ľadových pokryvov, ich poklesom, resp. v y l i a t i u vody na ľadovú plochu. Predíde sa tak duseniu rýb, ich priamemu poškodeniu ľadom a nežiaducej pohybovej aktivite na zimoviskách, čo má vždy za následok zvýšenú mortalitu, čo mimochodom bývalo dosť častým javom.

Tab. 1: Priemerné hodnoty výlovu rýb v slovensko - maďarskom úseku Dunaja v t.

143

Diskusia Vzhľadom na všeobecne známu degradovanú štruktúru spoločenstiev rýb v ramenných sústavách Dunaja už pred výstavbou DVD, sa začalo už v roku 1993 s intenzívnym zarybňovaním. Z týchto dôvodov sa kládol dôraz na prevahu starších násad najmä dravých druhov t.j. šťuky, zubáča, sumca a boleňa. Z celkovej sumy 2.2 mil. Sk sa na nákup týchto násad použilo 1.78 mil. Sk. Zostatok sa použil na nákup násad kapra. Zistené maximálne teploty vody ako aj charakter hornej časti ramien poskytujú možnosť rozšíriť druhové spektrum o hlavátku, pstruha i lipňa. Dostatok vody umožní obnoviť už dávnejšie zaniknuté ramená pri obciach Dobrohošť a Vojka (rameno Žofín a i.) a udržovať ich celoročne zavodnené. V súčasnom období na základe doterajších terénnych pozorovaní nie je ešte možné kategoricky odmietnuť navrhované zátopy inundácie, sú však vážne výhrady ku všetkým ich variantom. Výhrady je možné zhrnúť najmä do týchto faktov: Záplavy sú stanovené na veľmi krátke obdobie - 128 hodín. Chýba exaktné stanovenie ich začiatku a ich opakovania. Stúpanie a klesanie hladín je veľmi rázne. Doba zátopy je krátka z hľadiska neresu rýb, odkrmovania mladi a produkcie potravných zdrojov. V závažnej miere by spôsobovalo vyplavovanie mladi a násad z jednotlivých sektorov a tým hospodárske straty pri možnom polointenzívnom systéme chovu rýb. Preto opakované, krátke zátopy treba na základe súčasných dát a poznatkov nahradiť stanovenými prevádzkovými hladinami pre jednotlivé sektory a časové obdobia tak, aby v produkčnom období roka b o l i hladiny vyššie a mimo neho nižšie, pri zohľadnení všetkých doteraz uvedených charakteristík a požiadaviek na dosiahnutie optimálnej reprodukcie rýb, produkcie lesa a bezpečného prejazdu na prielivoch jednotlivých prehrádzok. Na základe doterajších výsledkov o hladinách podzemných vôd nie je potrebné zavlažovať ani lesné porasty povrchovým zaplavováním. Pre sledovanie migrácii rýb v tangovanom úseku rieky Dunaja a jeho inundácie bude vypísaný súbeh s patričným f i nančným krytím na jeho realizáciu. Nové usporiadanie ramenných sústav ponúka tiež možnosť efektívnych vkladov do rybárstva a chovu rýb v nich najmä v smere aplikácie vhodných druhov, počtu a veľkosti násad rýb, ochrany a lovných z a r i a d e n í . ktoré spoločne s pozitívnym pôsobením pripravovaného nového zákona o rybárstve môžu zabezpečiť vyššiu úroveň a celkový prínos rybárstva v slovenskej časti rieky Dunaja. Literatúra Sumbal, J . , S i kôra, A., 1993: Možnosti udržiavania ekologicky prípustného hladinového režimu v ľavostrannej ramennej sústave Dunaja po uvedení VE Gabčíkovo do prevádzky. In: Zborník z medzinárodnej konferencie: Sústava vodných diel Gabčíkovo - Nagymaros: zámery a skutočnosť. 7 - 9 . septembra 1993, s. 261 - 268. Šoltéz, A., Szolgay, J . , 1993: Hydrologické a energetické kritériá regulácie vodného režimu v priečnej zóne Dunaja. In: Zborník z medzinárodnej konferencie: Sústava vodných diel Gabčíkovo - Nagymaros: zámery a skutočnosť. 7 - 9. 145

septembra 1993, s. 99 - 104. Uhlár, I., 1990: Dunaj- úprava ľavostranného inundovaného územia v roku 1812 - 1840. Úvodný projekt. Zásady manipulácie na objektoch. Hydroconsult, Technická správa,Bratis ava. U h l á r , I , 1991 SVD Gabčíkovo - Nagymaros: uvedenie VD Gabčíkovo do prevádzky dočasným riešením. Technická správa. Hydrokonsult bratislava !

Adresa autora: A. Kirka, Olivová 44, 831 01 Bratislava 146

SOUČASNOST A PERSPEKTIVA ICHTYOCENÓZ V ŘECE LABI J. VOSTRADOVSKÝ Úvod Českému úseku řeky Labe byla v posledních desetiletích věnována poměrně malá pozornost. Převážná část toku byla silně znečištěna a teprve možnost užší spolupráce s Německem umožnila zkoumat řeku podrobněji, z různých aspektů. V letech 1991 - 1993 probíhal výzkum řeky v rámci vládou schváleného "Projektu Labe". Jeho součástí byl i výzkum ichtyocenózy z hlediska poznání druhového spektra ryb a početního zastoupení jednotlivých druhů, s cíJem možnosti revitalizace toku a rehabilitace rybí obsádky v letech příštích. Získaný materiál ryb byl zkoumán i z hlediska kontaminace cizorodými látkami, posouzeny byly i senzorické vlastnosti zde žijících ryb. Tyto výsledky jsou předmětem jiného příspěvku předneseného na této konferenci. Použité metody Průzkum druhové d i verzi ty byl prováděn na českém úseku řeky mezi říčním km 1.5 (tj. od státní hranice s Německem) až po km 316.8 (nádrž Bílá Třemešná). Odlov ryb byl prováděn pomocí tzv. elektrického hlubinného agregátu, umístěného na lodi, vždy v podjezí a nadjezí na 31 vybraných úsecích. Proloven byl obvykle úsek 500 m - 1 km dlouhý, na pravém i levém břehu řeky. Ulovené ryby byly druhově determinovány a jednotlivé druhy spočítány. Vybrané druhy a velikosti byly podrobeny dalšímu vyšetření (je obsahem jiného příspěvku). Výsledky a diskuze Řeka Labe náleží mezi nejvíce postižené řeky v Evropě. Na současných poměrech v ichtyocenózách se negativně projevuje více negativních antropogenních faktorů (1,2). Vedle kanalizace toku (včetně důsledku intenzivní lodní dopravy) patří mezi nejzávažnější znečištění řeky různými látkami organické a anorganické povahy. Výzkum různých faktorů prováděný v rámci "Projektu Labe" mnoha institucemi (např. výzkum sedimentů) prokázal vysoké koncentrace různých kovů a d a l ších např. specifických organických látek pod bodovými zdroji znečištění. Arsen ve vysokých koncentracích byl zjištěn pod odkalištěm elektrického popílku (Opatovice), s t ř í b r o pod Hradcem Králové, rtuť v koncentracích několikanásobně převyšujících vysoké hodnoty zjišťované z jiných českých l o k a l i t (v Labi např. pod Č e l á k o v i c e m i ) , kadmium pod Pardubicemi, olovo a zinek pod Opatovicemi, Čelákovicemi, Ú s t í m nad Labem atp. Stupeň zatížení řeky, obsah cizorodých látek organické povahy obsažených ve vodě a v sedimentech se v d é l c e toku řeky mění (podobně je tomu i u specifických organických l á tek), téměř vždy je však zřejmá shoda s bodovým zdrojem znečištění (zdrojem kontaminace). Stupeň zatížení řeky se projevuje výrazně i na p ř í t o m nosti ryb (druhovém složení a jejich celkové početnosti) a jejich kontaminaci (3,4). Pro řeku je charakteristické nepravidelné střídání zón s o d l i š n o u druhovou strukturou ichtyocenózy, se zřejmou s o u v i s l o s t í s intenzitou zdroje znečištění. Užši druhové spektrum je patrné v jezových zdr147

ž í ch ( na d zd y mad l y) , na p r. v e S t ře k ov sk é ná d rž i . Na op a k v torentilních úsecích pod jezy a zdymadly je charakteristické nejen širší druhové spektrum, ale i celkově vyšší početnost všech přítomných komponentů. Na třiceti úsecích (z celkových 31) převažují zástupci z čeledi ryb kaprovitých, kromě nedávno revitalizovaného horního Labe u Verdeku nad Dvorem Králové, kde převažují ryby lososovité s p o lu s okounem. Počet zjištěných druhu ryb na jednotlivých úsecích kolísal mezi pěti (nadrž Střeliv až dvaceti druhy (pod Střekovem) Na horním, st ř edním a d o l n í m českém toku Labe t v o ř i l y v průměru p l o t ice 40 - 55 %, ostatní kaprovité druhy ryb 4 1 - 5 1 %, dravé druhy ryb 1 - 8 % (víz obr. 1). Z t ř í l e t ý c h sledování na dolním českém Labi (mezi Střekovem a hranicí s Německem) se nejvýrazněji se opět up latnila v úlovcích ploti c e (40.6 % ), ce jn velký (14.3 %), ouklej (13 %) , okoun (5 %), parma (4.3 %) , candát (3.8 %), jelec tloušť (3.8 %) , cejnek malý (3.2 %) , hrouzek (3.2 %), jelec proudník (2.7 %) , jelec jeseň (2.3 %) , sumeček americký (1.1 %) , ostatní druhy ryb nedosahují 1 %. Opakovaně byla v letech 1991 - 1993 věnována pozornost torentilním ú s e k ů m u Malého Března a Dolního Žlebu, kde se uvažuje s výstavbou dalších plavebních stupňů. Tyto úseky prokazují určitou stabilitu nejen v druhovém složení ryb, ale i v rostoucí přítomnosti typických reofilů (parma, jelec jeseň, podoustev nosák), kteří se stávají postupně dominantními. Tato situace je příznivá z hlediska uvažované obnovy originální labské ichtyocenózy (úsek není kanalizován). Na středním a horním Labi (mimo pstruhového pásma) se vedle dominantního postavení plotice uplatňují na dalších pozicích především ouklej, cejn velký a cejnek malý. Pokud se týká perspektivy lze očekávat v nejbližších letech postupné zlepšování kvality vodního prostředí po uvedení do provozu velkých čistíren odpadních vod (Semtín - Pardubice, Kolín, Hradec Králové). Podobný vývoj lze předpokládat i na přítocích (zlepšování kvality vody ve Vltavě, Ohři a dalších významnějších tocích). J i ž dnes lze tento vývoj potvrdit s ohledem na rychle rostoucí početnost candáta a některých reofilních druhů ryb, na návratu kraba vlnoklepetého až ke Střekovu apod. Pokud bude zprůchodněno vodní dílo Gesthacht (nad Hamburkem) lze očekávat i příchod některých tažných druhů ryb na naše území (včetně lososa). J i ž dnes německé ekologické i n i c i a t i v y se shodují v názorech na návrat lososa do Labe do roku 2000. Naše rybí přechody na Labi jsou méně vhodné stavby, někde nebyly při generálních opravách jezů již ani obnoveny (Obří ství), jinde byla do nich svedena městská kanalizace (Kolín), vestavěny l i m n i g r a fy apod. S ohledem na nové přístupy k ekologii mohou obnovené či vylepšené rybí přechody přispět však i k lokálním migracím domácích ryb. Někde mohou být vodní d í l a na této řece zprůchodněna i prostřednictvím vorových či štěrkových propustí. V každém případě však musí být na Labi situace i dále pečlivě sledována. Návrat více jak 3000 ha říční plochy pro rybářství si to jistě zaslouží. 148

Souhrně celkový počet zjištěných rybích druhů na českém úseku Labe v rámci "Projektu Labe" mezi roky 1991 - 1993 dosahuje počtu 32 druhů. V roce 1993 byl pod hrází Střeková uloven jeseter (druhově neurčen) a lze předpokládat výskyt dalších 3 - 6 druhů ryb (tolstolobce, tolstolobika, amura, dvou síhů - marény a peledě, koljušky tříostne), čímž by počet rybích druhů obývajících naše Labe dosáhl 39 druhů. Ve sledování dalšího vývoje ichtyofauny Labe je nutné pokračovat i v příštích letech. Současně je žádoucí prověřit funkčnost stávajících komůrkových rybích přechodů, vorových a štěrkových propustí a zvážit výstavbu nových stupňů mezi Střekovem a státní hranicí. V posledním případě jde o úsek řeky, který svým charakterem se nejvíce blíží původní řece a Je typickým biotopem pro celou řadu původních reofilních rybích druhů. Zároveň se jedná o úsek, kam mohou bez zábran případně vystoupit tažné ryby z německé části Labe.

Podíl plotice, ost.kaprovitých, dravých a ost. druhů na ichtyocenóze Labe

149

Literatura Punčochář, P., 1993. Základy biomonitoringu a sledování kontaminace biomasy organismů v Labi. VÚV Praha, Projekt Labe: 1-54. Vostradovský, J., Pivnička, K., Čihař, M., Poupě, J., 1992. Species diversity, abundance, biomass and fishing in Elbe river and its tributaries Acta Environmentalica. Vostradovský, J., Svobodová Z., 1992: gegenwartige Stand der Ichthyocenosen und ihre Belastung durch Fremdstoffe. In 4. Megdeburger seminar. Die Suituation der Elbe:131-138 Vostradovský, J., 1993. Ichtyocenozy reky Labe ve vztahu k cizorodým látkám. Etapová zpráva VÚV - Projekt Labe: 1 - 57.

150

RYBA - INDIKÁTOR STAVU ZATÍŽENÍ POVRCHOVÝCH VOD Z. SVOBODOVÁ Ryba - rybi maso - je významnou a z hlediska zdrávi člověka velmi doporučovanou potravinou. Vedle tohoto faktu stále více do popředí vystupuje význam ryb jako bioindikátorů stavu vodního prostředí. Přesvědčují nás o tom nejen práce významných vědeckých pracovníků (ichtyologů, ichtyopatologů, ichtyotoxikologů aj.), ale i běžná praxe rybáře, veterinárního lékaře, hygienika, ekologa a vodohospodáře. Ryby jsou velmi úzce spjaty s vodním prostředím, citlivě reagují na jeho změny, a tím spolehlivě indikují jak havarijní, tak dlouhodobé znečištění povrchových vod. V případě havarijního znečištění, kdy látka nebo směs látek dosahují letálních koncentrací, ryby hynou. V případě havarijního úniku odpadních vod s vysokým obsahem organických látek (odpadní vody komunální, ze zemědělství, z potravinářského průmyslu) dochází k úhynu ryb sekundárně, tj. vlivem deficitu rozpuštěného kyslíku. Havarijní znečištění povrchových vod ropou nebo ropnými produkty ve většině případů nezpůsobuje úhyn, ale má za následek výrazné poškození senzorických vlastností ryb (Mníšek, Havránek a Koktavý 1987). Od roku 1967 jsou vždy za určitá období prováděna spolu s pracovníky Státních veterinárních ústavů statistická vyhodnocení příčin havarijních úhynů ryb. Ve všech hodnocených obdobích je na prvém místě jako příčina úhynu uveden deficit kyslíku spolu s intoxikací amoniakem (cca 30%), na druhém místě deficit kyslíku (cca 20%) a na dalších místech s nižšími procenty výskytu ostatní příčiny (vždy pod 10%). V 60. a 70. letech byly častou příčinou otrav ryb pesticidy, v současné době se s touto příčinou setkáváme velmi ojediněle. Naproti tomu velmi časté jsou havarijní úhyny ryb v důsledku intoxikace chlorem, hliníkem apod. Mezi nejzajímavější případy úhynu ryb v důsledku náhlé změny jejich životního prostředí patří: - otrava tržních kaprů na sádkach v Blatné a otrava pstruhů na řece Svitavě pod Adamovem kyanidy (charakteristická byla velmi rychlá regenerace stavu - zotavení tržních kaprů po přenesení do čisté vody a zotavení pstruhů po úniku toxické vlny) - otrava ryb v rybníce v Semicích na Písecku pesticidem Zeazinem 50 - účinná látka atrazin (charakteristická byla pří tomnost transudátu v dutině tělní uhynulých ryb; diagnóza byla provedena průkazem atrazinu v játrech a ve svalovine ryb) - otrava ryb volným chlorem na řece S k a l i c i pod sádkami v Čimelicích, kde byla prováděna desinfekce (byla zjištěna silná hyperemie až krvácení ze zaber) - otrava ryb fenoly na řece Otavě pod Horažďovicemi (diagnó za byla stanovena průkazem fenolu v kůži a ve svalovine uhy nulých ryb) - úhyn ryb v řece Blanici v důsledku poškození desinfekčním louhem z nemocnice Prachatice (charakteristické bylo silné hlenění na kůži a na vnitřní straně skřelí, hlen byl vodnaté konzistence, krvácení ze zaber) - otrava tržních kaprů amoniakem na rybníce Dřemliny při vý151

lovu (diagnóza byla provedena průkazem vysoké hladiny amoniaku v krevní plasmě - 1533 µg N-amoniaku ve 100 ml séra u ryb s klinickými příznaky intoxikace a její pokles na 203 µg amoniaku ve 100 ml séra za 24 hod po zotavení ryb) - otrava párem obecných sloučeninami hliníku v řece Teplé v Karlových Varech (hlinitý kal, který unikl z úpravny pitné vody Březová se pohyboval při dně řeky, tím byl vysvětlen úhyn párem a nikoliv ryb lososovitých, které si hledají pot ravu při hladině: obsah h l i n í k u v žábrách uhynulých parem byl zhruba 500 vyšší ve srovnání s kontrolními rybami - úhyn tržních kaprů v důsledku působeni železa, h l i n í k u a nízkého pH na rybníce v Klučenicích (žábry ryb byly masiv ně pokryty nerozpustnými sloučeninami železa a hliníku a chomáčky železitých bakterií; v žábrách těchto ryb byl ob sah železa 12krát a obsah hliníku 92krát vyšší ve srovnání s kontrolními rybami). Ve všech těchto a samozřejmě v celé řadě dalších případů sehrály ryby roli významného bioindikátoru stavu vodního prostředí. Dovolím si tvrdit, že bez zjištěného úhynu nebo změn na rybách by v těchto a v řadě dalších případů nebyla znečišťující vlna vůbec zaregistrována. Zvláštním případem havarijního znečištění byl případ úniku Deloru 103 (účinná látka PCB s nižším obsahem chloru) z obalovny drti v Rožmitále pod Třemšínem do řeky Skalice v roce 1986. Tehdy nedošlo k úhynu ryb a ani k negativnímu senzorickému ovlivnění svaloviny. Situace byla daleko složitější, následky této havárie stále přetrvávají a není možno ani v současné době stanovit prognózu. Hlavní roli v celém komlexu sledování řeky Skalice sehrály a sehrávají právě ryby jako nejvýznamnější indikátor zátěže vodního prostředí polychlorovanými bifenyly. Akumulační koeficient PCB u ryb je velmi vysoký, pohybuje se v rozmezí 10 - 10 . Na rozdíl od teplokrevných živočichů biodegradační potenciál PCB u ryb je velmi nízký. Ryby dobře odrážejí spektrum PCB, kterému byly a dále jsou vystaveny (ze sedimentů dna řeky Skalice). Nejvhodnějším bioindikátorem jsou v tomto případě ryby s vysokým obsahem tuku (např. úhoř říční s obsahem tuku ve svalovine 20 - 30%). Ryby jsou rovněž významným bioindikátorem dlouhodobého (trvalého nebo periodicky se opakujícího) znečištění povrchových vod. Toto znečištění v subletálních koncentracích negativně ovlivňuje zejména: - reprodukci, embryonální a larvální vývoj ryb (řada druhů ryb by dnes bez umělé reprodukce a odchovu raných vývojových stadií již neexistovala nebo byla silně omezena, na sledova ných lokalitách se to projevuje úbytkem nižších věkových ka tegorií) - druhové složení rybích obsádek (projevuje se to především úbytkem citlivějších druhů; jako příklad je možno uvést roz dílné druhové složení rybí obsádky ve Vltavě nad Prahou před soutokem s Berounkou a ve Vltavě pod Prahou, kde prakticky převažují 3 druhy - plotice, jelec tloušť a jelec proudník, Vostradovský 1992) - senzorické vlastnosti svaloviny ryb (znečištění ropou, ropnými produkty, chlorfenoly a dalšími látkami se projevuje zhoršením vůně a především chuti svaloviny a dalších jedlých podílů, příkladem je výsledek získaný při degustaci cejna 152

velkého z řeky Labe nad a pod Pardubicemi - počet bodů získaných v lokalitě nad Pardubicemi je 54.7, pod Pardubicemi 20.8) - hygienickou kvalitu masa a jedlých podílů ryb, a to kumu lací různých polutantů (nejvýznamněji se v rybách kumuluje rtuť a další kovy, PCB a další perzistentní chlorované uhlo vodíky, triaziny apod., podle obsahu polutantů v tkáních ryb je možno usuzovat na zatížení sledovaných lokalit, napr. silné zatížení rtutí je zjišťováno v údolní nádrži Skalka u Chebu, zvýšené zatížení PCB v řece Skalici, v řece Vltavě pod Prahou, na většině lokalit reky Labe a na rybníce Tova ryš u Milevska; hodnoty reziduí u ryb z těchto lokalit přek račují nebo se pohybyj í na úrovni platných hygienických l i mitů) - zdravotní stav ryb (vlivem dlouhodobého znečištění po vrchových vod se snižuje úroveň nespecifické imunity ryb a zvyšuje se jejich náchylnost k onemocnění: z praxe je zná ma řada případů znečištění a následného onemocnění ryb, např. pstruhařství Žichovice - splachy s částečkami j í l u a následná flexibakterióza plůdku pstruha duhového, rybník Knížecí ve Lnářích - deficit kyslíku v důsledku znečišťování rybníka vodami z nefunkční čističky odpadních vod a následná chilodonelóza násady kapra, rybník v Telči - deficit kyslíku v důsledku znečištění zemědělskými odpadními vodami v zimním období a v jarním období jarní viremie kaprů, deficit kyslíku v po kusném rybníčku v červnu a následná branchiomykóza generač ních sumců, organické znečištění pstruhových toků v Letním období a následná furunkulóza lososovitých, zvýšená eutrofizace stabilizačních rybníků a následná toxická nekróza zaber kaprů apod.) Zpětně je možno na základě popsaných změn ve stavu rybí obsádky usuzovat na druh a míru znečištění různých lokalit povrchových vod. Některé změny indikují znečištění obecně (změny ve věkovém a druhovém složení rybích obsádek), jiné indikují znečištění konkrétními polutanty (především rezidua polutantů ve tkáních ryb). V posledních 20. letech se velmi intenzivně rozšířilo tzv. chemické monitorování a kontrola znečištění povrchových vod. Pomocí chemických analýz jednotlivých složek vodních ekosystémů jsou sledována rezidua polutantů a na základě těchto výsledků je hodnocen stav jednotlivých lokalit. Ze složek vodního ekosystému jsou k analýzám využívány zejména sedimenty dna (na rybnících a údolních nádržích), zoobentos a nárosty,(především na tekoucích vodách) a především ryby. K indikaci zatížení lokalit rtutí jsou ana Lyžovány ryby dravé jako konečný článek potravního řetězce, v případe jejich absence parma obecná jako ryba bentofágní. K indikaci zatížení lokalit polychlorovanými bifenyly a d a l š í m i perzistentními chlorovanými sloučeninami jsou využívány ryby s vysokým obsahem tuku (např. úhoř říční). K opakované kontrole hodnot reziduí polutantů jsou na jednotlivých řekách či údolních nádržích určeny tzv. indikátorové druhy, většinou jde o druhy nejrozšířenější. Např. na českém a německém úseku Labe je to cejn velký, na řece Moravě jelec tloušť atd. Ukazuje se, že nejvýznamnějšími indikátory stavu zatížení ekosystému povrchových vod jsou ryby. 153

V současné době se vedle chemického monitorování a kontroly začíná využívat tzv. biologicky monitoring a kontrola stavu zatížení ekosystému povrchových vod. Tento monitoring a kontrola mají na jedné straně některé výhody, na druhé straně však řadu úskalí, zejména u vodních organismů. Výhodou biologických a biochemických indikátorů kontaminace ("biomarkerů") je jejich schopnost vypovídat o v l i v u znečištění v celém jeho komplexu, se všemi synergistickými a antagonistickými v l i v y mezi jednotlivými znečišťujícími komponenty. Toxické látky v s u b l e t á l n í c h koncentracích způsobují změny hodnot hematologických , biochemických ukazatelů . ukazate1ů nespecifi cké imunity, vyvolávají patologickoanatomické a zejména histologickopatologické změny tkání ryb. Tyto změny ("biomarkery") by mohly být využity k posouzení stavu zatížení jednotlivých lokalit povrchových vod. Avšak u ryb existuje tak široké rozmezí fyziologických hodnot hematologických a biochemických ukazatelů ovlivněné druhem, věkem, pohlavím, ročním obdobím atd., že prakticky v terénu nelze odlišit, zda se jedná o změny fyziologické nebo o změny vyvolané působením různých polutantů. Jsou proto hledány takové biomarkery, které by intenzivně odrážely vliv znečišťujících látek a pritom by výrazně nepodléhaly fyziologickému kolísání. V posledním období se začínají využívat a testovat následující biomarkery zachycující stav zatížení jednotlivých lokalit: - histologickopatologické změny parenchymatózních orgánů ryb (toto vyšetření je využíváno u ryb z tekoucích vod a z údol ních nádrží; v rámci Projektu Labe bylo jako doplněk k pro váděnému chemickému monitoringu - Groch a Svobodová 1993) - stanovení hladiny methemoglobinu v krvi ryb (metodiku sta novení u ryb modifikovala Paláčková 1986; metodika je využí vána při hodnocení zatížení ekosystému povrchových vod orga nickými látkami a dusitany) - stanovení kolagenu v páteři ryb (metodika stanovení u ryb modifikovali manželé Jeneovi z HAKI Szarvas, po působení to xických látek dochází ke snížení obsahu kolagenu v páteři ryb) - test mikrojader (MNT) - jednoduchá metoda ke stanovení genotoxicity (pozitivní test mikrojader byl po působení aflatoxinu B-. , PCB, benzpyrenu, benzidinu, odpadní vody z papí ren a další; o rozpracování metodiky MNT se zasloužil prof. Smetana 1993, MNT u ryb u nás používá Flajšhans 1993) - stanovení aktivity rybích jaterních cytochromů P450, u ryb především formy P450IA (rybí jaterní cytochromy jsou induko vány 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxinem, strukturně pří buznými aromatickými látkami ze skupiny polychlorovaných bi fenylů, polycyklických aromatických uhlovodíků a některými dalšími xenobiotiky; u nás tyto metodiky rozpracovává a k hodnocení zatížení různých lokalit povrchových vod využívá Machala 1993) - hodnocení ukazatelů nespecifické odolnosti ryb (po působe ní toxických látek dochází u ryb ke snížení nespecifické odolnosti; hodnocením těchto vlivů se zabývá celá řada auto rů, především Dunierová 1993; zatím jsou tyto vlivy studová ny převážně v experimentálních podmínkách). 154

Jednou z významných metod biologického monitoringu je využití ryb ke kontinuální kontrole kvality vody. Ryby pro kontrolu kvality zdroje vody se nasazují na prítoku pred vlastním objektem, ve kterém je tato voda využívána (k chovu, k vodárenské úpravě apod.)- Na řadě vodáren (napr. již dlouhodobě na vodárně v Praze - Podolí) je tato signalizace využívána tak, že nádržemi s rybami pod trvalou kontrolou probíhá část vody přiváděné ke zpracování. Nejvhodnější pro tyto účely jsou lososovité ryby vzhledem k jejich vysoké citlivosti k toxickým látkám. Kromě toho je využívána i metoda kontroly kvality vody a prostředí na tekoucích vodách. K tomuto účelu je většinou používán plůdek kapra, který je nasazován do speciálních klecí. Klece se situují na různých lokalitách tak, aby pokusné ryby měly prístup i k potravním zdrojům dna. Umísťují se v klidných partiích řeky, aby nedocházelo k oslabování ryb vynuceným plaváním proti proudu. Za takovýchto podmínek mohou zde být ryby drženy a pozorovány i několik týdnů (Adámek 1992). V závěru příspěvku o využití ryb jako bioindikátorů stavu zatížení povrchových vod je potřeba upozornit na Nařízení vlády ČR č. 171/1992 Sb.,jímž se stanoví ukazatelé přípustného stupně znečištění vod. Součástí hodnocení Ukazatelů II je: - bod 2 - normální život ryb pstruhovitých ve vodárenských tocích a kaprovitých - bod 9 - stav povrchových vod, při němž nedochází v důsled ku škodlivého působení látek ke snížení produktivity vodního ekosystému, ani k závažnému zúžení druhového spektra vodních organismů. Produktivita vodního ekosystému se hodnotí nepřímými metodami, z nichž jednou může být zhodnocení vývoje jiker v prvních 24 hodinách po oplození. Druhové spektrum, abundance a biomasa vodních organismů (ryb) se stanoví metodami podle Holčíka a Hensela (1972). Celkově lze konstatovat, že ve všech typech ekosystémů povrchových vod jsou ryby nejvýznamnějším indikátorem stavu jeho zatížení. Samozřejmě však ryby nejsou jediným indikátorem stavu zatížení, ale je řada dalších významných indikátorových složek, např. na tekoucích vodách zástupci bentosu - pijavky, v rybnících a v údolních nádržích sedimenty dna atd. Při posuzování stavu zatížení povrchových vod musí být využívány všechny významné indikátorové složky, avšak koneč ný závěr o stavu sledované lokality by nemohl být vysloven bez podrobného vyšetření ryb. Literatura u autora

Adresa autora: Z. Svobodová, 389 25 Vodňany

Výzkumný

ústav

rybářský a hydrobiologický, 155

MONITORING POLUTANTÚ V RYBÁCH Z RŮZNÝCH LOKALIT ŘEKY LABE A JEHO PŘÍTOKŮ B. VYKUSOVÁ, Z. SVOBODOVÁ, V. PIÁČKA, J. MÁCHOVÁ Souh rn V letech 1991-1993 byl v rámci "Projektu Labe" prováděn monitoring vybraných l o k a l i t řeky Labe. Z výsledku vyplývá, ze ryby z l o k a l i t Neratovice nad a pod jezem, pod Pardubice mi a Čelákovicemi jsou nejméně p ř í z n i v ě hodnoceny z h l e d i s k a senzorických vlastnosti s v a l o v i n y , z a t í m c o ryby z lokalit nad Pardubicemi, Lovosice, Vaňov Jizera Otradovice mají hodnocení nejpříznivější hodnocení l o k a l i t y Labe-Opatovice, nad a pod Pardubicemi, Jizera-Otradovice a B í l i n a je možno považovat za poměrně málo zatížené rtutí, zatímco ostatní sledované l o k a l it y ŕe k y L a be l z e p o va ž o va t z a v ý ra z n ě z a tí ž en é r t u t i . V některých vzorcích vod a svalovine ryb z řeky Labe byla prokázána rezidua triazinových derivátů, především atrazinu.

