Úvod (Introduction)... 7

OBSAH (CONTENTS) Úvod (Introduction) ............................................................................... 7 Barica J.: Kde sa podeli peniaze na výskum? ........................................................... 9 Květ J. a Jelínková E.: Význam mokřadů v biosférických rezervacích České republiky ......................................................................................................... 10

Mikrobiologie (Microbiology) Jezbera J. a kol.: Role prvoků jako konzumentů bakteriální produkce na podélných profilech kaňonovitých údolních nádrží ......................................... 13 Kabelková-Jančárková I.: Dynamika transformace dusíku v malém vodním toku ..................................................................................... 18 Koutný J. a kol.: Hyporheické baktérie - abundance a distribuce ........................... 22 Mašín M.: Změna genetického složení bakterioplanktonu v podélném profilu nádrže Římov ................................................................................................. 26 Nedoma J. a Vrba J.: Vláknité mikroorganismy v šumavských jezerech................. 30 Rulík M. a kol.: Metan - významná složka DOC v intersticiální vodě hyporheických sedimentů............................................................................... 34 Straškrabová V.: Mikrobiální smyčka a zooplankton v pelagiálu jezer a nádrží různé trofie ....................................................................................... 39 Šimek K. a kol.: Vliv protozoální predace na dynamiku a složení bakteriálních společenstev v nádrži Římov.......................................................................... 43 Vrba J. a kol.: Jedinečný plankton acidifikovaných šumavských jezer jako důsledek působení hliníku a limitace fosforem ....................................... 47

Algologie (Algology) Bílý M. a Pithart D.: Diurnální vertikální migrace fytoplanktonu v zatopeném lomu .......................................................................................... 53 Brabcová B.: Vliv faktorů spojených se špičkováním vodní elektrárny na distribuci perifytonu v příčném profilu přehrazené řeky ............................. 57 Desortová B.: Dynamika fytoplanktonu v podélném profilu toku ............................. 63 Geriš R. a Větříček S.: Rozvoj fytoplanktonu na vybraných nádržích Povodí Moravy v průběhu vegetační sezóny 1999 ..................................................... 67 Hašler P. a kol.: Vliv intenzity osvětlení na druhové složení „vodních květů“ sinic ..................................................................................................... 69 Heteša J. a kol.: Vodní květy sinic. K problematice kvantitativního stanovení jejich abundance a biomasy ........................................................................... 74 Heteša J. a kol.: Bentická flóra a fauna toků CHKO Labské Pískovce a jejich výpověď o deteriorizaci jakosti vody ............................................................... 75 Holková J. a kol.: Sezónna dynamika siníc a rias ramena Malého Dunaja v Bratislave-Vrakuni ..................................................................................... 336 Kočárková A.: Diversita fytoplanktonu v tůních Suchdolského lesa (CHKO Poodří) ............................................................................................... 80 Komárková J.: Pikoplankton, jeho koloniální formace a koncentrace celkového chlorofylu v nádržích Slapy a Římov .............................................................. 84

1

Maršálek B.: Hledání Achillovy paty u cyanobakterií ............................................... 88 Poulíčková A. a kol.: Ekologie řas svahových pramenišť ...................................... 93 Sládečková A.: Řasové indikátory v krušnohorských vodárenských povodích........ 98 Uher B. a Kováčik L.: Fykoflóra siníc (cyanobaktérií) v roklinách Národného parku Slovenský raj ...................................................................................... 102

Zooplankton (Zooplankton) Devetter M. a Seďa J.: Stanovištní preference zooplanktonu na podélném transektu údolní nádrží ................................................................................. 107 Hrbáček J.: Vztah změn podílu perlooček > 0.7 mm v jejich celkové biomase k změně koncentrace chlorofylu, biomasy a druhovému složení fytoplanktonu ................................................................................................ 111 Illyová M.: Litorálny krustáceoplanktón v ramenách Dunaja a Moravy .................. 115 Kořínek V. a kol.: Kombinovaný vliv predace ryb a larev rodu Chaoborus na velikostní distribuci Daphnia galeata Sars ( Crustacea, Anomopoda).......... 118 Kubláková M.: Zooplankton nádrže Baška u Frýdku-Místku ................................. 122 Macháček J.: Prostorová heterogenita potravních zdrojů perloočky Daphnia galeata v korytovité údolní nádrži ................................................................. 125 Petrusek A. a Černý M.: Genetická variabilita metapopulací rodu Moina (Crustacea: Anomopoda) ............................................................................. 129 Pichlová R.: Může dravá perloočka Leptodora kindtii významným způsobem ovlivnit společenstvo zooplanktonu? ............................................................ 135 Sládeček V. a Sládečková A.: Planktonní vířníci rodu Collotheca ........................ 139 Vařecha D.: Vířníci (Rotatoria) vybraných tůní biosférické rezervace Pálava ........ 142 Vranovský M.: O niektorých neozoách v Dunaji a Morave .................................... 146 Žofková M. a kol.: Invaze dvou druhů severoamerických perlooček do českých a moravských nádrží: Daphnia ambigua Scourfield a D. parvula Fordyce (Crustacea: Anomopoda) ............................................................................. 150

Zoobentos (Zoobenthos) Adámek Z.: Účinnost flotace pro separaci rybničního makrozoobentosu .............. 155 Brabec K.: Indikační potenciál čeledi Chironomidae při hodnocení změn ekologické kvality toků.................................................................................. 159 Bulánková E.: Vybrané skupiny makrozoobentosu (Odonata, Cordulegasteridae, Diptera, Blephariceridae, Dixidae, Athericidae) jako bioindikátory kvality tečúcich vôd ................................................................................................. 163 Derka T. a Szomolai V.: Společenstvá makrozoobentosu na submerzných koreňoch pobrežných stromov v ramennej sústave na slovenskom úseku Dunaja .......................................................................................................... 166 Helešic J.: Novinky a pokroky v poznání ekologie tekoucích vod .......................... 170 Helešic J. a kol.: Vliv hydrologických podmínek toku na biotu dna a hyporhealu (Úvod do problematiky) ................................................................................ 176 Helešic J. a kol.: Příspěvek k poznání ekologie drobných toků znečištěných důlními vodami obsahující vysoké koncentrace železa a manganu ............. 181 Jezberová M.: Ekologie bentických společenstev Radíkovského potoka .............. 188 Linhart J. a kol.: Meiofauna osídlující vodní mech Fontinalis antipyretica: Předběžné výsledky ..................................................................................... 190 2

Linhart J. a kol.: Makronematofauna vodního mechu Fontinalis antipyretica a okolního štěrkovitého dna ......................................................................... 194 Marečková M.: Vztahy ovlivňující četnost bentosu v litorálu .................................. 198 Matěna J.: Nové poznatky o rodu Chironomus v České republice......................... 202 Novikmec M. a kol.: Predbežné výsledky výskumu vzťahu bentických Arthropoda a bentického organického materiálu (BOM) vo vybraných tokoch Východných Karpát........................................................................................................... 206 Pořízková Y.: Makrozoobentos Říčky v Moravském krasu .................................... 210 Rodriguez A. a Derka T.: Vplyv prirodzených a antropických faktorov na společenstvá podeniek (Ephemeroptera) a pošvatiek (Plecoptera) potoka Gidra ............................................................................................................ 216 Sedlák E. a Opravilová V.: Vodní bezobratlí Jižní Moravy se zřetelem na biosférickou rezervaci UNESCO Pálava ...................................................... 220 Stehno V.: Vliv úprav potoka Staviště na zoobentos ............................................. 224 Sukop I.: Hydrofauna dolního Podyjí na přelomu tisíciletí...................................... 229 Špaček J.: Pošvatky (Plecoptera) Krkonoš............................................................ 233 Tuša I. a Šubrtová R.: K poznání zoobentosu Hučivé a Divoké Desné ................ 236 Velecká I.: Sezónní dynamika praménky rakouské (Bythinella austriaca) (Gastropoda: Hydrobiidae) v hyporhealu horského potoka ......................... 239 Vojtíšková D. a kol.: Vývoj a testování evropského systému hodnocení ekologického stavu toků podle makrozoobentosu ........................................ 244 Vrabec V. a Fechtner J.: Jaký prací prostředek by zvolil druh Ancylus fluviatilis (Mollusca: Gastropoda: Ancylidae)?............................................................. 247 Vrabec V. a kol.: Bioindikační význam vodních měkkýšů (Mollusca) .................... 255 Zahrádková S. a kol.: Predikční systém Perla ...................................................... 260

Aplikovaná hydrobiologie a hydrochemie (Applied hydrobiology and hydrochemistry) Amrožová J.: Toxicita a výskyt pikoplanktonní sinice Synechococcus capitatus na údolní nádrži Janov ................................................................................. 266 Elexová E.: Biologické a ekologické kritériá hodnotenia kvality vody v slovenskom úseku Dunaja......................................................................... 270 Havel L.: Kontaminace mlžů Dreissena polymorpha exponovaných ve vybraných profilech Labe ............................................................................. 275 Himmel J.: Vývoj biologických faktorů kvality vody Dolní nádrže Dlouhé Stráně v prvních letech po napuštění ...................................................................... 279 Horecká M. a Nagyová V.: Kvalita vody prírodných kúpacích lokalít na Slovensku................................................................................................ 283 Hucko P. a kol.: Vplyv vodnej nádrže Zemplínská Šírava na formovanie kvality vody................................................................................................... 287 Kočí V.: Statistické hodnocení řasových biotestů................................................... 291 Kočková E.: Dlouhodobý vývoj chemických poměrů v hraničních úsecích řeky Dyje ...................................................................................................... 294 Liška M.: Použití nových biomarkerů těžkých kovů, PCB, a OCP v řekách Čech a Moravy ............................................................................................. 298 Liška M. a kol.: Výsledky biomanipulace nádrže Staviště ..................................... 302 Marcinský P. a kol.: Problémy súvisiace s kvalitou vod v chladiacich okruhoch jadrovej elektrárne Mochovce....................................................................... 306

3

Pípalová I.: Limnologické změny způsobené amurem bílým (Ctenopharyngodon idella)............................................................................................................ 308 Porcalová P. a Simanov L.: Stav a perspektiva technické hydrobiologie na přelomu tisíciletí ...................................................................................... 311 Punčochář P.: Implementace legislativy EU v oblasti „Kvalita vody“ v ČR a limnologický výzkum.................................................................................. 315 Růžičková J. a kol.: Chemismus vody v lotických ekosystémech povodí Vydry a Křemelné (NP Šumava) ............................................................................ 320 Tóthová L. a kol.: Toxické účinky a degradácia ropných látok in situ.................... 327 Žáková Z.: Dlouhodobý vývoj biologických poměrů v hraničních úsecích řeky Dyje ...................................................................................................... 332

Autorský rejstřík (Author index) ................................................................. 341

4

7

ÚVOD Vážené účastnice, vážení účastníci 12. konference České limnologické společnosti! Rád bych Vás při otevření sborníku přivítal na 12. konferenci Společnosti, která je pořádána již tradičně souběžně s konferencí Slovenské limnologické spoločnosti a koná se v krásném prostředí předhůří Jeseníků. Ačkoliv se jedná o pravidelnou konferenci svolanou v tříletém intervalu, shodou okolností proběhne v posledním roce 20. století - anebo, chcete-li, na prahu vstupu do 21. století. Přelom století je vždy příležitostí k ohlédnutí za minulostí a zároveň k vytyčení vizí i plánů do budoucnosti. To platí jak pro činnost Limnologické společnosti, ale zejména pro rozvoj a očekávání vývoje limnologie a souvisejících oborů. A právě 12. konference se stává nejvhodnější příležitostí k takovému bilancování i formování výhledu. Domnívám se, že je nejenom co bilancovat, ale objevila se řada podnětů k formulování budoucích směrů rozvoje oborů spojených s vodou. Diskuse o vývoji badatelského a cíleného výzkumu i diskuse o pokroku v řešení praktických problémů vodstva jsou totiž naprosto nezbytné. Nové přístupy a poznatky jsou jedinou možností řešení narůstajícího konfliktu mezi vyšší potřebou vody pro rostoucí počet obyvatel na Zemi a omezeným množství sladkovodních zdrojů, které však je třeba zároveň zlepšit a následně chránit jako ekosystémy, které podmiňují existenci života. Je samozřejmé, že charakter problémů a tím i dílčí cíle se liší v závislosti na podmínkách kontinentů, regionů nebo lokální situaci. Není však pochyb, že v podmínkách Evropy a tedy i u nás existuje celá řada nelehkých problémů v oblasti množství a jakosti vod, přes to, že se situace výrazně zlepšila v uplynulých 10 letech. Nejpřesvědčivěji to prokazují nároky na opatření, která jsou nezbytná pro splnění podmínek legislativy Evropske unie. Tradičně však máme také potenciál přispět k hlubšímu, badatelskému rozvoji poznání dynamiky, vývoje i fungování vodních ekosystémů na evropské i světové úrovni. Také z této oblasti budou nezbytné aktuální výstupy pro zavadění nejnovější evropské legislativy. To vytváří rozsáhlý prostor pro diskuse o možnostech rychlého a efektivního řešení praktických situací, pro hledání nových řešení na bázi nejnovějších poznatků i sofistikovaných metod. To je žádoucí jak k identifikaci problémů , tak ke zkvalitnění rozhodovacích procesů o opatřeních potřebných v péči o vodní ekosystémy. Byl bych velmi spokojen, kdyby toto tradiční setkání posílilo vzájemnou komunikaci a spolupráci mezi členy, mezi obory a zejména mezi institucemi, přispělo k orientaci hlavních směrů limnologicky orientovaného výzkumu a vývoje a v neposlední řadě vytyčilo i cíle pro budoucí činnost Společnosti. Dovolte, abych na tomto místě i Vaším jménem poděkoval organizátorům konference - především týmu z Olomoucké university vedenému Dr. Martinem Rulíkem - za to, že nám takové setkání pečlivě připravili. Přeji Vám příjemný pobyt spojený s načerpáním nových poznatků, přínosné debaty v kuloárech, potěšení z posílení osobních kontaktů, radost ze setkání s přáteli - prostě užijte si konference k odbornému i osobnímu uspokojení.

RNDr. Pavel Punčochář, CSc. úřadující předseda ČLS

KDE SA PODELI PENIAZE NA VYSKUM ? Where has all the research money gone? Jan Barica The United Nations University, Hamilton, Ont., Canada L8S 4K1 Abstract: Over the past three decades, the number of serious environmental issues has grown exponentially, with most of them reaching a global scale (climate change, ozone depletion, biodiversity, water shortages, etc.) Despite this, the money allocations for environmental research has been shrinking since mid -‘80s . This phenomenon is also global, affecting countries of the West and East together. The speaker will attempt to analyze some of the key factors causing this development, using examples of budgets and expenditures of some national and international funding agencies.

VÝZNAM MOKŘADŮ V BIOSFERICKÝCH REZERVACÍCH ČESKÉ REPUBLIKY The importance of wetlands in Biosphere Reserves of the Czech Republic Jan Květ, Eva Jelínková Český národní komitét pro program MAB, Národní 3, 110 00 Praha 1 Abstract: Wetlands represent important ecosystems in all six Czech Biosphere Reserves (BR) declared by UNESCO within the MAB (= Man and Biosphere) programme. Of particular importance and high ecological value are those wetlands which are protected as wetlands of international importance under the Ramsar convention. Two of these "Ramsar sites" occur in the Třeboň Basin BR (Třeboň Bogs and Třeboň Fishponds, respectively), one occurs in the Šumava BR (Šumava Bogs) and one does in the Czech part of the Krkonoše/Karkonosze bilateral BR (Krkonoše Bogs). The Pálava BR borders on the "Lednice Fishponds" and comprises a small part of the "Wetlands of Lower Dyje River" Ramsasr sites. If the planned enlargement of this BR is accepted both Ramsar sites will be completely included in it. The remaining two BR´s of the Czech Republic, Křivoklátsko and Bílé Karpaty (White Carpathians), comprise predominantly small wetlands of supra-regional or regional importance, such as springs often surrounded by patches of fen, rivers and streams with their alluvia, and wet grassland. Such wetlands naturally also occur in the afore-mentioned BR´s with wetlands of international importance. A special feature of the Šumava BR is its set of glacial lakes. The presence of wetlands greatly increases the biodiversity and habitat diversity in the Czech BR´s. Wetlands also play an important role in the water balance and biogeochemical cycling of the BR´s. Their conservation and/or sustainable management should set an example to wetland management in other regions of the Czech Republic.

V České republice mezinárodní organizace UNESCO vyhlásila v programu MAB (Man and Biosphere = Člověk a biosféra) dosud šest biosférických rezervací (BR). Jsou to BR: Křivoklátsko, Třeboňsko, česká část bilaterální BR Krkonoše/ Karkonosze, Šumava, Pálava a Bílé Karpaty. Z nich tři BR mají na svém území mokřady mezinárodního seznamu, chráněné Ramsarskou úmluvou: Třeboňsko (Třeboňské rybníky a Třeboňská rašeliniště), Šumava (Šumavská rašeliniště) a Krkonoše (Krkonošská rašeliniště). V těchto BR jsou i další mokřady nadnárodního anebo regionálního významu. Na Třeboňsku mezi ně patří zejména další rašeliniště a rybníky se svými pobřežními mokřady, nivní (aluviální) mokřady - lesy a louky podél vodních toků, a také zaplavené drobné i velké pískovny. Na Šumavě jsou to rovněž další rašeliniště, a dále ledovcová jezera se svými pobřežími (podle Ramsarské úmluvy rovněž považovaná za mokřady), údolní toky a nivy řek (zejm. Vltavy) a potoků, a také prameniště. V Krkonoších je rašelinišť méně, ale zvláště cenná jsou údolí a nivy horských řek a potoků. Ostatní naše BR mají na svém území mokřady nadregionálního nebo alespoň regionálního významu. Na Křivoklátsku jsou to údolí Berounky, Klíčavy a jiných potoků. V Bílých Karpatech se setkáváme s údolními nivami a slatinnými loukami, cenná jsou též některá prameniště. Současná BR Pálava obsahuje jen malou část "ramsarské" lokality "Mokřady dolního Podyjí". Ale po nyní připravovaném rozšíření své plochy, a současně i názvu, má tato BR zahrnout celé uvedené území s rozsáhlými lužními lesy a nivními loukami. Zahrnula by i další "ramsarskou" lokalitu, Lednické rybníky, přiléhající k současné hranici BR Pálava. Všechny BR, které leží podél státních hranic ČR, by dříve či později měly vstoupit do BR bilaterálních (tak, jak tomu již nyní je v Krkonoších), případně

trilaterálních. Tím vzroste význam mokřadů v těchto BR. Mokřady ve všech BR výrazně přispívají k jejich biodiverzitě v širokém slova smyslu. Pro krajinu BR a jejich okolí jsou mokřady účinnými stabilizátory vodní bilance a biogeochemických cyklů. Rovněž pro domácí průmysl a tradiční řemesla některé mokřady v BR poskytují suroviny. Tím se naplňuje požadavek Sevillské strategie pro BR: podporovat tradiční zaměstnání lidí a trvale udržitelné využívání přírodních zdrojů. Pochopení lidí pro význam všech funkcí mokřadů v BR postupně roste, i když v některých otázkách se dosud liší názory ochrany přírody (státní i nevládních organizací) od názorů manažerů mokřadních přírodních zdrojů. Týká se to např. přijatelné míry hypereutrofizacer rybníků, projektů různých vodních děl, přijatelných a trvale udržitelných počtů některých chráněných živočichů, obnovy a revitalizace mokřadů. V otázce těžby štěrkopísků na Třeboňsku však obě strany již dospěly k přijatelnému kompromisu. Celkové zhodnocení funkcí a významu mokřadů v BR u nás i jinde ve světě bude předmětem mezinárodního pracovního zasedání programu MAB v r. 2002. Toto zasedání se má konat v ČR. Tento příspěvek jsme zpracovali s podporou grantu GA ČR 206/98/0727.

Adresy autorů: Jan Květ - Botanický ústav AV ČR, Dukelská 135, 37982 Třeboň, a Jihočeská univerzita, Biologická fakulta, Branišovská 31, 37005 České Budějovice. E-mail: [email protected]. Eva Jelínková - Kancelář AV ČR, sekretariát Českého národního komitétu MAB, Národní tř. 3, 11000 Praha 1. E-mail: [email protected].

MIKROBIOLOGIE (MICROBIOLOGY)

ROLE PRVOKŮ JAKO KONZUMENTŮ BAKTERIÁLNÍ PRODUKCE NA PODÉLNÝCH PROFILECH KAŇONOVITÝCH ÚDOLNÍCH NÁDRŽÍ The role of protists as consumers of bacterial production on longitudinal transects of canyon shaped reservoirs Jan Jezbera, Jiří Nedoma a Karel Šimek Hydrobiologický Ústav AV ČR, Na Sádkách 7, 370 05 České Budějovice Abstract: An intensive study was conducted to investigate the role of protists as grazers of bacterioplankton in the Římov Reservoir (Southern Bohemia, dimictic, mesoeutrophic). Six sampling dates from April to October 1999 covered all important periods of the season. Simultaneous measurements of ciliate and heterotrophic nanoflagellate (HNF) abundance, bacterivory (uptake of 3 fluorescently labeled bacteria, FLB) and quantification of bacterial production ( H-deoxythymidine incorporation) were carried out on samples taken from 6 sampling points (river, four times from the inflow part downstream and dam) from two depths (the epilimnion 0.5 m, and from the layer with the same temperature as river). Densities of HNF and ciliates ranged from 200 - 2300 and 2 - 100 cells per -1 ml , respectively. Cell specific grazing rates (number of bacteria per individual) also varied significantly -1 -1 during the season: from 0 to 25 and from 10 to 1700 bacteria cell h for HNF and ciliates, respectively. The data shows a decreasing importance of HNF and ciliates as primary grazers of bacteria along the longitudinal transect from dam towards inflow part of the reservoir. On average, 75% of bacterial production was grazed at station Dam, decreasing to approximately 15% at station 1 and River. HNF were found to be more efficient bacterivores than ciliates. Amongst ciliates, the most important bacterivores were Oligotrichs and Peritrichs.

Úvod Prvoci, zejména heterotrofní bičíkovci (2-20 µm, HNF) (např. ŠIMEK & STRAŠKRABOVÁ 1992) a nálevníci (např. STABELL 1996) jsou v dnešní době považováni za nejdůležitější konzumenty bakterií ve vodních ekosystémech. V dřívější době byl však příjem bakterií jako zdroj uhlíku pro prvoky uvažován pouze v případě vysokých počtů bakterií. Role prvoků coby konzumentů bakterií je z velké části závislá na rozvoji velkého filtrujícího zooplanktonu, který je schopen prvoky odfiltrovat (období čisté vody) a propojit tak mikrobiální potravní sítě s klasickým potravním řetězcem. V opačném případě je přechod uhlíku do vyšších potravních hladin znesnadněn. Pokud není bakteriální produkce korelována se žraním prvoků, uplatňují se mechanismy jako sedimentace, smrt buněk, lyze viry a případně produkce antibiotik některými mikroby. Materiál a metodika Odběry byly prováděny na standardním odběrovém místě v dolní části vodárenské nádrže Římov (cca 250 metrů od hráze) a na dalších 4 místech v podélném profilu nádrže a z řeky. Vzorky byly odebírány pomocí Friedingerova odběráku z epilimnia z hloubky 0,5 metru (značení A) a z hloubky odpovídající teplotně řece (značení B) značení Dam, 4A, 4B, 3A, 3B, 2A, 2B, 1A, 1B, River. Rychlost příjmu bakterií prvoky v nádrži byla odhadnuta z rychlosti příjmu fluorescenčně značených bakterií (FLB). Bakteriální buňky určené k testování rychlosti jejich příjmu prvoky byly zkoncentrovány centrifugací a barveny fluorochromem DTAF, podrobně viz SHERR & SHERR (1993). Ty byly poté

přidávány ke vzorkům s prvoky tak, aby jejich koncentrace tvořila 10 až 15% koncentrace přírodních bakterií (tzv. TRACER). V krátkých časových intervalech (po 5, 15, 30 min.) byly odebírány z pokusného vzorku v inkubační lahvi (v době pokusu uchovávána v termolednici v in situ teplotě) malé podvzorky, které byly okamžitě na lodi fixovány bazickým 0,5% Lugolovým roztokem, následoval formaldehyd (2% finální koncentrace) a po cca 3 minutách byl vzorek odbarven přidáním několika kapek 3% roztoku thiosíranu sodného. V laboratoři byly tyto vzorky obarveny fluorochromem DAPI a přefiltrovány přes polykarbonátový filtr (Poretics). Pro lokalizaci a vyhledávání buněk prvoků jsme použili sady filtrů pro DAPI (Olympus BX 70 Provis), potom byla sestava přepnuta na kombinaci excitující DTAF, při níž začaly fluoreskovat FLB v potravních vakuolách prvoků. Zpravidla bylo při každém odběru prohlédnuto cca 50 nálevníků a cca 80 bičíkovců. Měření bakteriální produkce bylo založeno na inkorporaci radioaktivně (3H) značeného deoxythymidinu do DNA bakterií. Detailně viz STRAŠKRABOVÁ a kol. (1996). Výsledky V průběhu roku docházelo jak k významnému kolísání počtů bičíkovců a nálevníků (graf. příloha 1), tak i predačního tlaku HNF a nálevníků (graf. příloha 2). Jako příklad uvádím tři situace, reprezentované odběry 5.5., 25.5. a 14.9. 1999. První ukazuje vysokou kontrolu bakteriální produkce u hráze a na prvních dvou stanicích, v některých případech dokonce převyšující bakteriální produkci. Druhý reprezentuje období čisté vody, kdy došlo k odstranění predátorů bakterií vyšším zooplanktonem a tudíž byla role prvoků zanedbatelná. Třetí popisuje stav na konci léta, kdy docházelo na všech stanicích (kromě 1) k cca 30 – 50% konzumaci bakteriální produkce HNF a nálevníky. V průměru docházelo k největší kontrole bakteriální produkce u hráze (cca 75%), kdežto směrem k přítoku a v řece se intenzita vyžírání prvoky značně snižovala (v průměru cca 15% na stanici 1, kde byly také téměř trvale vyhodnocovány nejvyšší bakteriální produkce). Patrná je také stěžejní role HNF, kteří (kromě květnového a srpnového odběru) byli důležitější v eliminaci bakteriální produkce než nálevníci. Také je patrný nižší příjem bakterií ve vrstvě B, daný jak nižšími počty predátorů (patrné na grafu 14.9. na stanici 1, kde v epilimniu docházelo k cca dvakrát vyšší kontrole bakteriální produkce než ve vrstvě teplotně odpovídající řece), tak patrně i nižší teplotou. Celkové počty HNF se pohybovaly mezi 200 až 2300 a nálevníků mezi 2 až 100 buňek na ml. Průměrné žrací rychlosti se také v průběhu roku značně lišily: 0 až 25 bakt. HNF-1 h-1 a 10 až 1700 bakt. nálevník -1 h-1. Mezi nálevníky byli hlavními konzumenty bakterií zástupci skupiny Oligotrichida a Peritrichida, jmenovitě Halteria grandinella (dosahující predačních rychlostí cca 1500 bakterií na jedince a hodinu, díky celkovým počtům nejdůležitější nálevník – zodpovědný za cca 80% z celkové bakterivorie nálevníků), Strobilidium sp. (700 bakt. buňka-1 h-1 a Vorticella sp. (2500 bakt. buňka-1 h-1, díky nízkým počtům však málo důležitý). Diskuse a závěry Účelem mé práce bylo zjistit poměr mezi bakteriální produkcí a mortalitou bakterií způsobenou vyžíráním pelagickými společenstvy HNF a nálevníků na podélných profilech nádrže Římov. Výsledky sledování jasně potvrdily klesající důležitost HNF a nálevníků coby konzumentů bakteriální produkce v gradientu od hráze směrem k přítokové části nádrže.

Stanovení rychlosti příjmu bakterií pomocí FLB má řadu výhod i nevýhod. Výhodou jsou krátkodobé experimenty, dochází pouze k minimální manipulaci se vzorkem. Dále je možno studovat např. přepínání z jednoho typu kořisti na druhou atd. Jako nevýhody těchto metod lze v první řadě uvést selektivní konzumaci kořisti prvoky, při které jsou přidané FLB přijímány vyšší či nižší rychlostí než přírodní kořist, dále může přidání FLB (velké procento traceru) změnit přirozenou početnost kořisti. Otázkou tedy zůstává jaký byl osud zbytku (tj. cca 40%) bakteriální produkce. Podle (ŠIMEK & STRAŠKRABOVÁ 1992) je několik možných alternativ: lyze bakteriálních buněk viry, sedimentace do nižších vrstev a třetí, pravděpodobně hlavní důvod, jímž je vyžírání jinými organismy než jsou HNF a nálevníci. Dále byla také potvrzena dominantní role oligotrichních a peritrichních nálevníků a zároveň zanedbatelná role skupiny Prostomatida. Poděkování Práce na tomto pokusu byly podpořeny grantem GAČR 206/99/0028. Literatura Sherr, E. B., Sherr, B.F., 1993: Protistan grazing rates via uptake of fluorescently labeled prey. In: Kemp PF, Sherr BF, Sherr EB, Cole JJ (eds) Handbook of methods in Aquatic Microbial Ecology. Lewis Publ., Boca Raton, p 695-701. Stabbel, T., 1996: Ciliate bacterivory in epilimnetic waters. Aquat. microb. ecol. 10: 265-272. Straškrabová a kol. 1996: Mikrobiální ekologie vody, MŽP ČR, BF JCU, České Budějovice. Šimek, K., Straškrabová, V., 1992: Bacterioplankton production and protozoan bacterivory in a mesotrophic reservoir. Journal of Plankton Research, vol. 14, no. 6, 773-787.

35

Ciliates ml-1 Abundance HNF A Abundance HNF B

25 20 15 10

0 8

0,6

7

0,5

6

Ciliates ml

0,4 0,3 0,2

4 3 2 1

0,0 3

0 60

Ciliates ml-1

2

1

May 25

5

0,1

10 HNF ml

-1

Abundance CIL A Abundance CIL B

5

50

3

May 5

30

-1

103 HNF ml-1 103 HNF ml-1

1,8 1,6 1,4 1,2 1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 0,7

September 14

40 30 20 10

0

0

Dam 4

3

2

1 River

Dam 4

3

2

1 River

Graf. příloha 1: Počty heterotrofních bičíkovců a nálevníků v 0.5 m (plné body) a ve vrstvě teplotně odpovídající řece (prázdné body). Data Římov, podélné odběry, 1999.

106 bacteria ml-1 .d-1

106 bacteria ml-1 .d-1

7 6 5 4 3

*

May 5

HNF grazing Ciliate grazing Bact.production A Bact. production B - B level

2

*

1

*

*

*

0 4,00 3,60 3,20 2,80 2,40 2,00 1,60 0,20

May 25

0,10 0,00 6 106 bacteria ml-1 .d-1

*

*

*

*

September 14

5 4 3 2 1

*

*

0 Dam

4

3

* 2

* 1

River

Graf. příloha 2: Bakteriální produkce v 0.5 m (plné body) a v hloubce odpovídající teplotně řece (prázdné body) versus bakteriální produkce spotřebovaná HNF (černá část sloupce) a nálevníky (šedá část sloupce) v 0.5 m (bez hvězdičky) a v hloubce ekvivalentní teplotě řeky (s hvězdičkou). Data Římov, podélné odběry, 1999.

DYNAMIKA TRANSFORMACE DUSÍKU V MALÉM VODNÍM TOKU Dynamics of the nitrogen transformation in a shallow stream Ivana Kabelková – Jančárková Laboratoř ekologických rizik městského odvodnění, Fakulta stavební, ČVUT v Praze, Thákurova 7, 166 29 Praha 6 Abstract: Mathematical models for algal and bacterial nitrogen uptake and for nitrification in the streambed biofilm were developed, calibrated and verified based on on-line monitoring of a reach of a Swiss prealpine river, the Töss, field and laboratory experiments. The models enable to follow both the short and long-term dynamics of the individual nitrogen transformation processes and their development towards a steady-state. Effects of various interventions in the river ecosystem on the nitrogen transformation were simulated.

ÚVOD Biologické samočištění malých mělkých řek a potoků se odehrává převážně v biofilmu, kterým je pokryto dno toku [5, 4]. Struktura a metabolická aktivita biofilmu je výsledkem komplexních interakcí mezi hydrologickými, fyzikálně-chemickými a biotickými faktory [1, 2]. Nárůst biofilmu je podmiňován především dostatkem živin a světla. Tyto tzv. základní zdroje růstu doplňuje teplota, která ovlivňuje metabolickou aktivitu a rychlost růstu mikroorganizmů, rychlost a turbulence vody, které usnadňují transport živin k biofilmu, a typ a velikost substrátu poskytujícího povrch pro růst bakterií. Hlavní příčinou zmenšování množství biofilmu je jeho eroze suspendovaným sedimentem během zvýšených průtoků za deště a v menší míře též odumírání mikroorganizmů a konzumace biofilmu bezobratlovci (tzv. grazing). Díky značnému počtu regulujících faktorů vykazuje vývoj říčních biofilmů - a tudíž i samočistící potenciál toku – značnou časovou a prostorovou variabilitu. Cílem práce bylo popsat matematickými modely jak krátkodobou, tak dlouhodobou dynamiku samočistících procesů na příkladu transformace dusíku. Studie se soustředila na příjem dusíku během asimilace a na nitrifikaci. Podrobnosti je možno nalézt v [3]. Materiál a metodika Výzkum jsem prováděla na řece Töss ve Švýcarsku na 1200 m dlouhém úseku pod ČOV Saland (5 000 EO) v období 08/95-07/97. Töss lze charakterizovat jako poměrně málo znečištěnou předalpskou řeku se silně proměnlivým průtokovým režimem (0,1 až 60 m 3 s-1), dobrými kyslíkovými poměry a štěrkovým vápencovým dnem. Kombinovala jsem různé metody, které poskytovaly rozdílný stupeň podrobnosti o časových a prostorových jevech v řece: on-line monitorování sloučenin dusíku a nejdůležitějších fyzikálně-chemických parametrů, detailní zkoumání transportních a transformačních procesů v úseku řeky včetně dna pomocí stopovačů NaBr a NH4Cl, měření potenciální nitrifikační aktivity a celkové biomasy biofilmu na vzorcích

odebraných na různých místech řeky včetně sedimentu. Pro syntézu výsledků v matematickém modelu jsem použila simula ční program Aquasim [6]. Výsledky Prostorové rozložení potenciálu transformovat dusík Prostorová a časová variabilita potenciálu transformovat dusík byla v Töss značná a odrážela zejména interakci zdrojů (světlo a amoniakální dusík) a povodní. Biomasa biofilmu na místech vystavených plnému světlu byla 5 až 20 krát vyšší než na zastíněných místech. Místa s vysokou biomasou byla podstatně citlivější na vliv povodní. Potenciální nitrifikační aktivita měla úzký vztah k růstu i erozi řas. Potenciální nitrifikační aktivita v hyporheické zóně byla mnohem nižší než na světlu exponovaném povrchu dna a závisela na lokální výměně vody v korytě a intersticiální vody v sedimentu, zásobující nitrifikanty amoniakálním dusíkem a kyslíkem. Rychlá výměna vody probíhala do hloubky 20-30 cm hyporheické zóny, která se tudíž podílí na samočištění řeky. Relativní příspěvek hyporheické zóny k celkové transformaci látek však výrazně klesal s postupující kolmatací dna během delších bezdeštných období. Modelování asimilace dusíku řasami a heterotrofními bakteriemi Matematický model asimilace dusíku během růstu řas a bakterií byl vyvinut, zkalibrován a verifikován na základě on-line naměřených koncentrací kyslíku a amoniakálního dusíku (obr. 1). Model popisuje denní cyklus příjmu dusíku v důsledku asimilace CO2 a zohledňuje jak fotosyntetickou asimilaci stimulovanou světlem, tak biosyntézu a růst na zásobních produktech za tmy. Dalším uvažovaným procesem je příjem dusíku nespecifikovanými organizmy – pravděpodobně především heterotrofními bakteriemi v hyporheické zóně během oxidace rozpuštěného a Gas exchange

O2

Scouring

ALG Total respiration

Maintenance

CO2

Photosynthesis

CH2O

Biosynthesis

Proteins

Respiration

Respiration/Growth

NH4

?