Úvod V letech 1991-1993 v rámci Projektu Labe prováděli pra covníci oddělení vodní toxikologie a nemocí ryb Výzkumného ústavu rybářského a hydrobiologického rozsáhlý monitoring polutantů v rybách z různých lokalit (obr. 1) řeky Labe a v lokalitě Jizera-Otradovice. Do předkládaného příspěvku byly zařazeny i výsledky částečného monitoringu řeky Bíliny. Vzhledem k limitovanému rozsahu příspěvku se autoři rozhodli neuvádět metodické postupy použité při sběru materiálu a vy hodnocování výsledků a případné zájemce odkázat na své před chozí práce (např. Svobodová a kol., 1993a, 1993b, 1993c, 1993d, 1994). Z téhož důvodu jsou i další části příspěvku pojaty velmi stručně. Výsledky a diskuse: 2. Senzorické vlastnosti svaloviny ryb z reky Labe a Jizery Na základě výsledků subjektivního hodnocení chuti a vůně svaloviny dravých i nedravých druhů ryb lze uvést následující pořadí sledovaných lokalit řeky Labe a Jizery: nejméně příznivé hodnocení získaly ryby odlovené v lokalitě Neratovice (nad a pod jezem) a v lokalitě Pardubice-pod městem. Následovaly ryby z lokalit Čelákovice, Kolín (pod i nad městem), Ústí nad Labem (pod městem), Hřensko, Děčin, Opatovice, Račice. Nejlépe byly hodnoceny ryby z lokalit Pardubice-nad městem, Lovosice, Vaňov a z řeky Jizery v Otradovicích (obr. 2). Velmi výrazné rozdíly byly zaznamenány u ryb odlovených nad a pod Pardubicemi. Úsek Labe ležící nad městem Pardubice lze považovat za poměrně málo zatížený polutanty, kdežto úsek pod Pardubicemi patří mezi silně zatížené. Z toho je patrné, že Pardubice je nutno považovat za významného znečišťovatele řeky Labe. Podrobné hodnocení senzorických vlastností masa ryb ze sledovaných lokalit je uvedeno v práci Svobodové a kol. (1994).

156

2. O b s a h c e l ko v é r t ut i v ry b á ch z ř e k L a b e , J i ze r a a B í l i n a

Na obsah celkové rtuti bylo ve sledovaných lokalitách analyzováno 1231 kusů dravých i nedravých ryb. Pri posuzování získaných hodnot se vychází z jejich porovnání s platnými hygienickými limity (0.6 mg.kg" pro dravé druhy ryb a 0.1 mg.kg pro nedravé druhy ryb). Obecně je možno konstatovat, že dravé druhy ryb téměř ve všech sledovaných lokalitách mají vyšší obsah rtuti ve svalovine ve srovnání s nedravými rybami (obr. 3 a 4). Pritom je hygienický limit obsahu celkové rtuti ve svalovine překračován u bolena dravého ve všech případech, naopak sumeček americký a lososovité ryby limitu vyhovují. U ostatních dravých druhů z lokalit Labe-Opatovice, Pardubice nad a pod městem, Jizera-Otradovice a Bílina jsou hodnoty obsahu celkové rtuti pod hygienickým limitem. V ostatních lokalitách (Labe-Kolín nad městem až Hřensko) je ve většině případů tento l i m i t překračován. Hygienický limit ve svalovine nedravých druhů ryb odlovených ze sledovaných lokalit je překračován prakticky ve všech případech. Ojediněle na lokalitách Labe-Opatovice, nad a pod Pardubicemi a v řece Bílině jsou zjišťovány hodnoty obsahu celkové rtuti vyhovující limitu. Z dosud provedeného šetření a vzájemného porovnání výsledků v jednotlivých lokalitách vyplývá, že lokality LabeOpatovice, nad a pod Pardubicemi, Jizera-Otradovice a Bílina je možno považovat za poměrně málo zatížené rtutí. Všechny ostatní sledované lokality řeky Labe v úseku K o l í n nad městem až po Hřensko je možno považovat za výrazně zatížené rtutí. Celková situace je zachycena na obr. 4 na p ř í kladu cejna velkého (významný indikátor nedravých druhů, nejpočetněji zastoupený) a na obr. 3 (okoun ř í č n í , nejpočetněji zastoupená dravá ryba). 3. Rezidua triazinů ve vodě a v rybách řek Labe, Jizera a Bílina Rezidua triazinů byla stanovována ve vodě a v tkánich ryb (svalovina, játra, gonády) ze všech sledovaných l o k a l i t řeky Labe, Jizery a Bíliny. Analyzovány byly směsné vzorky z jednotlivých druhů ryb vyšetřovaných na obsah celkové rtuti . Koncentrace triazinů ve vzorcích vody odebraných z řeky Labe a jeho přítoků v roce 1991 byla s výjimkou jednoho případu nižší než mez detekce. Pouze ve vzorku vody v lokalitě Labe - Čelá kovi ce byl dete ková n simazin v k o ncentrac i 0.0017 jig.l"" . Také hodnoty reziduí triazinů v tkáních ryb byly ve všech případech (Labe - Opátovice, Labe - Čelákovice, Labe v úseku Ústí n. L. - Hřensko, J i z e r a - Otradovice) pod mezí detekce jednotlivých derivátů. V roce 1992 byla snížena mez detekce jednotlivých t r i azinových derivátů v biologickém m a t e r i á l u . P ř i analýze vzorků vody a vzorků svaloviny ryb b y l a celá řada p o z i t i v ních nálezů především reziduí atrazinu. Rezidua ostatních triazinových derivátů nebyla ve vzorcích vody a svaloviny ryb detekována. Ve vzorcích vody byly následující p o z i t i v n í nálezy atrazinu (v µ g.l ): Labe nad Pardubicemi 0.104, pod Pardubicemi 0.212, Děčín-přístav 0.088, Hřensko 0.084. 157

Rezidua atrazinu byla prokázána ve svalovine ryb z následuj ícich lokalit řeky Labe: nad Pardubicemi, pod Pardubicemi, nad Děčínem, Děčín řeka, Děčín přístav a Hřensko. V ostatních vzorcích vod a ryb z řeky Labe nebyla rezidua atrazinu detekována. Po zvýšení citlivosti analytického postupu a snížení meze detekce stanovení triazinových derivátů byla u řady vzorků vody a ryb odebraných z řeky Labe v roce 1992 nalézána rezidua atrazinu. Toto velmi závažné zjištění, zejména pokud se týká nálezů reziduí atrazinu ve svalovine ryb, by mělo být zohledněno při rozhodování o dalším použití triazinových herbicidů. Závěry Nejméně příznivě z hlediska senzorických vlastností svaloviny jsou hodnoceny ryby z lokalit Neratovice nad a pod jezem, pod Pardubicemi a Čelákovice (svědčí o zatížení uvedených lokalit např. fenoly, ropou, ropnými produkty, příp. některými dalšími organickými látkami). Nejlepší hodnocení získaly ryby z lokality nad Pardubicemi, Lovosice, Vaňov a Jizera-Otradovice. Lokality Labe-Opatovice, nad a pod Pardubicemi, Jizera- Otradovice a Bílina je možno považovat za poměrně málo zatížené rtutí, zatímco ostatní sledované lokality řeky Labe (od Kolína po Hřensko) lze považovat za výrazně zatížené rtutí. V některých vzorcích vod a svalovine ryb z řeky Labe byla prokázána rezidua triazinových derivátů, především atrazinu.i Literatura Svobodová, Z., Vykusová, B., Máchová, J., Bastl, J. Hrbková, M., Svobodník, J., 1993a. Monitoring cizorodých látek v rybách z řeky Jizery v lokalitě Otradovice. Bull. VÚRH Vodňany, 29(1), s. 28-42. Svobodová, Z., Vykusová, B., Máchová, J., Bastl, J. Hrbková, M., Svobodník, J . , 1993b. Monitoring cizorodých látek v rybách z řeky Labe v lokalitě Čelákovice. Bull. VÚRH Vodňany, 29(2), s. 47-61. Svobodová, Z., Vykusová, B., Máchová, J., Bastl, J., Hrbková, M., Svobodník, J., 1993c. Monitoring cizorodých látek v rybách z řeky Labe v úseku od Ústí nad Labem po Hřensko. Bull. VÚRH Vodňany, 29(3), s. 79-100. Svobodová, Z. , Vykusová, B. , Máchová, J. , Pi áčka, V. , Bastl, J., Hrbková, M., Svobodník, J., 1993d. Monitoring cizorodých látek v rybách z řeky Bíliny. Bull. VÚRH Vodňany, 29(4), s. 123-132. Svobodová, Z., Vykusová, B., Piačka, V., Máchová, J., Vostradovský, J., Pečená, M., Kočová, A., 1994. Senzorické vlastnosti svaloviny ryb z řeky Labe a Jizery. Bu ll. VÚRH Vodňany, 30(1), s. 13-20.

Adresa autorů: B. Vykusová, Z. Svobodová, V. Piačka, J. Machová, ústav rybářský a hydrobiologický, 389 25 Vodňany 159

Výzkumný

SLEDOVÁNÍ

REZIDUÍ PCB V RYBÁCH Z ŘEKY NÁDRŽÍ ORLÍK A KAMÝK

SKALICE A ÚDOLNÍCH

J. MÁCHOVÁ, Z. SVOBODOVÁ, B. VYKUSOVÁ, V. PIAČKA, M. HRBKOVÁ Úvod Polychlorované bifenyly (PCB), vysoce stabilní látky, se začaly ve světě průmyslově vyrábět ve 30. letech našeho století. Díky svým vynikajícím vlastnostem - zvláště vysoké stabilitě našly tyto látky záhy uplatnění v nejrůznějších průmyslových oborech. Na druhé straně se však staly závažným problémem pro životní prostředí. Polychlorované bifenyly se kumulují různě intenzivně v jednotlivých složkách životního prostředí, včetné živých organismů. Zvlášť vysoká kumulace těchto látek byla prokázaná u ryb, které, na rozdi1 od te plokrevných živočichů. nejsou schopny PCB metabolizovat. Proto jsou právě ryby považovány za mimořádně vhodné b i o i n dikátory zatížení vodního prostředí těmito látkami (HATTULA-1972, KRASNICKI a KOL.-1977, SCHULER a KOL.-1985, VÁVROVÁ a MIKULÍK-1987, SVOBODOVÁ, KREDL a SVOBODNÍK-1989, SVOBODOVÁ a KOL.- 1989 a další). V předložené práci jsou shrnuty výsledky sledování reziduí PCB v rybách odlovených z řek Skalice, Lomnice a údolních nádrží Orlík a Kamýk z let 1988 až 1992. V průběhu tohoto období bylo odchyceno a analýzám na PCB podrobeno přes 1 200 ks ryb s nejčastějším výskytem následujících druhů: plotice obecná, lín obecný, kapr obecný, úhoř říční, štika obecná, candát obecný, cejn velký, okoun říční, jelec tloušť, bolen dravý, kapr obecný, s ojedinělým výskytem sumce velkého, cejnka malého, karase stříbřitého, pstruha obecného, perlina ostrobřichého, hrouzka obecného, jelce proudnika, síha peledě a tolstolobika. Výběr lokalit byl motivován havarijním únikem Deloru 103, ke kterému došlo v obalovně drti v Rožmitále p. Třemšínem v roce 1986. Podrobné výsledky sledování jsou uvedeny v databance polutantů VÚRH Vodňany. Metodika Zatížení výše uvedených řek a údolních nádrží bylo sledováno na základě analýz sedimentů dna, makrovegetace, pijavek a ryb odebraných na různých lokalitách řeky Skalice, počínaje místem nad zdrojem znečištění až po její ústí do řeky Lomnice, dále na řece Lomnici a údolních nádrží Orlík a Kamýk, jak je uvedeno na obrázcích 1 a 2. Při odlovu ryb bylo postupováno standardními metodami používanými v rybářském výzkumu řek a nádrží. Ihned po odlovu byly ryby změřeny, zváženy, byly odebrány šupiny na stanovení věku s následným odběrem vzorků jednotlivých tkání (svalovina, játra, gonády). Poté byly vzorky uchovány v chladicích termoboxech a skladovány při - 18°C. Vlastni analýzy byly provedeny metodou plynové chromatografi e, izolace reziduí z biologického materiálu a čištění extaktů bylo prováděno podle HRUŠKY a KOCIÁNOVÉ-1978 s rozšířením na rezidua PCB podle KREDLA a BREYLA-1989. Jako standardů pro stanovení reziduí PCB bylo použito Deloru 103 a Deloru 106. Od roku 1992 byly navíc 160

prováděny kongenerspecifické analýzy, jako standardů bylo použito 6 indikátorových kongenerů (K 228, K 52, K 101, K 158, K 153, K 180). U ryb odlovených z nádrže Orlík byl zjišťován pomocí regresní analýzy za použití lineárního modelu vztah mezi hodnotami reziduí PCB (suma D103+D106) a obsahem tuku ve svalovine. Z této analýzy byly vyloučeny druhy, které se do nádrže průběžně vysazují (kapr, tolstolobik) . Výsledky a diskuse Řeky Skalice a Lomnice První sledování na vybraných lokalitách reky Skalice od místa nad zdrojem znečištění (nad obalovnou drti v Rožmitále p. Třemšínem) po ústí této reky do řeky Lomnice proběhlo v r.1989. Ve svalovine ryb odlovených nad obalovnou drti převažovala rezidua s vysokým obsahem chloru (Delor 106), rezidua s nízkým obsahem chloru (Delor 103) byla přítomna pouze ve stopách. Hodnoty reziduí nalezené u těchto ryb vyhovovaly 161

hygienickému l i m i t u 0.5 mg.kg jedlého podílu. Výjimkou byl úhor říční, v jehož svalovine byla zjištěna hodnota 1.28 mg.kg -1 . V lokalitách pod zdrojem znečištění (zejména v úseku Skuhrov - Březnice) byly v rybách zjišťovány vysoké hodnoty reziduí PCB s převahou D103, které vysoce překračovaly hygienický l i m i t . Vůbec nejvyšší hodnota byla nalezena ve svalovine úhoře z l o k a l i t y Skuhrov - 258.9 mg.kg-1 V rybách odlovených z l o k a l i t pod Breznici již byly nalézány hodnoty nižší, které se p ř i b l i ž o v a l y hygienickému l i m i t u , vzorky svaloviny štiky, okouna a pl otice tento l i m i t dokonce splňovaly. Řádově vyšší hodnoty b y l y nalezeny opět ve svalovine úhoře říčního - 19.1 mg.kg-1.Vyšší hodnoty reziduí b y l y po tom zjištěny v rybách odlovených v l o k a l i t e Čimelice. Opakované analýzy provedené v r. 1991 prokázaly zhruba stejné zatížení ryb odlovených nad obalovnou d r t i jako v roce 1989. Ve vzorcích ryb od Lovených pod zdrojem znečištění b y l y zjišťovány hodnoty reziduí poněkud nižší ve srovnání s rokem 1989. Avšak i tyto hodnoty se pohybovaly v jednotkách až desítkách mg.kg a výrazně tedy překračovaly hygienický l i mit. Nejvyšší hodnota byla opět nalezena ve svalovine úhoře říčního - 41.3 mg.kg-1 . V roce 1992 byly provedeny analýzy ryb odlovených v úseku nad obalovnou drti - Březnice. Tentokrát byly provedeny vedle analýz s použitím standardů D103 a D106 také kongenerspecifické analýzy. Výsledky analýz vyjádřené jako suma D103+D106 prokázaly zhruba stejný stav zatížení ryb nad obalovnou drti jako v předchozích letech. V lokalitách pod zdrojem znečištění přetrvávaly v rybách vysoké hodnoty reziduí polychlorovaných bifenylů s převahou Deloru 103, avšak v porovnání s odběry z minulých letech bylo zaznamenáno určité zlepšení (převaha hodnot v jednotkách mg.kg-1 ). Nejvyšší hodnota reziduí byla zaznamenána opět ve svalovine úhoře říčního - 31.3 mg.kg-1. Velmi zajímavé byly výsledky kongenerspecifické analýzy, které byly řádově nižší ve srovnání s výsledky vyjádřenými jako suma D103+D106 a s výjimkou vzorků svaloviny úhoře z lokalit Skuhrov a Breznice nepřekračovaly navržený hygienický limit. Tato skutečnost dává podnět k diskusi, zda je navržená výše hygienických limitů jednotlivých kongenerů zvolena správně pro naše podmínky. Odlovy a analýzy ryb z ústí řeky Skalice do Lomnice byly provedeny v r. 1988. Výsledné hodnoty se pohybovaly v rozmezí 0.35 až 5.4 mg.kg , hygienický l i m i t byl s výjimkou svaloviny plotic, okounů a štiky překročen ve všech analyzovaných vzorcích. V r. 1990 byly provedeny odlovy a analýzy ryb z Lomnice před jejím ústím do otavské části nádrže Orlík. Zjištěné hodnoty se pohybovaly od 0.08 do 4.29 mg.kg a ve většině případů nevyhovovaly hygienickému limitu. V roce 1993 byl proveden další odlov ryb v řece Skalici v úseku nad obalovnou drti - Breznice, vzorky ryb budou opět analyzovány jak za použití standardů D103 a D106, tak kongenerspecifickou analýzou. Údolní nádrž Orlík Sledování této nádrže bylo prováděno v různých místech jejího vzdutí na otavské a vltavské části a na dalších lokalitách nádrže (obr.2). Sledování na soutoku řek Otavy a Vltavy bylo provedeno v r. 1988, zjištěné hodnoty reziduí vyhovovaly hygienickému 162

limitu. Další sledovaní bylo provedeno na řece Otavě (14. a 16. km) v letech 1988 a 1990. Výsledné hodnoty se pohybovaly v rozm ezí 0.09 mg.k g- 1 do 3.56 mg.kg - 1 s převahou D103, přičemž u ryb odlovených na 14. km všechny vzorky svaloviny vyhovovaly hygienickému limitu. Výsledky analýz vzorků ryb odebraných na lokalitě Štědronín (r. 1988 a 1990) se pohybovaly v rozmezí 0.005 až 3.27 mg.kg- 1 a hygienický l i mit byl překročen pouze ve vnitřních orgánech a ve svalovine úhořů, 1 kusu sumce a bolena. Výsledky analýz ryb odlovených v lokalitě Vltava-Podolsko (r. 1990) se pohybovaly v rozmezí 0.029 až 2.04 mg.kg- , s převahou reziduí s vyšším obsahem chloru (D106), přičemž většina hodnot vyhovovala hygienickému limitu. V lokalitě Chrást většina zjištěných hodnot reziduí vyhovovala hygienickému limitu, výjimkou byly pouze gonády peledě a cejnů. U ryb z lokality Orlík - hráz byla rezidua PCB vždy nižší než hygienický limit s výjimkou vzorku svaloviny sumce, který byl těsně nad limitní hodnotou. Přes tyto skutečnosti považujeme nádrž Orlík za zvýšeně zatíženou polychlorovanými bifenyly ve srovnání s jinými lokalitami ČR a nedoporučujeme konzumaci vnitřních orgánů ryb odlovených z této nádrže. Z celkového hodnocení výsledků analýz ryb odlovených z různých částí nádrže Orlík vyplývá, že nejvíce zatíženými lokalitami této nádrže jsou její otavská část (Otava 14. a 16. km) a Štědronín. Na těchto lokalitách je výrazně vysoký podíl PCB s nízkým obsahem chloru (D103). Naproti tomu ve vltavské části nádrže Orlík - Vltava Podolsko jednoznačně převažují rezidua PCB s vyšším obsahem chloru (D106). Z uvedeného vyplývá, že řeka Skalice není jediným zdrojem kontaminace nádrže Orlík polychlorovanými bifenyly, ale zatížení těmito látkami přivádí do nádrže též samotná řeka Otava (výsledky z odlovů na 16. km) a řeka Vltava. Regresní analýzou byl prokázán statisticky významný vztah mezi obsahem PCB ve svalovine a obsahem tuku v této tkáni. Údolní nádrž Kamýk Sledování na této nádrži proběhlo v r. 1988 (lokalita Žebrákovská zátoka) a v r. 1990 (lokalita u hráze), obr. 2. Celkem zde bylo odloveno a analyzováno přes 90 ks ryb, přičemž všechny odebrané vzorky vyhovovaly platnému hygienickému limitu s výjimkou 1 ks gonád cejna. S výjimkou cejnů velkých odlovených z nádrže Kamýk v r. 1990 jsou hodnoty reziduí PCB v rybách z Kamýku zhruba na stejné úrovni nebo nižší než hodnoty reziduí PCB v rybách odlovených v lokalitě hráz Orlické nádrže. Závěry 1) Ryby jsou významným indikátorem zatížení vodního prostře dí polychlorovanými bifenyly. 2) Obsah polychlorovaných bifenylů ve svalovine ryb je zá vislý na obsahu tuku ve svalovine (prokázáno pomocí reg resní analýzy). 3) Výsledky analýz reziduí PCB získané za použití standardů D103 a D106 několikanásobně převyšují hodnoty získané kongenerspecifickou analýzou a obecný vztah mezi těmito hodnotami nebyl zatím prokázán. 163

4) V návaznosti na bod 3 považujeme za velice diskutabilní výši navržených hygienických limitů indikátorových kongenerů (ryby odlovené i tak zatížené lokality jakou je řeka Skalice se stávají při hodnocení podle výsledků kongenerspecifické analýzy hygienicky nezávadnými). 5) Zatížení reky Skalice polychlorovanými bifenyly s preva hou Deloru 103 se postupné snižuje, ale ve srovnání s j i nými lokalitami v CR je stále vysoké. 6) Na toku reky Skalice byly prokázány ještě další zdroje znečištění, např. Breznice. 7) Ryby odlovené z nádrže O r l í k jsou zvýšeně zatížené po lychlorovanými bifenyly. Hygienický l i m i t je však u vět šiny vzorků dodržen s výjimkou ojedinělých překročení u vnitřních orgánů ryb. Proto nedoporučujeme jejich kon zumaci 8) Ryby odlovené z nádrže Kamýk vyhovují platnému hygienic kému limitu.