NO3

HET

Obr. 1: Koncepční model asimilace dusíku a spotřeby či produkce kyslíku řasami (ALG) a dalšími organizmy, zejména heterotrofními bakteriemi (HET).

partikulárního organického materiálu. Modelování nitrifikace Testovala jsem tři modely nitrifikace lišící se v konceptualizaci rozložení nitrifikačních bakterií a transportu látek v biofilmu (obr. 2). Kromě růstu nitrifikantů popisovaly modely i jejich odumírání a erozi za zvýšených průtoků. Model c, podle jehož představy nitrifikační bakterie pokrývají vlákna řas obklopená stagnujícím vodním filmem, se ukázal nejvhodnějším pro popis dvoustupňové nitrifikace zahrnující chování dusitanů. a) Tenký biofilm

c) Bakterie na vláknech řas

b) Silný biofilm

Obr. 2: Koncepční modely nitrifikujícího biofilmu. Variabilita a stabilizace jednotlivých procesů transformujících dusík Pomocí vyvinutých modelů jsem zkoumala pro on-line data časovou proměnlivost jednotlivých procesů transformujících dusík a jejich vývoj směrem k ustálenému stavu. Fotosyntetický příjem dusíku se za optimálních podmínek stabilizoval asi na 6 N mg m-2 h-1. Nezávisel na teplotě a neovlivnila ho ani většina povodní. Příjem dusíku připisovaný dalším organizmům byl poměrně konstantní na úrovni 1.5-3.5 N mg m-2 h-1 (15 °C). Jsou-li v říční vodě delší dobu přítomny dostatečně vysoké koncentrace amoniakálního dusíku umožňující ustavení význačnější populace nitrifikačních bakterií, je nitrifikace limitována látkovým transportem. Oxidaci amoniakálního dusíku lze pak popsat jako reakci 1. řádu ohledně koncentrací dusíku v říční vodě s teplotní závislostí molekulární difúze. Maximální rychlost nitrifikace byla pro špičkové

Rate [gNH4-N m-2streambed h-1]

0.000 -0.005 -0.010 -0.015 -0.020 Photosynthesis Biosynthesis Total respiration Ammonia oxidation

-0.025 -0.030

C1

Obr. 3: Rychlosti procesů transformujících dusík.

26.08.95

24.08.95

22.08.95

20.08.95

18.08.95

16.08.95

14.08.95

12.08.95

10.08.95

-0.035

koncentrace amoniakálního dusíku 3 N g m -3 asi 35 N mg m-2 h-1. Nitrifikace je výrazně nejúčinnějším procesem transformace dusíku (obr. 3). Opatření ovlivňující samočištění Simulovala jsem několik možných zásahů do říčního ekosystému ovlivňujících průběh samočištění. Pozitivní vliv na špičková zatížení znečisťujícími látkami mají: • opatření zlepšující interakci s hyporheickou zónou a zvyšující dobu zdržení a disperzi v toku (revitalizace toku), • kontinuální vypouštění nízkého znečištění do úseku potenciálně ohroženého náhlými špičkovými zatíženími (pro vývoj význačnější populace nitrifikantů je zapotřebí minimální koncentrace 0,3 N g m -3; diskutabilní opatření), • rychlé promíchání zaústěného znečištění v příčném průřezu, • jen mírné zastínění řeky umožňující dostatečný růst řas a je kolonizujících bakterií. Diskuze a Závěr Vyvinuté modely mohou být použity jako předpovědní nástroj pro simulaci transformace dusíku v malých dobře provzdušněných vodních tocích. Díky velkému časovému rozlišení popisovaných procesů mohou být aplikovány pro modelování vysoce dynamických situací, které se často vyskytují např. v městském odvodnění. Mohou být však upotřebeny i pro simulaci dlouhodobého vývoje potenciálu transformovat dusík. Je ale třeba mít na paměti, že čím delší je simulované období a čím více významných povodní obsahuje, tím nižší je předpovědní schopnost modelů bez další kalibrace a verifikace. Literatura [1] Allan, J.D. (1995). Stream Ecology: Structure and functioning of running waters. Chapman and Hall, London. [2] Biggs, B.J.F. (1996). Patterns in Benthic Algae of Streams. In: Algal Ecology. Ed. R. J. Stevenson, Academic Press, San Diego. [3] Jancarkova, I. (1999). Dynamics of the nitrogen transformation in a shallow stream. Diss. ETH No. 13098. [4] Lock, M.A. (1993). Microbial communities in rivers. In: Aquatic Microbiology. Ed. T. E. Ford, Blackwell Scientific Publications, Boston. [5] Matulewich, V.A., and Finstein, M.S. (1978). Distribution of Autotrophic Nitrifying Bacteria in a Polluted River (the Passaic), Applied and Environmental Microbiology, 35(1), 67-71. [6] Reichert, P. (1994): Concepts underlying a Computer Program for the Identification and Simulation of Aquatic Systems. Schriftenreihe der EAWAG, Nr.7.

HYPORHEICKÉ BAKTÉRIE ABUNDANCE A DISTRIBUCE Hyporheic bacteria - abundance and distribution Jan Koutný, Martin Rulík, Šárka Trulleyová Katedra ekologie PřF UP, Hydrobiologické oddělení, Šlechtitelů 11, 783 71 Olomouc, Abstract: Bacterial abundances of surface water, interstitial water and hyporheic sediment were 6 6 studied in a small lowland stream. Bacterial abundances ranged between 0,15.10 - 8,94.10 6 6 10 10 bacteria/ml surface water, 0,2.10 - 26,7.10 b/ml interstitial water and 0,43.10 - 2,4.10 b/g dry sediment containing particles smaller than 1 mm. Further, two layers of the sediment biofilm were analysed separately: POM (particulated organic matter) which was loosely associated to sediment surfaces (LAPOM) and POM associated strongly (SAPOM). The first results seem to show a relationship of bacteria abundances with the amount of LAPOM in sediments.

Úvod Hlavní roli v biochemických procesech hyporheické zóny (cykly živin, proces samočištění) hrají mikrobiální společenstva biofilmů (Leichtfried 1991, Claret 1998, Claret et al. 1998). Nejvýznamnější složkou biofilmu schopnou utilizovat rozpuštěné organické látky (dissolved organic matter - DOM) jsou heterotrofní baktérie (Maltby 1992, Claret 1998, Brunke et Fischer 1999), přičemž baktérie jako součást biofilmu jsou v transformaci DOM důležitější než baktérie suspendované v intersticiální vodě (Maltby 1992, Hendricks 1996, Claret 1998, Crump et al. 1998). Hyporheické bakteriální populace jsou závislé na zdrojích organických látek. Vykazují proto, v závislosti na podmínkách okolního prostředí, změny v prostorové distribuci (Hendricks 1993, 1996, Claret 1998). Fisher et al. (1996) oddělil a analyzoval dvě vrstvy biofilmu – POM (particulated organic matter) volně vázanou na sedimentární povrch (loosely associated POM - LAPOM) a POM vázanou na povrch částic těsně (strongly associated POM - SAPOM). Bylo zjištěno, že abundance, biomasa i aktivita baktérií je silně vázána na množství frakce LAPOM v sedimentu (Pusch et Schwoerbel 1994, Fisher et al. 1996, Pusch 1996 ). V této práci jsou prezentovány předběžné výsledky našeho studia hyporheických baktérií. Cílem studia bylo především (i) zhodnotit abundanci bakterií v povrchové a intersticiální vodě malého nížinného toku a (ii) zhodnotit abundanci bakterií v sedimentech dna. Materiál a metody Studium bylo prováděno na malém nížinném toku Sitka u Olomouce. Odb ěry vzorků povrchové a intersticiální vody byly prováděny po dobu 17 měsíců od února 1998 do června 1999. Povrchová voda byla odebrána z proudivého úseku toku asi 20cm pod hladinou do sterilní skleněné láhve se zabroušenou zátkou. Vzorky intersticiální vody byly odebrány pomocí vakuové ruční pumpy z piezometrů instalovaných v sedimentu, v hloubce 25-30 cm. Piezometry byly umístěny na dvou odlišných místech: na počátku náplavu (odběrové místo A), kde povrchová voda infiltruje do hyporheálu (tzv. downwelling zone) a na konci náplavu (odběrové místo B), kde se voda po průchodu dunou vrací do toku ( tzv. upwelling zone). Odebrané vzorky pro stanovení přímých počtů bakterií byly na místě fixovány formalínem (40%

roztok formaldehydu) tak, aby výsledný roztok byl 2%. Po převezení byly vzorky ihned vyhodnoceny. Vzorky sedimentu byly pokusně odebrány v únoru a březnu 2000. Vzorky povrchového sedimentu byly odebrány pomocí plastového odb ěrného válce, který byl na stanovištích A a B vtlačen do dnových sedimentů (do hloubky asi 10 cm) a po ucpání spodního konce zátkou byl válec s vrstvou sedimentu vytažen. Přímo v terénu pak byla z odebraného sedimentu přesetím oddělena frakce s částicemi <1 mm, se kterou bylo dále pracováno. Vzorky byly po převezení ihned zpracovány. Pro odběr vzorků sedimentu z různých hloubek dna byla užita tzv.„freeze-core„ metoda. Přímo v terénu byly jednotlivé vrstvy (0-10 cm, 10-20 cm, 20-30 cm, 30-40 cm, p říp. 40-50 cm) odděleny a v plastových nádobách se šroubovacím víkem přepraveny do laboratoře. Zde byly vzorky homogenizovány přesetím přes síto (o velikosti ok 1 mm) a partikulovaná organická hmota (POM) byla dále flotací rozdělena na frakce LAPOM a SAPOM. Separace baktérií ze sedimentu pro stanovení přímých počtů byla provedena pomocí ultrazvukové sondy Sonifier 250 (20 kHz, 50% DC, 15min). Z vzniklé suspenze byl odebrán 1 ml, který byl v případě potřeby dále příslušně zředěn. Přímé počty baktérií byly stanoveny po obarvení DAPI a filtraci přes černý membránový filtr (Millipore, typ 0.4 µm HTBP) v epifluorescenčním mikroskopu Olympus BX 60, vybavenému mikrometrickou mřížkou U-OCM SQ 10/10 Olympus. Sušina sedimentu byla stanovena při 105oC, obsah organických látek v jednotlivých frakcích sedimentu byl stanoven jako ztráta žíháním (600 oC/5hodin). Výsledky a diskuse Abundance baktérií suspendovaných v intersticiální vodě je signifikantně (ANOVA) vyšší než abundance baktérií v povrchové vodě. Abundance baktérií v odebíraných vzorcích povrchové vody kolísá v rozmezí 0,15.10 6 – 8,94.106 baktérií na 1 ml vzorku. Průměrná hodnota je 1,98.10 6. Abundance baktérií v intersticiální vodě kolísá v rozmezí 0,2.106 – 26,7.106. Průměrná hodnota je 8,7.10 6. Průměrná hodnota abundance baktérií v intersticiální vodě na místě A je 7,26.106, na místě B 10,44.10 6, tento rozdíl však nebyl statisticky významný (ANOVA, P > 0.05). Sezónní dynamika abundancí baktérií v obou typech vod nevykazuje žádný zřetelný trend (obr. č.1).

Abundance baktérií x 10

6

30 25

Povrch.voda Downwelling

20

Upwelling

15 10 5 0 F M A M J

J A S O N D J F M A M J

Obr.1. Sezónní průběh abundance baktérií v povrchové a intersticiální vodě toku Sitka

Abundance baktérií ve vzorcích sedimentu kolísá v rozmezí od 0,43.10 10 do 2,4.1010 baktérií na 1g sušiny. Průměrná hodnota je 1,56.10 10 b./1g sušiny. Ve frakci LAPOM se hodnoty pohybují od 1,22.10 10 do 43,6.10 10, průměrná hodnota je 9,72.10 10 b./1g sušiny. Ve frakci SAPOM se hodnoty pohybují od 0,27.10 10 do 0,88.10 10, průměrná hodnota je 0,59.10 10 b./1g sušiny. Flotací odstraněná frakce odebraných vzorků sedimentu přitom obsahuje přibližně 10krát více organických látek (LAPOM) než zbylý sediment s pevně navázanou organickou hmotou (SAPOM) (viz tab.1) V odběrovém místě A s hloubkou vzrůstá abundance baktérií (v obou frakcích LAPOM i SAPOM) s maximem v hloubce 40 cm (viz tab. č.1). Protože počty suspendovaných baktérií v intersticiální vodě nijak nekorelují s počty suspendovaných baktérií ve vodě povrchové, je zřejmé, že hlavním zdrojem baktérií v intersticiální vodě jsou biofilmové nárosty na anorganických a organických částicích sedimentu. Tuto myšlenku podporují celkově vyšší abundance baktérií v intersticiální vodě i v sedimentu v místě vynořování podpovrchové vody (upwelling). Dosud však nejsme schopni jednoznačně prokázat, co je primární příčinou zjištěné prostorové distribuce baktérií. Prostorová distribuce baktérií je obecně ovlivněna kvalitou a kvantitou organických látek, granulometrickými podmínkami lokality a velikostí podílu organické hmoty v sedimentu (Leichtfried 1991, Hendricks 1993, 1996). Tyto charakteristiky jsou výsledkem zejména hydraulických podmínek v toku, spojených se sedimentační dynamikou anorganického i organického materiálu. Rozdíly v abundancích baktérií na obou námi sledovaných místech by tedy mohlo vysvětlit zjištěné vyšší procento zrn menších než 1 mm a větší podíl volně vázaných organických látek (LAPOM) na odběrovém místě B. Tab.č.1. Abundance baktérií v sedimentu. Tabulka ukazuje abundanci baktérií (počet buněk na 1 g sušiny) ve vzorcích sedimentu (ES), re frakci LAPOM (L) a ve frakci SAPOM (S). Měření byla provedena v různých hloubkách (h) sedimentu v zóně downwellingu (A) a v zóně upwellingu (B). Pro každý vzorek zvlášť byl stanoven podíl organických látek (%). A

B

Hloubka (cm) 10 20 30 40

n (*1010) 2,25 1,55 0,43 0,6

0,81 0,77 1,17 1,3

1,94 2,44 — 1,73

0,43 0,52 — 1,22

L

10 20 30 40 50

22,98 3,53 8,35 9,76 1,22

4,7 4,82 4,04 4,69 3,27

10,29 8,47 4,94 4,12 —

10,29 10 5,64 7,41 —

S

10 20 30 40 50

0,61 0,63 0,73 0,88 0,59

0,99 0,69 1,35 0,4 0,13

0,6 0,27 0,31 0,62 —

1,4 0,93 0,54 1,18 —

ES

% org. l.

n (*10 10)

% org. l.

Použitá literatura Brunke, M. Fischer, H. (1999): Hyporheic bacteria – relationship to environmental

gradients and invertebrates in a prealpine stream. Arch. Hydrobiol. 146, 2: 189-217 Claret, C. (1998): A method based on artificial substrates to monitor hyporheic biofilm development. Internat. Rev. Hydrobiol. 83, 2: 135-143 Claret, C. (1998): Hyporheic biofilm development on artificial substrata, as a tool for assessing trophic status of aquatic systems: first results. Annls Limnol. 34, 2: 119-128 Claret, C., Marmonier, P., Bravard, J. P. (1998): Seasonal dynamics of nutrient and biofilm in interstitial habitats of two contrasting riffles in a regulated large river. Aquat. Sci. 60: 33-55 Crump, B. C., Baross, J. A., Simenstad, Ch. A. (1998): Dominance of particleattached bacteria in the Columbia River estuary, USA. Aquat. Microb. Ecol. 14: 7-18 Fisher, H., Pusch, M., Schwoerbel, J. (1996): Spatial distribution and respiration of bacteria in stream-bed sediments. Arch. Hydrobiol. 137, 3: 281-300 Hendricks, S. P. (1993): Microbial ecology of the hyporheic zone: a perspective integrating hydrology and biology. J. N. Am. Benthol. Soc. 12, 1: 70-78 Hendricks, S. P. (1996): Bacterial biomass, activity, and production within the hyporheic zone of a north-temperate stream. Arch Hydrobiol. 136, 4: 467-487 Leichtfried, M. ( 1991):POM in bed sediments of a gravel stream (Ritrodat-Lunz study area, Austria). Verh. Internat. Verein. Limnol. 24: 1921-1925 Maltby, L.. (1992): Heterotrophic microbes. 162-194. In: Calow, P. Petts, G. E. The river handbook I. Blackwell Scientific Publication, Oxford. 526 pp. Pusch, M. (1996): The metabolism of organic matter in the hyporheic zone of a mountain stream, and its spatial distribution. Hydrobiologia. 323: 107-118 Pusch, M., Schwoerbel, J. (1994): Community respiration in hyporheic sediments of a mountain stream (Steina, Black Forest). Arch. Hydrobiol. 130, 1: 35-52

ZMĚNA GENETICKÉHO SLOŽENÍ BAKTERIOPLANKTONU V PODÉLNÉM PROFILU NÁDRŽE ŘÍMOV Changes in bacterioplankton community composition along the longitudinal axes of the Římov Reservoir Michal Mašín, Karel Šimek Hydrobiologický ústav AVČR, Na sádkách 7, 37005 České Budějovice Abstract: We studied changes in bacterial community composition (BCC) of bacterioplankton in the Římov Reservoir during the spring-summer period 1999 by using rRNA-targeted oligonucletide probes (labelled by a fluorochrome Cy3) for Eubacteria (EUB) and the following 3 eubacterial subgroups: Beta(BET), Gama (GAM) - Proteobacteria and the Cytophaga/Flavobacterium (C/F) subgroup. We analysed samples from the surface layer of the reservoir (river inflow and 5 sampling points downstream) and the depth of the assumed river flow through the reservoir (4 sampling points). Two representative sampling campaings indicated that > 50 % of total bacteria present in reservoir belong to EUB. BET composed 10 - 37 % and 11 - 51 %, and C/F 12 - 39 % and 8 - 33 % of total bacteria on 5 May and 10 August, respectively. From the river inflow downstream to the dam of the reservoir we observed a trend of the decreasing percentage of bacteria hybridized with the probes for EUB, BET and C/F, with the only exception of GAM, for which no clear downstream trend was found.

Úvod: V přírodě existuje řada bakteriálních druhů, které vytvářejí vlastní společenstva podle prostředí, ve kterém se nacházejí. Naše znalost o těchto společenstvech je stále velmi limitována. Ještě donedávna nebyla prakticky dostupná metoda, která by umožňovala zevrubnější analýzu těchto celých společenstev. Nyní již můžeme určitý přehled získat díky praktickému použití značených rRNA oligonukleotidových sond. Tyto sondy jsou většinou cílené na určité genetické skupiny, neboť použití sond na jednotlivé druhy bakterií by bylo poměrně složité, díky komplexnosti bakteriálních společenstev. Pomocí těchto sond bylo již v různých laboratorních či in situ pokusech s dializačními sáčky prokázáno (viz příspěvek K. Šimka a kol.), že se genetické složení mění vlivem predace. Mnohem méně prozatím víme o tom jak se společenstvo bakterií mění v závislosti na gradientu prostředí v přírodních podmínkách. Abychom získali alespoň předběžná data, bylo v roce 1999 v nádrži Římov uskutečněno 6 podélných vzorkovacích profilů. Metodika: V nádrži Římov bylo v roce 1999 provedeno 6 odběrů vzorků vody 8.4., 5.5., 25.5.,10.8., 14.9., 19.10. V každém odběru byl odebrán vzorek z 6-ti různých stanovišť na podélném profilu nádrže. Jedno stanoviště bylo umístěno blízko hráze nádrže, další na přítoku do nádrže. Mezi těmito dvěma stanovišti se nacházela další, která byla označena čísly 1 až 4 směrem od přítoku k hrázi nádrže. Na stanovištích u hráze a na přítoku byly odebrány vzorky vody pouze z hladinové vrstvy (0,5 m). U ostatních stanovišť byly odebrány vzorky vody ještě z hloubky, která teplotně odpovídala toku řeky na přítoku do nádrže. Změny genetického složení bakterioplanktonu byly analyzovány pomocí celobuněčné fluorescenční in situ hybridizace (detaily metody viz. Amann a kol., 1995). Použity byly rRNA sondy značené CY3, a to pro skupinu Eubacteria (EUB) a její podskupiny β a γ Proteobacteria (BET a GAM) a podskupinu Cytophaga/Flavobacterium (C/F). U

vzorků byl hodnocen také podíl kultivovatelných bakterií na MPN agaru. Ve vzorcích byly hodnoceny ještě další parametry, které však vzhledem k omezenému rozsahu tohoto příspěvku nebylo možné uvést. Výsledky ze dvou reprezentačních odběrů: Ukázalo se, že s EUB sondou hybridizovalo mezi 41- 83 % bakterií během celého roku, a že směrem k hrázi počet hybridizovaných bakterií v obou těchto transektech klesal. Rovněž hybridizovatelnost s BET a C/F sondou byla poměrně vysoká, u BET dosahovala v odběru z 5. května hodnoty 11 - 51 %, v odběru z 10. srpna hodnoty 10 - 37 % a hybridizovatelnost směrem k hrázi klesala. U sondy C/F to bylo 12 - 39 % pro odběr 5.května a 8 - 33 % pro odběr 10.srpna 1999. Hybridizovatelnost s Gam sondou ani v jednom případě nepřekračovala 5 % z celkového počtu bakterií stanovených po obarvení s nespecifickým fluorochromem DAPI. Celkově tedy hybridizovatelnost se skupinově specifickými sondami BET a C/F dosahuje 20 - 82 % bakterií počitatelných v DAP. Diskuse: Jak je zřejmé z výsledků, většina baktérií přítomných ve vodní nádrži Římov patří do skupiny Eubacteria, přičemž až 82 % celého společenstva je tvořeno podskupinami bakterií BET a C/F. Z uvedených výsledků je také možné vyvodit, že poměr mezi jednotlivými podskupinami bakterií se může v čase a prostoru měnit, což může být způsobeno mnoha faktory. Zajímavé je, že směrem k hrázi klesal počet bakterií hybrydizujících jak s EUB sondou, tak sondami BET a C/F. Klesala však zejména celková kultivovatelnost bakterií. Toto si můžeme vysvětlovat jako změnu ve složení bakteriálního společenstva, tedy, že ve vodní nádrži se stávají dominantními bakterie jiné skupiny než EUB. Tento jev je možné vysvětlit i jiným způsobem, a to, že dostupnost živin u hráze je tak nízká, že organismy jsou málo aktivní a tudíž obsahují příliš nízký počet ribosomů, aby produkovaly dostatečně silný fluorescenční signál odlišitelný lidským okem v mikroskopu. (Sondy se váží na ribosomy a k detekci je jich třeba kolem 150.) Z grafů je rovněž patrné, že až do stanoviště č. 4 se značně liší složení bakterioplanktonu na hladině a v hloubce toku řeky. V hloubce je složení bakterioplanktonu podobné složení v říčním přítoku. Od stanoviště č. 4 jsou vodní masy zřejmě natolik promíchány, že se rozdíly mezi složením bakterioplanktonu na hladině a v hloubce zmenšují. Poděkování: Práce na tomto pokusu byly podpořeny grantem GAČR, 206/99/0028. Literatura: Amann, R. I., W. Ludwig, K. H. Schleifer. 1995: Phylogenetic identification and in situ detection of individual microbial cells without cultivation. Microbiol. Rev. 59: 143169. _______________________________________________________________ Text k příloze 1 a 2: Podélné transekty nádrží Římov,1999. V příloze 1 jsou uvedeny výsledky z odběru 5. 5. a v příloze 2 z 10. 8. Horní grafy uvádějí podíl BETa bakterií proti objektům viditelným v DAPI barvení. Prostřední grafy stejnou hodnotu pro podskupinu C/F a spodní grafy totéž pro celou skupinu EUBacteria.

% BET v DAPI

60 BET - hladina BET - řeka

50 40 30 20 10

% C/F v DAPI

0 100 C/F - hladina C/F - řeka

80 60 40 20

% EUB v DAPI

0 85 80 75 70 65 60 EUB - hladina EUB - řeka

55 50 Hráz

4

3

2

Příloha 1 - 5.5. 1999

1

Řeka

% BET v DAPI

40 35

BET - hladina BET - řeka

30 25 20 15 10

% C/F v DAPI

5 35 30 25 20 15 C/F - hladina C/F - řeka

10

% EUB v DAPI

5 90 EUB - hladina EUB - řeka

80 70 60 50 40 30 Hráz

4

3

2

Příloha 2 - 10.8. 1999

1

Řeka

VLÁKNITÉ MIKROORGANISMY * V ŠUMAVSKÝCH JEZERECH Filamentous microorganisms of Bohemian Forest lakes Jiří Nedoma a Jaroslav Vrba Hydrobiologický ústav AV ČR, Na sádkách 7, 370 05 České Budějovice Abstract: Filamentous microorganisms are exceptionally abundant in acidified lakes of Bohemian Forest. Their quantification was not possible using standard methods. For their measurement, we have introduced, tested, and successfully applied the line-intercept method. The total lengths of filamentous microorganisms in samples from Bohemian Forest lakes were of the order of magnitude of 0.1-10 -1 meters per litre, or 0.01-0.1 mg l , comprising 11-92 % (60-70 % in seasonal average) of the total heterotrophic microbial biomass.

V bakterioplanktonu pelagiálu jezer a vodních nádrží obecně převažují drobné (~1 µm) tyčinkové nebo kokální bakterie, vláknité formy jsou spíše výjimkou. V horských acidifikovaných jezerech Šumavy jsme však opakovaně zaznamenali enormně vysokou koncentraci vláknitých mikroorganismů, a to jak heterotrofních tak autotrofních (sinice rodů Limnothrix a Pseudanabaena), s jejichž kvantifikací jsme si zprvu nevěděli rady. Hrubým vizuálním odhadem se nám přitom biomasa vláken jevila jako srovnatelná nebo vyšší, než byla biomasa drobných bun ěk; potřebovali jsme proto metodu, která by nám umožnila množství vláken ve vzorcích spolehliv ě stanovit. Běžný způsob stanovení biomasy bakterií spočívá v nabarvení vzorků fluorescenčním barvivem DAPI, jejich filtraci, a v následném stanovení počtu a průměrného objemu buněk na filtrech - objemová biomasa se získá vynásobením těchto parametrů. Počty se zjišťují ve fluorescenčním mikroskopu "manuálně", objemy s využitím analýzy obrazu. Pro mikroorganismy tvořící vlákna delší než asi 10 µm je však tento způsob nepoužitelný. Pro kvantifikaci takovýchto vláken jsme proto zavedli, otestovali a s úspěchem použili tzv. průsečíkovou metodu, která je založena na zcela odlišném principu: namísto počítání a měření objemu jednotlivých buněk se měří hustota výskytu vláken na filtru, která se přepočítá na celkovou délku vláken ve vzorku (Newman 1966, Nedoma a kol., v tisku). Objemová biomasa se dá vypo čítat z délky a průměru vláken, který je třeba měřit paralelně. Vzorky se připravují obvyklým způsobem (barvení DAPI, filtrace), k vyhodnocení jsme používali analýzu obrazu. Tento příspěvek se zabývá specificky problematikou použití průsečíkové metody v mikrobiální ekologii horských jezer, domníváme se však, že ji lze snadno aplikovat i v jiných oborech kde se vyskytují vzorky podobného charakteru. Použití analýzy obrazu podstatně usnadňuje práci, není však v principu nezbytné. Hustota vláken se v průsečíkové metodě stanovuje tak, že se počítají průsečíky vláken s testovacími úsečkami o známé délce. Jako testovací úsečky mohou v mikroskopu fungovat například okraje polí počítací mřížky, nebo linie okulárového měřítka. Při použití analýzy obrazu testovací linie nakreslí do obrazu analyzovaného

*

Výzkum acidifikovaných jezer Šumavy byl podporován grantem GA ČR čís. 206/97/0072.

pole na obrazovce počítače příslušný softwer. Celková délka vláken (CLF) ve vzorku se pak vypočítá aplikací jednoduchého vzorce: CLF [m/ml] = π/2 × N/T [µm-1] × AF [µm2] × 10-6 / VF [ml] kde VF je objem filtrovaný přes filtr o ploše AF a výraz N/T je průměr hodnot počtu průsečíků na 1 µm délky testovací mřížky stanovených při opakovaném měření na tomtéž filtru (lineární densita). Vlákna musí být rozmístěna náhodně; tomuto předpokladu rozmístění bakterielních vláken na filtru odpovídá. Obecně akceptovaná konvence stanovující hranici mezi drobnými buňkami a vlákny neexistuje, pro naše potřeby jsme za vlákna považovali podlouhlé mikroorganismy delší než 5 µm (v přirozených vodních ekosystémech jsou buňky > 5 µm již nedostupné pro prvoky). Pro pořízení snímků a veškeré jejich další zpracování a vyhodnocení jsme použili systém analýzy obrazu Lucia G/F 4.1 spřaženou s mikroskopem Olympus AX 70. Systém se skládá z citlivé černobílé TV kamery připojené k mikroskopu a z počítačové části založené na PC (podrobnosti viz www.lim.cz). Z každého preparátu jsme objektivem 40 × pořídili z 10-20 náhodně vybraných mikroskopických polí vždy 2 snímky, první v autofluorescenci chlorofylu, druhý ve fluorescenci DAPI, a uložili je v digitální podobě. Vyhodnocení uložených snímků bylo částečně automatizováno pomocí makrojazyka. Pro stanovení celkové délky vláken byly odpovídající dvojice DAPI- a Chl-snímků v systému digitálně upraveny a zkombinovány. Na monitor počítače byl promítnut výsledný obraz, na němž byly autotrofní organismy (rozpoznatelné pomocí autofluorescence chlorofylu) barevně odlišeny, přidány testovací úsečky o celkové zdánlivé (tj. v měřítku snímku) délce 757 µm a srovnávací úsečka o délce 5 µm (spodní hranice délky vláken). Průsečíky mezi vlákny a mřížkou operátor označoval manuálně myší, systém je registroval a sečítal. Biomasu jsme odhadovali jako celkový objem vláken, počítaný z průměru a délky vláken za předpokladu jejich kruhového průřezu. Průměry jsme měřili manuálně vestavěnou funkcí systému Lucia na DAPI-snímcích separátně pořízených z každého vzorku objektivem 100 ×. Abychom otestovali princip metody, rozmístili jsme na ploše o známé velikosti (A5) náhodně kusy provazu o známé celkové délce 3 m a pomocí skeneru pořídili digitální snímky, které jsme zpracovávali průsečíkovou metodou stejným způsobem jako snímky z mikroskopu. Při použití uspořádané testovací mřížky byla délka provazu mírně nadhodnocena (o 5-14%), se zvyšující se celkovou délkou testovacích úseček se nadhodnocení a rozptyl výsledků snižovaly. Při náhodném uspořádání testovacích úseček nebyla systematická odchylka od správného výsledku patrná a rozptyl byl při srovnatelné délce testovacích úseček nižší. Dále jsme v přírodních vzorcích obsahujících jen kratší vlákna (cca 10 µm; Prášilské j.) srovnávali výsledky měření délky vláken klasickou metodou (měření jednotlivých buněk) a metodou průsečíkovou. Také zde byla celková délka vláken stanovená průsečíkovou systematicky vyšší (o 2-10 %) než délka stanovená měřením jednotlivých vláken. Zdá se tedy, že průsečíková metoda délku vláken z ne zcela zřejmých důvodů mírně nadhodnocuje, systematické nadhodnocení není však p říliš významné (v průměru asi o 5 % vzhledem k referenční metodě). Na základě zpracování vzorků pocházejících ze třech šumavských jezer a dvou sezón jsme byli schopni rozlišit větší množství morfotypů vláknitých organismů, pro účel odhadu biomasy jsme však v prvním přiblížení heterotrofní vlákna rozlišovali na tenká (průměr okolo 0,3 µm) a tlustá (průměr okolo 0,7 µm), průměr autotrofních (sinicových) vláken byl 1,3 µm. Tyto hodnoty jsme použili pro výpočet biomasy. Při stanovení celkové délky heterotrofních vláken ve vzorku se lišily výsledky vyhodnocení paralelních filtrů toutéž osobou v průměru jen o 5,9 %, výsledky

jednotlivých subjektů se lišily maximálně o 15,6 %. Vliv subjektivního faktoru na výsledky měření není tedy příliš výrazný. Na druhé straně způsob přípravy preparátu - porozita použitého filtru a profiltrovaný objem vzorku - měly na výsledek měření překvapivě velký vliv. Zvyšující se porosita filtrů přes které byly vzorky zfiltrovány měla výrazný vliv na výsledek měření: v případě měření všech vláken byla délka stanovená na 1-µm filtru v průměru jen 72 % a na 2-µm filtru jen 58 % délky vláken stanovené na 0,2-µm filtru. U tlustých vláken byly odpovídající hodnoty 82 % pro 1µm filtr a 59 % pro 2-µm filtr. Zvyšování porosity filtru a zvětšování profiltrovaného objemu vedlo u některých vzorků (Plešné jezero) k redukci naměřené délky vláken až na polovinu. Nejvyšší délka byla vždy naměřena pokud byl zfiltrován pouze 1 ml vzorku a u vzorků filtrovaných přes filtr o porositě 0,2 µm. Protože však v malém objemu vzorku může být obsaženo nedostatečné množství měřených organismů a na 0,2-µm filtru se často zachycuje značné množství detritu, který znemožňuje barvení a detekci vláken, zvolili jsme z praktických důvodů kompromis - standardně jsme filtrovali 2 ml vzorku přes 1-µm filtry. Přípravě preparátů je rozhodně třeba věnovat zvýšenou pozornost a optimální objem vzorku a porositu filtru testovat. Výhodou metody je, že lze kvantifikovat i těžko barvitelná vlákna, která mohou mít libovolnou délku - při zpracování vzorků nemusí být nutně vidět celý průběh vláken. Zřejmou nevýhodou je naopak nemožnost stanovení délky individuálních vláken pokud existuje alternativní metoda umožňující počítání a měření vláken, je vhodnější použít tuto alternativní metodu. Je třeba zdůraznit, že při pořizování snímků je třeba vybírat mikroskopická pole na filtru zcela náhodně a použít i pole, která se z nějakého důvodu nejeví jako optimální (špatně nabarvená vlákna, přítomnost detritu či velkých objektů). Tabulka 1. Srovnání sezónních průměrů celkové délky a celkové biomasy heterotrofních vláken v šumavských jezerech v roce 1998. Čísla reprezentují průměry hodnot z 2-7 odběrů ze 2-5 hloubek (v závorce uveden rozsah hodnot). Plešné jezero

Čertovo jezero

Celková délka hetero-1 trofních vláken [m ml ]

3,60 (0,77 – 8,46)

Celková biomasa heterotr. 3 -1 vlák. [mm l ] % celkové heterotrofní biomasy

Prášilské jezero V-VII

VIII-IX (perloočky)

4,40 (0,91 - 10,38)

3,83 (1,1 - 5,85)

0,73 (0,16 - 1,11)

0,36 (0,07 - 1,11)

0,37 (0,06 - 0,9)

0,40 (0,14 - 0,6)

0,07 (0,02 - 0,13)

59 (11 - 92)

70 (19 - 90)

68 (38 - 88)

44 (14 - 78)

Heterotrofní vláknité mikroorganismy byly přítomny ve všech šumavských jezerech po celou dobu sledování, jejich množství vyjádřené jako celková délka se pohybovalo v řádech desetin až desítek metrů na mililitr (tab. 1). Jejich biomasa, pohybující se řádově v setinách až desetinách mm 3 l-1 (mg l-1), přispívala k celkové heterotrofní biomase v sezónním průměru 59-70 %. V hloubkových profilech bylo maximum vždy v hloubce 0,5 nebo 2 m, směrem k vyšším hloubkám jejich množství klesalo. V průběhu sezóny byl v Plešném j. a Čertově j. patrný několikanásobný nárůst jejich biomasy, v Prášilském j., kde se v létě postupně vyvinula populace perlooček, byl trend opačný (tab. 1).

Tabulka 2. Kvantita mikrobiálních buněk různého typu v Plešném jezeře v roce 1998. Čísla reprezentují průměry hodnot ze 7 odběrů a 2-5 hloubek (v závorce uveden rozsah hodnot).

-1

Celková délka [m ml ] 3 -1

Biomasa [mm l ] % heterotrofní biomasy

Tenká (~0,3 µm) heterotrofní vlákna 3,24 (0,71 - 7,72) 0,23 (0,05 - 0,55) 39 (8-57)

tlustá (~0,7 µm) heterotrofní vlákna

drobné buňky (<5 µm)

autotrofní vlákna

0,36 (0,02 - 1,76) 0,14 (0,01 - 0,68) 21 (2-60)

– – 0,24 (0,08 - 1,05) 40 (0-80)

1,11 (0,18 - 2,52) 2,43 (0,11 - 5,82) –

Autotrofní vlákna se ve značně vysokých koncentracích vyskytovala zejména v Plešném j. (tab. 2), ve vzorcích ostatních dvou jezer byla zaznamenána ojediněle, koncentraci nutnou k jejich kvantifikaci použitou metodou (cca 0,005 m ml-1) přesáhla však pouze v některých odběrech z Čertova j. (nalezené maximum - 0,07 m ml-1 a 0,17 mm3 l-1 - bylo ve srovnání s Plešným j. cca 30 × nižší). V hloubkových profilech bylo maximum biomasy autotrofních vláken společně s maximem koncentrace chlorofylu vždy v metalimniu, v průběhu sezóny jejich biomasa několikanásobně vzrostla. Důvody extrémního zastoupení vláknitých forem v bakterioplanktonu šumavských jezer nejsou zcela jasné. Předběžné výsledky měření rychlosti příjmu 14C-glukózy a 3 H-thymidinu ve velikostně frakcionovaných vzorcích z Prášilského jezera (Nedoma a kol., nepubl.) naznačují, že vlákna vykazují nižší aktivitu než drobné buňky. Není tedy pravděpodobné, že by vlákna měla větší růstovou rychlost, než drobný bakterioplankton, daleko spíše je jejich úspěch založen na větší odolnosti vůči ztrátovým procesům. Vláknité formy zřejmě favorizuje vysoká aktivita bakterivorních mixotrofních řas (např. Dinobryon), odstraňujících drobné bakteriální buňky (Znachor a Hrubý, v tisku). Důležitou podmínkou umožňující rozvoj vláken nepochybně je, ve shodě s literárními údaji, nepřítomnost zooplanktonu v šumavských jezerech (viz tab. 1). O dalších faktorech lze pouze spekulovat, na základě literárních údajů to může být nízké pH, vysoká koncentrace rozpuštěných organických látek, nebo snad vyšší odolnost vláken proti virové infekci. LITERATURA Nedoma J, Vrba J, Hanzl T, Nedbalová L. (v tisku) Quantification of pelagic filamentous microorganisms in aquatic environments using the line-intercept method. FEMS Microbiol Ecol. Newman EI (1966) A method of estimating the total length of root in a sample. J Appl Ecol 3: 139-145. Znachor a Hrubý (v tisku) Cell specific primary production and phagotrophy of phytoplankton in acidified lakes of Bohemian Forest. Silva Gabreta 4.