Literatura Hattula, M.L., 1972. The levels of PCB in some finnish fish. Gewässer und Pflanzenschutzmittel, Gustav Fisher Verlag, Stuttgart: s. 109-111 Hruška, J. Kociánová, M., 1978.Stanovení reziduí chlorovaných pesticidů v potravinách, biologickém materiálu a ve vodě metodou plynové chromatografie. Průmysl potravin, (29), 1: 49-51 Krasnicki, K., Smoczyncki, S., Farenhole, J. a Gujska, E., 1977. Residues of organochlorine pesticides and polychlorinated biphenyls (PCB) in flesh of fish from Mazurian lakes. Zesz. Nauk. ART, Olsztyn, č. 173: s. 149161 Kredl, F. a Breyl, I., 1984. Rychlá provozní metoda na stanoveni PCB v mase a masných výrobcích. Acta hyg. epidem. mikrobiol., 10: 59-62 Schiiler,V., Brunn, H. a Manz, D., 1985. Pesticides and PCBs in fish from the Lahn river. Bull. Environ. Contam. Toxicol.,(34): 608-616 Svobodová, Z., Kredl, F.a Svobodnik, J., 1989. Rezidua PCB ve vodě a v rybách z řeky Vltavy v lokalitě nad a pod Prahou. Bul. VÚRHVodňany, (25), 3: 12-17 Svobodová, Z., Kredl, F., Svobodnik, J. a Hrbková, M., 1989. Zatížení povrchových vod polychlorovanými bifenyly. Ve: Vliv negativních civilizačních faktorů na život zvěře, ryb a včel, Prachatice 1989, ČSVTS České Budějovice: s.168172 Vávrová, M. a Mikulík, A., 1987. Rezidua vybraných kontaminantů ve vodách jihomoravského kraje. Hygiena a technologie potravin, ÚVO, Pardubice, 5, 1987: 59-62

Adresy autorů: J.Máchová, Z.Svobodová, B.Vykusová, V.Piačka, Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický, 389 25 Vodňany M.Hrbková, Krajská hygienická stanice, Schneiderova 32, 370 71 České Budějovice 164

OVĚŘENÍ

MOŽNOSTI

DEKONTAMINACE POLYCHLOROVANÝCH V RYBÁCH

BIFENYLŮ

I.BOHAČENKO, J.KOMÁRKOVA, I. PŘIKRYL, R.FAINA, Úvod Maso našich sladkovodních ryb je plnohodnotnou potravinou, jehož bílkoviny se plně vyrovnají bílkovinám teplokrevných živočichů. Tuková složka podporuje lehkou strávi tel nost a je nutričně významná především svým obsahem n-3 nenasycených mastných kyselin. Rybí maso je také bohaté na vitaminy A a D. Poněkud méně příznivá je však situace pokud se tyká obsahu cizorodých látek, především těžkých kovů a l i p o f i l ních organických sloučenin.Kvalita masa sladkovodních ryb je totiž do jisté míry závislá na kvalitě vodního prostředí, kdy v důsledku různých ekologických událostí může dojít k jeho zvýšené kontaminaci a následné intoxifikaci ryb, jejichž maso pak může obsahovat toxické látky, resp. jejich metabolity, i v koncentracích řádově přesahujících povolené hygienické limity. Jedním z nejdůležitějších potenciálních organických kontaminantů ryb jsou polychlorované bifenyly (PCB), které se dostávají do vodního prostředí bud z atmosferického spadu, nebo přímo spláchnutím ze souše a to jak dlouhodobě, vlivem soustavného nedodržování režimů pro zacházení s těmito látkami, tak jednorázově, např. při haváriích. Je obecně známo, že PCB patří mezi vysoce persistentní polutanty. Navíc jsou značně resistentní i jako chemická individua, což prakticky znemožňuje jejich dekontaminaci chemickými nebo fyzikálními procesy, aniž by byl zásadním způsobem narušen senzorický charakter potraviny po dekontaminaci. Výše uvedené skutečnosti pak byly hlavním důvodem, proč jsme se, ve spolupráci s VÚRH Vodňany, rozhodli ověřit možnost "přirozené dekontaminace", tj. zrychlení přirozeného způsobu vylučování PCB z ryb. Základem našich úvah pak byl předpoklad, zda v období s velmi omezeným nutričním příjmem, nedochází k intensivněj š í mu vylučování kontaminantů inkorporovaných v rybím tuku. Tomuto období pak v technologii chovu ryb odpovídá tzv. "komorování", kdy ryby přežívají při nízké teplotě a prakticky nepřijímají potravu. Experimentální část Pokusné ověření našeho předpokladu bylo provedeno ve VÚRH Vodňany a to na třech skupinách ryb s různým obsahem PCB, které byly předem prokrmeny ad l i b i t u m krmivem KP ID, obsahujícím cca 10,resp. 100 mg PCB/kg. Praktické provedení pokusu: a) Dne 1. 8. 1992 bylo do isolovaného bazénu nasazeno cca 800 ks kapra o průměrné výchozí váze 30 g. b) Po adaptaci a přemístění kontrolního vzorku 150 ryb do pokusného rybníka, b y l y zbylé ryby krmeny od 7.8. do 1.9. kontaminovanými kr mi v . 165

V průběhu prokrmování byly v 8 denních intervalech postupně odlovovány vzorky po 150 rybách a po označení přemisťovány do společného pokusného rybníka. Tím byly získány základní skupiny ryb s "nízkou", "střední" a "vysokou" kontaminací, včetně skupiny "kontrola", které byly do doby komorování krmeny normálním krmivem KP1D. Za účelem ověření homogenity prokrmení bylo v průběhu září odloveno cca 30 ryb (po 7 z každé skupiny). Vlastní komorování bylo zahájeno 16.10.1992 a ukončeno 20.4.1993. Před a po skončení komorování byly vždy odebrány vzorky po 40 rybách jak od kontroly, tak od všech tří kontaminovaných skupin. Před vlastním zpracováním pro analýzu byly vzorky skladovány při -20°C. Analytické metody Bylo užito postupu plynové chromatografie uvedeného v laboratorní příručce V. Kocourek a kol: "Metody stanovení cizorodých látek v potravinách", II. díl (1990), str. 26. a) Príprava vzorku: Základní vzorek by] získán homogenizací (umletí na masovém strojku a promíchání v kuchyňském hnětači) celé svaloviny od 5 ryb z každé kontaminované skupiny, resp. kontroly. b) Extrakce tuku: Trojnásobná (po 60 min. při laboratorní teplotě), a to směsí petrolether:aceton (2:1) po přídavku bezvodého síranu sodného. c) Předčištění extraktu: Kolona s Florisilem, eluce směs n-hexan-diethylether (94:6), odparek rozpuštěn v isooktanu. d) Plynová chromatografie: chromatograf HP 5890 A kolona: DB5 (60 mm x 0,25 mm x 0,25 /um) Pro vlastní výpočet obsahu PCB byly zvoleny kongenery 32, 52, 42, 110, 153, 138 a 180 a použit vzorec

a . b . c x = --------100 000

x ............. obsah PCB ve svalovine jedné průměrné ryby [mg] a .............. obsah tuku ve svalovine [%] b ............. obsah PCB v tuku [mg/kg] c ............... průměrná váha svaloviny jedné ryby [g] ; což je průměr váhy 5 ryb bez hlavy, vnitřností, ploutví, ocasu a šupin.

166

Průměrné výsledky dvou paralelních analýz jednotlivých skupin ryb pred a po komorování jsou přehledně uvedeny v následující tabulce. Hladina Fáze Obsah 0 váha Obsah PCB PCB ve komo- tuku svaloviny v tuku skupině rování * 1 ryby [mg/kg] ryb [g] Kontrola

4.20 konec

3.11 94.16

začátek 4.55

Obsah PCB v Obsah PCB ve svalovině 0 váze sval.l ryby [mg/kg] rozdíl v % [rag]

109.95

3.34

+13.8 0.0123

0.131

0.0167

0.152

Nízká

+6.6 začátek

3.98

64.53

13.97

0.0359

0.556

konec

4.05

70.59

14.71 0.0402

0.595

začátek

4.68

52.32

129.23

0.3179

6.067

konec

4.83

62.89

1.772

začátek

5.70

40.43

konec

5.13

44.83

36.70 0.1120 359.65 0.8176 274.42 0.6306

Střední

-70.8

Vysoká

-30.5 20.223 14.066

Diskuse výsledků a závěr Úvodem je možno konstatovat, že celý pokus proběhl bez vážnějších problémů, a že ryby přijímaly kontaminované krmivo celkem ochotně. Pouze váhové přírůstky použitých ryb v počátečním stadiu růstu byly značně rozkolísané. Proto byla při zpracování vzorků dodržována zásada, aby ryby v jednotlivých skupinách měly co nejpodobnější váhu. Homogenita prokrmení byla ověřena na základě stanovení obsahu PCB v tuku 3O-ti individuálně zpracovaných ryb, přičemž vypočítané variační koeficienty (podíl směrodatné odchylky a průměru) nepřesáhly v žádné skupině jednotlivých hladin PCB hodnotu 20 %. Vzhledem k variabilitě biologického materiálu a pokusným podmínkám, lze tento výsledek považovat za velmi dobrý a opravňoval nás k možnosti použiti směsných vzorků 5-ti ryb při následujících analýzách vlastního pokusu. Pozoruhodná je též rychlost kumulace PCB v rybím tuku, jejichž množství se při dostatečném přísunu v krmivu zvýšilo v průběhu jednoho měsíce více než 100 x. Pokud se týká vlastního pokusu je z tab.I zřejmé, že u kontroly a skupiny ryb s nízkou h Lad inou PCB ve svalovine (řádově v desetinách mg/kg) nebyla zaznamenána po komorování významná koncentrační změna. Nevýrazné zvýšeni jejich obsahu o 13, resp. 8 % lze přisuzovat jak chybě chromatografické metody stanovení stopových množství PCB, tak variabilitě prokrmení v rámci experimentálně stanoveného variačního koeficientu 20 % . Největší úbytek PCB ve svalovine byl pozorován u ryb se střední hladinou kontaminace (řádově v jednot167

kách mg/kg) a činil cca 70 % z jejich původního množství. Taktéž u ryb s vysokou hladinou PCB ve svalovine (řádově v desítkách mg/kg) lze jejich cca 30%-ní úbytek považovat za průkazný, ale oproti střední hladině je pouze poloviční. Za jedny z možných vysvětlení mechanismu vylučování PCB, korelujících s našimi výsledky, lze nabídnout následující: při nízké kontaminaci ryb PCB není buď jejich organismus nucen tyto látky ve větší míře vylučovat, nebo je určitá menší část kontaminantu vázána na rybí tkáně pevněji , čímž je odolnější vůči přirozenému vylučování či metabolizaci. Rádový obsah PCB, odpovídají střední kontaminaci, poskytuje zřejmě metabolický optimální podmínky pro jejich vylučování. Naproti tomu jedna z příčin vyloučení menšího podílu PCB v rybách s vysokou hladinou kontaminace, může být přisuzována celkovému narušení jejich metabolismu, což je podporováno i nejmenšími váhovými přírůstky této kategorie. Posledně jmenovaný úkaz, tj. snižování váhového přírůstku ryb se zvyšujícím se obsahem v nich přítomného PCB, by se mohl projevit i změnou spektra mastných kyselin v příslušných rybích tucích, neboť tyto kyseliny, a především pak nenasycené, hrají důležitou roli pro dobrý zdravotní stav a vývoj živočišných organismů. Tato problematika by se, vzhledem ke svému obecnému významu,měla stát předmětem dalšího studia. Závěrem lze konstatovat, že výsledky tohoto prvého pokusu naznačují reálnou možnost zrychlení vylučování PCB z ryb v průběhu jejich komorování, zvláště pak u jeho vyšších koncentrací. Je však třeba provést jejich verifikaci ještě druhým pokusem (nejlépe na rybách, blížících se konzumní váze), který byl započat v červnu 1993 a měl by skončit v březnu t.r.

Adresy autorů: I. Bohačenko, J. Komárkova, Výzkumný ústav potravinářský Praha, Praha 10, Radiová 7, PSČ 102 31 I. Přikryl, R. Faina, Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický, Zátiší 728/11, 389 25 Vodňany 168

VÝSLEDKY

KONTROLY OBSAHU POLUTANTŮ VE VYBRANÝCH RYBNÍKŮ

SLOŽKÁCH EKOSYSTÉMU

V. PIAČKA, Z. SVOBODOVÁ, B. VYKUSOVÁ, J. MÁCHOVÁ Souhrn V letech 1991-1993 bylo sledováno zatíženi 13 vybraných rybníků jižních a západních Čech toxickými kovy (Hg, Pb, Cd, Ni, Cu, Zn, Cr, Al), polychlorovanými bifenyly (PCB) a triaziny (atrazin, simazin, prometryn, desmetryn, terbutryn) v různých složkách rybničního ekosystému tj. ve vodě, sedi mentu dna, makrovegetaci a ve tkáních ryb (svalovina, játra n. hepatopankreas, ledviny, gonády). Hygienické limity obsa hu látek ve tkáních ryb platné v CR byly až na výjimky dodrženy. Přítomnost polutantů je nejlépe indikována v sedimen tech a zejména ve tkáních ryb. Rezidua derivátů triazinu (zejména atrazin) byla indikována ve vodě, sedimentech i ry bách. Výsledky sledování byly využity pro optimalizaci vý robních technologií v problematických rybnících (napr. na rybníce Tovaryš zvýšeně zatíženém PCB). Úvod V roce 1991 bylo ve Výzkumném ústavu rybářském a hydrobiologickém ve Vodňanech zahájeno cílené sledování obsahu cizorodých látek v rybách a v dalších složkách vodního eko systému rybníků rozhodujících pro výrobu tržních ryb (Dehtář a Bezdrev - Rybníkářství Hluboká, Spolský, Svět - Rybářství Třeboň) a rybníků stabilizačních, zachycujících odpadní vo dy: Dřemliny - MÚ Vodňany (odpadní vody komunální a z potra vinářského průmyslu); Čažarka - ČRS Vodňany (odp. vody komu nální a z potravinářského průmyslu); Tovaryš u Milevska - Rybářství Tábor (odp. v. komunální a průmyslové z výroby vzduchotechnického zařízení); Rožmberk - Rybářství Třeboň (odp. v. komunální a z velkovýkrmny prasat); Starý Kanclíř - Rybářství Třeboň (odp. v. ze skláren); Buzický - Blatenská ryba (odp. v. komunální a z potravinářského průmyslu); Horusický - Rybářství Třeboň (odp. v. komunální); Regent - České Rybářství Mariánské Lázně (odp. v. průmyslové); Nejda - Čes ké Rybářství (komunální odpadní vody). Materiál a metodika Odběr, uchovávání, fixace, doprava a analýzy vzorků vody, sedimentů, makrovegetace (nadzemní části) a tkání ryb byly provedeny standardními metodami používanými v ekotoxikologickém výzkumu rybníků (Drbal a Bastl 1985, Svobodová a kol., 1982, 1983). Vzorky vody, sedimentu a makrovegetace byly odebrány v letním období (červenec - srpen) 1991 a 1992. Odběr vzorků tkání ryb byl proveden v letním období 1991 ze všech 13 sledovaných rybníků, na podzim 1991 při výlovu z 10 rybníků, na podzim 1992 při výlovu 9 rybníků a na podzim 1993 při výlovu 2 rybníků. Pozornost byla zaměřena především na kapra obecného, analyzovány byly i další druhy ryb (tolstolobik bílý, lín obecný, amur bílý, síhovití, štika obecná, candát obecný a sumec velký).

169

Výsledky Rtuť Koncentrace celkové rtuti ve vzorcích vody ve všech případech vyhovuje ukazateli platnému pro vodárenské toky podle Nařízeni vlády ČR č. 171/1992 Sb. (0.0005 mg.l-11 Hg). Z hodnot obsahu celkové rtuti v sedimentech dna vyplývá, že sledované rybníky nejsou významně zatížené rtutí. Nejvyšší hodnoty obsahu celkové rtuti v organickém podílu sedimentu byly nalezeny v rybnících Svět, Čažarka a Tovaryš. Rovněž na základě výsledků obsahu celkové rtuti v makrovegetaci lze říci, že sledované rybníky nejsou významně zatížené rtutí. Tato hodnota se téměř ve všech případech pohybuje pod 0.01 mg.kg čerstvé hmoty. Hodnoty obsahu celkové rtuti v rybách jako v konečném článku potravního řetězce významně indikují stav zatížení sledované lokality rtutí. V průběhu let 1991-1993 bylo analyzováno na obsah celkové rtuti v jednotlivých tkáních celkem 215 kaprů. Byly získány následující hodnoty obsahu celkové rtuti (mg.kg" ): n x ± sx rozpěti ± 0.0021 svalovina 215 0.041 0.008 - ± 0.0020 hepatopankreas 215 0.021 0.004 - ± 0.0018 ledviny 199 0.027 0.003 - jikry 39 0.0056 ± 0.00044 0.002 - mliči 54 0.0069 ± 0.00038 0.002 - Největší četnost případů obsahu celkové rtuti ve svalovine je v rozmezí 0.01-0.08, v hepatopankreatu 0.005-0.04, v ledvinách 0.005 - 0.05, v jikrách 0.003 - 0.0075 a v mlíčí 0.003 - 0.012 (vše v mg.kg-1 čerstvé tkáně). Hygienický limit obsahu celkové rtuti ve svalovine tržních kaprů byl dodržen. Ojedinělé překročení tohoto limitu bylo prokázáno ve svalovine kaprů z rybníka Dehtář v létě 1991. Také hodnoty obsahu celkové rtuti ve svalovine dalších druhů ryb byly pod hygienickým limitem. Výjimkou byl lín obecný z rybníků Svět a Rožmberk, u kterého se hodnoty obsahu celkové rtuti ve svalovine pohybovaly okolo hygienického limitu. Tkáně kaprů je možno podle obsahu celkové rtuti seřadit následujícím způsobem: svalovina > ledvina > hepatopankreas > mlíčí > j ikry. I u ostatních druhů rybničních ryb (lín, tolstolobik, amur, sumec) byla nalezena nejvyšší hodnota obsahu celkové rtuti ve svalovine, následovaly ledviny, hepatopankreas (játra) a gonády. Pro monitoring a kontrolu obsahu celkové rtuti v rybničním prostředí je nejvhodnějším indikátorem vzorek svaloviny a ledvin kaprů. Na základě analýz vztahů mezi obsahem celkové rtuti v tkáních a hmotností kaprů bylo zjištěno, že s růstem hmotnosti kaprů v rybnících poměrně nezatížených rtutí dochází k relativnímu snižování obsahu celkové rtuti ve svalovine. Ostatní kovy Z ostatních kovů byly v jednotlivých složkách ekosystému rybníků stanovovány olovo, kadmium, nikl, měď, zinek, chrom a hliník. Ve vzorcích vody všechny zjištěné koncentrace kovů vyhovují hodnotám platným pro vodárenské toky podle Nařízení vlády ČR č. 171/1992 Sb. 170

Významnými pro indikaci zatíženi rybničního ekosystému kovy jsou sedimenty dna. Naměřené hodnoty obsahu kovů v sedimentech sledovaných rybníků se pohybují v rozmezích běžně zjišťovaných v poměrně nezatížených rybnících v našich podmínkách . Také zjištěný obsah kovů v makrovegetací sledovaných rybníků se pohybuje v rozmezích běžně zjišťovaných v poměrně nezatížených rybnících v našich podmínkách. Podobně jako u rtuti byla i u ostatních kovů největší pozornost věnována analýzám rybničních ryb, především kaprů. Obsah olova ve svalovine těchto kaprů je ve všech případech hluboko pod hygienickým limitem (1 mg.kg" ). Rovněž obsah kadmia ve svalovine analyzovaných rybničních kaprů je pod hygienickým limitem 0.05 mg.kg-1 . Obsah ni klu ve svalovine kaprů je také sice pod platným hygienickým limitem (0.5 mg.kg-1 ), ale průměrné hodnoty zjišťované ve svalovine ryb z rybníka Čažarka jsou zvýšené, přesahují hodnotu 0.3 mg.kg-1 . Obsah mědi ve svalovine kaprů sledovaných rybníků je s výjimkou rybníka Regent poměrně vyrovnaný, ve všech případech je hluboko pod platným hygienickým limitem (10 mg.kg" ). Pod hygienickým l i m i t e m (50 mg.kg-1 ) jsou rovněž všechny hodnoty obsahu zinku ve svalovine kaprů ze sledovaných rybníků. S výjimkou jednoho odběru na rybníce Čažarka a jednoho odběru na rybníce Regent byly všechny ostatní průměrné hodnoty obsahu chrómu ve svalovine kaprů z vyšetřovaných rybníků velmi vyrovnané. Ve všech případech byly obsahy nalezené ve svalovine kaprů pod platným hygienickým limitem (0.3 mg.kg-1). Hygienický limit obsahu hliníku ve svalovině (30 mg.kg-1) kaprů byl s výjimkou 1 kusu z rybníka Spolský a 1 kusu z rybníka Nejda dodržen. Vedle kaprů byly na obsah kovů ve svalovine a v tkáních analyzovány i další druhy nedravých a dravých rybničních ryb. Téměř ve všech případech byly hodnoty obsahu kovů pod platnými hygienickými limity. Polychlorované bifenyly (PCB) Analýzy jednotlivých složek vodního ekosystému 13 sledovaných rybníků na rezidua PCB (D103 + D106) ukázaly, že nejvýznamnějšími indikátory stavu zatížení rybníků těmito polutanty jsou sedimenty dna a především ryby (obr. 1). Analýzy vody a makrovegetace neindikují stav zatížení rybníka PCB. Podle naměřených hodnot reziduí PCB v sedimentu a v rybách lze seřadit rybníky podle stupně zatížení: Tovaryš > Čažarka > Regent > Buzický > Dřemliny > a další sledované rybníky. Hygienický limit obsahu PCB byl překročen pouze u hepatopankreatu kaprů z rybníka Tovaryš. Ve všech ostatních případech hygienický limit překročen nebyl. V rybnících Tovaryš a Regent převažuje zatížení PCB s nižším obsahem chloru, v rybnících Čažarka, Buzický a Dřemliny PCB s vyšším obsahem chloru. Podle výše hodnot reziduí PCB Lze tkáně kapra uvést v následujícím pořadí: hepatopankreas > svalovina > gonády. Hodnoty reziduí PCB ve svalovine tolstoLobiků jsou výrazně vyšší ve srovnání s hodnotami reziduí PCB ve svalovine kaprů ze stejných rybníků. Z toho důvodu se nedoporuču-

171

je do rybníků zatížených PCB (tj. Tovaryš, Čažarka) vysazovat obsádku tolstolobiků. Významným doplňkovým indikátorem stavu zatížení rybníka PCB může být i vnitrní tuková tkáň tolstolobiků. U rybníků výrazně zatížených polychlorovanými bifenyly (tj. Tovaryš) byl doporučen zvláštní režim obhospodařování. Jde především o zásadu neodchovávat na těchto rybnících tržní rybu; odchovávat nižší věkové kategorie kapra, v rybníce je chovat co možná nejkratší dobu, tj. jedno vegetační období, na podzim slovit a přesadit k dalšímu odchovu do rybníka nezatíženého polychlorovanými bifenyly. V letech 1992 a 1993 byla při analýze tkání kaprů na rezidua PCB použita též kongenerspecifická analýza. Jako standardů bylo použito 7 indikátorových kongenerů. Porovnáme-li hodnoty X PCB (D103+D106) a £ indikátorových kongenerů ve svalovine kaprů, jsou zde určité odlišnosti. Poměr ∑ PCB a ∑ kongenerů se pohybuje mezi 1.6 - 6.3. Při hodnocení podle ∑ PCB v roce 1992 se jeví rybníky Regent a Buzický téměř stejně zatížené, při hodnocení podle 2 kongenerů je výrazně vyšší zatížení v rybníce Buzický. Dále při hodnocení podle £ ∑kongenerů se jeví rybníky Tovaryš a Čažarka na podobné úrovni zatížení, při hodnocení podle X PCB je rybník Tovaryš výrazně více zatížen. Triazíny Z odběrů provedených v roce 1991 byla rezidua jednotlivých triazinových derivátů (atrazin a simazin) nalezena pouze ve vzorcích vody a sedimentů dna. V makrovegetaci a tkáních ryb byla rezidua derivátů tríazinu v koncentracích nižších než mez stanovitelnosti. Po zvýšení citlivosti analytického postupu a snížení meze detekce byla u tržních ryb z rybníků v roce 1992 a 1993 nalézána rezidua atrazinu. Tato látka, cizorodá pro přírodní prostředí, je tedy zjišťována v potravním řetězci 172

a dosud pro ni není stanoven hygienický limit. Toto je vážné varováni pro dalši použivání herbicidních přípravků na bázi triazinů. Také ve vzorcích vody z roku 1992 byla nalezena rezidua atrazinu, simazinu a terbutrynu, v sedimentu a makrovegetaci pouze rezidua atrazinu. Závěr V roce 1991 - 1993 bylo provedeno šetření na 4 rybnících rozhodujících pro výrobu tržních ryb a na 9 stabilizačních rybnících v oblasti jižních a západních Čech. Hygienické limity obsahu kovů ve svalovine analyzovaných rybničních ryb byly prakticky ve všech případech dodrženy. Sledované rybníky je tedy možno považovat za lokality poměrně nezatížené kovy (Hg, Pb, Cd, Ni, Cu, Zn, Cr, Al). Nejvhodnějším indikátorem pro monitoring a kontrolu obsahu celkové r t u t i v rybničním prostředí je svalovina a ledviny kaprů. V rybnících poměrně nezatížených rtutí dochází s růstem hmotnosti kaprů k relativnímu snižování obsahu celkové rtuti ve svalovine . Nejvhodnějším indikátorem stavu zatížení rybníků polychlorovanými bifenyly jsou sedimenty dna a především ryby; významným doplňkovým indikátorem může být i vnitřní tuková tkáň tolstolobiků. Hygienický limit obsahu £ PCB byl překročen pouze v hepatopankreatu kaprů z rybníka Tovaryš, ve všech ostatních případech byl hygienický limit dodržen. Za výrazně zatížené lze považovat rybníky Tovaryš a Čažarka, za mírně zatížené rybníky Regent, Buzický, případně Dřemliny, ostatní rybníky lze považovat za poměrně nezatížené PCB. Z porovnávání výsledků stanovení reziduí PCB jako £ D103 a D106 a jako X indikátorových kongenerů vyplývá, že nelze najít jednotný přepočítací koeficient mezi těmito dvěma hodnotami . Nejčastěji zjišťovaným derivátem triazinů ve složkách rybničních ekosystémů je atrazin. Po zvýšení citlivosti analytické metody byla v roce 1992 a 1993 zjištěna u tržních ryb rezidua atrazinu. Doporučujeme zvážení vhodnosti zavedení hygienického limitu. Literatura Drbal, K., Bastl, J . , 1985. Obsah těžkých kovů v sedimentech rybníků. Živ. výroba, 30: 875-882. Svobodová, Z., Hejtmánek, M., Faina, R. a Havlíková, J . , 1982. Obsah celkové rtuti v rybách a v ostatních složkách vodní biocenózy vybraných rybníků. Bul J. VÚRH Vodňany, 18 (4): 16-20. Svobodová, Z., Hrbková, M., Faina, R. a Máchová, J . , 1983. Rezidua chlorovaných uhlovodíků v rybách a v ostatních složkách vodního prostredí vybraných rybníků. B u l l . VÚRH Vodňany, 19 (3): 15-23.

Adresa autorů: V. Piačka, Z. Svobodová,B. Vykusová, J. Máchová - Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický, 389 25 Vodňany. 173

VYUŽITÍ TESTŮ NA TKÁŇOVÝCH KULTURÁCH VE VODNÍ TOXIKOLOGII J. KOLÁŘOVÁ, P. KOLÁŘ, Z. SVOBODOVÁ, B. VYKUSOVÁ, J. MÁCHOVÁ posledním deseti letí a odpadů ve vodním prostředí. Vedle testů Úvod V popředí zájmu rady odborníků v posledním d e s e t i l e t í je stanovování úrovně t o x i c i t y látek a odpadů ve vodním prostředí. Vedle testů na úrovni živých organismů je možné použít také testy na úrovni buněk a tkání. Jedná se o metodu velmi citlivou, při jejímž použití je možno ve velmi krátké době získat výsledky toxikologického hodnocení. Složité, dlouhé a velmi nákladné sledování toxických vlivů chemikálií ha živých organismech je tak postupně doplňováno pracemi s použitím buněčných kultur.

na úrovni živých organismů je možné použít také testy na úrovni buněk a tkání. Jedná se o metodu velmi citlivou, při jejímž použití je možno ve velmi krátké době získat výsledky toxikologického hodnoceni. Složité, dlouhé a velmi nákladné sledování toxických vlivů chemikálií ha živých organismech je tak postupně doplňováno pracemi s použitím buněčných kultur. Metodika Pri získáváni buněčných řad se sterilně odebírá tkáň buď z embryí nebo z postnatálních organismů. Buňky se nasazují do speciálních nádob pro pěstování tkáňových kultur, Rouxových lahví. Přidává se živné médium obohacené o antibiotika (ČINÁTL, 1968). Některé z buněk se připojí k povrchu a tvoří primární kulturu tkáně, která obsahuje často četné typy buněk. Mnoho jich však hyne, ostatní se začínají rozrůstat a stávají se primární buněčnou řadou. Tyto buňky je možno mnohokrát pasážovat a vytvářet tak sekundární, terciální a další kultury (REES 1980). V dnešní době lze získat již hotové, tzv. standardní buněčné kultury z různých druhů ryb a různých orgánů, které se mohou rozpěstovat a s kterými je možné hned pracovat v testech toxicity. Tyto linie lze poměrně snadno uchovávat v zásobě. Provoz laboratoře, která se zabývá manipulací s tkáňovými kulturami probíhá v přísně sterilních podmínkách. Jako médií se používá Hank BSS médium, Earle médium a Eagle médium (minimální esenciální médium), poslední ne j -častej i při toxikologických pokusech. Zatímco savčí buňky potřebují pro inkubaci teplotu 37°C, rybí buňky nejlépe rostou při 18-23°C. Optimální pH je 7,3-7,4. Potřebný oxid uhličitý je dodáván obvykle jako atmosférický nebo ve formě bikarbonátů (PAUL a kol.,1973). Takovéhoto prostředí se dosahuje v termostatech, kde lze nastavit požadovanou teplotu a současně připojit řízenou atmosféru C0->. Požadované pH se dociluje pomocí pufrů. Výživné médium (nejčastěji Eagle-MEM), doplněné antibiotiky, glutaminem, specielně připravenou vitaminovou směsí pro tkáňové kultury a bovinním fetálním sérem, se po určité době obměňuje a tím se doplňují vyčerpané živiny. Jakmile se buněčný monolayer rozroste po celém dně kultivační nádoby, je nutné buňky pomocí trypsina-ce (působení enzymu trypsinu) uvolnit a rozesadit do nových minimálně dvou kultivačních nádob. Takto pak dále pokračuje proces pasážování buněčné kultury. Původní buněčnou l i ni i je možné uchovávat v hybernovaném stavu v chladících kontejnerech nad tekutým dusíkem.

Buněčný monolayer vyrostlý v kultivační RU-lahvi lze použít k toxikologickému pokusu. Na buněčný monolayer se navrství testovaná látka v příslušné koncentraci a v přesných časových intervalech se sledují změny v celistvosti mono-layeru a změny v jednotlivých buňkách. Pokud je testovaná 174

látka silně toxická, buňky hromadně odumírají a v monolayeru vznikají prázdná místa různého rozsahu, která jsou označována jako cytopatický efekt. Toxicitu testované látky je možné charakterizovat rozsahem a počtem cytopatických efektů na buněčné kultuře. Nižší stupeň toxicity testované látky se projeví různě výraznými degenerativnimi změnami na buňkách (změnami tvaru, zvýrazněnými cytoplasmatickými granulacemi, světlolomností, některé buňky se vznášejí, jiné ulpívají na skle). Dále lze sledovat schopnost buněčného množení buněk, které byly vystaveny účinku toxické látky. Tímto způsobem je možné stanovit bezpečnou koncentraci (minimální toxickou koncentraci), která již nevyvolává poškození buněk a buňky jsou schopné se dále množit. Na stejných principech se provádějí testy na mikrodestičkách pro tkáňové kultury. Jedná se o plastové destičky, které mají 96 mikrojamek (o objemu 0,2 ml). Tyto jamky fungují jako kultivační nádobky s minimalizovaným objemem. V nich lze provádět toxikologické testy formou mikrometody, což je velká úspora materiálová i časová. Testy na mikrodestíčkách je možné vyhodnocovat zcela objektivně fotometrickou metodou, která využívá barevné reakce, kdy po přidání barviva se vyhodnocuje stupeň odbarvení. Takto se vlastně zjistí změny biochemických pochodů v buňkách. K dispozici jsou speciální fotometry, které pracují přímo s mikrodestičkami a vyhodnocují výsledky pomocí počítače. Výsledky a diskuse Ve VÚRH jsme řešili problematiku stanoveni toxicity standardů (ZnSC^.Tř^O, K^C^Oy a p-nitrofenol) , využívaných u nás i celosvětově ve vodní toxikologii. Na pracovišti VÚRH proběhly testy akútni a chronické toxicity na kapru obecném a pstruhu duhovém a embryolarvální testy na kapru obecném, rozšířené o testy hladovění. Výsledky těchto testů pak byly porovnány s výsledky toxikologických testů na tkáňových kulturách, které byly provedeny ve virologické laboratoři na SVÚ České Budějovice. K testům byly použity stabilní buněčné kultury epi tel iálního původu PG z gonád štiky obecné Esox lucius. K hodnocení testů bylo použito dvou hledisek: 1. Byly hodnoceny morfologické změny přímým působením studované látky na narostlý buněčný monolayer. Nejsilnější koncentrace stabilizovaly buňky v původní poloze, a t í m vlastně fixovaly monolayer. V těchto případech byl test modifikován. Buněčná tkáň byla překryta vrstvou agaru a po ztuhnutí teprve byla aplikována příslušná koncentrace chemické látky, která postupně difundovala agarem. Došlo k cytopatickému efektu, při kterém však nebyly buňky uvolňovány do média. Střední koncentrace vyvolávaly stejný cytopatický efekt, avšak pomaleji, a to v podobě změny celistvosti monolayeru buněk. Objevily se buňky zakulacené a světlolomné, samostatné i shluklé, vznášející se volně v médiu nebo u l p í vající na skle. Cytoplazmatické granulace byly většinou zvýrazněné. Postupně docházelo k úplné desintegraci monolayeru a degeneraci buněk. V nižších koncentracích byly tyto změny méně výrazné. Nejslabší koncentrace byly již téměř bez patrných změn. Pozorování bylo ukončeno po 96 hodinách. 175

2. Dále byla sledována schopnost buněčného množení, když suspenze buněk byla exponována 30 min. príslušnými koncentracemi testovaných standardů. Takto bylo možné stanovit minimální toxickou koncentraci, která j i ž nevyvolávala poškození buněk, buňky byly schopné se dále množit. V případě d v ojc h r o ma n u d ra s el né h o t o b yl a k o nc e ntr ac e 0 . 0 1 7 1 a 0 . 0 4 2 mg.1" . Dalším důkazem životaschopnosti bylo pomnožení buněk vystavených zmíněným koncentracím v následné pasáži. Tyto buňky nebyly poškozeny ani po 5 dnech sledováni a b y l y schopny se dále množit (KOLÁŘ a ŠÍMOVÁ, 1989). Na závěr bylo provedeno porovnání výsledků všech použitých toxikologických metod. Výsledky jsou shrnuty v následující tabulce:

Uvedené hodnoty 48hLC50 a 48hLC5 jsou průměrem z mnohonásobně opakovaných testů. *) koncentrace, která ještě působila změny na testovacích organismech ve srovnání s kontrolou **) koncentrace, při které j i ž nebyly zaznamenány změny ve srovnání s kontrolou ***) koncentrace, při kterých byly zaznamenány mírné změny ve srovnání s kontrolou

Z tabulky je vidět podobnost výsledků testů na tkáňových kulturách s testy chronickými, které mají dosud největší citlivost a význam pri určování nejvyšších přípustných koncentrací cizorodých látek pro vodní organismy. Chronické testy jsou však ekonomicky a časově náročné. Proto se jeví testy na tkáňových kulturách jako vhodná a méně náročná a l ternativa s mnoha přednostmi, jako je malá časová náročnost, nízká spotřeba testovaných roztoků. Významné je též hledisko 176

etické (nižší spotřeba živých organismů). Nedostatkem v hodnocení toxických vlivů různých látek na tkáňových kulturách jsou nestandardní metody a postupy, včetně zvolených typů buněčných kultur používané na různých pracovištích, které tak neumožňují srovnání získaných výsledků. Závěr Na závěr je nutno zdůraznit následující. Buněčné kultury významně urychlují a zlevňují studium toxicity. Jejich pomocí lze "roztřídit" velký počet sledovaných látek. Na druhé straně však přináší řadu rozporných otázek ve srovnání se systémy in vivo. Živý organismus svou uceleností a enzymatickým ovlivňováním jednotlivých buněčných útvarů vytváří jedinečný celek. Každá buněčná kultura in vitro je vždy zjednodušením systému s omezenými enzymatickými funkcemi. Přes všechny výhody užití metod in vitro je pro předvídání toxicity in vivo nutno užít porovnávacího studia metod testů akutní a chronické t o x i c i t y na vodních živočiších a metod testů toxicity na buněčných kulturách. Literatura Činátl, J., Novák, M., 1968. Tkáňové a buněčné kultury příprava a pěstování, Praha, 252 s. Kolář, P., Šímová, T., 1989. Testy toxicity na stabilní tkáňové kultuře PG s dvojchromanem draselným K2Cr2O7 Ve: Toxicita a biodegradabilita látek významných ve vodním hospodářství. Sborník referátů 4. konference, Trojanovice, VÚV Ostrava, VÚRH Vodňany, ČSVTS: s. 142-147. Paul, F., Kruse, J. R., Patterson, M. K., 1973. Tissue culture, methods and applications. New York, London, Academic Press, 428 s. Rees, K. R., 1980. Cells culture in toxicity testing: a rewiew. J. Royal Soc. Med., 73: 261-264.

Adresy autorů: J. Kolářová, Z. Svobodová, B. Vykusová, J. Máchová, Výzkumný ústav rybářky a hydrobiologický, 389 25 Vodňany P. Kolář, Statní veterinárni ústav České Budějovice 177

ÚPRAVY HYDROTECHNICKÝCH ZAŘÍZENÍ MALÝCH VODNÍCH ELEKTRÁREN K OCHRANE ICHTYOFAUNY P. HARTVICH Souhrn V příspěvku jsou uvedeny p ř í č i n y negativních v l i v ů male hydroenergetiky na ichtyofaunu vodních toků. Při obnově, výstavbě a provozu malých vodních elektráren nejsou respektovány nároky ryb a ostatních vodních živočichů. Mezi nejdůležitější biotechnické vybavení elektráren patří řízený odběr vody do úrovně stanoveného asanačního průtoku, funkční rybí přechody a účinné rybí zábrany před turbinami. K reali zaci těchto zařízení je nutné vytvořit i vhodné legislativní formy. Úvod

Stupeň využití hydroenergetického potenciálu ČR je podle Gabriela a kol.(1992) velmi nízký, dosahuje asi 35 procent. Celkově možná výroba elektrické energie v malých vodních elektrárnách (MVE) na našem území je asi 3 000 GVh ročně při celkovém instalovaném výkonu asi 1. 000 MV. V třicátých letech bylo na území Československa v provozu téměř 15 000 MVE a mechanických pohonů s celkovým výkonem asi 232 MV, v roce 1950 jich bylo 5471 s celkovým výkonem 478 MV. Z uvedeného vyplývá, že původní záměr jejich výstavby sledoval sezónní využití elektrické energie k výrobě mlynářských produktů, řeziva, zpracování nerostů apod. V šedesátých letech se MVE u nás rušily jako neefektiv ní. V sedmdesátých letech vyvolala energetická krize znovu zájem o výstavbu a obnovu MVE už jako jednu z mála možností u nás podnikat. V současné době se tato činnost soustřeďuje i na malé toky s úsilím o celoroční využití vodních zdrojů. Konkrétní ekologické přístupy ke krajině, vodním tokům a ochraně ichtyofauny nebyly v minulosti prosazovány na potřebné úrovni a proto i nadále u nás při posuzování a schvalování těchto staveb převažuje technokratické pojetí. Materiál a metodika Hodnocení změn rybího osídlení v tocích pstruhového a lipanového pásma vlivem MVE provedli např. Poupě (1992) a Hartvich (1993) podle běžných ichtyologických postupů. Popsali také způsoby zjišťování škod a z nich vyplývající důsledky na rozvoj rybích populací. Posuzování vhodnosti hydrotechnologických zařízení bylo provedeno srovnáním s b i otechnickými požadavky, které se uplatňují v zahraničí (Bernoth,1990; Peter,1991; Skácel,Mužík,1992 a další). Výsledky a diskuse Jsou-li MVE "ekologicky čisté" vůči ovzduší, jsou proti nim výhrady k jejich vlivům na své bezprostřední okolí-vodní tok, jehož energii využívají. Nejdůležitějším hlediskem je zajištění asanačního (sanitárního) průtoku pod odběrem vody k turbinám,aby se zachovaly alespoň nejnutnější podmínky pro život ryb a ostatních vodních živočichů. Nejvíce problematické jsou v tomto směru elektrárny derivační (odklonové) s bočním přivaděčem (náhonem). Někdy bývá ještě 178

na přivaděči postavena akumulační nádrž pro nadlepšení průtoku a pak je voda vypouštěna zpátky do toku jen pokud pohani turbiny. Pouze intervalové zásobení toku vodou je z mnoha ekologických hledisek včetně ochrany ichtyofauny nežádoucí. Při kontrole asanačních průtoků MVE v podhůřích jihočeského regionu a na Šumavě bylo na podzim 1992 zjištěno, že v polovině případu zůstala koryta pod odběrem vody až ke spodnímu vyústění zcela bez průtoku. Postižené části toku o délce 0,6-l,5km rychle mění svůj akvatický charakter na terrestrický (suchozemský). V těchto dosud málo upravených potocích a říčkách pstruhového pásma nedochází jen ke 'zkrácení rybářského revíru, porušení zákonných předpisů a ztrátě biomasy ryb (35-175 kg/km toku) včetně ohrožených druhů z červeného seznamu jako je mihule potoční, raci, perlorodky apod., ale i k zamezení migrací a reprodukce, což se nepříznivě promítá do celé rybí populace. Z uvedeného vyplývá, že požadovat asanační průtok nejvýše Q 330 na těchto tocích je oprávněné stejně jako vy Loučit vliv obsluhy MVE na rozdělování vody do přivaděče a původního koryta. Odběr vody, výškové údaje hladin a další vodohospodářské charakteristiky stanoví manipulační řád ve smyslu ČSN 73 6808. Jeho dodržování na říčních tratích s údolními nádržemi, jezy a navazujícími odběry vody MVE, kde průtok vody musí být nepřetržitě řízen, bezprostředně limituje možnosti rybářského obhospodařování. Rovněž nápustní objekty MVE musí být k tomu stavebně uzpůsobeny včetně dalšího u nás dosud opomíjeného požadavku, aby sloužily jako rybí přechody a umožňovaly migrace ryb proti proudu. Jsou to obtokové kanály, balvanité skluzy, rampy,komůrkové kaskády apod., ale máme málo informací o tom, které typy by se nejlépe uplatnily v našich podmínkách . Také problematika rybích zábran nebyla u nás v minulosti řešena. Mechanické zábrany v podobě česLových stěn jsou budovány k zachycení plovoucích a ponořených předmětů podle předepsaných norem, které o této další funkcí se nezmiňují. Přitom ryby nepřeplavou přes turbiny bez poškození. Ve smyslu zákona 264/92 Sb. o ochraně zvířat by měla každá elektrárna, odebírající vodu ze zarybnéného toku, být vybavena rybími zábranami před vtokem vody k turbinám nebo v nápustním objektu. Kromě česlových a bublinových stěn je možné použít elektromechanické zábrany, u nichž se udává nejvyšší účinnost. Musí plnit i druhou funkci, t.j. usměrnit migrující ichtyofaunu mimo pracovní prostor turbin do koryta vodního toku. Rybí zábrany a přechody spolu se zajištěním přiměřených průtoků mají charakter revitalizačních opatření, které zatím nejsou preferovány. V současné vodohospodářské i rybářské praxi se projevuje absence vhodných metodik nebo jiných legislativních forem, o něž by se při vodoprávních řízeních mohly odpovědné orgány opřít a kvalifikovaně rozhodovat. Stávající zákony a prováděcí předpisy nezaručují a ani nevylučují možnost různého pohledu orgánů státní správy. Avšak jen plnohodnotné biotechnické stavby MVE zmenší nepříznivé dopady na ichtyofaunu vodních toků. 179

Literatura Bernoth,E.,M.,1990: Schadigung von Fischen durch Turbinenanlagen. Dtsch.t i erárzt.Vschr.97,1:161-164 Gabriel,P.,Čihák,F.,Kučerová,J.,1992: M a l é vodní elektrárny. ČVUT Praha,178 s. Hartvich,P.,1993: M a l é vodní e l e k t r á r n y a ryby. Šumava, 2:6-7 Peter, A. , 1991 : Auspruche von Fischen an d i e Morphologic und Hydrologie der Bache M i t t e i l u n g e n dre EAWAG Duberdorf,1:912 Poupě,J.,1992: Ano i ne malým vodním elektrárnám. Rybářství, 9:201-202 Skácel,L.,Mužík,V.,1992: Malé vodné elektrárne: Kedy áno, kedy nie. Polovníctvo a rybárstvo,8:30-31

Adresa autora: P. Hartvich, Zemědělská fakulta Jihočeské Studentská 13, 370 05 České Budějovice. 180

univerzity

MALÉ VODNÍ ELEKTRÁRNY A RYBÍ OSÍDLENÍ VODNÍCH TOKŮ S.LUSK a K.HALAČKA Úvod V posledních letech dochází v České republice k obnově v minulosti zrušených a k výstavbě nových malých vodních elektráren (dále jen MVE). V našich podmínkách na rozdíl od např. Bavorska, nemá výroba energie v MVE v celkové energe tické bilanci větší význam. Při posuzování MVE jsou obvykle zdůrazňována jejich pozitiva a opomíjeny negativní vlivy je jich činnosti. MVE mají výrazné negativní dopady především na ekosystém vodního toku, kde představuji výrazný devastační faktor ve vztahu k vlastnímu hydrologickému systému 1 k biotě tam žijící. Negatívni působení MVE je vnímáno pře devším rybáři a pracovníky ochrany přírody. Jedná se o problém aktuální a narůstající vzhledem k rychle se zvětšujícímu počtu těchto objektů. Např. v působnosti Povodí Moravy a.s. v Brně je v provozu okolo 90 objektů MVE (výkon 2 MV) a jsou evidovány žádosti o výstavbu nových MVE ve více než 1000 profilech. S podivem lze konstatovat, že doposud v našich podmínkách nemáme až na výjimky (Skácel a Mužík 1992, Hartvich 1993) pojednání o problematice MVE ve vztahu k rybímu osídlení vodních toků. V našem příspěvku uvádíme několik konkrétních poznatků o této problematice. Materiál a metodika V průběhu let 1992-93 jsme v rámci ichtyologických výz kumů na menších vodních tocích (grantový projekt GA AV ČR č.66903) získali údaje o vlivu provozu MVE na rybí osídlení. Na tocích Oslava, Moravice a Tichá Orlice jsme provedli kvantitativní odlovy pomocí elektrického agregátu v úsecích ovlivněných a neovlivněných provozem MVE. Bylo použito meto dy opakovaných odlovů (2 od Lovy) s odhadem konečného stavu rybí obsádky podle Seber a LeCren (1967). Výsledky V CR jsou v provozu dva základní typy MVE - buď s d e r i - vačním náhonem a nebo bez nej, s l o k a l i z a c í elektrárny přímo ve vzdouvacím stupni. Naše poznatky se týkají v l i v u MVE s derivačními náhony. Vodní tok-TICHÁ ORLICE MVE v k.ú. Mladkov v ŕ.km 89,0 - objekt bývalého mlýna s přívodním derivačním kanálem v délce asi 400 m. Úsek toku mezi stupněm a vyústěním vody z MVE je v době provozu MVE silně ovlivněn výrazně sníženým průtokem. Podle sděleni rybářů, při nízkých průtocích je prakticky veškerá voda odebírána pro provoz MVE. Při výzkumu 15.9.1993 byl proloven ú se k, k de j e p rů tok o v li v ně n od b ěre m v od y p ro M VE ( ú se k B ) a ú s e k t o k u p o d M V E ( ú s e k A ) . V ý s l e d k y j s o u u v e d e n y v tab. 1.

181

Vodní tok - OSLAVA MVE je vybudována v ŕ.km 73,5, vodu k ní přivádí d e r i vační náhon v délce asi 200 m. Elektrárna v době nedostatečných průtoků pracuje ve špičkovém režimu s nadržováním vody nad stupněm. V období nízkých průtoků v úseku toku mezi stupněm a vyústěním vody z MVE zpět do toku teče pouze voda, která prosakuje netěsností objektu. Při našem výzkumu 21.7.1992 jsme zjišťovali stav rybího o s í d l e n í ve třech úsecích, a to A- úsek toku pod zaústěním výtoku z MVE, koryto prohrábnuto, průtok k o l í s c t v důsledku špičkového provozu M\ 1 v několikahodinových intervalech. B- úsek mezi zaústěním od pádu z MVE a vzdouvacim objektem, v době našeho výzkumu měl pouze minimální průtok prosakuj ící vody přes tě J eso stupně Cúsek toku bez ovlivnění provozu MVE byl charakterem identický s úseky A a B. Výsledky jsou uvedeny v tab. 2. Vodní tok - MORAVICE Jedná se o MVE v ř.km 94,6 v k.ú. Malá Moravka. Voda je přiváděna derivačním náhonem. Na odběrovém profilu jsou problémy s dodržováním potřebného minimálního průtoku ve v l as t ní m to ku M o ra v ic e po d od b ěr e m. P ři p rů z ku m u d ne 7.6.1993 byl zjištěn stav rybího osídlení v toku Moravice pod odběrovým objektem - A a v toku nad odběrovým objektem - B. V úseku nad odběrovým profilem byl zjištěn výskyt mihule potoční. Zjištěný stav rybího osídlení je uveden v tab. 3

Tab.1.

Parametry rybího osídlení ve dvou úsecích Tiché Orlice, data přepočtena na 1 ha.

D r u h

Ú s e k A n kg

Pstruh obecný Lipan podhorní Mřenka mramorovaná C e l k e m

Tab.2.

936 68 351 1.355

Ú s e k B n kg

81,85 8,42 2,68 92,96

280 36 45 361

Parametry rybího osídlení ve třech Oslavy, data přepočtena na 1 ha. D r u h

Ú s e k n

A

Ú s n

kg

v toku

e k B kg

25,09 2,29 0,23 27,60

úsecích toku

Ú s

e k

n

C kg

89

28, 17

Štika obecná obecná Plotice obecná Jelec proudník Jelec tloušť

33

11 ,67

_

1.070

80,48 12,41 80,48

9 42 1 .575

0,47 3 .020 2,51 602 19, 16 926

135,65 50,70 52,32

Hrouzek obecný Mřenka mramorovaná Úhoř říční

939 -

6,67 753 589 9 3.047 201 ,69 2.997

5,77 4 .770 4,24 9,42 17 41 ,57 9 .421

59,52 11 ,67 338,03

Celkem

300 704

182

_

Tab.3.

Parametry rybího osídlení ve dvou Moravice, data přepočtena na 1 ha.

úsecích

toku

D r u h N Pstruh obecný Vranka pruhoploutvá C e l k e m

1.560 145 1.705

Úsek A kg 83,4, 0,99 84,39

Úsek B N 2.292 445 2.737

KG 175 99 3,62 179

U všech sledovaných objektů MVE s derivačním náhonem jsme zjistili v úsecích pod vzdouvacími objekty, kde je stanoven tzv. minimálně zaručený průtok na úrovni O355d výrazný pokles celkové abundance (o 55-73 %) a biomasy (o 48-88 %) rybí obsádky. Rovněž v úseku pod zaústěním vody z MVE, která pracuje ve špičkovém režimu, jsme na toku Oslavy zjistili výrazné snížení abundance i biomasy oproti úseku neovlivněnému provozem MVE (tab. 2, úsek A). Diskuse a návrhy na opatrení Využívání gravitační energie vody má dlouhodobou historii a svědčí o tom, že vztah čLověka k vodnim tokům byl určován jeho potřebami. Současný, globálně velmi nepříznivý stav přírodního prostředí by měl vést k postupnému upřednostňování ekologických hledisek i při posuzování provozu tzv. MVE. Provoz MVE zvyšuje a pozměňuje variabiLitu průtokého režimu vodního toku oproti přirozenému stavu a jeho důsledkem je nestabilní vodní biotop s negativními dopady na rybí biotu. S touto skutečností se setkáváme jak na menších vodních tocích v našich podmínkách, tak i na podstatně větších tocích ve světě (např. Bain et al. 1988). Vzhledem k tomu, že průtoky vody mají zásadní vliv na hloubku vody v toku a na rychlost proudění, nejvýznamnější veličiny biotopu ovlivňující výskyt ryb (Gorman and Karr 1978, Sheldon 1968), jsou naše výsledky dokladující negativní v l i v MVE na rybí osídlení s uvedeným plně v souladu. Rozdíly mezi úseky toků ovlivněnými a neovlivněnými provozem MVE jsou z hlediska abundance a biomasy i z hlediska velikostní struktury rybích populací podmíněny vodním režimem. Demars (1985) při posuzování v l i v u MVE na pstruhových tocích ve Francii zjistil, že jejich provoz výrazně zhoršuje podmínky pro přirozené rozmnožování, znemožňuje migrace a zhoršuje růst u jedinců pstruha obecného. Z hlediska dopadů na rybí faunu jsou méně škodlivé MVE, zabudované přímo ve vzdouvacím stupni , které nevyžaduj í vytvoření výškového rozdílu pomocí tzv. derivačního náhonu. V těchto případech se negativní v l i v MVE projevuje variabilním průtokovým režimem, způsobeným tzv. špičkováním z důvodů odběratelských nebo průtokových. V úseku toku pod MVE dochází v průběhu dne k výraznému kolísání průtoků. K obdobné situaci dochází v případě minimálních vodních stavů, kdy je voda nadržována pro následný časově omezený provoz MVE, i v části toku nad jezovým stupněm. U MVE s tzv. derivačním náhonem k výše uvedeným úsekům toku přibývá ještě část toku mezi vzdouvacím stupněm a vyústí vody z MVE zpět 183

do toku. Tento úsek je v období nižších vodních průtoků dotován pouze minimálním množstvím vody, v našich podmínkách obvykle Q355, což je nedostatečné pro normální existenci odpovídajícího rybího osídlení. Situaci zejména na menších tocích zhoršuje časté nedodržování l i m i t ů minimálního průtoku v těchto úsecích. Setkali jsme se i s případy, kdy byl i tzv. minimální průtok zcela zastaven a veškerá voda byla svedena na turbinu. V posledních letech se zvyšující se váhou ekologických aspektů, se předmětem diskuse i výzkumného šetření stal problém tzv. minimálních průtoků pod vodními d í l y (přehrady, odběry vody, MVE a pod.). Problematika tzv. mi nimá lních prů toků byla a je posuzována především z hlediska zajištění od běrů vody a jiných alternativ jejího využití, z hlediska b i lance ředění znečištění a v poslední době i z hlediska potřeb bioty. Zde až dosud dominuje posuzování na úrovni be zobratlých (např. Kubíček 1990, Bernardova 1993) s tím, že pro ryby jsou závěry odvozovány. Obecně v náhledu na tzv mi nimálně zaručený (ekologický) průtok začíná převládat názor, že by měl být zvýšen na úroveň O33Qd (viz Mrázek 1993, aj.). Podle MZP bude nutno při poklesu přirozeného průtoku pod je ho hranici, využívání vody pro jiné účely zastavit (např. provoz MVE). V případě akumulace vody (údolní nádrže) by však měla vznikat povinnost nadlepšovat průtoky na uvedenou hranici MZP, i když přirozený průtokový režim aktuálně této výše nedosahuje(?). Celá záležitost s minimálními průtoky skrývá řadu komplikací a nejasností, při jejichž řešení by mělo být přinejmenším rovnocenné s hledisky ekonomickými i hledisko ekologické. Z hlediska rybí bioty ve vodním toku je nutno si uvědomit, že jakékoli výrazné změny oproti přirozenému průtokovému režimu představují negativní vlivy na přirozené rybí společenstvo. V hierarchii vodní biocenózy stojí ryby nejvýše a ve srovnání s bezobratlými živočichy (bentos) mají výrazně vyšší nároky na tzv. minimální ekologický (či zaručený) průtok. V případě destrukce rybího společenstva je problém jeho restaurace daleko komplikovanější než u společenstva bezobratlých. Nejde pouze o to, aby ryby přežily, ale i o umožnění biologicky plnohodnotného života (rozmnožování, vývoj, produkce). Ryby vedle bioindikační funkce představují i významnou produkční složku, která je objektem hospodářské činnosti (rybářství). V tomto směru, změna přirozeného prů tokového režimu (např. v souvislosti s provozem MVE) může a většinou bude znamenat újmu - ztrátu na produkci ryb, pro rybářství. Mělo by být tedy povinností provozovatele MVE, jemuž tato přináší zisk, uhradit případné ztráty, které vznikají jinému hospodářskému subjektu v oblasti rybářství. Aby se minimalizoval negativní dopad provozu MVE na rybí biotu vodního toku, bylo by třeba správními a statutárními orgány při vodoprávním projednávání provozu MVE uplatňovat následující požadavky: 1. Pro každou navrhovanou MVE nechat vypracovat objektivní biologické hodnocení dopadů na ekosystém vodního toku podle zákona č. 114/92 Sb. a vyhlášky č. 395/92 Sb. 184

2. Na malých tocích by měl být pravidlem tzv. sezónní provoz MVE, které by při průtoku Q330 a menším byly odstaveny. Ne povolovat tzv. špičkování. U MVE s tzv. derivačním náhonem minimální průtok pod vzdouvacím stupněm by neměl být nižší než Q330d Umělý průtok na úrovni 0355^ je na menších tocích pro ryby naprosto nepřijatelný. 3. V tocích na území CHKO, NP as výskytem chráněných a ohrožených druhů ryb (podle tzv. červeného seznamu a vyhl.č. 395/92 Sb.) musí být ochranářský zájem pr i o r i t n í . Zcela vyloučen by měl být tzv. špičkovací režim při provozu MVE, a minimální průtok by měl být stanovován podle podmínek na úrovni 180-270 denní vody. Při poklesu přirozeného průto ku pod stanovený minimální průtok by byl provoz MVE přeru šen. 4. U stávajících MVE je potřeba vyvolat nové vodoprávní ř í zení a vzít v úvahu ekologické zájmy. Jedná se především o stanovení tzv. minimálního ekologického průtoku (=0330)• V oblastech s ochranářským režimem zohlednit zájmy ochrany přírody včetně zvýšení limitu minimálního průtoku. 5. Při nedodržování stanovených podmínek pro provoz MVE uplatňovat vůči provozovateli sankce až po zrušení povolení provozu MVE. Provozovatel MVE by měl být povinnen hradit új my, které vznikají rybářství (ztráta na produkci, případný úhyn ryb a pod.) V souvislosti s MVE je ještě řada problémů, např. problém možnosti migrace ryb, problém nasávání zejména plůdku ryb na turbinu, apod. Problematika vlivu MVE na ekosytém vodních toků a jejich biotu, zejména na ryby vyžaduje další výzkumné úsilí, které by mělo přinést objektivní podklady pro omezení negativních dopadů těchto zařízení. Summary Influence of small water power plants on the fish communities of streams: An evaluation was made of three SVPP w i t h the so-called derivation race on the fish community i n g a b i t i n g the adjacent stream sections. In sections between the wai r and o u t l e t from the SVPP back into the stream, w i t h m i n i m u m water d i s charge Q355 secured, a decrease in total numbers of the f i s h community by 55-73 % and biomass by 48-88 % was found, compared to stream sections of the same characters but not affected by the operation of SVPP. A decrease in total abundance by 53 % and totaL biomass by 38 % was also found in the section below the outlet where marked changes in water discharge occurred several times a day in connection w i t h periods of peak performance of the SVPP. It is recommended to apply more severe conditions to the operation of SVPP on small streams, i.e., to secure minimum ecological water d i s charge Q330 for the fish.