METAN - VÝZNAMNÁ SLOŽKA DOC V INTERSTICIÁLNÍ VODĚ HYPORHEICKÝCH SEDIMENTŬ Methane - an important constituent of DOC in interstitial water of hyporheic sediments Martin Rulík1, Josef Hejzlar2, Lubomír Čáp3, Eva Hlaváčová1, Jiří Popelka1 1

Katedra ekologie PřF UP, Hydrobiologické oddělení, Šlechtitelů 11, 783 71 Olomouc, 2 e-mail: rulik@ prfholnt.upol.cz, Hydrobiologiký ústav AV ČR, Na sádkách 7, 370 05 České 3 Budějovice, Katedra analytické chemie PřF UP, Tř. Svobody 8, 771 46 Olomouc Abstract: Both DOC and methane distributions were studied in hyporheic interstial water of the small lowland stream Sitka near Olomouc. The interstitial water was obtained from piezometers instaled at four different locations along subsurface flow. All samples were found to be supersaturated with methane with respect to the atmosphere. Interstitial methane concentrations exhibited a distinct spatial and temporal pattern. Methane production is temperature dependent and the highest concentrations occured during a summer period. Methane was a major constituent of interstitial DOC (IDOC), especially at locations where anoxic-anaerobic conditions prevailed. The CH4 proportion of IDOC sharply increased along the subsurface hyporheic flowpath. Although a common view of stream is that of well-aerated waters, the existence of extensive hyporheic regions where anaerobic conditions prevail may be the norm rather than we expected. In such streams hyporheic methanogenesis appears to be an important pathway for organic carbon cycling and is potentially source of labile organic carbon to the surface stream.

Úvod Rozpuštěný organický uhlík (DOC) představuje nejdůležitější zdroj energie pro metabolismus hyporheických sedimentů tekoucích vod. Zdrojem intersticiálního rozpuštěného organického uhlíku (IDOC) je povrchová a podzemní voda a zejména kontinuální rozklad partikulované organické hmoty (POC), akumulované ve dnových sedimentech. Podle toho, který ze zdrojů převládá, může koncentrace IDOC vzrůstat nebo klesat během poproudového podpovrchového transportu a hyporheická zóna se tak stává buď zdrojnicí nebo propadem DOC. Pokud je zdrojem dekompozice POC nebo podzemní voda, koncentrace IDOC vzr ůstá, pokud je převládajícím zdrojem povrchová voda, koncentrace IDOC klesá. Je-li rozklad POC hlavním zdrojem IDOC, pak by rychlost produkce IDOC měla být přímo úměrná rozkladu POC a pokud je tato rychlost rychlejší než ztráty způsobené vyplavením, chemickou a biologickou utilizací, pak by koncentrace DOC měla být v intersticiální vodě vyšší než koncentrace DOC ve vodě povrchové (Crocker & Meyer 1987). Kvalita IDOC je pak ovlivněná aktivitou mikrobiálního společenstva, které preferenčně přijímá více labilní, nízkomolekulární složky DOC, zatímco refraktorní, vícemolekulární složky tvoří převládající část IDOC. Rychlost a průběh rozkladu organické hmoty akumulované v hyporheických sedimentech jsou úzce spjaté s hydraulickými podmínkami v toku a primárně závislé především na zásobo-vání kyslíkem z povrchové vody. Pokud je přísun kyslíku nižší než je jeho spotřeba respirací, dochází k rozvoji anoxických zón a k převaze anaerobních rozkladných pochodů. Metanogeneze pak představuje finální fázi transformace organických látek ve vodním prostředí, kdy jsou již vyčerpány ostatní terminální elektronové akceptory (jako např. dusičnany a sírany).

V předloženém příspěvku chceme na příkladu toku Sitka ukázat, že tvorba metanu ve dnových sedimentech představuje poměrně významnou část IDOC, vznikajícího rozkladem akumulovaných organických látek. Materiál a metodika Koncentrace metanu a DOC a jejich prostorová a sezónní dynamika byla sledována ve vzorcích povrchové a intersticiální vody z říčních sedimentů malého nížinného toku Sitka, přítoku řeky Moravy, cca 5 km nad Olomoucí. Vzorky intersticiální vody z hloubky 30 cm hyporheických sedimentů byly odebírány pomocí injekční plastové stříkačky (obj. 60 ml) z minipiezometrů, instalovaných na čtyřech rozdílných stanovištích v podélném profilu vytvořené štěrkopískové duny. Jedno stanoviště reprezentovalo zónu na začátku duny, kde povrchová voda infiltruje do dnových sedimentů (tzv. downwelling zone), další dvě odběrová stanoviště byla umístěna v příbřežní (parafluviální) zóně, která bývá po většinu roku nad vodní hladinou a čtvrté stanoviště se nacházelo na dolném konci duny v místě, kde podpovrchová intersticiální voda vystupuje zpět do toku (upwelling zone). Vzdálenost downwelling-upwelling byla zhruba 20 m. Ke stanovení metanu bylo použito 30 ml vody v headspace vialkách, uzavřených PTFE silikonovým septem. Analýzy byly prováděny na plynovém chromatografu CHROM 5, vybaveném ionizačním detektorem (detekční limit = 1 µg CH4 /l) a kolonou PORAPAK Q ( 3mm). Saturace vody metanem R byla počítána z poměru mezi naměřenou koncentrací CH4 a rovnovážnou koncentrací CH 4 při dané teplotě. Intersticiální a povrchová voda pro stanovení DOC byla bezprostředně po odběru přefiltrována přes GF/F filtry (0.4 µm) a až do doby stanovení zmražena při 25 OC. DOC bylo stanoveno na analyzátoru LiquiTOC fy Foss-Heraeus (Německo) oxidací v roztoku UV zářením a peroxodisíranem. Výsledky a diskuse Koncentrace metanu během roku vykazovala jednoznačnou teplotní závislost s maximy v letním období, zatímco v zimním období byla tvorba metanu minimální (obr.1). Průměrná koncentrace metanu v intersticiální vodě dnových sedimentů se pohybovala v závislosti na stanovišti od 7.6 do 382 µg CH4 /l. Všechny vzorky byly saturované metanem vzhledem k atmosféře, vysoká supersaturace metanem byla běžně zjišťována v intersticiální vodě, zejména v letním období (Tab. 1). Koncentrace metanu pozitivně korelovaly s teplotou povrchové vody a koncentrací oxidu uhličitého a byly negativně korelovány s hodnotami rozpuštěného kyslíku, dusičnanů a redox potenciálu. Metanogeneze vykazovala zřetelnou prostorovou variabilitu, která je závislá především na hydraulických poměrech na rozhraní voda/sediment. V místě zanořování povr-chové vody do sedimentů (downwelling) je zvýšený přísun organických látek a rozpuštěného kyslíku do sedimentů a převládá zde aerobní rozklad s nízkou produkcí metanu. Při poproudovém pohybu vody skrz sedimenty koncentrace kyslíku rapidně klesá a jako terminální elektronový akceptor jsou využívány při mikrobiální respiraci dusičnany a sírany. Při dalším poklesu redox potenciálu pak dochází k metanogenezi, která byla zpravidla nejvyšší v místech zpětného vynořování podpovrchové vody zpět do toku (upwelling)(obr. 3). Zajímavé je, že zatímco ve stojatých vodách jezer a moří je běžná segregace jednotlivých procesů (denitrifikace, redukce síranů, metanogeneze), v podmínkách tekoucích vod se tyto procesy mohou vyskytovat simultánně.

Obr. 1. Sezónní průběh koncentrace metanu v intersticiální vodě (data jsou průměrem ze všech stanovišť) 25

700

teplota

600

metan (µg/l)

20 500 15

400

300

10

200 5

teplota povrchové vody ( oC)

metan

100

0

0

D

J

F

M

A M

J

J

A

S

O N

D

J

F

M

A M

J

J

A

Z našich dosavadních sledování rovněž vyplývá, že v intersticiální vodě jsou v dostatečné míře přítomny prekurzory metanogeneze - kyseliny octová, mléčná a CO2 - a že tedy pravděpodobně nedochází ke kompetici mezi metanogeny a denitrifikačními a sulfátredukujícími baktériemi o substrát. Přestože hyporheické koncentrace metanu vykazují rapidní nárůst během léta, koncentrace metanu v povrchové vodě zůstávají po celý rok beze změny. Tento fakt naznačuje, že většina metanu vyprodukovaného v intersticiálním prostředí dnových sedimentů je zoxidována a pouze jeho malá část difunduje do vodního sloupce. Je známo, že v přítomnosti vyšších koncentrací sulfátů a případně nitrátů může být metan v sedimentech utilizován v procesu anaerobní oxidace, která tvoří účinnou bariéru bránící transferu metanu na rozhraní sediment-voda (Reeburgh & Heggie 1977). Jaký je podíl anaerobní oxidace na celkové oxidaci metanu v hyporheických sedimentech toku Sitka však dosud nevíme, nicméně relativně stabilní koncentrace sulfátů (cca 50 mg/l) v intersticiální vodě a již zmíněné vysoké koncentrace laktátu a acetátu vytváří nepochybně vhodné podmínky pro tuto anaerobní oxidaci. Tab. 1. Souhrn zjištěných hodnot koncentrace metanu v toku Sitka

CH4 (rozpětí/průměr)

povrchová voda intersticiální voda

Saturace vody metanem R (rozpětí/průměr)

(µg/l)

léto

zima

2-8/5

6 - 28 / 21

5 - 17 / 12

1 - 558 / 175

4 - 2582 / 1002

31 - 1238 / 262

Průměrná koncentrace DOC v povrchové vodě byla 4.07 ± 0.88 mg/l, v intersticiální vodě pak byly koncentrace nepatrně vyšší, v průměru 4.09 ± 0.91 mg/l. Rozdíly však nebyly signifikantní (ANOVA). DOC v povrchové vodě dobře korelovalo s DOC v zóně downwelling, a to v létě i v zimě, zatímco žádná korelace nebyla zjištěna se zónou upwelling. Maximálních koncentrací v obou prostředích bylo

dosaženo během letního období, sezónní průběh však nevykazoval zřetelný trend. Koncentrace IDOC byly vyšší v anoxicko-anaerobních parafluviálních zónách a v zóně upwelling ve srovnání s oxickými zónami v místě zanořování povrchové vody (downwelling), avšak rozdíly průměrných ročních hodnot koncentrace IDOC nebyly signifikantně odlišné. Daleko průkaznější byly rozdíly naměřené v letním období. Oproti zimnímu období byly během léta koncentrace IDOC v zóně upwellingu signifikantně vyšší než v místě downwelling (obr.2), což velmi dobře indikuje produkci DOC v hyporheických sedimentech. Tato produkce je spojená p ředevším se zvýšenou degradací POC během léta (Rulík et al. 1999, Rulík & Zavřelová in print), kdy maximálních koncentrací dosahují některé meziprodukty i konečné produkty rozkladu, jako jsou kyselina mléčná a octová (Rulík & Hekera 1998a, 1998b) a metan (Rulík et al. 2000). Obr.2. Sezónní průběh koncentrací intersticiálního DOC 7,00 6,00

DOC (mg/l)

5,00 4,00 3,00 2,00 1,00

downwelling upwelling

0,00

J F M A M J J A S O N D J F M A M J J A

Koncentrace intersticiálního metanu a IDOC spolu dobře korelovaly (ANOVA, P< 0.01). Průměrný poměr IDOC/CH4 kolísal během výzkumu mezi 7 - 2645, což značí, že průměrná koncentrace metanu se podílela cca 0.04 - 14.2 % na celkovém IDOC. Poměr IDOC/CH4 vykazoval zřetelný sezónní průběh se signifikantně vyššími hodnotami během zimního období a naopak. Protože koncentrace IDOC byly spíše stabilní, je kolísání tohoto poměru způsobeno především změnami v koncentraci metanu. Metan tvořil hlavní složku IDOC zejména v zónách, kde převažovaly anoxicko-anaerobní podmínky. Poměr IDOC/CH4 se signifikantně zvyšoval v podélném profilu: v oxických zónách (downwelling) se metan podílel na IDOC méně než 1 %, zatímco v příbřežní zóně (parafluvial) a v místě vynořování (upwelling) tvořl metan 6.7 až 9.4 % DOC (obr. 3). Závěr Přestože ekosystém tekoucích vod včetně dnových sedimentů bývá považován za aerobní prostředí, je nutné zdůraznit, že metanogeneze v tekoucích vodách je nejen běžná, ale v některých případech dokonce tvoří převládající cestu rozkladu organických látek. Metan v intersticiální vodě dnových sedimentů tvoří v tocích nezanedbatelnou složku DOC a podílí se tak významně na koloběhu organického uhlíku.

Obr. 3. Průměrné roční koncentrace DOC a metanu v povrchové a intersticiální vodě toku Sitka 450

0 9

DOC CH4

400

8

350

DOC (mg/l)

7

300

6 250 5 200 4

CH4 (µg/l)

1

150

3

100

2

50

1 0

0

povrch .voda

downwelling

upwelling

Použitá literatura Crocker, M.T., Meyer, J.L. (1987): Interstitial dissolved organic carbon in sediments of a southern Appalachian headwater stream. J. N. Am. Benthol. Soc. 6,3: 159 - 167 Reeburgh, W.S., Heggie, D.T. (1977): Microbial methane consumption reactions and their effect on methane distributions in freshwater and marine environments. Limnol. Oceanogr. 22,1: 1 - 9 Rulík, M., Čáp, L., Hlaváčová, E. (2000): Methane in the hyporheic zone of a small lowland stream (Sitka). Limnologica, in print Rulík, M., Hekera, P. (1998a): Occurence of both acetic and lactic acids in subsurface water of the bed sediments: comparison of two different localities. pp. 77 - 87. In: Bretschko, G., Helešic, J. (eds.): Advances in River Bottom Ecology. Backhuys Publishers, Leiden, The Netherlands Rulík, M., Hekera, P. (1998b): Interstitial dissolved organic carbon in sediments of Oberer Seebach (Ritrodat-Lunz study area, Austria). Acta Univ. Palacki. Olomuc. Fac.rer. nat., Biol. 36: 61 - 73 Rulík, M., Spáčil, R., Čáp, L., Zavřelová, P., Koutný J., Hlaváčová, E., Popelka, J., Medková, J., Hekera, P. (1999): Role říčních sedimentů v koloběhu organického uhlíku. pp. 106 - 115. Zborník prednášok z konferencie "Sedimenty vodných tokov a nádrží“, Bratislava Rulík, M., Zavřelová, P. , Duchoslav, M. (in print): Comparative study on decomposition of two different POM in surface water and within hyporheic sediments of a small lowland stream (Sitka, Czech Republic). Int. Rev.Hydrobiol.

MIKROBIÁLNÍ SMYČKA A ZOOPLANKTON V PELAGIÁLU JEZER A NÁDRŽÍ RŮZNÉ TROFIE Microbial loop and zooplankton in lakes and reservoirs of different trophy Viera Straškrábová Hydrobiologický ústv AV ČR a Katedra ekologie JU BF, Na sádkách 7, 37005 Č. Budějovice Abstract: The structure of pelagic biomass in 15 oligotrophic mountain lakes (in two ice-free seasons) and in two eutrophic reservoirs (during 20 years) was compared and percentual share of bacteria and hetetrotrophic protists was evaluated. Though the total biomass and phytoplankton biomass (mostly also bacterial biomass) were significantly correlated with total phosphorus when a broad range of trophy was compared, individual and interannual variations of the occurrence of heterotrophic protists and metazoic zooplankton were remarkable. In oligotrophic mountain lakes, this seems to be connected with acidification, in lowland reservoirs probably with fish stock and interannual variation of residence time and meteorological phenomena.