185

Literatura Bain, B. M., Finn, J.T. and Booke, H.E., 1988. Streamflow regulation and fish community structure. Ecology, 69: 382-392. Bernardova, I., 1993. Příspěvek k probLematice mi nimálníc h průtoků. Procc. I I I . River Bottom, Olomouc:1-2. Demars, J. J . , 1985. Repercussion of small hydroelectric power stations on populations of brown trout (Salmo trutta) in rivers in the French Massif-Central. In: Alabaster,J.S., e d i t . : Habitat modification and freshwater fisheries, London: 52-61. Gorman, G.T. and Karr, J.R.1978. Habitat structure and stream fish communities. Ecology, 59: 507-515. Hartvich , P., 1993. Icht y ologické p oža davky na hydrotechnická zařízení a provoz malých vodních elektráren. Procc. III. River Bottom, Olomouc: 11-12. Kubíček, F., 1990. Vliv různě velkých průtoků a znečištění na biocenózy v tocích. Závěrečná zpráva PřF MU Brno, 1-50. Lusk, S., 1992. Malé vodní elektrárny (Ryby, rybářství a ochrana přírody). Expertiza, 1-5. Mrázek,K., 1993. Návrh zásad stanovení minimálních zaručených (ekologických) průtoků v tocích. Expertiza: 1-22. Seber, G.A.F. and LeCren, E.D., 1967. Estimating population parameters from catches large relative to population. J. Anim. Ecol., 36: 631-643. Sheldon, A.L. 1968: Species diversity and longitudinal succession in stream fishes. Ecology, 49: 193-198. Skácel, L. a Mužík, V., 1992. Malé vodní elektrárne: kedy áno, kedy nie. Pol. a rybárstvo, 44(8): 30-31.

Adresa autorů: S. Lusk, K. Halačka, Ústav ekologie krajiny AV ČR, Květná 8, 603 65 Brno, ČR. 186

ČERVENÝ SEZNAM MIHULÍ A RYB ČESKÉ REPUBLIKY S.LUSK, K.LOHNISKÝ A J.VOSTRADOVSKÝ Úvod V současné době tzv. červené seznamy jednotlivých skupin organismů představují dokumenty vyjadřující stupeň ohrožení jednotlivých druhů z hlediska jejich další existence. U nás první verse červených seznamů pro ryby byly sestaveny před deseti lety (Baruš a kol. 1981, Baruš 1981). Postupně vznikly propracovanější verse (Lusk 1985, 1986, 1989, Baruš a kol. 1989), které byly užity v tzv. Červené knize (Baruš a kol. 1989). Všechny uvedené verse červených seznamů pro ryby byly vypracovány pro území Československa. Po vzniku dvou samostatných států - České a Slovenské republiky v roce 1993 se vytvořily odlišné podmínky pro hodnocení stupně ohrožení jednotlivých komponentů ichtyofauny podstatně menšího území České republiky. Současně je potřebné aktualizovat tento seznam na základě konkrétní situace u jednotlivých druhů. Žádný z dosavadních červených seznamů neměl oficiálni statut z hlediska návaznosti na právní normy i z hlediska jeho závaznosti pro správní orgány a orgány ochrany přírody. Proto prováděcí vyhláška MŽP CR č.395/1992 Sb. má některé nedostatky u druhů označených jako ohrožené (např. jelec jeseň, vranka obecná, vranka pruhoploutvá). Uvedené důvody a poznatky jsou podnětem pro vypracování "oficiálního" červeného seznamu, který by měl nejen obecnou platnost, ale i legislativní použitelnost. Námi předkládanou versi považujeme za výchozí podklad, který by měl sloužit pro jeho urychlené upřesnění a dopracování v rámci probíhajícího projektu "Identifikace a ochrana genofondu a biodiversity volně žijících obratlovců v ČR - část ryby". Metodika Vzhledem k tomu, že území České republiky má enormně heterogenní hydrografickou síť - její vodní toky patří k umoří tří moří, a s ohledem na zvýšení efektivnosti záchranných programů při respektování zásad mezipopulační genetické diversity, považujeme za významné specifikovat stupeň ohrožení jednotlivých druhů pro jednotlivá d i l č í povodí. Území České republiky jsme r o z d ě l i l i do 11 hydrologických celků (obr.l): 1 .Pôvod í Dyje a dolní Moravy po Hodonín 2.Povodí střední Moravy až po Olomouc včetně povodí Bečvy 3.Povodí horní Moravy nad Olomoucí 4.Povodí Odry 5.Povodí horního Labe nad profilem Hradec Králové a Or L ice 6.Povodí středního Labe po soutok s Vltavou 7.Povodí dolního Labe a d o l n í Vltavy po Prahu 8.Povodí Ohře 9.Povodí Berounky 10.Povodí střední Vltavy až po Lužnici včetně mimo Otavu 11.Povodí horní Vltavy nad ústím Lužnice a povodí Otavy Při návrhu jednotlivých dílčích hydrologických celků jsme vycházeli z užívaného dělení s tím, že jsme p ř i h l é d l i i k určité gegografické a vývojové kompaktnosti i k současné situaci v jednotlivých oblastech. 187

Při hodnocení stupně ohrožení jsme jako základ použili stupnice IUCN s určitou modifikací jednotlivých kategorií, kterou považujeme za výstižnější pro naše podmínky: V y m i z e l é - Ex -druh, který se prokazatelně v posledních 10 letech v posuzovaných vodách již nevyskytuje. K r i t i c k y o h r o ž e n ý - E druh, u něhož vedle katastrofálního poklesu početnosti došlo k jeho vymizení z řady biotopů i z celých povodí. Z r a n i t e l n ě o h r o ž e n ý V- druh, u něhož vedle výrazného poklesu početnosti došlo k jeho vymizení z některých lokalit. I n d i k o v a n é o h r o ž e n ý - I - druh, u něhož je indikován pokles početnosti populací s tím, že je reálné nebezpečí dalšího zhoršení. V z á c n ý - R - druh, který se v našich vodách objevuje v důsledku migrace, vzácně a nevytváří existence schopné populace . N e o h r o ž e n ý - N T - druh, který není ohrožen, i když byl případně zaznamenán určitý pokles početnosti populací. Výsledky a diskuse Stupeň ohrožení jednotlivých druhů mihulí a ryb v d í l čích hydrologických oblastech je vyjádřen příslušnými zkratkami přehledně v tab. 1. Tento přehled a návrh považujeme za první pracovní versi Červeného seznamu pro Českou republiku a za základ pro vypracování konečného aktuálního Červeného seznamu k určitému časovému horizontu, na němž by se podíleli další pracovníci z oblasti výzkumu a rybářství. Podle naší bilance na území České republiky až do současnosti byl prokázán výskyt 4 druhů mihulí a 53 druhů ryb, které lze považovat pro naše území za původní. Jak ukazuje např. z poslední doby zjištěný výskyt candáta východního (Jurajda a Pavlov 1992), nelze ani uvedenou druhovou bilanci považovat za definitivní. Za vyloučený nelze považovat ani výskyt ježdíka dunajského v povodí Dyje a Moravy. Některé poznatky z oblasti genetiky nasvědčují tomu, že populace sekavce písečného mohou patřit ke 2-3 druhům (Ráb, osobní sdělení). Z celkově uvedeného druhového výčtu původních druhů patří do kategorie vymizelé (Ex) 2 druhy mihulí a 9 druhů a 1 forma ryb, kategorie kriticky ohrožené (E) zahrnuje 1 druh mihulí a 4 druhy ryb, kategorie zranitelně ohrožené (V) 1 druh mihulí a 5 druhů ryb, do kategorie indikované ohrožené (I) 4 druhy ryb, kategorie řídký - vzácný (R) 7 druhů ryb. Za neohrožené (NT) považujeme celkem 24 druhů ryb, b l í že viz tab. 1. V souvisLosti s hodnocením se vyskytují problémy, které bude nutno pro další postup zvážit a rozhodnout. Jedná se např. o druhy, jejichž výskyt je za současného stavu plné závislý na umělém vysazování, úhoř říční, hLavatka obecná a pod. Otázka posouzení výskytu druhů, původních pouze pro část území ČR a nyní vysazované do dalších povodí - jde vlastně o introdukci. Jde o vysazování ostroretky stěhovavé , hlavatky obecné do povodí Labe a úhoře říčního do povodí Moravy. Problematika karasa stříbřitého, kde původní forma se vyskytovala pouze v povodí Moravy (Odry), není rovněž jednoznačná. 189

Tab. 1. Stupeň ohrožení m i h u l í a ryb v jednotlivých d í l č í c h povodích (1-11), sumární hodnocení - Su.

PETROMYZONTI FORMES I.Petromvzontí dae 1.Petromyzon mar i nus 2.Eudontomyzon mariae 3.Lampetra fluviatiJis 4.Lampetra planer i OSTEICHTHYES I.Acipenseridae 1 .Huso huso 2.Acipenser ruthenus 3.Acipenser sturi o II.Clupeidae 1.Alosa alosa III.Salmonidae 1.Salmo salar 2.Salmo trutta trutta 3.Salmo trutta m.fario 4.Hucho hucho 5.Coregonus lav.oxyrh. IV.Thymallidae 1.Thymallus thymallus V.Esocidae 1.Esox lucius VI.Cvprinidae l.Rutilus rutilus 2.Rutilus pigus 3.Leuciscus leuciscus 4.Leuciscus cephalus 5.Leuciscus idus 6.Phoxinus phoxinus 7.Scardinius erythropht. 8.Aspius aspius 9.Leucaspius delineatus lO.Tinca tinca 11.Chondrostoma nasus 12.Gobio gobio 13.Gobio kessleri 14.Gobio albipinatus 15.Barbus barbus 16.Alburnus alburnus 17.Alburnoides bipunct. 18.Blicca bj oerkna 19.Abramis brama 2O.Abramis sapa 21.Abramis ballerus 22.Vimba vimba 23.Pelecus cultratus 24.Rhodeus sericeus 25.Carassius carassius 26.Carasius auratus 27.Cyprinus carpio

1

2

3

4

6

7

8

9

10 11 Su

Ex -

-

-

Ex Ex V V

Ex Ex E

Ex Ex E

-

-

T

Ex V

Ex

V

Ex V

Ex _ Ex - -

-

-

-

-

-

Ex Ex -

_ -

-

tx

-

-

-

-

-

Ex -

-

-

Ex

_ _ NT E -

-

-

E E

R -

-

5

-

E Ex V

R Ex

- _ Ex Ex Ex Ex Ex Ex Ex Ex - Ex Ex Ex Ex Ex Ex Ex Ex Ex NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT Ex Ex _ - - -

-

_ -

_ Ex -

-

-

-

E Ex

NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT R NT NT NT I

NT NT NT Ex I

NT NT NT NT

NT NT NT NT V V NT NT NT I NT V NT NT R I E R NT NT Ex Ex

Ex NT I NT V

NT NT Ex Ex E Ex NT NT Ex Ex

NT I NT Ex I NT NT NT NT V NT I NT V NT NT Ex NT NT 190

NT I NT I NT

NT NT NT V NT I NT V NT NT Ex E i

NT NT NT V

I NT NT NT NT NT NT NT NT

NT I NT

I I NT NT NT

NT NT I NT V NT NT NT - - Ex I V - I I NT NT NT -- - - - -

NT I NT NT I

NT NT NT V

NT NT NT I NT NT NT NT NT I NT V NT

NT NT NT I I NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT - NT NT NT - - I I I NT NT NT Ex V V NT NT NT NT NT NT NT - - - Ex Ex - V V NT NT - - - I V I V NT NT NT NT - - - - - - -

NT NT NT I NT NT

NT R NT NT I I

I NT V NT NT I E NT -

Ex NT I NT V NT NT R V I R I NT Ex Ex

NT NT NT NT NT NT - V NT NT

VII.Cobitidae 1.Noemacheilus barbatulus 2.Cobitis taenia 3.Sabanejewia aurata 4.Misgurnus fossilis

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10 11 Su

NT V V

NT V E E

NT V -

NT V E E

NT E E

NT E E

NT V E

NT E V

NT NT V E - V I

NT E E

NT E E E

VHI.Siluridae l.Silurus glanis IX.Anguillidae 1.Anguilla anguilla X.Gadidae 1.Lota lota XI.Percidae 1.Perca fluviatilis 2.Stizostedion lucioperca 3.Stizostedion volgense 4.Gymnocephalus cernua 5.Gymnocephalus schraets. ó.Zingel zingel 7.Zingel streber XII.Cottidae 1.Cottus gobio 2.Cottus poecilopus XIII.Pleuronectidae 1.Pleuronectes flesus

NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT V

E

E

V

V

I

E

V

V

V

V

V

NT NT R I E R R

NT NT I Ex Ex Ex

NT NT I -

NT NT I -

NT NT V -

NT NT NT -

NT NT NT -

NT NT I -

NT NT NT -

NT NT NT -

NT NT NT -

NT NT R NT E R R

NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT NT I NT NT NT - - - - - - - NT -

-

-

-

-

-

Ex -

-

-

-

Ex

Samostatný okruh predstavuje sladění resp. návaznost červeného seznamu na legislativní normy. Prováděcí vyhláška č. 395/1992 Sb. k zákonu č. 114/1992 Sb. o ochraně prírody a krajiny uvádí následující kategorie zvláště chráněných druhů mihulí a ryb. Kriticky ohrožené - Lampetra planeri, Eudontomyzon mariae, Gobio kessleri,Sabanejewia aurata, Zin-gel streber, Zingel zingeL, Silně ohrožené Alburnoides b i punctatus, P e l e c u s c u l t r a t u s , C o b i t i s t a e n i a , O h r o že n é - Rutilus pigus, Leuciscus idus, Phoxinus phoxinus, Abramis sapa, Cyprinus carpio (div.forma), Misgurnus fossilis, Lota lota, Cottus gobio a Cottus poecilopus. Porovnání s hodnocením v tab.l ukazuje u několika druhů na zásadní disproporci, která by měla být vyjasněna a odstraněna. Červený seznam by měl být součástí strategie ochrany biodiversity a genofondu, jejíž vypracování je rovněž vysoce potřebné. Příslušnému stupni ohrožení toho kterého druhu by m e l y odpovídat adekvátní záchranná opatření a to tak, aby b y l y všechny a s p e k t y o c h r a n á ř s k é p o l i t i k y v e v z á j e m n é m s o u l a d u a návaznosti. V tomto směru by náš příspěvek mel vyprovokovat potrebnou aktivitu a současně vytvořit základ pro d a l š í výzkumnou i koncepční prác i . Po ukončení práce na tomto příspěvku jsme obdrželi nová kriteria IUCN pro posuzování stupně ohrožení jednotlivých taxonů. Prakticky nebylo již možné přepracovat tento návrh Červeného seznamu podle nových k r i t é r i í . Protože však rozdíly nejsou zásadní, uvádíme pro porovnání stručně nové kategorie s poznámkami, které by mohly čtenáři napomoci při o r i entaci : Extinct (Ex) - vyhynulý, v našich podmínkách vymizelý. 191

Critical (CR)- kritický, druh, jemuž hrozí v b l í z k é budoucnosti vyhynutí, v našich sladění resp. návaznost podmínkách vymizeni, do této normy. Prováděcí vyhláška kategorie budou spadat některé o ochraně přírody druhy s dosavadním označením "E". zvláště chráněných Endangered (EN)-ohrožený, Lampetra planeri, průkazný pokles početnosti a vymizení z mnoha původních lok ali t, u nás zbývající druhy z kategorie "E" a příp. některý druh z kategorie "V". Vulnerable (VU)-zranite1ný, průkazný pokles početnosti, pokud by vývoj pokračoval, je nebezpečí přeřazení do vyšších stupňů. V našich podmínkách se bude jednat o druhy hodnocené jako "V", případně "I", Susceptible (SU) - náchylný (k ohrožení) v důsledku zmenšení areálu. Snad sem bude možno zařadit některé druhy hodnocené jako "R". Low risk (LR)-málo ohrožený, sem bude možno zařadit některé z druhů, které jsme klasifikovali jako "NT". Dále nová klasifikační stupnice obsahuje kategorie: Conservation dependent (CD) - závislý na ochraně (po modifikaci by mohlo být použito pro druhy, jejichž existence je závislá na vysazování a pod.). Data deficient (DD) - nedostatečné údaje , možná opět sem přijdou zařadit některé druhy z kategorie "NT".Not evaluated (NE) - v podstatě by sem měly patřit druhy, které lze považovat z hlediska ohrožení za neohrožené. Pro nové kategorie CR, EN a VU jsou uvedeny podrobně hodnotící kriteria pro zařazení. I u této nové klasifikační stupnice míry ohrožení jednotlivých druhů bude nutno pro naše podmínky provést určité upřesnění tak, aby provedené ohodnocení bylo ve vzájemné souměřitelnosti a odpovídalo realitě. Kriteria zpracovaná IUCN pro globální hodnocení stupně ohrožení druhu by při neadaptované aplikaci v rámci státu mohla vést k nesprávným závěrům a obtížné využitelnosti pro potřeby ochranářského managementu u ohrožených druhů. Summary The Red list of lampreys and fishes of the Czech Republic: The degree to which individual species of lampreys and fishes are endangered was estimated for individual partial drainage areas. The estimates were then used in a general evaluation for the territory of the Czech Republic. Four lamprey species and 53 fish species have been evaluated as indigenous in the waters of the Czech Republic (for a list, see Tab. 1). Two lamprey species and 9 species plus one form of fishes are considered as vanished. One lamprey species and 4 fish species have been included in the category of critically endangered, 1 lamprey and 5 fish species, in the category of vulnerably endangered, and 4 fish species in the category of indicatively endangered. Seven fish species are considered as rare and 24 fish species as not endangered for the time being (see Tab. 1, Su). This Red List expresses the actual situation.

192

Literatura Baruš, V., 1981. Návrh seznamu ohrožených taxonů obratlovců (Vertebrata) fauny ČSSR. Vertebrat.Zprávy,1981: 35-42. Baruš, V., Lusk, S. a Gajdůšek, J.,1981. Fauna ryb a jej i zachování v Československu. Památky a príroda, 1981 : 619-623. Baruš, V. a kol. 1988. Red data list of vertebrates of Czechoslovakia. Acta Sc.Nat.Brno, 22(3): 1-33. Baruš, V. a kol. 1989. Červená kniha 2. Kruhoústí, ryby, obojživelníci, plazi, savci. SZN Praha. Jurajda, P. a Pavlov, I., 1992. The first record of Volga pikeperch (Stizostedion volgense) in the Dyje river.Folia Zoologica 42: 383-384. Lusk, S., 1985. Problematika ochrany československé ichtyofauny. Sb. Vliv civilizačních faktorů na chov zvěre,ryb a včel-III, Brno: 192-199. Lusk, S., 1986. Ochrana rybí fauny. Sb.Hospodaření na pstruhových vodách, KV ČRS Brno, 1986:62-79. Lusk, S., 1989. Gene pool of fishes in Czechoslovakia: present state and conservation efforts. Práce VURH Vodňany, 18: 15-26.

Adresy autorů: S.Lusk, Ústav ekologie krajiny AV ČR, Kvetná 8, 603 65 Brno, ČR. K. Lohniský, Východočeské museum v Hradci Králové, Eliščino nábř.4, 500 39 Hradec Králové, ČR. J. Vostradovský, Jívenská 3, 140 00 Praha 4, ČR.

193

SOUČASNÝ POHLED NA VIROVÉ NEMOCI RYB A JEJICH DIAGNOSTIKU T. VESELÝ, L. RODÁK, Přehledné statistiky uvádí, že ztráty úhynem postihují asi jednu třetinu populace ekonomicky užitečných ryb ročně. Z toho 60% je způsobeno patogenními organismy, mezi n i m i ž mají významný podíl viroví původci. V současné době je popsáno více než 50 rybích virů. Přibližně čtvrtina z nich je patogenní pro sladkovodní ryby. Viry způsobující největší ztráty v evropských chovech patří do čeledí Herpesviridae (CCV-herpesviróza sumečka kanálového), Birnaviridae (IPN-infekční nekróza pankreatu lososovitých ryb) a hlavně Rhabdoviridae, která je považována za majoritní skupinu rybích patogenů. Do této čeledi patří původce VHS - virové haemorrhagické septikémie pstruhů, IHN - infekční hematopoietické nekrózy pstruhů, SVC - jarní v irémi e kapra, PFR - rhabdoviróza plůdku štiky a další viry patogenní pro ryby. Pozornost evropské vědecké základny, jakož i veterinářů a pracovníků z praxe je v současnosti zaměřena na čtyři virové nemoci postihující převážně lososovité ryby: VHS, IHN, IPN a ISA (infekční anémie lososů;. To se odrazilo i v příspěvcích na 6. mezinárodní konferenci EAFP, která proběhla v září 1993 ve Francii (Brest). Ve virologické sekci bylo prezentováno 12 příspěvků k VHS, 9 k ISA, 7 k IPN, 3 k IHN a 2 práce týkající se jiných virů. Význam těchto nemocí a jejich diagnostiky v našich chovech je nepopiratelný nejen vzhledem k výskytu či možnosti výskytu onemocnění, ale též pro potřeby zdravotních osvědčení vyžadovaných zeměmi EHS při exportech ryb. Virová haemorrhagická septikémie (VHS). VHS je nejdůležitější akutní onemocnění lososovitých ryb v Evropě. Postihuje obzvláště ryby v prvním roce života, ale byly popsány případy výskytu i u starších věkových kategorií. Onemocnění propuká při teplotách vody do 12oC, výjimečně až do 20 °C. Mortalita se pohybuje mezi 80 - 100% v závislosti na věku ryb a teplotě vody. Původcem je rhabdovirus patřící do rodu Lyssavirus, o velikosti 60-70 nm x 180 a více nm (pleiomorfie). Virová partikule se skládá z pěti antigenních složek L, G, N, Ml a M2. VHSV se vyskytuje ve 3 subtypech (Fl,He, 23.75). V poslední době jsou však hlášeny izoláty ze Španělska nepatřící ani do jednoho z výše uvedených subtypů. Onemocnění se projevuje v akutní, chronické či nervové formě. Při akutní formě se u ryb projevuje apatie, patologické ztmavnutí ryb, exoftalmus, periokulární krváceniny a petechiální krváceniny ve svalovine a serózách. Při chronickém průběhu lze pozorovat atypické pohyby a anémii vysokého stupně. Při nervové formě, kdy je postižena mozková tkáň, se příznaky projevují spirálnimi pohyby ryb. Patoanatomický obraz je charakterizován bledými žábrami, degenerativními změnami na játrech, předních ledvinách a slezině. Játra jsou bledá, ledviny a slezina často zvětšené a rudé. 194

Mezi druhy ryb vnímavé k infekci virem VHS patří na prvním místě pstruh duhový (O.mykiss), dále pstruh obecný (Salmo trutta), lipan podhorní (Thymallus thymallus), síhové (Coregonus sp.), sivěn americký (Salvelinus fontinalis), hlavatka podunajská (Hucho hucho), atlantický losos (Salmo salar) a štika obecná (Esox lucius). Onemocnění lze stanovit virologickými metodami zahrnujícími elektronovou miroskopii, izolaci viru na buněčných liniích (preferována linie BF-2) a virusneutralizaci, a následně pomocnými metodami zahrnujícími imunoperoxidázový a imunofluorescenční test, dot-blot test a ELISA test pro stanovení původce VHS pstruhů v orgánových homogenátech. ELISA test s citlivostí 103 TCID50/0.1 ml je v České republice komerčně dostupný. Výzkum virové haemorrhagické septikémie se v současné době ubírá směrem k vývoji diagnostických testů za použiti monoklonálních protilátek, imunohisto1ogického barvení preparátů a v oblasti profylaxe vývojem rekombinantní vakcíny obsahující virový glykoprotein (G antigen), odpovědný za tvorbu neutralizačních protilátek. Infekční hematopoietická nekróza (IHN) Infekční nekróza krvetvorné tkáně je akutní virové onemocnění mladých lososovitých ryb vyskytující se původně na farmách v Severní Americe, Japonsku a Taiwanu, ale v současnosti již také v Evropě (Francie, Itálie). Původcem je stejně jako u VHS rhabdovirus rodu Lyssavirus s obdobným antigenním složením. Popsané kmeny IHN lze rozdělit na základě relativní molekulové hmotnosti Na Ml antigénu do 4 - 5 elektroforeotypů, avšak pravděpodobně pouze jednoho sérotypu. Klinické příznaky nemocných ryb se projevují poruchami v plavání, letargií, střelovitými pohyby, exoftalmem, ztmavnutím těla, bledými žábrami, hemorrhagiemi u baze ploutvi, zvětšenou tělní dutinou a tvorbou pseudoféces. V krvetvorných orgánech lze nalézt petechiální krváceniny, játra, ledviny a slezina jsou bledé, u ryb se projevuje anémie. Zažívací trakt je bez potravy, zduřelý a plný nažloutlé tekutiny. K onemocnění je vnímavý především pstruh duhový (Oncorhynchus mykiss), a další zástupci uvedeného rodu (0.masou, 0.keta atd.) Přenos viru se děje horizontálně (přenos vodou, branou vstupu jsou žábra) i vertikálne ( j ikry a obzvláště sperma). Onemocnění se prokazuje elektronmikroskopicky, izolací viru na buněčných l i n i í c h ( FHM, RTG -2, CHSE, BF-2 a hlavně EPC linie) a následnou charakterizací za použití specifických antisér. Jde o metody průkazu původce IHN imunofluorescenčnč, imunoperoxidázovým testem a ELISA testem Vývoj ELISA testu je ŕešen v rámci státního úkolu na Výzkumném ústavu veterinárního lékařství v Brně. Na špičkových evropských pracovištích (Dánsko, Francie) je výzkum zaměřen na diagnostiku za použití monoklonálních protilátek, které jsou ve stadiu příprav i na VÚVeL Brno.