Předpokládá se, že podíl společenstva mikrobiální smyčky v celkové biomase i aktivitě pelagiálního společenstva závisí mimo jiné na trofii vodního ekosystému. Při vyhodnocování pelagické biomasy v závislosti na trofii však obvykle nejsou baktérie zahrnuty a teprve v poslední době se nahromadilo větší množství kvantitativních údajů o výskytu všech členů mikrobiální smyčky, t.j. mimo baktérie i heterotrofních prvoků, živících se pelagickými baktériemi nebo fytoplanktonem. Byla vyhodnocena struktura biomasy pelagiálu ve vodních ekosystémech r ůzné trofie: v 15 jezerech z 8 evropských pohoří (Tab. 1), která byla sledována po dobu dvou sezón bez ledu, a ve dvou eutrofních nádržích, Slapy a Římov, které byly pravidelně sledovány po dobu 20 let (STRAŠKRABOVÁ et al. 1998). Sledované vody měly průměrné koncentrace veškerého fosforu v rozmezí 1 – 70 μm –1. Metodika vyhodnocení a bližší údaje o jezerech a nádržích jsou v pracech: FOTT et al. 1994, FOTT et al. 1999, S TRAŠKRABOVÁ et al. 1999a, S TRAŠKRABOVÁ et al. 1999b, V RBA et al. 1996. Hlavními složkami biomasy pelagiálu byly baktérie a fytoplankton, v některých jezerech a v obou nádržích také zooplankton. Heterotrofní prvoci (bičíkovci a nálevníci) nebyli významní s hlediska celkové biomasy a ve většině sledovaných jezer byli velmi málo početní (STRAŠKRABOVÁ et al. 2000). V horských jezerech nebyl podíl baktérií v pelagické biomase jednoznačně závislý na trofii ani na pH (Tab. 2, srv. pH z Tab. 1). V jezerech Šumavy a Vysokých Tater byl velmi nízký podíl zooplanktonu i hetetotrofních prvoků v celkové biomase (Tab. 2). Obě sledované nádrže se v posledních 10 letech významně liší v obsahu fosforu: průměrné koncentrace veškerého fosforu jsou více než dvojnásobné ve Slapské nádrži v porovnání s Římovem. Průměrné roční koncentrace chlorofylu a jsou v rozmezí 9 – 18 μg l-1 ve Slapech a mezi 4 až 13 μg l-1 na Římově. Podstatněji se liší průměrné koncentrace chlorofylu v malých částicích (<40 μm), to jest 7–9 proti 3–7. Oproti vztahu mezi biomasou fytoplanktonu a fosforem odvozenému z horských jezer, jsou biomasy v obou nádržích nižší, než by odpovídalo koncentracím P. Mezi oběma nádržemi je také rozdíl ve výskytu zooplanktonu, zhruba odpovídající rozdílu chlorofylu, t.j. 145-220 mg m -2 bílkovinného dusíku ve Slapech proti 100-160 mg m -2

N na Římově. Ve výskytu baktérií i heterotrofních prvoků nejsou mezi oběma nádržemi podstatné rozdíly a ani v meziročním srovnání neodpovídá dynamika počtů baktérií změnám chlorofylu (Obr. 1). Rozdíl mezi vztahy zjištěnými v horských jezerech a v nádržích jsou pravděpodobně v souvislosti s vyšším podílem herbivorů (jak prvoků tak vyššího zooplanktonu) v biomase při vyšší trofii a tudíž žraním sníženou biomasou fytoplanktonu i baktérií. Vzájemné vztahy v pelagické biomase jsou dále komplikovány tím, že různé její složky jsou různě řízeny, některé meteorologickými faktory, jiné opět dostupností potravy nebo naopak predací. Tab. 1. Charakteristika sledovaných horských jezer (A-alpinní pásmo nad hranicí lesa, G-přítok z ledovce, F-zalesněné povodí) Jezero

Oblast (země)

nadm. výška m a.s.l. 785

Plocha Ha 9.8

hloubka max. m 24.0

Lochnagar (A)

Skotsko (UK)

Stavsvatn (A)

jižní Norsko (N)

1053

40.0

Øvre Neådalsvatn (A) Chuna ozero (A)

728

Estany Redó (A)

střední Norsko (N) poloostrov Kola (RU) Sierra-Nevada (E) Pyreneje (E)

pH

vešk.N -1 μg l

0.82

5.3

304

17.0

2.50

5.9

181

50.0

18.0

1.95

6.2

65

420

12.5

18.0

1.25

6.2

96

3050

2.3

11.3

0.11

8.1

249

2240

24.0

73.0

7.75

6.4

251

Jörisee III (A-G)

švýc. Alpy (CH)

2490

57.8

21.8

0.60

7.0

1000

Lago Paione Superiore (A) Gossenköllesee (A) Starolesnianské pleso (A) Nižné Terianské pleso (A) Długi staw (A)

centrál. Alpy (I)

2269

1.4

11.5

0.07

5.8

>336

tyrol. Alpy (A)

2417

1.7

9.9

0.08

6.8

410

Vys. Tatry (SK)

2000

0.7

4.1

0.01

5.0

394

Vys.Tatry (SK)

1941

4.8

44.4

0.89

6.5

616

Vys. Tatry (PL)

1783

1.6

10.6

0.08

5.6

603

Plešné jezero (F)

Šumava (CZ)

1090

7.5

18.0

0.62

5.0

840

Prášilské jezero (F) Čertovo jezero (F)

Šumava (CZ)

1079

3.7

15.0

0.27

5.0

790

Šumava (CZ)

1028

10.3

36.0

1.85

4.8

870

La Caldera (A)

objem 3 6 m 10

Poděkování Výzkum v horských jezerech nad hranicí lesa byl podporován programem Evropské Unie Environment and Climate projekty MOLAR (ENV4-CT95-0007) a EMERGE (EVK1-CT-1999-00032). Šumavská jezera byla sledována v rámci projekt ů GA ČR 206/97/0072 a 206/00/0063, nádrže v projektech GA ČR 206/94/1672 a 206/98/0727. Od roku 1999 byl tento výzkum sou částí záměrů HBÚ CEZ:A62/98:Z6017-9-ii a JU-BF CEZ:J06/98:123100004. Kromě vlastních a publikovaných dat (viz seznam literatury) jsem použila údaj ů z databanky HBÚ a některých nepublikovaných dat dalších autorů kterým tímto děkuji, zvláště K. Šimkovi, J. Vrbovi, J. Nedomovi, J. Kopáčkovi, J. Komárkové, J. Seďovi, J.

Fottovi a mnoha dalším, mimo jiné také účastníkům projektu MOLAR, kteří odebírali vzorky a posílali je k analýzám. Tab. 2 Celková pelagická biomasa v horských jezerech a její struktura. Tbi – celková biomasa, HNF – heterotrofní nano-bičíkovci, CIL – nálevníci, BAC – baktérie, ZOO – zooplankton > 40 μm, PHY – fytoplankton. Jezero Długi staw Øvre Neådalsvatn Nižné Terianské pleso Jörisee III Estany Redó Lochnagar La Caldera Lago Paione Superiore Stavsvatn Chuna ozero Gossenköllesee Čertovo jezero Plešné jezero Prášilské jezero Starolesnianské pleso

Tbi -1 μg l C 20.5 29.9 43.7 49.3 51.4 68.5 70.4 92.5 114.0 116.0 128.0 218.8 338.4 358.1 936.0

(HNF+CIL)/BAC 2 poměr x 10 1.90 10.32 12.65 19.56 223.16 7.25 74.27 33.97 10.87 9.29 62.44 0.32 0.21 0.80 59.31

ZOO/PHY 2 poměr x 10 0.05 66.39 11.02 112.57 19.15 269.90 50.82 429.32 91.53 145.20 32.06 0.01 0.06 23.47 0.54

BAC/Tbi % 89 35 31 30 7 39 6 24 17 6 8 65 49 21 3

Seznam literatury FOTT J., PRAŽÁKOVÁ M., STUCHLÍK E. & STUCHLÍKOVÁ Z., 1994: Acidification of lakes in Šumava (Bohemia) and in the High Tatra Mountains (Slovakia). Hydrobiologia 274: 37-47. FOTT J., BLAŽO M., STUCHLÍK E. & STRUNECKÝ O., 1999: Phytoplankton in three Tatra mountain lakes of different acidification status. In: Pelagic food web in mountain lakes Mountain Lakes Research Program, S TRAŠKRABOVÁ V., CALLIERI C. & FOTT J. (eds) J. Limnol., 58: 107 – 116. STRAŠKRABOVÁ V., BRANDL Z., HRBÁČEK J., KOMÁRKOVÁ J., SEĎA J., STRAŠKRABA M., ŠIMEK K., 1998: Long-term changes of bacteria, phytoplankton and zooplankton: temporal coherence between deep stratified reservoirs. Int. Rev. Hydrobiol., 83 (special issue): 21-30. STRAŠKRABOVÁ V., CALLIERI C., CARRILLO P., CRUZ-PIZARRO L., FOTT J., HARTMAN P., MACEK M., MEDINA-SÁNCHEZ J.M., NEDOMA J.& ŠIMEK K., 1999a: Investigations on pelagic food webs in mountain lakes – aims and methods. . In: Pelagic food web in mountain lakes Mountain Lakes Research Program, STRAŠKRABOVÁ V., CALLIERI C. & FOTT J. (eds) J. Limnol., 58:: 77 – 87. STRAŠKRABOVÁ V., ŠIMEK K., NEDOMA J., 1999b: Importance of pelagic bacteria in lakes and reservoirs of different trophy. – Implications for long-term monitoring. In: Sustainable Lake Management, 8 th Internat. Conf. on the Conservation and Management of Lakes, LAKE’99, 17-21 May 1999, Copenhagn-Denmark, Vol. II, S7C-5. STRAŠKRABOVÁ V., FOTT J., HARTMAN P., MACEK M., NEDOMA J., ŠIMEK K., VRBA J., 2000: Structure of pelagic food webs in low-alkalinity lakes – forested and alpine catchments. Silva Gabreta, in print.

VRBA J., KOPÁČEK J., STRAŠKRABOVÁ V., HEJZLAR J. & ŠIMEK K., 1996: Limnological research of acidified lakes in Czech part of the Šumava Mountains: trophic status and dominance of microbial food webs. Silva Gabreta, 1: 151-164

45

350 mg/m^2 N

40

CIL

zooplankton

300

35 250 30 25

200

20

150

15

fytoplankton cladoc.

10

100

maly chl.

bakterie

50

5

HNF 0

0 1980

1982

1984

1986

1988

1990

1992

1994

1996

1998

Obr. 1. Letní průměry v nádrži Římov od jejího napuštění. Primární osa y: fytoplankton – μg l-1 chlorofylu a, maly chl. - μg l-1 chlorofylu a po odfiltrování přes síto 40 μm, baktérie – mikroskopické počty v milionech na ml, HNF – počty heterotrofních bičíkovců v tisících na ml, CIL – nálevníci v ml. Sekundární osa y (pravá): zooplankton – biomasa veškerého zooplanktonu >200 μm, bílkovinný dusík v mg m2, cladoc. – biomasa perlooček, bílkovinný dusík v mg m-2.

VLIV PROTOZOÁLNÍ PREDACE NA DYNAMIKU A SLOŽENÍ BAKTERIÁLNÍCH SPOLEČENSTEV V NÁDRŽI ŘÍMOV Impacts of protistan bacterivory on the dynamics and community composition of bacterioplankton in the Římov reservoir Karel Šimek, Karel Horňák, Michal Mašín, Jiří Nedoma Hydrobiologický ústav AVČR, Na sádkách 7, 37005 České Budějovice Abstract: The experiment was run in the Římov Reservoir (South Bohemia) during the late spring period. Using oligonucleotide probes for Eubacteria and 4 eubacterial subgroups, we monitored changes in bacterial community composition (BCC) with different degrees of grazing pressure: unfiltered samples from the reservoir (all bacterivores present), < 5 µm (bacteria and heterotrophic nanoflagellates (HNF) only), < 0.8 µm (bacteria only), all incubated in triplicates in dialysis bags. There was found a significant shift in BCC in the < 5 µm treatments in the form of increased proportions of Cytophaga/Flavobacterium group (C/F) and beta-subclass of the class Proteobacteria (BET), corresponding with increased bacterivory of the ungrazed HNF populations. Changes in BCC in other experimental treatments were related to pre-incubation protistan grazing pressure. A significant shift in BCC (mediated through an increase in phylotypes affiliated to BET) was also induced when bacterioplankton, subjected to marked predation pressure in the reservoir, were transferred into the predator-free treatment (< 0.8 µm). In the reservoir, with negligible changes in protistan grazing pressure throughout the experiment, no significant BCC shift was observed. The phylogenetic shift in BCC was independently supported by an analysis of bacterial DNA by means of denaturing gradient gel electrophoresis performed for samples from the different treatments. Proportions of filamentous (> 4 µm) and floc-forming bacteria increased remarkably in the < 5 µm treatments, yielding thus specific bacterial strategies against being grazed by small HNF. We conclude that the sudden shifts violating the established balance between bacterial production and the protist-induced bacterial mortality lead to the significant shifts in cell morphology and BCC.

Úvod: Vztahy mezi bakteriemi a prvoky patří mezi evolučně nejstarší interakce typu predátor-kořist, které můžeme studovat v přírodě. Vzhledem k velké fenotypové plasticitě jednotlivých kmenů a genotypové diverzitě bakteriálních společenstev lze předpokládat velmi různorodé způsoby, jak se bakterie přizpůsobily často rychle se měnícímu predačnímu tlaku prvoků. Právě těsná koexistence těchto dvou navzájem se ovlivňujících trofických článků v přírodních vodních ekosystémech nabízí zajímavou otázku: Jsou fyziologické a morfologické změny bakteriálních společenstev vyvolané intenzivní protozoální predaci (např. změny v růstové rychlosti, morfologii buněk, tvorba vláken a vloček) pouze ukázkou široké fenotypové plasticity jednotlivých bakteriálních kmenů, nebo lze prokázat také významný posun v zastoupení různých skupin genotypů? Účelem této studie bylo prokázat, že intenzivní predace bakterií planktonními prvoky navozuje jak významné změny v morfologii a rychlosti růstu, tak i významné posuny ve fylogenetickém zastoupení skupin Eubacteria. Metodika: Experimentální uspořádání oddělilo planktonní organismy ve vzorcích vody z nádrže Římov do velikostních frakcí reprezentujících různý stupeň predace: (i) nefiltrované vzorky odebírané přímo z nádrže se všemi potenciálními predátory bakterií, (ii) < 5 µm (pouze baktérie and heterotrofní bičíkovci – HB), < 0.8 µm (pouze baktérie). Tři paralelní vzorky byly inkubovány po dobu 96 hodin v dialyzačních sáčcích (volná prostupnost pro malé molekuly) a v intervalech 12 – 24 hodin byly analyzovány pomocí následujících metodik: Celkové počty baktérií, HB a nálevníků (fluorescenční mikroskopie); rychlost eliminace bakterií (fluorescenčně značené

baktérie); bakteriální produkce (inkorporace 3H-thymidinu). Detaily těchto metod uvádí Šimek a kol. (1999). Fylogenetické složení bakterioplanktonu bylo analyzováno pomocí in situ hybridizace s fluorescenčně značenými rRNA sondami pro Eubacteria (EUB), alfa-, beta- a gama-Proteobacteria (= ALF, BET a GAM), a pro skupinu Cytophaga/Flavobacterium (C/F, detaily metody viz Amann a kol. 1995). Výsledky: Ve variantě bez predátora (< 0.8 µm) došlo k rychlému nárůstu počtů, produkce a biomasy baktérií (obr. 1). Ve variantě s HB (< 5 µm) jako jedinými predátory se řádově zvýšila početnost HB a v druhé části pokusu jejich celková predační rychlost výrazně převýšila bakteriální produkci. Tomu odpovídalo i prudké snížení počtů bakterií, doprovázené však současným nárůstem jejich průměrných buněčných objemů, tvorbou dlouhých vláknitých forem a bakteriálních vloček. V nefiltrovaných vzorcích z přehrady (kontrola) nedošlo k žádným významným změnám studovaných parametrů bakterioplanktonu a HB s vyjímkou postupného nárůstu počtů nálevníků (obr. 1). Podíl celkových počtů bakterií, které hybridizovaly se sondou EUB, byl ve všech variantách 75-85% (obr. 2). Ve variantě s HB (< 5 µm) došlo k signifikantnímu nárůstu podílu bakterií ze skupin BET a CF v porovnáni s přehradou. Také varianta bez predace ukázala výrazný nár ůst podílu skupiny BET. Diskuze a závěry: Pokus jasně ukázal významné změny jak v morfologické, tak i taxonomické struktuře bakteriálního společenstva vystaveného intenzivní predaci HB. Selektivní predace HB pouze na určitých morfotypech nebo genotypech baktérií indukovala posun v zastoupení fylogenetických skupin bakterií, vedle toho se objevila dlouhá bakteriální vlákna a řetízky spiril, které byly nekonzumovatelné pro HB. Podobně účinnou „strategií“, umožňující koexistenci některých skupin bakterií s početnými populacemi HB, byla tvorba vloček s charakteristickou stavbou, tj. většími buňkami BET, spojenými amorfním materiálem, ve vnější části vloček a menšími buňkami CF v jejich vnitřní části. Na závěr pokusu tak bylo ve variantě < 5 µm okolo 75% celkových počtů bakterií v podobě vláken nebo vloček, tj. prakticky nedostupných jako kořist pro HB. Významný posun v zastoupení skupin genotypů vykázala i varianta bez predace, což indikuje, že v přehradě byla určitá část genotypů efektivně eliminována populacemi HB. Po jejich odstranění došlo vlastně k porušení původní rovnováhy mezi genově-specifickou růstovou rychlostí a rychlostí odstraňování těchto skupin predací. Pokusy tak indikují, že náhlé porušení této “rovnováhy” vede záhy k významné změně v kompozici bakterioplanktonu. To bylo potvrzeno i analýzou bakteriální DNA metodou denaturační gradientové gelové elektroforézy, která také jasně ukázala posun v diverzitě bakterií ve všech variantách mimo kontroly, tj. přehrady, kde nedošlo k náhlé změně v rovnováze mezi procesy produkce bakterií a jejich eliminací prvoky. Poděkování: Práce na tomto pukusu byly podpořeny grantem GAČR, 206/99/0028. Literatura Amann, R. I., W. Ludwig, K. H. Schleifer. 1995: Phylogenetic identification and in situ detection of individual microbial cells without cultivation. Microbiol. Rev. 59: 143-169. Šimek, K., Kojecká, P., Nedoma, J., Hartman, P., Vrba, J., Dolan J. R. 1999: Shifts in bacterial community composition associated with different microzooplankton size fractions in a eutrophic reservoir. Limnol. Oceanogr. 44:1634-1644.

0.4

Přehrada

3

12

< 5µm

< 0.8µm

Bakt. počty Prům. buň. objem Bakt. biomasa

10 8

0.3 0.2

6 4

0.1

2

0.0

0

Bakteriální produkce Celk. žrací rychlost [106 bakt. ml-1 d-1]

0

24

48

72

96

10

0

24

48

72

96

< 5µm

< 0.8µm

0

24

48

72

96

50

Přehrada

8

40

6

30

4

20

2

10 0

0 0

24

48

72

Čas (hodiny)

Obr. 1

96

0

24

48

72

Čas (hodiny) HB Nálevníci

96

0

24

48

72

96

Čas (hodiny) Bacteriální produkce Nálevníci - celk. žraní HB - celk. žraní

Nálevníci ml-1 103 HB ml-1

6

10 bacterií ml

-1

14

Prům. b. objem [µm ] 3 -1 B. biomasa [10 µg C l ]

Obr. 1. Pokusy v dialyzačních sáčcích - změny studovaných parametrů ve velikostních frakcích < 0.8 µm, < 5 µm v porovnání s přehradou. Horní část – celkové počty, biomasa a průměrný buněčný objem bakterií. Dolní část – počty heterotrofních bičíkovců (HB), nálevníků, bakteriílní produkce a celková žrací rychlost prvoků na baktériích. Úsečky u jednotlivých bodů indikují směrodatné odchylky triplikát.