195

Infekční nekroza pankreatu pstruha (IPN) Infekční nekróza pankreatu je akutní kontagiózní systémové onemocnění plůdku a mladších ryb (do věku 1/2 roku). Mortalita dosahující až 90 % je nepřímo úměrná věku ryb. Onemocnění je rozšířeno prakticky po celém světě. Původcem je Birnavirus tvořící neobalovaný ikosahedron s jednou kapsidou, obsahující dvouvláknovou RNA. Velikost virových částic je 60 nm. Nemocné ryby jsou charakterizovány podobně jako u ostatních viróz exoftalmem, tmavým zbarvením, krváceninami v kůži a u kořene ploutví (obzvláště u břišních pl.), bledými žábrami, bílým exkretem, spirálním plaváním, ležením na dně a hynutím. Pro patoanatomický nález jsou typické krváceniny na pylorických přívěscích, kde se nachází tkáň pankreatu. Slezina, srdce, játra i ledviny jsou bledé, žaludek a střevo bývají naplněny čirým až mléčně zbarveným hlenem. Ryby vnímavé na infekční nekrózu pankreatu jsou pstruh duhový, pstruh obecný, sivěn i ostatní salmonidi, a l e i množství ostatních nelososovitých ryb ( v rámci dvaceti čeledí, od kruhoústých až po kostnaté ryby). Původce IPN byl prokázán i u měkkýšů a korýšů, což dokládá jeho rozšíření a přizpůsobivost. Onemocnění lze diagnostikovat elektronovou mikroskopií, izolací viru na buněčných liniích (RTG-2, FHM, BF-2, EPC, CHSE), imunofluorescenčně, imunoperoxidázovým testem a ELISA testem. ELISA test vyvinutý ve VÚVeL Brno a komerčně dostupný má citlivost záchytu původce IPN 102 TCID50/0.1 ml. Infekční anémie lososů (ISA) Infekční anémie lososů je onemocnění atlantských Lososů, poprvé popsané v roce 1984 v Norsku. Mortalita při probíhající infekci dosahuje až 100 %. Předběžné výsledky ukazují, že příčinné agens je virového původu. Avšak virus nebyl dosud izolován. Při onemocnění jsou poškozeny krvinky bílé i červené řady. U ryb s probíhajícím onemocněním dochází po 18. dnu k dramatickému poklesu hematokritu. V játrech lze nejprve pozorovat mikroskopické leze, později rozsáhlejší hemorrhagie. Vnímavou rybou je atlantický losos. Při experimentálních infekcích byla mortalita v rozmezí 28 - 98 %, ovšem při přirozeném výskytu dosahovala 100 %. Byly prováděny pokusné infekce pstruha duhového (Oncorhynchus mykiss) a sivěna (Salvelinus fontinalis), ale výsledek byl negativní. Zatím se zdá, že atlantický losos je jediným vnímavým druhem pro popisované onemocnění. Přenos se děje pasivně mořskou vodou, dále krevními a orgánovými zbytky a také parazity. Diagnostika je dosud prováděna pouze podle klinického a patoanatomického nálezu. Poslední výzkumy prokázaly možnost přípravy specifických protilátek a jejich schopnost imunohistochemicky barvit jádra nezralých erytrocytu ryb infikovaných infekční anémií lososů.

196

Jarní virémie kapra (SVC) Jarní virémie kapra je akutní hemorrhagické virové onemocnění cyprinidů, a obzvláště kapra obecného (Cyprinus carp i o) . On em o cn ění p ro b íh á n a jař e př i ní zk é tep l ot ě vo dy a také nízké hladině protilátek v krvi ryb, a postihuje všechny věkové kategorie. Původcem je rhabdovirus z rodu Vesiculovirus. Antigenní odlišnost od rodu Lyssavirus (viry VHS a IHN) je dána p ř í tomností NS antigénu (nestrukturální fosfoprotein) a pouze jednoho M antigénu (membránový protein). Dalším rozdílem je nižší molekulová hmotnost G antigénu (glykoprotein). Ryby s probíhajícím onemocněním mají zduřelou břišní d u t i n u , p e t e c h i á l n í k r v á c e n i n y n a k ů ž i , ž á b r ec h a o č í c h a v některých případech exoftalmus a změnu pigmentace. Při vytažení z vody lze z břišní dutiny vytlačit krvavou ascitickou tekutinu. Krváceniny jsou patrné i ve svalovine, na vnitřních orgánech (srdce, játra, ledviny, střevo, peritoneum) a obzvláště na plynovém měchýři. Slezina je zvětšena a střevo bývá postiženo katarální enteritidou. Virus SVC byl izolován z kapra obecného (Cyprinus carpio), ostatních cyprinidů a sumce velkého (Silurus glanis). Onemocnění lze nejlépe prokázat stanovením původce v i rologickými metodami (elektronová mikroskopie, izolace na buněčných liniích FHM, EPC, BF-2, RTG-2, PG a CHSE) a specifickými imunologickými testy (IF, IP a ELISA testy) ELISA souprava vyvinutá ve VÚVeL Brno má citlivost 10 2.8 -10 3.5 TCID 50 /0.1 ml. V poslední době byly provedeny srovnávací studie p ř í buznosti izolátů viru SVC a PFR. Byla zjištěna křížová reaktivita v imunologických testech a je otázkou, zda se nejedná 0 dva subtypy stejného viru. K řešení tohoto problému by mohlo být výhodné použiti monoklonálnich protilátek. Diagnostika rybích virových onemocnění nabývá na významu z důvodu zvýšeného pohybu ryb a rybích produktů, a t í m 1 možností zavlečení nákazy do lokalit doposud onemocnění prostých. Vzhledem k tomu, že klinické a patoanatomické ná lezy jsou u viróz velmi podobné, stanovení původce je nepos tradatelné. Výrazný pokrok v diagnostických metodách nastal po zavedení tzv. ELISA testů do veterinární oblasti. V sou časnosti jsou tyto metody používány i pro diagnostiku rybích virů. Na pracovišti VÚVeL Brno byly vyvinuty a jsou komerčně dostupné ELISA soupravy pro stanovení virů VHS, IPN a SVC. Paleta těchto diagnostik bude d á l e rozšiřována o soupravy pro stanovení dalších aktuálních virových onemocnění ryb.

Adresa autora: T. Veselý, L. Rodák, VÚVeL, Hudcova 70, 621 32 Brno

197

PŮVODCI MYKOTICKÝCH ONEMOCNĚNÍ UŽITKOVÝCH RYB J. ŘEHULKA S rozvojem akvakultury, provázené intenzivními prístupy při zvyšování produkce ryb, souvisí i nebezpečí patogenního uplatnění původců rady chorob. Vedle možnosti vypuknutí parazitární invaze nebo epizootií bakteriální či virové etiologie, je třeba počítat i s evidencí houbových chorob, které, nejen, že komplikují už jiným způsobem iniciovaný chorobný stav, ale mohou hrát i úlohu primárního etiologického agens. Dosavadní znalosti o patogenite hub ve vztahu k rybímu organismu dospěly v současné době k takovému stupni poznání, že houbu vykultivovanou z infikované tkáně dnes již nelze pouštět ze zřetele a považovat ji za pouhou pi í snovou kontaminaci. Patogenitu hub lze posuzovat ze dvou aspektů: jako působení v těle ryby a existence mimo ni, přičemž jeden vychází z vniknutí zárodku nebo jeho metabolitů do organismu, druhý z houby samé, nalézající vhodný saprofytický substrát k růstu. Rozeznáváme dva hlavní typy působení hub na rybí organismus: mykózy - vyvolané invazí do živých tkání, toxikózy - které diferencujeme na mykotoxikózy z požití toxických metabolitů vytvořených v krmivu a mycetismy z požití toxických buněčných těl. Patologické působení hub v živém organismu vychází z existence dvou morfologických typů stélky. V prvém případě je houba aktivní a rozrůstá se ve tkáni, v druhém případě je pasivní, závislá na rozsevu krevním proudem. První typ se manifestuje chronickým zánětlivým procesem, druhý pak je srovnatelný s šířením bakteriální nebo virové etiologie. Vstupní bránou patogenních hub je nejčastěji poškozená epidermis a žábra, i když v případě některých saprolegnií to může být i pokožka neporušená, díky přítomnosti pohyblivých spor. Dalším vstupem spor může být zažívací ústrojí, kde podmiňujícím faktorem vývoje propagul budou s největší pravděpodobností střevní leze. Třetím významným místem depozice spor je plynový měchýř, kam se spory dostávají z vodní hladiny při plnění plynového měchýře vzduchem. Důležitou fázi infekčního procesu je přežití houby v místě lokalizace, aby mohlo dojít k vyklíčení a penetraci do tkání. Předpokládá se, že spory mohou relativně dlouhou dobu přežívat v orgánech než dojde k vyklíčení, závisejícím na příznivých podmínkách pro daný druh a nezbytné stimulaci, které jsou k dispozici v místě klíčení a jimiž se ve svých nárocích jednotlivé patogeny liší. Proces penetrace se děje bud prorůstáním hyfy do tkání nebo množením patogenu replikací jednobuněčných forem, které bud pučí nebo tvoří endospory. Reakce hostitele na rozrůstání hyf je rozdílná podle lokalizace mykotického agens. U dermatomykóz vyvolaných saprolegniemi je zánětlivá reakce slabá nebo může zcela chybět a pokud je, tvoří ji infiltrace lymfocytů a histiocytů ve svalovine. Ve vnitřních orgánech jsou výběžky hyf pohlcovány makrofágy a do obranného procesu obvykle zasahují obrovské vícejaderné buňky z cizích těles, tvořící často konglomeráty makrofagicko-histiocytárních granulomů (Exophiala). Penetraci a konsolidaci houby zde brání zánětlivá reakce a opouzdření lézí do okamžiku, než dojde ke zhroucení obranných 198

mechanismů hostitele a modifikované hyfy začnou prorůstat tkáněmi stejně snadno jako v kultuře. Penetrace hyf do cévního lumenu je typická u původce branchiomykózy. Ve skupině hub (Fungi), kterou v přehledu systému charakterizujeme jako netaxonomickou, polyfyletickou, ale praktickou skupinu, zaujímá mykofauna ryb vymezené postavení, determinované následujícími třídami nebo pomocnými skupinami: Chytridiomycetes, Oomycetes, Zygomycetes, Ascomycetes, Basidiomycetes, Deuteromycetes. Nejznámější z parazitických plísní ryb jsou představitelé třídy Oomycetes, která se d ě l í na čtyři řády: Saprolegniales, Perenosporales, Leptomitales a Lagenidiales. Z nich rod Pythium z řádu Perenosporales, rod Leptomitus z řádu Leptomitales a devět rodů z řádu Saprolegniales (Achlya, Aphanomyces, Colyptralegnia, Dictyuchus, Leptolegnia, Pythiopsis, Saprolegnia, Thraustotheca, Branchiomyces) jsou považovány jako parazité ryb. Řada rybích patogenů patří do pomocné umělé skupiny Deuteromycetes, která se dále rozlišuje na praktické skupiny Hyphomycetes a Coelomycetes. Z veterinárního hlediska jsou nejvýznamnější zástupci následujících rodů: Exophiala, Phialophora, Aureobasidium, Fusarium, Ochroconis, Acremonium, Tolypoclad i um, Alternaria, Volutella, Cladosporium, Stemphylium, Penicill i um, Aspergillus, Pyrenochaeta a Phoma. V následujícím tabulkovém přehledu uvádíme druhy hub, které byly isolovány z našich ryb a také druhy, jejichž výskyt se na našem území předpokládá. Záměrně jsme v seznamu neuved Li mikroorganismy zařazované mezi Dermocystidium, které u nás tradičně zaujímají místo mezi prvoky a také toxikózy, vyvolané jedovatými metabolity hub (aflatoxin),parazitujících na povrchu krmiv. Rovněž v přehledu chybí původce i chtyospori diózy, která dosud nebyla v našich chovech ryb diagnostikována. Její častý výskyt na pstruhárnách v zahraničí byl v úzké vazbě na zkrmování syrových mořských ryb, u nichž je hojně rozšířena.

Saprolegnióza patři mezi nejznámější a nejrozšířenější mykózu ryb, vyskytující se ve všech typech vod na světě. K onemocnění dojde tam kde jsou přítomny patogenní kmeny, avšak nej častej i dochází k infekci sporami v okamžiku, kdy je povrch pokožky nebo zaber nějakým způsobem poškozen (mechanicky nebo parazitární či bakteriální infekci) a ryba je oslabená, neschopná tvoři x obranne latky. U lososovitých ryb je vnímavost k saprolegníóze výsledkem působení stresových faktorů, které vyvolávají zvýšenou hladinu kortikosteroidů v krevní plazmě, což vede k zesílení bílkovinného katabolismu. Konečným důsledkem je deficit proteinu, jehož následkem je atrofie kosterního svalstva a snížena synthesa kolagenu. Výsledkem je pak neuspokojivý regenerační proces kožních lézí. Forma a lokalizace plísně bývají i specifické, jako napŕ. u UDN (hlava) nebo u Staffovy choroby p ř i napadení čichových jamek vyskytující se u plůdku a násady kapra během komorování. Laboratorní diagnostika zástupců Saprolegniales se provádí po rutinní isolaci na běžné agarové půdy Metodou opakovaných odpichů, nejlépe na agarovou půdu s hrachovým ex traktem nebo sladinkovv agar, získame b a k t e r i i prostou k u l turu plísně.Fixaci saprolegnii provádíme směsi 70 % a l k o h o l u (94 dílů) a 40 % formaldehydu (6 d í 1ů) .Histologicky lze hyfy plísně spolehlivě detekovat barvením podle Grocotta a pomocí metody PAS. Z terapeutických prostředků je nejúčinnější malachitová zeleň B. U ponořovací lázně se používá 66,7 mg MZ na 1 l vody po dobu 10 - 30 vteřin. Při krátkodobé koupeli se aplikuje 6,7 mg barviva do 1 l vody v expozici 1 - 1 , 5 hodiny Při dlouhodobé lázni (doba trvání 6 dnů) se rozpustí 0,2 - 0,5 mg MZ v 1 l vody. U lososovitých ryb se u této koupele doporučuje používat nejnižší účinnou koncentraci MZ, t.j. 0,15 mg /l. Branchiomykóza je obávanou mykózou zvláště v kaprovém rybnikářství , kde významným predizpozičním faktorem je teplota vody nad 25°C, snížená kysJíkatost vody a zvýšené organické znečištění.Onemocnění má obvykle stacionární charakter s výskytem na určitých lokalitách. V ichtyopatologické l i t e ratuře se dosud uvádějí dva druhy - Branchiomyces sanguinis a B. demigrans , i když někteří autoři vyslovili z důvodu některých shodných morfologických znaků pochybnosti o samostatnosti obou druhů B. demigrans se od B.sanguinis l i š í tlustší stěnou hyf (0.5 - 0,7µm vs. 0,2µm), větším průměrem spor (12 - 17 µm vs. 5 9 µm) a schopnosti prorůstat z krevních cév do okolní žaberní tkáně Laboratorní diagnostika spočíva v mikroskopické prohlídce kompresní metodou připravených preparátů, kde j iž p ř i zvětšení 150 krát můžeme rozpoznat v žaberních cévách branchiomycety a v akutním stádiu nemoci i spory.Za účelem isolace a kultivace se provádí opakovaná centrifugace rozetřené zasažené tkáně ve sterilní destilované vodě, separace hyf od zbytků tkáně, opětná centrifugace hyf s vodou, uložení hyf do 2 % formaldehydu, znovu promytí vodou a kultivace na Sabouradově půdě při teplotě 20 - 22°C. Preventivní zákrok se provádí v rybnících s opakovaným výskytem nemoci v červenci a srpnu, kdy se hladina rybníka 202

popráší páleným vápnem v dávce 50 - 100 kg/ha. V akutním stádiu nemoci aplikujeme na hladinu chlorové vápno v dávce 10 - 15 kg/ha maximálně 3 krát v týdnu. P ř i podzimním výlovu se doporučuje vykoupat ryby v dlouhodobé lázni malachitové zeleně (0,1 - 0,5 mg/l po dobu 2 až 3 dnů. Desinfekci dna provádíme páleným vápnem v dávce 25 q/ha. Exofialózu lososovitých ryb vyvolávají t ř i patogeni:

Exophiala salmonis, E. pisciphila a E. jeanselmei, jejichž výskyt u ryb na našem území je v e l m i pravděpodobný. Systematicky patří tito zástupci rodu Exophiala do pomocné umělé skupiny Deuteromycetes a čeledi Dematiaceae. Jsou charakteristické tvorbou konidií na konci konidiogenní buňky, zv. annelida. Exophiala salmonis tvoří při 25°C za 14 dní na Czapek - Dox agaru šedohnědé kolonie o rozměru 5 - 8 mm. Neroste p ř i 37°C. Konidie mají žlutěskořicovou barvu a cylindrický tvar se zaokrouhleným distálnim koncem a plochým výrůstkem na proximálním konci. Počet sept je 0 - 2 . Septované k o n i d i e jsou 3 x 11 µm velké, neseptované 3 x 5 µm. Sporulace je dobrá na obilním a kukuřičném agaru a špatná na Sabouradově mediu. Exophiala pisciphila vytváří za stejných kultivačních podmínek na bramborovém agaru s dextrózou tmavošedé až tmavě o l i vové kolonie 25 - 28 mm velké. Neroste rovněž při 37°C. Konidie mají žlutěskořicovou barvu a okrouhlý tvar se zakulaceným distálnim koncem a s useknutým výrůstkem na proximálním konci. Septované konidie mají rovněž 2 x 5 µm . Sporulace probíhá za stejných podmínek jako u předchozího druhu. Exophiala jeanselmei tvoří za 14 dní 7 - 2 0 mm velké kolonie s černým slizovitým středem a šedoolivovč zbarveným vzdušným myceliem na okraji. K o n i d i e jsou e l i p s o v i t é h o až krátce cylindrického tvaru 1,0 - 5,0 x 0,9 - 2,9 µm. Roste při 37°C, ale ne při 40°C. Patogenní uplatnění výše uvedených původců exofialózy, které se předpokládá u mnohem š i r š í h o druhového spektra rybích hostitelů, lze všeobecně charakterizovat chronickým granulomatózním zánětem vnitřních orgánů, končící oslabením a úhynem napadených ryb. Detekce hyf v histologických řezech je úspěšná při barvení podle Grocotta a metodou PAS. Původce ochrokoniázy, Ochroconis humicola, vytváří na bramboro-dextrózovém agaru při 25°C olivově zbarvené kolonie o rozměru 40 mm. Při 37°C neroste. Konidiofory jsou poměrně dlouhé (100µm) , septované, s nerovným povrchem, obvykle 5 3 0 (µm dlouhé. Vejcovité až krátce cylindrické k o n i d i e s jednou septou dosahují v průměru 3 , 5 - 1 0 µm. Typické je tenké zúžení do stopky, sloužící k přichycení ke konidioforu. Infekce, která je častá v ledvinách se může lokalizovat i v jiných orgánech a na povrchu t ě l a pod e p i d e r m i s . U pstruha duhového mhou být infekci zasaženy všechny v n i t ř n í orgány s projevem pestrých k l i n i c k ý c h příznaků a patologických změn (hemorrhagie a anemie zaber, exoftalmus). H i s t o l o gický se v postižených orgánech prokazuje granu1omatózní reakce s infiltrací lymfocytů s absencí obrovských buněk. Z původců fusariozy si ze čtyř uváděných druhů {Fusarium

avenaceum var. herbarům, F. avenaceum, F. culmorům a F. sporotrichiella) zaslouží pozornost prvně jmenovaný, jako etiologické agens onemocnění plynového měchýře pstruha duho203

vého. V našich podmínkách se předpokládá patogenita i dalších zástupců tohoto rodu, jako na př. F. tricinctum. Na bramboro-sladinkovém agaru dosahují kolonie F. tricinctum za čtyři dny při 24°C průměru 5 cm. Jsou lososově růžové s vysokým vatovitým vzdušným myceliem. Konidiofory jsou větvené, až 50 µ m dlouhé, fialidy vřetenovité, 20 - 30 µ m dlouhé. Mikrokonidie mají vejcitý až hruškovitý tvar,7 - 16 x 4,5 - 5,5 µ m. Makrokonidie jsou srpovité se zřetelnou nožkou a s 3 - 5 přehrádkami , 26 - 60 x 4 - 4,5 µ m, chlamydospory jsou jednotlivé. Fusarióza plynového měchýře pstruha duhového, spolu s dalšími, v tabulkovém přehledu uvedenými představiteli několika rodů z řádu Moniliales, patří kromě Phoma herbářům mezi prioritně popsané případy tohoto onemocnění na území Ruska, s absencí výskytu v Evropě a Americe. P. herbářům, jako etiologické agens fomózy plynového měchýře pstruha duhového a dalších druhů rodu Oncorhynchus, systematicky náleží do praktické skupiny Coelomycetes, zahrnující anamorfní rody tvořící konidie v pyknidiálnich, acelvulárních či stromatických konidiomatech. Vytváří hyalinní neseptované konidie rozměru 4,5 x 2,5 µ m oválného až cylindrického tvaru v jednoduchých nebo složitých pyknidách. Za účelem druhového určení je třeba provézt kultivaci na umělé půdy. K tomu vyhovují všechny standardní půdy včetně jejich variant. Fomóza byla dosud registrována zejména u ryb ve stáří do 100 dnů. K nákaze plůdku dochází při prvním plnění plynového měchýře vzduchem, s nímž jsou pozřeny spory. Při spontánních infekcích se u ryb manifestuje zvětšený anus s hemorrhagiemi. Petechiální krváceniny je možno nalézt i na ocasním násadci a a ve hřbetní a břišní partii těla. Napadené ryby plavou na boku a ocasní ploutvi dolů. U ročků je plynový měchýř vyplněn tekutinou, která se u starších ryb nachází i v žaludku. Mycelium P.herbarum může zcela vyplnit plynový měchýř a prorůstat do vnitřních orgánů. Prevence spočívá v udržování optimální kvality vody. V lokalitách, kde se tato choroba vyskytuje je nutno před nasazením ryb a v průběhu odchovu desinfikovat odchovné nádrže. K desinfekci nádrží bez ryb se používá roztok chlornanu sodného tak, aby obsah aktivního chloru byl 2 % nebo 2 % roztok formaldehydu v expozici 20 - 30 minut. Literatura: AUSTVICK, P.K.C.: Patogenita hub. Ve: Patogenita mikroorganismů. 22. symposium Společnosti pro obecnou mikrobiologii. Avicenum, Zdrav.nakl. Praha, 1975, s.234 - 249. LUCKÝ, Z.: Veterinární péče v chovu ryb. ÚVO Pardubice, 1977 205 s. NEISH, G.A., HUGHES, G.C.: Fungal diseases of fishes.T.F.H. Publications, Inc.,Ltd.,1980. Adresa autora: J. Řehulka, Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický pracoviště Opava, Nádražní okruh 33, 746 01 Opava 204

DOSAVADNÍ

VÝSLEDKY

VÝZKUMU VÍCEBUNĚČNÝCH ŘEKY MORAVY

CIZOPASNÍKŮ RYB

M.GELNAR, B.KOUBKOVÁ, M.MAZÁNEK, H.PLÁNKOVÁ, Y.REITEROVÁ Souhrn V letech 1991 - 1993 bylo na přítomnost parazitů vyšetřeno 404 kusů ryb 30 druhů. Ryby pocházely ze 16 lokalit situovaných na řece Moravě. Zjištěno bylo 135 druhů vicebuněčných cizopasníků náležejících ke 49 rodům. Učiněny byly některé pozoruhodné nálezy. U 16 druhů vícebuněčných cizopasníků byly doplněny údaje o jejich geografickém rozšíření. Poprvé bylo na našem území zjištěno 8 druhů monogeneí: Dactylogyrus dirigerus na žábrech Chodrostorna nasus, Dactylogyrus formosus na žábrech Carassius auratus, Gyrodactylus carassii na povrchu těla 5 druhů ryb (Leuciscus cephalus, Scardinius erythropthalmus, Alhurnus alburnus, Carassius carassius a C.auratus), Gyrodactylus gurlei opět na povrchu t ě l a C.auratus a Gyrodactylus markewitschi na ploutvích Barbus barbus, Paradiplozoon sapae na žábrách Abramis sapa a Paradiplozoon megan ze žaber L.cephalus. Z motolic jsme u nás poprvé nalezli metacerkárii druhu Ichthyocotylurus platycephalus u A. sapa. Také výskyt tasemnice druhu Monobothrium wageneri ve střevě Tinca tinca lze považovat za velmi ojedinělý. V jaterní tkáni C.carassius a Silurus glanis byla zjištěna hlístice druhu Schulmanela petruschewskii známá z našeho území pouze ve stadiu vajíček. Z epidemiologického hlediska je významný nález k nám zavlečeného žaberního cizopasníka druhu Eudiplozoon nipponicum na žábrách kapra mimo rybochovná zařízení. Rovněž nález cizopasných korýšů druhů Lernaea cyprinacea u Rhodeus sericeus a Lernaea esocina parazitující na Esox lucius dokládá výskyt těchto víceméně předpokládaných cizopasníků u nás. Poprvé byly v povodí Dunaje na našem území nalezeny dva druhy monogeneí Dactylogyrus nanoides ze žáber Leuciscus cephalus a Gyrodactylus lomi z ploutví stejného hostitele. Úvod České země představovaly vždy region s tradičním a vyspělým rybníkářstvím. Proto je přirozené, že studium parazitů ryb bylo v Čechách zahájeno již před více než 100 lety (John, 1877). Na Moravě začíná historie ichtyoparazitologie výzkumy prof.K. Rašína a jeho spolupracovníků z veterinární fakulty v Brně v letech 1925 - 1935. V 50.- 70.letech z tohoto pracoviště vzešla celá řada prací od řady autorů (V.Dyk,Z.Lucký,Z.Valenta, později S.Navrátil aj.). Podobnou problematikou se v této době zabývali také někteří pracovníci Zoologického ústavu Masarykovy u ni v er z it y vedeného prof. S. Hrabětem (např. R. Ergens, J. Vojtek, L. Vojtková, B. Folkmannová, M. Pejčoch aj.). Je zajímavé, že přes značný rozsah výzkumu parazitů ryb na území Moravy byl vl astní tok řeky Moravy zcela opomenut. Navíc nejvýznamnější práce pocházejí především z období před 20 až 30 lety, kdy se jejich autoři věnovali zejména průzkumu rybích cizopasníků v nejrůznějších přítocích této řeky, s Lepých ramenech, rybničních systémech, různých typech vodních nádrží atd. Před 205

několika lety na tuto tradici navázali pracovnici oddělení parazitológie katedry zoologie a ekologie přírodovědecké fakulty MU v Brně. Cílem tohoto výzkumu je zjistit současný stav parazitofauny ryb největšího moravského toku a srovnat tyto údaje s dřívějšími poznatky. Materiál a metodika Odchyt ryb pro parazitologické vyšetřeni byl na všech lokalitách prováděn elektrickým agregátem v měsíčních i n t e r valech v období od dubna do listopadu 1991 až 1993. Přehled jednotlivých lokalit je uveden v tab. č. 1. Celkem byly vyšetřeny 404 ryby náležející ke 30 druhům. Vlastni vyšetření jsme prováděli běžnými parazitologickými metodami (Ergens a Lom 1970, Gussev 1983). Pro fixaci monogeneí malých rozměrů (Polyonchoinea) jsme použili směs GAP podle Malmberga, (1970). Monogenea větších rozměrů (Oligonchoinea) jsme zpracovali metodami podle Chotěnovského (1974, 1985). Ostatní paraziti byli fixováni 4% formaldehydem. Motolice, tasemnice a vrtejši byli barveni železitým acetokarminem (Georgiev, Biserkov, Genov, 1986) a montováni do kanadského balzámu. Hlístice byly projasňovány v glycerolu. Pijavky, glochidia a parazitičtí korýši nevyžadovali před determinací zvláštní preparaci. Výsledky Celkem byla zjištěna přítomnost 135 druhů vícebuněčných cizopasníků náležejících k 49 rodům. Druhově nejpočetnější skupinu parazitů tvoří Monogenea - povrchoví cizopasníci ryb, jejichž podíl na celkovém druhovém spektru cizopasníků představuje 58.0%. Celkem bylo zjištěno 81 druhů náležejících k těmto 8 rodům: Dactylogyrus, Ancyrocephalus, Silurodiscoides, Tetraonchus, Gyrodactylus, Paradiplozoon, Diplozoon a Eudiplozoon. Druhově nejpočetnější byli zástupci rodu Dactylogyrus (36 druhů, 45.0% celkového počtu druhů monogeneí). Následují zástupci rodu Gyrodactylus (31 druh, 37.5%), Paradiplozoon (8 druhů, 10.0%). Zbývající rody monogeneí byli zastoupeni pouze jedním až dvěma druhy (1.3 až 2.5%). Druhou nejpočetnější skupinou byly motolice - Trematoda (adultní a larvální stádia tvořila celkem 15.2%). 10 druhů (7.2%) bylo nalezeno ve stadiu dospělců (rody: Rhipidocotyle, Phyllodistomumy AsymphyLodora, Palaeorchis, Bunodera, Sphaerostomum, Allocreadium, AI Iocreadiidae g-sp.) a 11 druhů (8.0%) parazitovalo u ryb jako larvální stádia (rody: Rhipidocotyle, Strigeidae g.sp., Apharyngostrigea, Diplostomatidae g.sp., Diplostomum, Posthodiplostomum, Clinostomum, Apophallus, Rossicotrema). Rody Phyllodistomum a Asymphylodora byly zastoupeny vždy 2 druhy (20.0%). Zástupci ostatních rodů byli reprezentováni jedním druhem (10.0%). Larvální stádia motolic byla zastoupena rovnoměrně - každý rod jedním druhem (9.1%). Tasemnic - Cestoda - bylo zjištěno celkem 12 druhů (9.4%), přičemž 11 druhů (8.0%) parazitovalo ve stadiu dospělců (rody: Caryophyllaeus, Monobothrium, Caryophyllaeides , Khawia, Triaenophorus, Proteocephalus) a dva druhy (1.4%) ve stadiu larválním (Valipora, Triaenophorus). Druhově nejpočetnějšími rody jsou Caryophyllaeus (4 druhy - 30.8%) a Pro206

teocephalus (3 druhy - 23.1% ). Zbývající rody byly zastoupeny vždy jedním druhem (7.7%). Nalezeno bylo 10 druhů (7.2%) hlístic - Nematoda, parazitujících u ryb v dospělosti (rody: Camallanus, Rhadbochona, Philometra, Philometroides, Raphidascaris, Schulmanela, Pseudocapillaria) a 3 druhy v larválním stádiu {Philometra, Raphidascaris a Pseudocapillaria). Rod Rhabdochona byl zastoupen třemi druhy (23.1%), rod Philometra dvěma druhy (15.4%). Ostatní uvedené rody byli představovány vždy jedním druhem (7.7%). Acanthocephala - vrtejši. Nalezeny byly tři druhy (2.2%) náležející do dvou rodů (Pomphorhynchus a Acanthocephalus). Z parazitických korýšů - Crustacea byly zjištěny 4 druhy (3.6%) náležející do rodů Ergasilus, Lamproglena, Lernaea a Argulus. Na povrchu těl vyšetřovaných ryb jsme nalezli rovněž 2 druhy pijavek (1.4%) - Hirudinea - (rody:Cystobranchus a Piscicola) . Posledním cizopasníkem byla larvální stádia mlžů - Mollusca - tzv. glochidia (0.7%). Závěrem lze konstatovat, že parazitofauna ryb řeky Moravy je velmi bohatá. Zastoupeny jsou zde všechny významné skupiny vícebuněčných cizopasníků. Největší druhové spektrum cizopasníků bylo zjištěno u jelce tlouště (L.cephalus) - celkem 33 druhů vícebuněčných cizopasníků. Lokalitou, na které byl zjištěn největší počet druhů parazitů byl úsek ře ky Moravy v blízkosti slovenské obce Brodské - 85 druhů. Tento počet představuje 64% z celkového počtu 134 druhů ci zopasníků. Ze srovnání vybraných lokalit lišících se stupněm antropogenní zátěže je patrné zúžení druhového spektra více buněčných cizopasníků na více zatížených lokalitách. Nutno ale připomenout, že toto zjištění má zatím zcela předběžný charakter. Objektivní posouzení v l i v u znečištění vodního prostředí na druhové složení parazitocenóz a některých je jich dalších parametrů bude předmětem našeho výzkumu v nás ledujících letech. Na základě dosavadních výsledků byly pro toto studium zvoleny jako modelové druhy ryb jelec tloušť (Leuciscus cephalus) a hrouzek obecný (Gobio gobio). Lokali ta v katastru obce Brodské bude sloužit jako tzv. "pozaďová" pro srovnání s nejvíce znečištěným úsekem řeky Moravy pod městem Olomouc. Poděkování Za ověření správnosti druhových determinací u některých skupin cizopasníků děkujeme vědeckým pracovníkům Parazitologického ústavu AV ČR v Českých Budějovicích: RNDr. R. Ergensovi, DrSc., RNDr. F. Moravcovi, DrSc. a RNDr. T. Scholzovi, CSc. Finančně byl tento výzkum zajištěn z prostředků grantů MS ČR č.1255/1993 a GAČR č.508/93/2049.

207

Tab.č.l. Přehled sledovaných lokalit na řece Moravě lokalita km charakter Litovel Bolelouc Bělov Napajedla Nedakonice Strážni ce Rohatec Hodonín Hodonín Moravská Nová Ves Tvrdonice Tvrdonice Tvrdonice Brodské Kúty Soutok

262 225 180 173 150 130 118 115 110 92 85 84 _ 81 76 72

hlavní tok hlavní tok hlavní tok hlavní tok hlavní tok hlavní tok hlavní tok hlavní tok rameno rameno hlavní tok rameno Kyj ovka hlavní tok hlavní tok soutok

Obr. č.l. Procentuální zastoupení jednotlivých druhů vícebuněčných cizopasníků ryb řeky Moravy podle jejich příslušnosti k vyšším taxonomickým jednotkám

Literatura Ergens R., Lom J . , 1970: Původci parasitárních nemocí ryb.

Academia, Praha, 384 str. Georgiev B., Biserkov V.,Génov T., 1986: In toto s t a i n i n g method for cestodes w i t h iron acetocarmine.Heiminthologia, 23: 279 - 281. Gussev A.V., 1983: Metodika sbora i obrabotki materiálov po monogenějam, parazit irujuščim u ryb. Nauka, Leningrad, 48 str. Chotěnovskij I.A.,1974:Metodika izgotov1enij a preparátov iz diplozonov. Zool . žurn., 53: 1079 - 1080. Chotěnovskij I.A., 1985: Monogenei.Octomacrinea. Nauka, Leningrad, 262 str, John J . , 1877: Hlístové českých ryb. Vesmír, 6: 1 8 - 1 , 54 - 57, 67 - 69, 91 - 94, 116 - 118.

Adresa autorů: M. Gelnar, B. Koubková, M. Mazánek, H. Plánková, Y. Reiterová, Př. fakulta, Masarykova u n i v e r z i t a . Kotlářská 2, 611 37 Brno

209

ZÁKLADNÍ

POZNATKY O EPIDEMIOLOGII EUDIPLOZOONÓZY V PODMÍNKÁCH RYBOCHOVNÝCH ZAŘÍZENÍ

M. GELNAR, Z. SVOBODOVÁ, M. MAZÁNEK, B. KOUBKOVA Souhrn V podmínkách pokusných rybníčku VURH ve Vodňanech byly studovány základni životní projevy Eudiplozoon nipponicum zavlečeného cizopasníka kapra. V období 1988 až 1093 by í o parazitologicky vyšetřeno pres 1200 kaprů čtyř vekových kategorií Kr - K4. Získány byly cenné a zcela o r ig i ná l ní údaje o průběhu životního cyklu tohoto cizopasníka v podmínkách střední Evropy a o napadeni jednotlivých věkových tříd hostitelských ryb. Pozornost byla věnována také otázce zimování tohoto parazita. Potvrzeny byly údaje o jeho patogenním působeni a byl doporučen účinný terapeutický prostředek použitelný v praxi k léčení eudiplozoonózy. Testována byla rovněž vnímavost různých genetických hybridů kapra vůči uvedenému druhu cizopasníka. Doporučeny jsou některé preventivní zásady zamezující šíření E. nipponicum v našich podmínkách. Úvod Rozvoj soudobého rybníkářství je nemyslitelný bez převozů mnoha druhů hospodářsky významných ryb. Přirozeným r i zikem této činnosti je často rozšiřování velmi nebezpečných cizopasníků do nových oblastí, ve kterých se tito mohou stát příčinami často obrovských hospodářských ztrát (Buchmann, Mellergard a Koie, 1987, Buchmann, 1988, Heggberger a Johnsen, 1982, Johnsen a Jensen, 1986). Eudiplozoon nipponicum - cizopasník žaberního aparátu kapra pochází původně z oblasti Dálného Východu. V našich podmínkách byl poprvé zjištěn na podzim roku 1987 na žábrech kaprů pocházejících z rybníka Dřemliny (Gelnar a kol., 1989, Svobodová a kol., 1990a). Vzhledem k tomu, že v Japonsku, odkud také pocházejí ucelenější poznatky o jeho biologii (Kamegai, 1968, 1970), je tento cizopasník znám jako původce hypochromní anémie napadených ryb (Kawatsu, 1978) bylo na jaře roku 1988 zahájeno rozsáhlé sledování nejrůznějších životních projevů tohoto cizopasníka. Během první etapy výzkumu v letech 1988 - 1990 bylo cílem tohoto sledování zjištění rozšíření E. nipponicum v dané oblasti, získání základních údajů o průběhu životního cyklu tohoto cizopasníka v podmínkách střední Evropy, ověření údajů o jeho patogenite a prověření vhodných léčebných opatření uplatnitelných v rybářské praxi. V letech 1991 až 1993 pak výzkum pokračoval testováním vnímavosti různých genetických hybridů kapra vůči uvedenému druhu cizopasníka. Nejdůležitější poznatky tvoří náplň tohoto příspěvku. Materiál a metodika Sledování základních životních projevů Eudiplozoon nipponicum bylo prováděno v pokusných rybníčcích Výzkumného ústavu rybářského a hydrobiologického ve Vodňanech v letech 1988 až 1993. Během této doby bylo parazitologicky vyšetřeno přes 1200 kusů kaprů čtyř věkových kategorií (K - K4). Tyto ryby pocházely převážně z chovů VÚRH, menší část byla za210

koupna v SR Blatná. K testování vnímavosti ryb vůči uvedenému druhu cizopasníka byli použiti následující genetičtí hybridi kapra pocházející opět z materiálu VÚRH: nepříbuzní hybridi - šupinatá forma - "Tatajský x Ropšinský a lysá forma - "Vodňanský x Milevský" a příbuzní hybridi - šupinatá forma - "Ropšinský x 435" a lysá forma - "M2 x 435". Výsledky Lze konstatovat, že zavlečený cizopasník Eudiplozoon nipponicum se v našich podmínkách plně aklimatizoval (Gelnar a kol., 1990 a,b). Napadány jsou všechny věkové kategorie kapra (K - K4) . U kapřího plůdku jsme cizopasníka nacházeli již o velikosti ryb nad 6 cm. Nutno podotknout, že s v e l i kostí ryb se jejich napadení zvyšuje. Starší ročníky kapra jsou z tohoto důvodu hlavním zdrojem nákazy pro mladší ryby. Intenzita rozmnožování cizopasníka je výrazně ovlivňována teplotou vody. Optimální období pro rozmnožování je v našich podmínkách od června do září. V červenci a srpnu jsme na žábrech napadených ryb nacházeli maximální počty přichycených cizopasníků. Nedosahuje-1 i však teplota vody v letních měsících průměrných hodnot do 20 °C, intenzita rozmnožování cizopasníka se výrazně snižuje. Naproti tomu dosahuj í - 1 i teploty vody hodnot výrazně vyšších, může docházet v průběhu jednoho vegetačního období k vývoji dvou následujících generací cizopasníka. Prezimovaní E. nipponicum na žábrech invadovaných ryb je do značné míry ovlivňováno jejich věkem. Zatímco u starších ročníků kapra nedochází během zimních měsíců k výraznému oslabování invaze, v případě plůdku jsme zaznamenali více než 50 % úbytek počtu na nich parazitujících cizopasníků. Z výsledků sledování lokalizace E. nipponicum na žábrech ryb nutno zdůraznit, že typickým místem pro přichycení adultních cizopasníků je vnitrní prostor jednotlivých žaberních oblouků, což při zběžné veterinární prohlídce bez použití mikroskopu, či jen provedeni seškrabu, vylučuje úspěšnost při diagnostice cizopasníka. Patogenní působení cizopasníka spočívá zejména ve vyvolání anémie napadených ryb (Kawatsu, 1978). Statisticky významná závislost mezi počtem parazitujících cizopasníků a hodnotami hematologických ukazatelů byla prokázána u násady vždy v jarních měsících (Svobodová a kol., 1989). U plůdku podobná závislost zjištěna nebyla. Z několika testovaných chemoterapeutických prostředků se jako nejúčinnější ukázala koupel v roztoku manganistanu draselného. Roztok o koncentraci 1 : 1000 a p l i kovaný po dobu 150 sec. měl na cizopasníky 100 % účinnost. Vzhledem k tomu, že žádné vedlejší účinky této koupele na ošetřované ryby nebyly potvrzeny, byla doporučena jako účinný léčebný prostředek vůči eudip1ozoonóze (Svobodová a kol., 1990b). Výsledky testování vnímavosti genetických hybridů kapra vůči uvedenému druhu cizopasníka lze shrnout konstatováním, že rozdíl v genetickém původu ryb koreloval s významnými rozdíly v průběhu parazitární invaze (viz obr. č. 1). Na rybách geneticky příbuzných byl zjišťován podobný průběh v napadení těchto ryb E. nipponicum (viz obr. č. 2) (Gelnar a kol. , 1991 , 1992, 1993) .

211

Závěry pro rybářskou praxi Na základě dosavadních poznatků týkajících se eudiplozoonózy v našich podmínkách lze navrhnout tato preventivní opatření zamezující šíření nákazy: 1. Plůdek kapra je nezbytné odchovávat v samostatných rybní cích a nepřisazovat k němu vyšší vekové kategorie kapra, které mohou být zdrojem nákazy. Rovněž nelze do plůdkových rybníků používat přítokovou vodu z rybníků, ve kte rých jsou umístěny vyšší věkové kategorie kapra. Plůdkové rybníky by měly být vždy na počátku rybničních soustav. 2. Rybníky je nutné úplně dolovovat, tzv. nedolovek muže být zdrojem invaze nově nasazených ryb. Po výlovu rybníka by se melo dezinfikovat vápnením. U plůdkových rybníků lze doporučit jejich zimování, či alespoň částečně letnění. 3. Významným preventivním opatřením je zamezování úniku kap rů všech věkových kategorií z rybníků do volných vod. Tím lze zabránit šíření cizopasníka do nových oblastí. Ryby převážet pouze po náležitém ošetření provedeném pod do hledem veterinárního specialisty. 4. Vzhledem k tomu, že u ostatních kaprovi tých ryb nebyl v E. nipponicum v našich podmínkách dosud zjištěn (z l i teratury je ale znám jeho výskyt na celé řadě těchto ryb) je nezbytné také v našich podmínkách provádět vyšetřování také těchto druhů ryb. 5. Využívat ve větší m í ř e v chovech odolnější genetické hyb ridy kapra, u nichž má dynamika nákazy mnohem pozvolnější průběh. 6. Nakonec považujeme za nezbytné připomenout, že jedním ze základních preventivních opatření je pravidelné sledování zdravotního stavu ryb a péče o jej ich optimální životní podmínky. Poděkování Za poskytnutí pokusných ryb a umožnění využívání rybníčků VÚRH ve Vodňanech děkujeme jeho řediteli ing. J. Kouřilovi. Za obětavou pomoc při lovu pokusných ryb děkujeme všem pracovníkům tzv. "pokusní ctví" VÚRH ve Vodňanech, zejména pak panu Ebelovi a ing. V. Piačkovi. Za technickou pomoc při následném zpracování materiálu děkujeme E. Jungwirthové a V. Mendlovi - pracovníkům PaÚ AV ČR v Č. Budějovicích, M. Pečené a A. Kočové - pracovnicím VÚRH ve Vodňanech a konečně PhDr. Y.Reiterové a M. Klímové - pracovnici a diplomantce oddělení parazitológie KZE PřF MU v Brně. V letech 1988 až 1990 byl výzkum financován z prostředků Parazitologického ústavu AV ČR v Českých Budějovicích. V období let 1991 až 1992 pak výzkumnými granty Biologické sekce Př. fakulty Masarykovy university v Brně, v roce 1993 pak grantem Ministerstva školství a tělovýchovy České republiky č. V 346/1993.

212

Obr.l: Srovnání průměrné intenzity invaze Eudiplozoon nipponicum parazitujících na žábrech geneticky nepříbuzných hybridů kapra

Obr.2: Srovnání průměrné intenzity invaze Eudiplozoon nipponicum parazitujících na žábrech geneticky příbuzných hybridů kapra

Buchman, K., Mellergaard, S., Koie, M., 1987. Pseudodactylogyrus infections in eels: a review. Dis. Aquat.Org. 3: 51-57. Buchmann, K., 1988. Epidemiology of pseudodactylogyros i s in an intensive ell-culture system. Dis. Aquat.Org. 5: 81-85. Gelnar, M., Svobodová, Z., Vykusová, B., 1989. Eudiplozoon nipponicum (Goto, 1891) - Nový cizopasník v našich rybnících. Čs. rybníkáŕstvi, 1: 5-12. 213

Gelnar, M., Svobodová, Z., Vykusová, B., 1990a. Eudiplozoon nipponicum (Goto, 1891) - Aklimatizace cizopasníka v našich rybnících. Čs. rybníkářství, 1: 11-18. Gelnar, M., Svobodová, Z., Vykusová, B., Pokorný, J., 1990b. Eudiplozoon nipponicum (Goto, 1891) - zavlečený cizopasník kapra a jeho aklimatizace v našich podmínkách. Závěrečná zpráva, Parazitologicky ústav ČSAV, Č. Budějovice, 200 s. Gelnar, M., Koubková, B. Reiterová, Y., Mazánek, M., 1991. Testování genetických hybridů kapra vůči modelovým parazitózám. Výzkumná zpráva. Katedra zoologie a ekologie, PřF Masarykova universita v Brně, 47 s. Gelnar, M., Mazánek, M., Koubková, B . Reiterová, Y., 1992 Testovaní genetických hvbridů kapra vůči modelovým parazitózám. Výzkumná zprava. Katedra zoologie a ekologie, PřF. Masarykova universita v Brně, 76 s. Gelnar, M., Mazánek, M., Koubková, B., Piačka, V., 1993. Vliv genetického původu hostitele (Cyprinus carpio L.) na průběh invaze cizopasníkem druhu Eudiplozoon nipponicum (Goto, 1891). In: (Gelnar, M., Baruš, V.): Analýza dvou parazitohostitelských systémů, Výzkumná zpráva, 32 s. Heggberger, T.G., Johnsen, B.O., 1982. Infestations by Gyrodactylus salaris sp. of Atlantic salmon, Salmo salar L., in Norwegian rivers. J.Fish Biol., 21: 15-26. Johnsen, B.O., Jensen, A.J., 1986. Infestations of Atlantic salmon, Salmo salar, by Gyrodactylus salaris in Norwegian rivers. J. Fish Biol., 29: 233-241. Kamegai, S., 1968. On Diplozoon nipponicum Goto, 1891).Part 2. The distribution in Japan and the development observation. Res. Bull. Meguro Parasit. Mus., 2: 1-8. Kamegai, S., 1970. On Diplozoon nipponicum Goto, 1891. Part 3. The seasonal development of the reproductive organs of Diplozoon nipponicum parasitic on Cyprinus carpio. Res. Bull. Meguro Parasit. Mus., 3: 21-25. Kawatsu, H., 1978. Studies on the anemia of fish - IX. Hypochromic microcytic anemia of crucian carp caused by infestation with a trematode, Diplozoon nipponicum. Bull. Jap. Soc. Fish., 44: 13151319. Svobodová, Z., Gelnar, M., Šimová, T., Kočová, A., Vykusová, B., Prikryl, I., 1989. Vliv Eudiplozoon nipponicum na změny krevního obrazu kapra. 2. celostátní ichtyohematologická konference se zahraniční účastí. Litomyšl, 28. - 29.11.1989, s.25- 28. Svobodová, Z., Kauer, V., Svoboda, M., Šedivý, D., Votípka, P., 1990a. Eudiplozoon nipponicum (Goto, 1891): výskyt a rozšírení u ryb na Vodňansku. Bull. VÚRH Vodňany, 1: 12-21. Svobodová, Z., Vykusová, B., Kauer, V., Svoboda, M., Šedivý, D., Votípka, P., 1990b. Účinnost vybraných léčebných koupelí k tlumení invaze Eudiplozoon nipponicum u kapra. Bull. VÚRH Vodňany, 2: 3-13. Adresy autorů: M. Gelnar, B. Koubková, M. Mazánek, Katedra zoologie a ekologie Přírodovědecká fakulta, Masarykova universita, Kotlářská 2, 611 37 Brno Z. Svobodová, Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický, 389 25 Vodňany 214

O RŮSTU A STÁŘÍ PLEROCERKOIDŮ TASEMNICE LIGULA INTESTINALIS CIZOPASÍCÍCH U ADULTNÍHO CEJNKA MALÉHO (BLICCA BJOERKNA) V. BARUŠ, M. PROKEŠ Úvod Dosud jsou v České republice registrovány dva druhy tasemnic z čeledi Ligulidae (ve stadiu plerocerkoidu): L i g u l a intestinalis (Linnaeus, 1758) a Ligula colymbi (Zeder, 1803). Prvý druh je zjišťován poměrně často a Schulz (1989) uvádí jako mezihostitele u 11 druhů kaprovitých ryb. Pro své rozměry a hmotnost je L.i n t e s t i n a l i s frekventovaným objektem kvantitativních parazitologických a ichtyo1ogických studii (přehled literatury v i z Arme a k o l . 1983, Taylor a Hoole 1989, Bean a Vinfield 1992). V bývalém Československu podrobně studovali ligulózu Adámek a Jirásek (1987), Hanel (1988) a Žitňan (1964). I když je cejnek malý znám jako mezihostitel L. intestinalis (Dubinina 1980, Osetrov 1978, Scholz 1989, Sweeting 1976), žádný z dosud obvykle sledovaných parametrů parazitohostitelského vztahu (řemenatka versus ryba) nebyl u této ryby studován. Referujeme proto o výsledcích našeho studia růstu a odhadu stáří plerocerkoidu, což je v případě invazí parazita u adultní složky populace hostitelských ryb problematika nejméně známá. Materiál a metodika V nádržích vodního d í l a Nové Mlýny jsme při ichtyologickém monitoringu v letech 1991-1993 prováděli také pravidelné vyšetření u ryb na přítomnost plerocerkoidu L. intestinalis. Odlovy ryb jsme prováděli do tenatních sítí na stálých místech, v období duben-květen, září-říjen, 1istopad-prosinec. Sada tenatních sítí v počtu 10-12 ks měla velikost ok 16-120 mm. Celkem jsme ulovili a vyšetřili 1390 jedinců cejnka malého, o délkovém rozpětí (SL) 158-350 mm, ve stáří 3-6 let. Invadované ryby byly následně zpracovány v laboratoři, po 24 hodinovém přechovávání při teplotě 10°C. Po rozmrznutí byly plerocerkoidy z ryb vyjmuty a zjištěn jejich počet, změřena i n d i v i d u á l n ě jejich celková délka (TL) a maximální š í ř k a bez napnutí s přesností na 1 mm a zjištěna jejich celková hmotnost (TV) s přesností na 0,1 g. Plerocerkoidy jsou po f i x a c i 4% formalinem uchovány v kolekci Ústavu ekologie krajiny AV ČR, v Brně. Hodnoty prevalence a incidence b y l y vypočteny pro celou kolekci ryb a odděleně pro t ř i výše uvedená dvouměsíční období. Tyto údaje mají v této práci pouze informační význam a vypovídají pouze o celkovém m a t e r i á l u , použitém pro analýzu parametrů růstu a odhadu s t á ř í plerocerkoidu. K tomuto účelu jsme statisticky h o d n o t i l i : celkovou délku plerocerkoidů (TL) a hmotnost (TV), u h o s t i t e l ů d é l k u ryb (SL) a hmotnost (w). Z empirických dat jednotlivých parametrů byly vypočteny základní s t a t i s t i c k é hodnoty (rozmezí, průměr, směrodatná odchylka, střední chyba průměru) a případně testovány zjištěné r o z d í l y průměrů pomocí t testu. Závislost mezi délkou a hmotností plerocerkoidu byla vyjádřené pomocí exponenciální prediktivní a funkční regrese, y = ax b . 215

Výsledky Prevalence a incidence Ze 1360 cejnků malých bylo invadováno pouze 61 ryb, tj. 4,39% v celé soustavě nádrži. Podle sezón v letech 1991-1993 byla prevalence následující: duben-květen (610 ryb vyšetřeno, 9 invadováno, tj. 1,48%), září-říjen (615/33, tj. 5,36%) a listopad-prosinec (165/19, tj. 11,52%). Byl tedy zaznamenán mírný vzestup prevalence od jara do zimy. I n c i dence se pohybovala v rozmezí 1- 8 p 1erocerkoidů u invadované ryby, v průměru za celé období a soustavu nádrží 1,39 p l e r o cerkoidu. Podle sezón k o l í s a l a incidence jen nevýznamně (1-2, průměr 1 , 1 1 ; 1-4 1.66 . 1-8 1,36) Invaze jedním p l e rocerkoidem b y l y zjištěny ve 4 7 případech, tj . 7 7,05% ze souboru pozitivních ryb, 2 kusů u 10 ryb, tj. 16,39%. Zbývající podíl tvořily invaze 3-8 plerocerkoidy. Přehled o cel kovém hodnoceném materiálu (TL a TV tasemnic) a h o s t i t e l ů (SL a w) - viz tab. 1. Růst parazitů Vzhledem k málo početnému materiálu v naši kolekci, jsme hodnotili soubor jako celek rozčleněný pouze do t ř í dvouměsíčních období. Abychom vyloučili možnost zkreslení výsledků vlivem vnitrodruhové kompetice, byly hodnoceny inv a ze po uz e j e din ý m e xe mp l ář em p a ra z it a ( n= 47 ). Re g re sn í a korelační koeficienty délko-hmotnostního vztahu plerocerkoidů uvádíme v tab 2. Sezónní změny a rozdíly v délce a hmotnosti parazitů obsahuje tab. 3. Plerocerkoidy z dubna a května mají nejnižší hmotnost, statisticky průkazně se lišící od vyšších hmotností parazitů ze září až pros i n c e . T y t o d if e r e n c e p o t v r z u j í i h o d n o t y r e l a t i v n í hmotnosti těla parazitů. Ze vzestupné tendence hmotnosti plerocerkoidů vyvozujeme, že vegetační sezóna je obdobím maximálního růstu jejich těla, a to jak u jedinců ve stáří 1+ a více (přežívající), tak i u jedinců z aktuální invaze běžného roku. Odhad stáří parazita Vycházeli jsme z experimentů Dubininy (1980), že u blízce příbuzného druhu tasemnice Diagramma interrupta dosahují invázni plerocerkoidy v karasů stříbřitém ve stáří 1+ délky 101-160 mm. Proto jsme za základní věkovou kategorii 0+ až 1+ plerocerkoidů v našem materiálu určili jedince o d é l c e t ě l a 1 0- 2 0 0 m m . T o t o ro z p ě t í d o b ř e k or e s p o n d u j e s průběhem délko-hmotnostního vztahu L. intestinalis i pro další ročníky stáří. Hodnocený materiál dokumentujeme v tab. 4. Identifikovali jsme tímto způsobem, že námi hodnocená část populace liguly cizopasící u adultního cejnka malého je složena z jedinců ve stáří 0+ až 5+ a pravděpodobně starších. Nejvyšší frekvence dosahují plerocerkoidy ve stáří 3+ (46%). Důležité je zjištění, že se populace plerocerkoidů doplňuje pravidelně každoročně novými invazemi, během teplé sezóny roku, i když jen v omezeném rozsahu (cca 14%).