50

< 0.8 µm

Přehrada

CF BET

40

% celk. počtů bakterií obarvených DAPI

< 5 µm

30 20 10 0 5 4 3 2 1

GAM

90

EUBACTERIA

80 70 0

24

48

72

Čas (hodiny)

96 0

24

48

72

Čas (hodiny)

96

0

24

48

72

96

Čas (hodiny)

Obr. 2. Změny v zastoupení genetických podskupin bakterií, Eubacteria, Cytophaga/Flavobacterium (CF), Beta-Proteobacteria (BET) a Gama-Proteobacteria (GAM) jako procento celkovým počtů bakterií obarvených fluorochromem DAPI ve velikostních frakcích < 0.8 µm, < 5 µm v porovnání s přehradou. Jednotlivé body jsou doplněny směrodatnými odchylkami triplikát.

JEDINEČNÝ PLANKTON ACIDIFIKOVANÝCH ŠUMAVSKÝCH JEZER JAKO DŮSLEDEK PŮSOBENÍ HLINÍKU A LIMITACE FOSFOREM Unique plankton of acidified Bohemian Forest lakes as a consequence of aluminium effect and phosphorus limitation Jaroslav Vrba1, Thomas Bittl1, Jiří Nedoma1, Jiří Kopáček1,2, Linda Nedbalová3, Jan Fott3 1

Hydrobiologický ústav AV ČR a 2Biologická fakulta JU, Na sádkách 7, 370 05 České Budějovice, 3Přírodovědecká fakulta UK, Viničná 7, 128 44 Praha Abstract: Toxic effect of aluminium (Al) and lack of phosphorus (P) are factors usually controlling plankton production and diversity in acidified mountain lakes. We present evidence that Al, besides its toxic effect, can increase P limitation of phytoplankton. We studied planktonic microorganisms and P cycling in strongly acidified and severely P limited lakes of the Bohemian Forest. At pH < 5 ionic Al forms caused competitive inhibition of extracellular phosphatases. Moreover, pH increasing due to inlake alkalinity generation caused formation of particulate Al, which bound and inactivated phosphate in the water column. Both heterotrophic and autotrophic microorganisms produced the phosphatases with different specific activities per cell. Thus both level of Al loading of a lake and in-lake processes controlling Al speciation were responsible for the availability of phosphate for planktonic microorganisms and consequently for a plankton composition.

Náš dlouhodobý zájem o studium českých jezer přináší výsledky ve dvou směrech – v poznání jejich významu pro indikaci změn imisního zatížení regionu Šumavy a v obecném poznání mechanismů acidifikace a jejich účinků na jezerní ekosystémy. Šumavská ledovcová jezera byla působením kyselých srážek silně acidifikována. Pravidelné sledování chemismu jezerní vody prokázalo od konce 80. let zotavování chemismu všech jezer (lake reversal), kopírující pokles atmosférické depozice síry a dusíku (Kopáček a kol. 1998). Současný strmý pokles koncentrací síranů, dusičnanů, hliníku a nárůst alkalinity a pH jezerní vody nabízejí jedinečnou šanci studovat, kdy a jak rychle dojde také k biologickému zotavení jezer (lake recovery). Zatím prvním a jediným signálem se zdá být návrat perloočky Ceriodaphnia quadrangula do pelagiálu Černého jezera, kde ji opět pravidelně nacházíme od podzimu 1997. Acidifikovaná šumavská jezera dnes představují jedinečné ekosystémy, v jejichž pelagiálu dominují většinou mikroorganismy. Právě na jejich podrobnější studium v Čertově, Prášilském a Plešném jezeře byl zaměřen projekt GA ČR č. 206/97/0072, jehož dílčí výsledky zde především prezentujeme. Odběry jsme prováděli ve zhruba měsíčních intervalech – na chemické analýzy byly vzorkovány všechny tekoucí přítoky a vertikální profil jezerní vody (odběrové schéma a jednotlivé analýzy viz Kopáček a kol. 2000). Ve vzorcích jezerní vody byly dále stanoveny aktivity extracelulárních fosfatáz (fluorimetricky), koncentrace chlorofylu a (spektrofotometricky), biomasy fytoplanktonu (sedimentační komůrka dle Utermöhla) a heterotrofních mikroorganismů (suma biomasy jednobuněčných bakterií a vláknitých mikroorganismů). Plankton šumavských jezer dlouhodobě vykazuje známky extrémní limitace fosforem (viz hodnoty C:P a N:P v Tab. 1) a extrémní aktivity extracelulárních fosfatáz (řádově vyšší než je běžné u neacidifikovaných nádrží). Celoroční sledování a bilancování chemismu přítoků a vertikální zonace chemismu stratifikovaných jezer jasně ukázalo, že klíčovou roli v (ne)dostupnosti P sehrává hliník, který do jezer přitéká převážně v

iontové formě (Ali) okyselenými přítoky (Tab. 1). Vlivem mikrobiálních procesů (fotosyntéza, dekompozice, redukce NO 3- a SO42-) v jezerech a jejich sedimentech vzrůstá alkalinita (ANC) a pH jezerní vody. Při zvýšeném pH Ali hydrolyzuje a vznikají partikulované oxihydroxidy Al (Al part), na něž se váže orthofosforečnan a společně sedimentují na dno jezer. Na rozdíl od oxihydroxidů Fe je Alpart stabilní i v redukčních podmínkách, takže orthofosforečnan se ze sedimentů neuvolňuje ani za anoxických podmínek (Kopáček a kol. 2000). Šumavská jezera tak fungují jako lapače P. Z Tab. 1 je zřejmé, že sledovaná jezera se výrazně liší v přísunu rozpuštěného hliníku (D-Al) i fosforu (DP), což je primárně způsobeno rozdíly v geologickém podloží – např. z granitu v povodí Plešného j. se uvolňuje méně Al, ale řádově více P než ze svorů v povodí Čertova j. a Prášilského j. Zatímco v těchto jezerech tvoří rozpuštěný reaktivní P (DRP) jen ~ 20% DP, v Plešném j. je jeho podíl naopak 83% (Tab. 1). Do Prášilského j. přitéká z povodí nejméně D-Al, z něhož je pouze 33% ve formě Ali, zatímco v ostatních jezerech je podíl Al i dvojnásobný (Tab. 1). Ve všech jezerech se navíc dodatečně uvolňuje organicky vázaný Al (Alorg), zřejmě v důsledku štěpení organických sloučenin vlivem UV záření (srov. pokles koncentraci DOC v jezerní vodě oproti přítokům, Tab. 1). Jezera se ovšem liší i v dalším osudu přitékajícího Al. Relativně nejvyšší nárůst pH a ANC v Plešném j. oproti přítokům způsobuje masivní tvorbu Al part, pokles Ali a celkový úbytek Al z epilimnia. V Čertově j. je naproti tomu tvorba Al part zanedbatelná (díky malému gradientu pH mezi epilimniem a přítoky) a většina přitékajícího Ali zůstává v epilimniu. Obdobné tendence vykazuje i speciace Al v Prášilském j., ovšem při téměř řádově nižších koncentracích (Tab. 1). Právě popsané fyzikálně-chemické procesy do značné míry určují dostupnost P v jednotlivých jezerech. Relativně nejmenší úbytek P lze očekávat v Prášilském j. kde jsou koncentrace Al absolutně nízké (poměr D-Al:DP v jezeře je jen mírně zvýšený oproti přítokové vodě). Rovněž v Čertově j. je asi tvorba Alpart malá, díky nízkému pH jezerní vody (pH ~ 4.5 v epilimniu, směrem ke dnu ovšem roste), a odstraňování P je tudíž rovněž relativně malé (zdvojnásobení poměru D-Al:DP v jezeře). Zcela odlišná situace je ovšem v Plešném j.: zatímco v jeho přítocích poměr D-Al:DP odpovídá hodnotám přítoků Prášilského j., v epilimniu tento poměr téměř dosahuje hodnot z Čertova j. (Tab. 1). Koncentrace DP v jezerní vodě Plešného j. jsou ~ 20× nižší než v jeho přítocích a koncentrace DRP v jezerní vodě jsou celoročně < 1 µg l–1 (Tab. 1). Zatímco v ostatních jezerech jsou epilimnetické koncentrace celkového P (TP) srovnatelné s přísunem DP přítoky, v Plešném j. představuje koncentrace TP v jezerní vodě jen ~ 35% přísunu, což dobře dokumentuje intenzitu odstraňování P z epilimnia vlivem popsaných procesů i sedimentace řas (Kopáček a kol. 2000). Toto ovlivnění koloběhu P hliníkem do značné míry vysvětluje trvale vysoké aktivity fosfatáz, pozorované ve všech šumavských jezerech. Jak autotrofní, tak heterotrofní mikroorganismy produkují kyselé extracelulární fosfatázy (jejich pH optimum ~ 5), jež jim umožňují alternativně získávat organicky vázaný P (DOP) při nedostatku orthofosforečnanu (srov. vysoký podíl DOP v DP v přítocích Prášilského a Čertova j., Tab. 1). Terénní studium aktivity fosfatáz však nepřineslo uspokojivé vysvětlení jejich účinku, protože nebyl nalezen jednoznačný vztah celkové aktivity k biomase fytoplanktonu nebo heterotrofních mikroorganismů, a ani přepočet na specifické aktivity nezlepšil interpretaci výsledků. Průměrná aktivita fosfatáz v epilimniu jednotlivých jezer je zhruba úměrná celkové biomase mikroplanktonu (Tab. 1). Multilineární regrese všech dat (vč. vertikálních zonací) ukázala, že variabilitu celkových fosfatázových aktivit mohou ovlivňovat různé faktory: heterotrofní mikrobiální biomasa byla

významná (p < 0.001, n = 18) v Čertově j., biomasa fytoplanktonu (p < 0.01, n = 19) v Prášilském j., zatímco v Plešném j. variabilitu významně (p < 0.01, n = 20) ovlivňoval Alpart a Ali. Detailní studium extracelulárních fosfatáz také potvrdilo hypotézu, že jsou inhibovány hliníkem. Laboratorní pokusy prokázaly synergický efekt pH a Al na fosfatázovou aktivitu (> 2 µm, na filtrech), což jenom dokresluje komplexní povahu kolob ěhu P v šumavských jezerech. Zatímco při koncentraci 100 µg l–1 Al byla zjištěna pouze malá redukce (< 20%) aktivity mezi pH 4 – 5, při 300 µg l–1 Al byla podstatná redukce (~ 40%) při pH ≤ 4,8. Nejvýraznější redukce (~ 80%) byla zjištěna při 1000 µg l–1 Al a pH = 4.0, ale významná (~ 50%) byla ještě při pH = 5,2. Předběžné výsledky navíc naznačují, že dominantními producenty extracelulárních fosfatáz v šumavských jezerech jsou často bakterie, a zejména heterotrofní vláknité mikroorganismy (nikdy však vláknité sinice). U řas mohou být značné mezidruhové rozdíly v produkci i aktivitě extracelulárních fosfatáz. O bakteriích je navíc známo, že mají vyšší obsah P v buňkách, a také přijímají P účinněji než řasy. To zřejmě přispívá k jejich vysokému podílu v planktonu Čertova j. s nejmenším přísunem P. Naproti tomu zvýšený přísun DRP dává asi šanci některým druhům řas v Plešném j., kde je většina biomasy tvořena dvěma druhy – Monoraphidium cf. dybowski (Chlorophyta) a Peridinium umbonatum (Dinophyta), které vykazují značnou fosfatázovou aktivitu. Závěry: Naše výsledky ukazují, že jak složení, tak i celková biomasa planktonu v šumavských jezerech jsou určovány především přísunem fosforu a hliníku do jednotlivých jezer a dále speciací Al ve vodním sloupci. Komplexní účinek výše popsaných vztahů lze shrnout následovně: 1. V Čertově jezeře dominují v planktonu heterotrofní mikroorganismy (63% celkové biomasy, 50% připadá na vlákna), které účinněji získávají nedostatkový P (DRP). K mobilizaci DOP navíc produkují enormní množství fosfatáz, jejichž aktivita je ovšem při pH ~ 4,5 zřejmě silně inhibována vysokou koncentrací Al i (~ 500 µg l–1). Ve fytoplanktonu dominují mixotrofní druhy, které fagocytózou bakterií pokrývají pravděpodobně podstatnou část svých požadavků na P (významně např. Dinobryon pediforme, Chrysophyceae). 2. V Prášilském jezeře naopak dominuje fytoplankton (sezónní průměr 69%). Nižší přísun Al umožnil přežití zooplanktonu (Daphnia longispina, Cyclops abyssorum). Letní rozvoj perlooček (~ 20% celkové planktonní biomasy) způsobuje výraznou sezónní dynamiku mikrozooplanktonu. Zatímco před jejich nástupem tvořila heterotrofní mikrobiální biomasa s vysokým podílem vláken > 35%, filtrace perlooček ji zredukovala na ~ 10% (zejména ubylo vláken). Inhibiční efekt Ali na fosfatázy je vzhledem k jeho koncentraci a vyššímu pH málo pravděpodobný, méně se asi uplatňuje i vazba P na Al part. 3. V Plešném jezeře dominuje fytoplankton nejvýrazněji – tvoří téměř 80%, zatímco heterotrofní mikroorganismy jen ~ 20%, z toho vláknité ~ 15% biomasy planktonu. Absolutně nejvyšší fosfatázové aktivity kompenzují zřejmě jak ztráty P vazbou na Alpart a sedimentací, tak inhibiční účinek Ali v jarním období (nižší pH, nejvyšší přísun Al). Literatura: Kopáček J., Hejzlar J., Stuchlík E., Fott J., Veselý J. (1998) Reversibility of acidification of mountain lakes after reduction in nitrogen and sulphur emissions in Central Europe. Limnol. Oceanogr. 43: 357–361

Kopáček J., Hejzlar J., Borovec J., Porcal P., Kotorová I. (2000) Phosphorus inactivation by aluminium in the water column and sediments: A process lowering in-lake phosphorus availability in acidified watershed-lake ecosystems. Limnol. Oceanogr. 45: 212–225

Tab. 1. Srovnání vybraných chemických parametrů přítokové (objemově vážený průměr, VWM) a jezerní vody (průměr, hladina) s vybranými parametry planktonu (průměr, epilimnion) ve třech acidifikovaných šumavských jezerech v sezóně 1998 (n – počet odběrů).

Čertovo, 27. 4. – 12. 10. Prášilské, 25. 5. – 12. 10. Plešné, 28. 4. – 14. 10. Přítoky jezero přítoky jezero přítoky jezero A 9 8 7 7 9 8 Parametr VWM % průměr VWM % průměr VWM % průměr PH 4.20 4.51 4.69 4.90 4.25 4.83 ANC (µeq l–1) –61 –35 –23 –12 –60 –13 –1 DOC (mg l ) 7.05 2.22 6.21 3.88 11.92 2.36 POC (mg l–1) n.d. 0.74 n.d. 0.75 n.d. 2.28 POC:PP (molar) n.d. 639 n.d. 538 n.d. 771 PON:PP (molar) n.d. 56 n.d. 39 n.d. 77 –1 DP (µg l ) 3.4 1.6 5.1 2.9 27.5 1.3 DRP (µg l–1) 0.7 (20%) <1 0.9 (18%) <1 22.7 (83%) <1 DOP (µg l–1) 2.7 (80%) 1.6 4.2 (82%) 2.9 4.8 (17%) 1.3 PP (µg l–1) n.d. 3.0 n.d. 3.6 n.d. 7.7 TP (µg l–1) n.d. 4.6 n.d. 6.5 n.d. 10.0 D-Al (µg l–1) 592 537 194 145 903 373 Alorg (µg l–1) 203 (34%) 28 129 (67%) 68 377 (42%) 36 Ali (µg l–1) 389 (66%) 509 65 (33%) 77 526 (58%) 337 Alpart (µg l–1) <10 34 <10 48 <10 144 DOC:DP (molar) 5329 3588 3149 3491 1120 4599 D-Al:DP (molar) 199 385 44 58 38 323 Aktivita extracelulár. fosfatáz (µmol 1–1 h–1 ) 2.28 2.17 5.17 –1 Koncentrace chlorofylu a (µg l ) 2.66 4.63 8.01 –1 Biomasa fytoplanktonu (µg C l ) 98 188 466 Heterotrofní mikrobiální biomasa (µg C l–1) 137 84 127 Celková biomasa mikroplanktonu (µg C l–1) 235 272 593 ANC – kyselinová neutralizační kapacita (alkalinita, Granova titrace); DOC a POC – rozpuštěný a partikulovaný organický uhlík; PON – partikulovaný organický dusík; DP, DRP, DOP, PP a TP – rozpuštěný, rozpuštěný reaktivní, rozpuštěný organický, partikulovaný a celkový fosfor; D-Al, Alorg, Ali a Alpart – rozpuštěný, organický, iontový a partikulovaný hliník; % - procentní podíl příslušné formy DP resp. D-Al v přítokové vodě. Jezero, období

ALGOLOGIE (ALGOLOGY)

DIURNÁLNÍ VERTIKÁLNÍ MIGRACE FYTOPLANKTONU V ZATOPENÉM LOMU Diurnal vertical migration of phytoplankton in a flooded quarry Michal Bílý 1), David Pithart 2) 1)Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. M., Podbabská 30, 160 62 Praha 6 2)Botanický ústav AV ČR, Třeboň, Dukelská 145, 379 82 Třeboň Abstract: Species composition and vertical distribution of phytoplankton were studied it three flooded quarries. In one of them, diurnal vertical migration (DVM) of motile phytoplanktic species was observed. Cryptophyta were the dominant group in all of the localities. Particular species occurred in specific depth zones. Some Cryptophyta and Euglenophyta were found in the deepest layers of water column, near, or directly in the anoxic zone. During 24 hours observation, Cryptomonas curvata, Synura sp., Euglena acus and Ceratium hirundinella showed the most remarkable changes in their vertical distribution.