216

Tab.l. Přehled o celkovém materiálu plerocerkoidů řemenatky ptačí (Ligula intestinalis) parazitujících u cejnka malého (Blicca bjoerkna) v nádržích VD Nové Mlýny. Zkratky: L.i. - Ligula intestinali s, B.b. - Blicca bjoerkna. Ligula intestinalis

n L.i. B.b. L.i. in B.b. 47 20 18

47 10 4

TL (mm rozmezí 70-1006 55- 771 76- 600

1 2 3-8

x

TV (g) rozmezí

S.D.

437,5 194,0 242.3 144,4 258,6 156,1

1,2-28,0 11,65 1,0-21,7 6,23 1,8-14,5 6,47

SL (mm) 158- 350

61

237,1

126-1120 395,8 201,2

36,5

Regresní a korelační koeficienty délko-hmotnostního vztahu u plerocerkoidů tasemnice řemenatky ptačí (Ligula intestinalis) parazitujících u cejnka malého (Blicca bjoerkna) v nádržích VD Nové Mlýny. Vysvětlivky: Re -regrese p r e d i k t i v n í , Re.p- funkční

Období roku

2

6,78 4,55 4,09

w (g)

y= a.x b

1

S.D.

Blicca bjoerkna

n

Tab.2.

x

IV-V IX-X

3 XI-XII

Re n

a

b

r

8 0,025101

0,924082

0,014303

1,022296

23 0,00445 1

1 ,28 1693

0,000848

1,562261

16 0,024913

1,028582

0,007163

1,229693

217

Dif. b koef .

0,9039

P f

_ -

0,8204

P

38,7

f

-

P f

11,3

0,8365

-

Tab.3. Velikost a hmotnost plerocercoidů tasemnice řemenatky ptačí (Ligula intestinalis) parazitujících u cejnka malého (Blicca bjoerkna) v nádržích VD NM ve třech s l e d o v a n ý c h obdobích roku (n ryb a tas. = 47). Z k r a t k y : TL = celková délka, TV hmotnost plerocerkoidu, Rw = relativní hmotnost, tj. hmotnost jednoho m i l i m e t r u celkové délky plerocerkoidu. Měsíce sezóny

n

TL (mm)

Tw (g)

Rw mg)

ind .

rozmezí

x

S.D.

Dif. v % 12 2-3

1 -3

1 IV-V

8

TL TW

70-850 1.2-13,8

381,5 6,35

269.1 4, 66

16,6

-

!

2 IX-X

23

TL TW

140-1006 2,0-32,0

411,9 11,04

207,2 7,68

26,8

7,68 73,9

-

3 XI-XII

16

TL TW

230-730 7,0-20,0

503,9 15,19

105,1 3,92

30,1

5,10 65,3

3,9 139,2

Stejné parametry vypočtené u délkově sjednoceného materiálu pomocí délko-hmotnostního vztahu (hodnoty koeficientů jsou uvedeny v tab. 2.

1 IV-V

8

TL TW

100-800 1,8-1.2, 1

450,0 7,03

244,9 3.61

0 15,6

-

-

2 IX-X

23

TL TW

100-800 1,6-23,4

450,0 11 ,80

244,9 7,69

0 26,2

0 67,9

-

3 XI-XII

16

TL TW

100-800 2,8-24,1

450,0 13,40

244,9 7,46

0 28,9

0 13,6

0 90,8

Tab.4. Délková a hmotnostní distribuce pierocerkoidu ř e m e n a t k y p t a č í ( L i g u L a i n t e s t i n a l i s ) v e v z t a h u k jejich odhadovanému stáří a stáří mezihostitele, cejnka malého (Blicca bjoerkna), pro stupeň invaze pouze jedním e x e m p l á r e m p l e r o c e r k o i d u ( n = 4 7 ) . T pl er .1 0- 20 0 mm = 0 + a ž 1+ , 20 1- 40 0 m m = 2 + 401-600 mm = 3 + , 601-800 mm = 4+, 8011010 mm = 5+ a starší; věk ryby = stáří ryby v době nakažení. TL (mm) 10 - 200 201- 400 401- 600 601- 800 801-1010

rozm .

X

S.D.

TL mm a w (mm) rozměry

70-195 230-398 405-579 620-730 850-1006

149,4

42,2

322,0 491 ,0 665 ,0 912,0

63,7 47,4 57,7 82,8

Četn.

Věk ryby

n x

S.D.

1,2-4,5

2,43

1 , 13

7

14,89

5

5,7-14 5 3,7-19 3 13,8-20 11,5-32

9, 19 13,43 17,93 23,83

2,62 4.71 3,58 10.87

12 22 3 3

25,53 46,8 1 6,39 6,38

4 3 2 1

218

Diskuze Naše zjištění o růstu pLerocerkoidů můžeme komparovat s údaji Kennedyho a Burrougha (J981) o růstu řemenatek u plotice obecné v Anglii. Stejně jako u plotice, i u cejnka malého, je maximální růst hmotnosti a délky pJerocerkoidu ve vegetační sezóně, tj. v květnu až Listopadu. Rychlost růstu plerocerkoidů kolísá v poměrně širokém rozpětí, nejen podle druhu hostitelské ryby, ale i podle rychlosti růstu ryby v jednotlivých letech (Kennedy a Burrough 1981, Vyatt a Kennedy 1988, Bean a Vinfield 1989, 1992). Garadi a Bin: (1975) a Brylinski (1969) odhadli, že liguly žiji u cejna velkého asi tri roky nebo o málo déle. Vilson (1971) odhadl délku života parazita u p Lotice obecné na 3 roky. Kennedy a Burrough (1981) považují nálezy takto starých parazitů za výjimečné. Potvrzujeme, u adultní části populace cejnka malého, že většina plerocerkopidů se dožívá stáří 3+ (4 roky), další přežívající a starší jedinci se sice vyskytují, ale jen v malém počtu (cca 6%). Naše zjištění tak dokumentuje mimořádnou dlouhověkost tohoto parazita, který ve vzácných případech může provázet a provází svého hostitele (reálně mezihostitele) po celý život. Literatura Adámek,Z., Jirásek,J. , 1987: Der Einfluss der Parasit ierung durch den Bandwurm L i g u l a intestinal is auf den Organismus der Plötze (Rutilus rutilus L.). In: Physiologie, B i o l o g i e und Parasitologie von Nutzfischen. NPU Rostock, pp. 163-164. Arme,C, Bridges,J.F., Hoole,D., 1983: Pathology of cestode infections in the vertebrate host. In: ARME,C, PAPPAS, P.V. (eds.): Biology of the Eucestoda. Vol. I I . , pp. 499-538. London Academic Press. Bean,C.V., Vinfield,I.J., 1989: BioLogical and ecological effects of a Ligula intestinal is (L.) infestation of the gudgeon, Gobi o gobio (L.) in Lough Neagh, Northerr Ireland. J. Fish Biol., 34: 135-147. Bean,C.V., Vinf ield , I . J . , 1992: Influences of the tapeworir Ligula intestinalis (L.) on the spatial d i s t r i b ut i o n s of juvenile roach R u t i l u s r u t i l u s (L.) and gudgeon Gob i c gobio (L.) in Lough Neagh, Northern I r e l a n d . Netherlands Journal of Zoology, 42(2-3): 416-429. Brylinski, E., 1969: Vplyv plerocerkoidów tasiemca L i g u l a i n t e s t i n a l i s (L.) na wzrost leszca (Abramis brama). Rocz. Nauk roln., 91(3): 345-360. Dubinina,M.N., 1980: Tapeworms (Cestoda, L i g u l i d a e ) of the Fauna of the U.S.S.R. Amerind Pub L. Co., New D e l h i , 1-320 pp. Garadi,P., Biro,P., 1975: The effects of L i g u l o s i s on the growth of bream (Abramis brama L.) in Lake Balaton. Ann. Biol. Tihany, 42: 165-173. Hanel,L., 1988: V l i v l i g u l ó z y na růst p l o t i c e obecné (Rutilus rutilus) ve Slapské údolní nádrž i .Z i vočišná výr., 33(10): 941-948. Kennedy,C.R., Burrough,R.J., 1981: The establishment and subsequent history of a population of L i gu la intestinalis in roach Rutilus r u t i l u s (L.). J. Fish Biol. L9: 105-126. 219

Osetrov,V.S . (ed.): 1978: Spravočnik po boleznjam ryb. Izdat. Kolos, Moskva, s. 1-35J. Scholz,T., 1989: AmphiLinida and Cestoda, parasites of fish in Czechoslovakia. Acta Sc. Nat. Brno, 23(4): 1-56. Sweet ing,R.A. , 1976: Studies on Ligula intestinalis (L.) effects on a roach population in a gravel pit. J. Fish Biol., 9: 515-522. Taylor,M., Hoole,D., 1989: Ligula intestinalis (L.) (Cestoda: Pseudophy1 idea) plerocercoid - indicated changes in the spleen and protonephros of roach, Rutilus ruti1us (L.) . and gudgeon, Gobio gobio (L.) . J .Fish Biol. % 34: 538-596. Wilson,R.S., 1971: The decline of a roach Rutilus ruti1us (L.) population in Chew waley Lake. J. Fish Biol , 3.120-137/ Wyatt,R.J., Kennedy,C.R., 1988. The effects of a change in the growth rate of roach, Rutilus rutilus (L.), on the biology of the fish tapeworm Ligula intestinalis (L.). J. Fish Biol., 33: 45-57. Žitňan,R., 1964: Veková dynamika pierocerkoidov Linula intestinalis (L.) u plotice obyčajnej (Rutilus rutilus) a niektoré jej zvláštnosti. Biológia (Bratislava), 19(2): 107111.

Adresa autorů: V. Baruš, M. Prokeš, Ústav ekologie krajiny AV ČR, Květná 8, 603 65 Brno

220

EPIZOOTOLOGICKÉ POZNÁMKY K NĚKTERÝM BAKTERIÁLNÍM NEMOCEM RYB J. ZAJÍČEK Z bakteriálních nemocí je u lososovitých ryb v současné době asi nejvýznamnější bakteriální hemoragická septikémie (ERM), a to jak z hlediska výskytu, tak průběhu onemocnění. Pokud se v chovu vyskytuje, tak se sice soustavnou med i kácí odchovu může dařit udržovat ztráty na přijatelné úrovni, a l e tímto způsobem není možno se jí zbavit. Za příznivých zoohygienických podmínek může přejít i na 1 - 2 roky do klidového stadia. Ale při větší zátěži, zejména při náhlém zhoršení kvality vody, obvykle znovu propukne. Rezervoárem jsou nepochybně generační ryby. Zdá se, že jediným účinným prostředkem k omezení ztrát je vakcinace vakcínou od renomovaného výrobce. Renibakterióza je onemocnení s podobnými vlastnostmi. Ztráty také kolísají, stejně jako u všech rybích nákaz v závislosti na podmínkách prostředí. Navíc je u tohoto onemocnění dost obtížná laboratorní diagnostika. V našich podmínkách byla zjištěna ojediněle. A l e podle l i t e r á r n í c h údajů, pokud se v chovu vyskytne, působí značné ztráty a léčba dosavadními doporučovanými preparáty není dost e f e k t i v n í . Pravděpodobně účinnější budou nové generace léčiv z řady chinolonů. Furunkulóza je na zřejmém ústupu. Příčin je jistě řada: od zlepšení zoohygienických poměrů ve většině chovů, pravděpodobného proimunizování populací našich pstruhů, častější používání antibakteriálních léků s vyšší účinností, až k v literatuře popisovanému častějšímu výskytu ERM na úkor furunkulózy. Navíc zde jistě působí i přesnější diagnostika, která za furunkulózu dříve považovala všechna onemocnění s kožními lézemi. Přesto ji nelze podceňovat, protože se její původce přece jen občas při vyšetření izoluje. Důležitými rezervoáry nemoci jsou volně žijící lososovité ryby v napáječích pstruhařských provozů, které jsou léčebně nepostižitelné. K prevenci onemocnění se vyrábí v zahraničí řada účinných vakcín. V posledních letech nabyly na významu u lososovitých ryb myxobakteriózy. Souvisí to s pokračujícím znečišťováním pstruhových vod a také s presnejší d i a g n o s t i k o u . Mají 3 základní k l i n i c k é a patologické proje\\ a) onemocnění z chladné vody (Cold v a t e r disease) probíhá v zimě a má tendencí k enzootickému výskytu (opakovaný výskyt v jedné lokalitě). K l i n i c k é projevy má stejné jako furunkulózaléze ve svalovine, které se provalí a vznikají vředy. S ohledem na tepJotu vody se obtížně léčí a znehodnocuje tržní rybu pro konzum. b) kolumnaróza v letním období s podobnými příznaky. V létě se sice dá snadněji l é č i t , ale vzhledem k trvalé přítomnosti původce v napájecí vodě dojde rychle k reinfekcím. Velmi příznivě působí preventivní chlorování napájecí vody. 221

c) myxobakterióza žaber při odchovu plůdku. Působí opakované těžké onemocnění zaber s prudkým průběhem a vysokými ztrátami. Pokud se neprovádí soustavné preventivní ošetřování napájecí vody, je pro výsledek léčby rozhodující včasnost zjištění onemocnení a zahájení účinné léčby koupelí nebo medikací krmiva. Pro prevenci mycobakterióz je nutná soustavná péče o zlepšováni kvality vody v napájecím zdroji trvalým sledováním jejích fyzikálních a chemických v l a s t n o s t í , vyhledáván í m trvalých i potenciálních znečišťovatelů a vytvářením t Laku na jejich odstraňování Systémově je sem nutno zařadit s k v r n i tost síh ů, která v minulých letech způsobila v některých chovech značné problémy. Původ onemocnění byl snad již objasněn, jde o aeromonádodovou infekci, která je v r y b n i č n í m prostredí velmi častá Za podmiňující faktory je n u t n o považovat zhušťují c í se obsádky současně chovaného kapra, které vytváří horší f y z i k á l ně chemické parametry vody - zákaly a horší kyslíkové poměry. Současný větší predační t l a k kapra na přirozenou potravu způsobuje kvalitativní í kvantitativní podvýživu síhů v závěru vegetačního období. Erytrodermatitída kaprů má podobné příčiny jako skvrnitost síhů, ale většinou již na počátku vegetačního období. Pozdní rozvoj přirozené potravy nemohou nahradit krmiva podávaná v současnosti. Kompletní krmiva se zdají zatím v kaprovém hospodářství pří Liš drahá. Péče o rozvoj přirozené potravy je hlavním preventivním opatřením, a to nejen na začátku, ale i v závěru vegetačního období, protože čerstvé kožní projevy erytrodermatídy v srpnu a září nejsou v posledních letech výjimkou. Dalším opatřením se jeví omezováni celkového počtu bakterií v druhé polovině vegetace (ve vodě) opakovaným použitím chlorových preparátů. Septikémie tolstolobiků způsobovala před n ě k o l i k a lety velké problémy u sádkovaných ryb v zimním období. Onemocnění s vysokými ztrátami se vyskytovalo obvykle po Vánocích, kdy se s obsádkou manipulovalo a ke konzumu se nepoužila celá obsádka sádky. Respektováním zákonitostí tohoto onemocnění se ztráty v posledních letech snižují. Na sádky se u m í s t í jen takové množství ryb, které se do Vánoc prodá a ryby pro pozdější potřebu se připraví do manipulačních rybníků. Vibrióza by se mohla v našich podmínkách vyskytnout v zařízeních, kde by se uvažovalo s intenzivním chovem úhořů. V zahraničí působí značné ekonomické ztráty i přesto, že se používají efektivní vakcíny. Na závěr je nutno podotknout, že pro úspěšnou léčbu a prevenci bakteriálních nemocí, zejména u pstruhů, je nutná přesná a rychlá diagnostika a volba optimální kauzální léčby, t.j. léčit skutečného původce nemoci. Je to efektivní a i s menšími náklady.

Adresa autora: J. Zajíček, Okresní veterinárni správa, Severní 9, 371 09 České Budějovice

222

OVĚŘENÍ POTŘEBY VÁPNENÍ RYBNÍKŮ V HLUBOKÉ N. VLT. P. HARTMAN Vápník v rybničním ekosystému plní řadu důležitých funkcí, které mají vli v na kvalitu vo dy (Štěpáne k a Červenka, 1974), na intenzitu biologických pochodů (Woynarovich, 1956, Gergel akol., 1987) a tvorbu přirozené potravy ryb (Jirásek, 1984). Existuje více metod, kterými lze stanovit potřebu vápnění rybníků, ale žádná z nich však nerespektuje rybniční ekosystém jako komplex. Nejčastěji se aplikační dávka vápna nebo vápence stanovuje podle alkality neboli kyselinové neutralizační kapacity vody (dále jen KNK) podle Janečka (1976). Hodnota KNK charakterizuje obsah rozpuštěného vápníku ve vodě ( P i t t e r , 1981) a její ústojnou schopnost (Bauer, 1985; Lerman a Stům, 1989), s níž souvisí kolísání pH vody (Strangenberg - Oporovksa, 1971; Stegman, 1973; Hartman, 1990) a následně zdravotní stav ryb (Schreckenbach a kol, 1975). Acidita vody neboli zásadová neutralizační kapacita (dále jen ZNK), vyjadřuje obsah volného oxidu u h l i č i t é h o (Pitter, 1981) a ten je ekvivalentní dávce vápníku podle Stegmana (1973) a Hartmana (1990). Někteří autoři doporučovali vápnit rybníky podle pH rybniční půdy, resp. podle t. zv. výměnné půdní reakce pH/KCl. Tato metoda byla pro rybníkářské účely v pedologických laboratořích ověřována, a le pro vysoké vápnení se neosvědčila. Drbal (1988), Pokorný a kol. (1990) navrhli novou metodu stanovení dávek vápníku, a to na základě tzv. alkalické rezervy, resp. obsahu d i s p o n i b i l n í h o - rozpustitelného vápníku pomocí H2CO3 v rybniční půdě. Práce se zabývá stanovením potřeby vápnení rybníků výše citovanou metodou při zohlednění KNK vody. Metoda a materiál Za účelem ověření správnosti výsledků vlastní disertační práce byly dne 10.8.1992 odebírány z lodě vzorky rybniční půdy z 9 rybníků Státního rybářství Hluboká n. V i t . , s.p., rybniční soustavy D í v č i c e a Vlhlavy. Podle v e l i k o s t i rybníků byl počet vzorků ze 2 až 5 odebraných m í s t , přičemž z každého m í s t a byl vzorek získán ze 3 j e d n o t l i v ý c h odběrů. K odběru se o s v ě d č i l a obyčejná lopata na dlouhé násadě a pro mísení bahna dvouuchá plastová m í s a o objemu asi 15 l. Promísené povrchové bahno o hmotnosti 100 - 150 g a p l i kované do mikrotenových předem označených sáčků b y l o po vychlazení druhý den odvezeno do laboratoře Státního rybářství Litomyšl k analýzám. Součástí analýz rybniční půdy b y l o stanovení pH půdy, % sušiny (pro přepočet obsahu d i s p o n i b i l ního Ca++ a alkalita - KNK půdy. Stěžejní analýzou b yl o stanovení t.zv. d i s p o n i b i l n í h o vápníku. Tato analýza se skládá z fáze uvolňování vápníku pomocí slabého roztoku H2CO3 za určitých podmínek (Drbal, 1988) a potom následuje stanoveni tohoto vápníku v supernatantu nebo f i l t r á t u chelatometricky nebo titraci 0,1 M HC1 jako KNK vody. Vzorky rybničních půd z h l e d i s k a potřeby následného mi movegetačního vápnení byly vyhodnoceny pomocí nomogramu p ř i zohlednění KNK vody. Nomogram je součástí této zprávy. 223

Výsledky práce a diskuze Z analýz rybničních půd vyplynuly bohaté zásoby disponibilního vápníku ve dne těchto rybníků. Vůči rybníkům Vodňanské pánve s výjimkou Dřemlin a vůči pokusným rybníčkům SRŠ byl obsah vápníku 2 - 3 násobně vyšší (Hartman, 1992). U rybníků Knížecí, Žabinec, Vlhlavský, Nová u D. a Černá se pohyboval obsah disponibilního vápníku v průměru nad 100 mmol.kg-1 sušiny, přičemž obsah disponibilního v á p n í k u u všech sledovaných rybníků nebyl v průměru nižší než 75 mmol.kg-1 sušiny. Poměrně vysokým obsahům d i s p o n i b i l n í h o vápníku v rybniční půdě odpovídala i vysoká a l k a l i ta - KNK vody a to mezi 2,7 - 6,1 mmol, aktuálně stanovená při odběrech rybniční půdy (tah. e. 1). V převážné většině případů se j e v í vápnění těchto ryb níků jakom zbytečně až nežádoucí Uvažujeme-li v krajním případě, že zimní přítoková voda má velmi nízkou hodnotu KNK kolem 1 mmol ) , viz nomogram lze připustit vapnění v jedné lokalitě rybníka Volešek, Knížecí a Nákřív e l . , ve dvou l o k a l i t á c h rybník Štičí a ve třech lokalitách rybník Zbudovský. Jedná se, s výjimkou rybníka Š t i č í , o písčité partie rybníků, kde vápník je stejně obtížně fixován z důvodu absence organického substrátu. Z hlediska úbytku vápníku při podzimním vypouštění těchto rybníků lze při výše citovaných alkalitách - KNK vody a zásobách Ca ve dně uvažovat s úbytkem cca 500 - 1200 kg Ca ++ z 1 ha pokud by se jejich průměrná hloubka pohybovala kolem 1 m. To odpovídá s přihlédnutím k rozdílům vlastním empirickým výsledkům úbytku vápníku při výlovu Vodňanských a pokusných rybníků, který byl v rozmezí 254 - 707 kg.ha" . Kruger a Piotrovska (1974) upozorňují současně i na ztráty ekvivalentního množství iontů HCO3 tedy uhlíku. Potvrdilo se, že únik uhličitanových iontů je t í m větší, čím větší je zásoba Ca ++ v rybniční půdě (Hartman, 1992) v předvegetačním období a proto nadměrné vápnění může vést ke snížení úrodnosti rybníků. Přesto však přiměřená zásoba d i s p o n i b i l ního vápníku v rybniční půdě, a to cca 60 mmol až 75 mmol v 1 kg sušiny, příznivě ovlivňuje biologické oživení vody.

Závěr a souhrn Za účelem zjištění zásob disponibilního vápníku v rybniční půdě pro stanovení potřeby vápnění byly odebrány vzorky rybničních půd z 9 rybníků v Hluboké n. Vit. Tyto byly podrobeny analýzám se zaměřením na obsah vápníkového iontu uvolnitelného ze sloučenin pomocí slabého roztoku H2CO3 a následně stanoveného chelatometricky. Tato metoda odpovídá přirozenému způsobu převádění zásob vápníku do rozpustných dvoj uhličitanů v průběhu vegetace. Bylo zjištěno, že kontrolované rybníky mají vesměs bohaté zásoby vápníku v rybniční půdě, a to v rozmezí 75,3 - 148,2 mmol.kg-1 sušiny v průměru na rybník. Z toho vyplývá, že lze vápnit jen v nízkých dávkách výlučně parciálně, a to za předpokladu podzimního vypouštění vody a napouštění vodou o nízké KNK (do 1 mmol.l-1.

224

Literatura Bauer, K.: Zum Problem hoher pH-Verte in Karpfenteichen Fischer u.Teichvirt, r.36, 1985, s. 263-265. Drbal, K.: Stanovení disponibiLniho vápníku v rybniční půdě pracovní postup, 1988, u autora. Gergel, J., Ondr, P., Pasák, V.: Změny v zastoupení jednotlivých iontů při průtoku vody v předřazených nádržích. Sborník ÚVTIS - Meliorace, 23, 1987, č.k., s.35-40. Hartman, P.: Stanovení potřeby vápnení rybníků ve vztahu k podmínkám prostředí, kand. disertační práce, Min.škol.ČR, VSZ v Brně 1992, spec. zootechnika. Hartman, P.: Methods for Estimating the Requirement for Liming and the Calcium Budget in Carp Ponds, sborník FAO EIFAC, Praha, květen l990. Janeček, V.; Jak dal v intenzifikaci rybníkářství. MZVž CSR Praha 1976, s. 8-15. Jirásek, J. a kol.: Rybářství a ochr. biosféry, 1984,s. 121-135. Kruger, A., Piotrovska, V.: Vliv vypouštěni vody při výlovu ryb na obsah biogenních prvků ve dně rybníků - překlad, RNR, 1974, TOM 96, Ser.H, Z. No. 1, s. 49-61, u autora. Lerman, A., Stumm, V.: CO2 storage and alkalinity trends in lakes. Vat.Res.Vol.23, 1989,No.2, s. 139-146 Pitter, P.: Hydrochemie, SNTL, Praha, 1981. Pokorný, J., Hartman, P., Drbal, K., Kudrlička, J.: Method for estimation of reserve alkalinity in ponds sediments. Sbornik FAO EIFAC, Praha, květen 1990. Schreckenbach, K., Spangenberg, K, Krug, S.: Die Ursache der Kiemennekrose, Zeitschr. fur BiFi der DDR - 12, 1975, s. 465478. Stangbenrg, K., Oporovska, K.:Odczyn wody stawowej i jego wplyn na produkcie karpia. Gospodarka rybná, č. 11, 1971, s. 345-357. Stegman, K.: Vápnení kaprových rybníků - preklad, Cs. rybnikáŕství, č. 4, 1973, s. 6-12. Štěpánek, M.,Červenka, R.: Problémy eutofizace v praxi. Praha, Avicenum 1974, s. 231-245. Vinberg, G.G., Ljachnovič, V.M.: Udobrenie prudov. Vydavatelství průmyslu výživy, Moskva 1976, s. 106-119. Woynarovich, E. Das Karbondungungsverfahren. Deutsche Fisch. Zeitung 2, 1956, s. 48-52.

Adresa autora: P. Hartman, Správa lesů a rybníků města České ul. J. Haška 4, 370 21 Č. Budějovice 226

Budějovice,