Úvod Zatopené lomy lze srovnat se silně stratifikovanými malými jezery, jejichž fytoplankton má výrazně heterogenní vertikální distribuci (Massana et al. 1996). V takovýchto nádržích lze očekávat výskyt diurnální vertikální migrace fytoplanktonu (DVM), studované u nás v tůních aluvia horní Lužnice (Pithart et al. 1997, Fiala 1999). Cílem této práce bylo charakterizovat druhové složení fytoplanktonního společenstva tří zatopených lomů, jeho vertikální distribuci a případnou diurnální migraci. Lokality a metodika Sledované lomy leží poblíž města Blatná. Plocha hladiny všech tří lokalit se pohybuje okolo 0,5 ha. Nejmenší hloubku má lom Balkov ( max. 6,5 m), následuje Paštický lom (8 m). Nejhlubší byl v době našeho sledování lom Škalí (přes 20 m). Dne 2.VII.1997 jsme provedli jednorázový odběr fytoplanktonu ze čtyř různých hloubek vodního sloupce každého z lomů za účelem kvalitativního i kvantitativního vyhodnocení. Současně byly v hloubkových profilech lomů změřeny základní fyzikální a chemické parametry. Na základě výsledků této první části studie jsme zvolili Paštický lom jako nejvhodnější ke sledování diurnálních změn vertikální distribuce fytoplanktonu. Ve dnech 7.- 8. VII. 1997 proběhlo 24 hodinové sledování, kdy bylo na Paštickém lomu provedeno 5 odběrů v časech 2000, 700, 1400, 2000 a 2400 hod. astronomického času. Vzorky byly odebírány v 1 m intervalech od hladiny do 7 m. Při všech odběrech byly opět měřeny základní parametry včetně hloubkového gradientu intenzity světla a průhlednosti, dovolovala-li to denní doba. Fixované vzorky fytoplanktonu pak byly podrobeny kvantitativní analýze. Výsledky Všechny tři lomy lze charakterizovat jako mezotrofní nádrže s poměrně vysokou průhledností (okolo 4 až 5 m). Mají obdobný vertikální světelný gradient: do hloubky 3 m proniká vždy cca 20 % viditelného záření. Lom Balkov není kromě rovnoměrně klesající teploty výrazně vertikálně rozvrstven, naproti tomu oba zbývající lomy jsou silně stratifikovány a u dna se nachází anoxická vrstva. V Paštickém lomu klesla koncentrace rozpuštěného O2 pod 1 mg/l již v 5 m hloubky. Skočná vrstva se zde

pohybovala okolo 4 m. Následující tabulka ukazuje přehled nejvýznamnějších druhů fytoplanktonu (biomasou nebo počtem) zjištěných dne 2. VII 1999 na lokalitách Balkov (B), Paštický (P) a Škalí (Š).

Rhodomonas lacustris

B P Š

B P Š

+ + + Dinobryon sp.

+

Cryptomonas curvata

+ + Ceratium hirundinella

Cryptomonas marssonii

+ + + Paulschulzia pseudovolvox

Cryptomonas cf. obovata

+

+ +

Cosmarium pygmaeum

Cryptomonas phaseolus

+ + Cyclotella sp.

Synura sp.

+

Cosmarium sp.

+ + +

Obr. 1. znázorňuje vertikální rozvrstvení 9 nejvýznamnějších druhů během 24 hodinového sledování Paštického lomu. Ke druhům uvedeným v tabulce 2 přibylo ještě krásnoočko Euglena acus, jehož výskyt nebyl při prvním screeningu vůbec zjištěn a drobný druhově neidentifikovaný organismus s 2 bičíky (na obr. neuveden). Vertikální distribuce všech sledovaných druhů byla výrazně heterogenní. Krásivka Cosmarium pygmaeum se vyskytovala převážně v epilimniu (do hloubky 4 m), Rhodomonas lacustris do 5 m. Též tetrasporální řasa Paulschulzia pseudovolvox vykazovala výraznější úbytek od 4 – 5 m, sporadicky však byla přítomna i v hloubce 7 m. Naproti tomu Euglena acus a Cryptomonas curvata se zdržovaly výhradně ve spodních vrstvách. Maximální koncentrace výskytu Ceratium hirundinella a Synura sp. byla v hloubce 4 m, přičemž Ceratium jsme zjistili nejníže v 5 m, zlativku Synura i v 6 m. Pouze v hloubce 6 a 7 m se masově vyskytoval malý bičíkovec. Nevýraznější migraci jsme zjistili u obrněnky Ceratium (viz obr.) Rovněž další bičíkaté řasy vykazovaly větší či menší změny v hloubkové distribuci. Diskuse V lomech dominovaly bičíkaté formy (zvláště Cryptophyta), podobně jako v tůních aluvia Lužnice (Pechar et al.1996). Malé stratifikované nádrže zřejmě pro Cryptophyta představují vhodné prostředí, kde se tyto řasy mohou vyskytovat po celý rok. V tom se tůně i lomy podstatně liší od rybníků a větších jezer, kde jsou Cryptophyta uváděna jako jarní a podzimní element (Sommer et al. 1986). Zatopený lom skýtá svým vertikálním gradientem faktorů různorodá prostředí a druhy schopné pohybu (bičíkovci) se mohou aktivně udržovat v optimální hloubce. Důvodů k DVM může být více. Může jít o migraci za světelnými podmínkami, za živinami, nebo o únik před predátory. Souhrn poznatků o DVM uvádí Jones (1993). Podle něj existuje několik základních typů DVM, z nichž nejčastější je denní vzestup a noční sestup . Takto v Paštickém lomu migrovaly Cryptomonas curvata a Euglena acus. Fiala (1999) pozoroval v tůních podobný trend těchto druhů, tam se však pohybovaly v celém hloubkovém profilu. Tůň je ovšem mělčí, nežli lom, takže celková jejich migrační dráha je srovnatelná (cca1 m). Dalším typem DVM je setrvání ve určité hloubce během dne a noční rozptýlení (Jones 1993). V Paštickm lomu odpovídá tomuto typu Ceratium hirundinella, jehož výskyt v ranních hodinách ve vrstvě 0 - 4 m se dá částečně vysvětlit i noční cirkulací vody v epilimniu. Během světelné fáze dne se Ceratium vyskytuje na spodní hranici epilimnia, ještě nad počátkem anoxické vrstvy. Takovouto denní pozici u Ceracia popisuje Nygaard (1977) a též Lindström (1992) uvádí, že obrněnky se vyhýbají anoxii. Naproti tomu Cryptomonas curvata a Euglena acus se po celou dobu sledování zdržovaly na

samé hranici anoxické zóny lomu a v noci do ní i sestupovaly, tomu odpovídá i pozorování Fialy (1999).

Obr. 1. Diurnální změny vertikální distribuce vybraných druhů fytoplanktonu v Paštickém lomu. Dokončení na následující stránce.

Závěr Společným rysem sledovaných lomů je bohatý výskyt skupiny Cryptophyta. Většina fytoplanktontů vykazovala menší či větší vertikální distribuci. Cryptomonas curvata, některá další Cryptophyta a Euglenophyta (Euglena acus) se v Paštickém lomu vyskytovala v nejhlubších vrstvách, kde se koncentrace rozpuštěného kyslíku pohybuje pod 1 mg/l. Nápadné změny ve vertikální distribuci během denního cyklu jsme zjistili u Cryptomonas curvata, Ceratium hirundinella a Synura sp.

Literatura FIALA, D. (1999): Diurnální vertikální migrace fytoplanktonu v aluviálních tůních řeky Lužnice. – Diplomová práce, PřF UK Praha, katedra parazitologie a hydrobiologie JONES B., (1993): Phytoplankton migrations: Patterns, processes and profites. Arch. Hydrobiol. Beih., 39: 67-77. LINDSTRÖM, K (1992): Ceratium in Lake Erken: vertical distribution, migration and form variation. – Nord. J. Bot., 12 (5): 541 – 556. MASSANA R., GARCÍA – CANTIZANO J. & PEDRÓS-ALIÓ C.(1996): Components, structure and fluxes of the microbial food web in a small, stratified lake. – Aquatic Microbial Ecology, 11: 279 – 288. NYGAARD G. (1977): Vertical and seasonal distribution of some motile freshwater plankton algae in relation to some environmental factors. - Algological Studies, Stuttgart, 18: 67 – 76. PECHAR L., HRBÁČEK J., PITHART D. & DVOŘÁK J. (1996): Ecology of pools in the floodplain. – In: Prach K., Jeník J. & LARGE A.R.G. (1996): Floodplain Ecology and Management, Academic Publishing Amsterdam, pp. 209 –226. PITHART D., PECHAR L. & MATTSON, G. (1997): Summer blooms of raphidiophyte Gonyostomum semen and its diurnal vertical migration in a floodplain pool. – Algological Studies, 85: 119 – 133. SOMMER, U., GLIWITZ, Z.M., LAMPERT, W. & DUNCAN, A. (1986): The PEG model of seasonal succesion of planktonic events in fresh waters. –Arch. Hydrobiol., 106: 4, pp 433 – 471.

VLIV FAKTORŮ SPOJENÝCH SE ŠPIČKOVÁNÍM VODNÍ ELEKTRÁRNY NA DISTRIBUCI PERIFYTONU V PŘÍČNÉM PROFILU PŘEHRAZENÉ ŘEKY Effects of hydropower peaking on periphyton community Blažena Brabcová Katedra biologie PdF MU, Poříčí 7, 603 00 Brno Abstract: The influence of hydropeaking of the hydropower plant on time and spatial distribution of the periphyton community was studied in two channel transects (directly below the dam and 10 km downstream) on the Svratka River below the dam of the Brno Reservoir (Czech Republic). From this study, it is obvious that the most important factor influencing distribution of periphyton in the cross section below the dam reservoir with hydropower plant are water temperature, flow, duration of operation of the plant (= duration of peak) and frequency of peaks.

Úvod Údolní nádrž se špičkující hydroelektrárnou způsobuje snížení sezónní variability průtoku pod přehradou a zvýšení denního kolísání hladiny, která může být následně spojena s osycháním říčního dna a v zimním období pak s jeho promrzáním. Pod přehradou se také mění sezónní a denní režim teploty vody, přísun živin a světelné podmínky řas. Špičkováním hydrolelektrárny jsou dále ovlivněny rychlost proudu a velikostní složení substrátu. Cílem studie bylo popsat faktory prostředí, které se podílejí na formování struktury perifytonu a vyhodnotit vliv těchto faktorů a jejich změn na časovou a prostorovou distribuci společenstva perifytonu. Společenstvo perifytonu bylo hodnoceno na základě jeho druhového složení, relativní abundance druhů, biomasy jednotlivých skupin nárostových řas, obsahu chlorofylu a a bezpopelové sušiny. Na obou lokalitách byly hodnoceny tyto faktory prostředí: průtok při špičce a v době mimo špičku, hloubka vody, kolísání hladiny a osušení odběrového profilu, rychlost proudu při špičce a v době mimo špičku, teplota vody, velikostní složení substrátu. Lokality Studium probíhalo na dvou přes řeku Svratku příčně umístěných transektech (lokalita A, lokalita B) pod hrází Brněnské přehrady (nachází se mezi 56. a 66. říčním km, vodní plocha 259 ha, max. hloubka 19 m, stálý objem 7.6 mil. m 3). Lok. A je umístěna 50 m pod hrází nádrže. Koryto je široké 40 m, břehy jsou zpevněny balvany. Převládajícím substrátem jsou kameny o průměru 10 - 40 cm. Říční dno může být (podle režimu špičkování) až zcela obnažené. Napříč tokem bylo vzorkováno 11 odběrových míst (dále jen o. b.), které byly od sebe vzdáleny 3 m. Lok. B je umístěna o 10 km níže po toku pod lok. A. Koryto je 29 m široké, břehy jsou porostlé vegetací. Říční dno je tvořeno kameny 3-15 cm v průměru a písečným sedimentem. Sledovaný transekt neosychal. Napříč tokem bylo vzorkováno 8 odběrových míst, které byly od sebe vzdáleny 3 m.

Materiál a metody Vzorkování probíhalo od května 1997 do září 1998, celkem bylo provedeno 12 odběrů. Časový harmonogram vzorkování byl zvolen tak, aby vzorky byly odebírány na konci periody homogenních hydrologických podmínek. Na každém sampling point byla jednorázově změřena current velocity (rychlostní křídlo fy OTT) během špičky a v době mimo špičku v několika výškách nade dnem. Rychlost proudu byla vyhodnocena počítačovým programem HYDROS a HYDROS 2 Hydrometeorologickým ústavem. Teploty vody (měř. denně v 7 h) byly poskytnuty Povodím Moravy, a.s. Faktory prostředí, které na variabilitu společenstva působily, byly vyjádřeny jako průměry za celé období mezi odběry. Kameny, ze kterých byly vzorky odebírány, byly zařazeny do velikostních kategorií podle Boveeho (Bovee 1982). Odběr perifytonu (podle Douglas 1958) byl při každém odběrovém termínu proveden ze 3 náhodně vybraných kamenů z každého odběrového místa. Chlorofyl a byl stanoven podle Komárkové (Komárková 1989) s použitím skleněného filtru Whatman GF/c. Vypočítán byl podle metod APHA (1992). Způsob stanovení bezpopelové sušiny je uveden v práci Koudelkové (1999); výpočet podle APHA metod (APHA 1992). Významnost vlivu enviromental variables na variabilitu struktury společenstva periphytonu byla testována pomocí Spearmanova korelačního koeficientu mezi skóre vzorků dvou os ordinačního prostoru korespondenční analýzy (program CANOCO 4.0) a proměnných prostředí. Taxony sinic a řas byly řazeny do tříd abundance: 1 (vzácný taxon) až 6 (dominantní taxon). Při mikroskopování byla pod okulárovým síťovým měřítkem odhadnuta (a vyjádřena v procentech) biomasa 4 hlavních skupin sinic a řas přítomných ve vzorcích (sinice, rozsivky, zelené vláknité řasy (zel. vl. řasy) a ostatní řasy). Shannon-Weaverův index diversity byl vypočten jako index = −Σ pi log2 pi, kde pi je relativní frekvence taxonu i. Výsledky Faktory ovlivňující společenstvo perifytonu a zjištěné charakteristiky společenstva perifytonu jsou uvedeny v Tabulce 1. Celkem bylo na obou lokalitách nalezeno 127 taxonů sinic a řas, na lok. A 115 a na lok. B 87 taxonů. Nejvíce bylo na obou lokalitách nalezeno taxonů rozsivek. Na lok. A se z rozsivek nejčastěji vyskytovaly Nitzschia fonticola a Diatoma vulgaris, nejhojnějšími sinicemi byly Phormidium autumnale a Lyngbya nigra, ze zel. vl. řas bylo nejčastěji zaznamenáno Oedogonium sp. Na lok. B byli nejčastějšími zástupci rozsivek Navicula tripunctata a Diatoma vulgaris, ze sinic Chamaesiphon sp. a ze zel. vl. řas se nejčastěji vyskytovala Cladophora glomerata. V biomase perifytonu tvořily celkem na lok. A největší podíl sinice, na lok. B zelené vl. řasy. Na lok. A byly nejvýznamějšími faktory (Tab. 2), které ovlivňovaly variabilitu společentsva perifytonu: teplota vody, průtok a faktory spojené se špičkovacím režimem elektrárny, které významně korelovaly se stanovištními skóre 1. osy ordinačního prostoru korespondenční analýzy. Charakteristické číslo (eigenvalue) 1. osy = 0,354, 2. osy = 0,247. Na lokalitě B byly nejdůležitější faktory, které ovlivňovaly variabilitu společenstva perifytonu podobné, jako na lokalitě A, ale s jiným pořadím významnosti (viz Tab. 2).

Tab. 1 Sledované charakteristiky prostředí a perifytonu Charakteristika

Lokalita A 3

Lokalita B

-1

3

při špičce

18,0 m .s

Sledované období

mimo špičku

0,0 m .s stojatá voda

Osušení příčného

4,5 h

20%

profilu (hodin po ukončení

8,0 h

50%

Provozu hydroelektrárny)

12,0 h

100%

Hloubka (max., min.)

při špičce

74 cm - 116 cm

26 cm - 53 cm

mimo špičku

sucho

4 cm (B1) - 31 cm (B7)

během dne

0 - 116 cm

Kolísání hladiny Rychlost proudu

Shannon-Weaverův index diverzity Chlorofyl a

Bezpopelová sušina

3

6,4 - 11,1 m .s

-1

Průtok za celé

-1

3

-1

2,3 - 29 m .s neosychá

0 - 45 cm

-1

během špičky ve 2 cm 20,0 cm.s - 1,5 cm .s nad substrátem -1 mimo špičku ve 2 cm 0 cm.s nad substrátem

za celé sledované období za celé sledované

0,95 - 5,00 (medián 3,93) 2 0,38 - 23,55 mg.m

období

(medián 3,89 mg.m )

za celé sledované období

0,53 g.m - 22,58 g.m 2 (medián 7,41 g.m )

-1

1

1.58 - 4.87 (median 3,95) 2 0,00 - 27,49 mg.m

2

2

-1

53,2 cm.s - 22,2 cm -1 .s -1 50,1 cm.s - 11,3 cm .s

2

2

(medián 2,98 mg.m ) 2

0,88 g.m - 20,34 g.m 2 (medián 5,53 g.m )

Tab. 2 Spearmanův korelační koeficient mezi skóre vzorků ordinačního korespondenční analýzy a proměnnými faktory prostředí Lokalita A Lokalita B faktor prostředí/ stanovištní skóre teplota vody (průměr za období mezi odběry) průtok (průměr za období mezi odběry)

1. osa 0.76***

2. osa n

1. osa 0.36***

2

prostoru

2. osa ´-0.21*

´-0.70*** ´-0.32*** ´-0.54*** 0.44***

délka provozu hydroelektrárny = délka špiček ´-0.66*** ´-0.29*** ´-0.46*** 0.47*** (průměr za období mezi odběry) frekvence špiček (průměr za den za období mezi 0.56*** 0.38*** 0.55*** ´-0.49*** odběry) velikostní složení substrátu 0.42*** 0.31*** 0.46*** ´-0.47*** rozsah kolísání hladiny (průměr za den za období mezi odběry) délka osušení (průměr za den za období mezi odběry) rychlost proudu ve 2 cm nad substrátem během špičky rychlost proudu ve 2 cm nad substrátem mimo špičku

0.39***

n

n

n

0.31***

0.41***

-

-

NS

´-0.34***

n

n

-

-

n

´-0.27**

*P < 0,05; **P < 0,01; ***P < 0,001; n - statisticky nevýznamné

Byly to také faktory spojené s provozním režimem hydroelektrárny, průtok a velikostní složení substrátu. Tyto faktory prostředí významně korelovaly se stanovištními skóry 1. osy ordinačního prostoru korespondenční analýzy. Charakteristické číslo 1. osy = 0,283, 2. osy = 0,238.

Korelace mezi charakteristikami perifytonu a faktory prostředí jsou uvedeny v tabulce 3. Tab. 3 Hodnoty Spearmanova korelačního koeficientu mezi charakteristikami perifytonu a faktory prostředí Lokalita A Průtok Teplota vody

index diverzity 0,73**

% biomasy sinic - 0,7*

% biomasy rozsivek 0,78

% biomasy zel. vl. řas n

chl. a n

bezpop. sušina n

N 12

- 0,61*

n

n

n

n

n

12

Délka provozu elektrárny (délka špičček) frekvence špiček

0,80*

- 0,71*

0,74*

n

n

n

12

n

0,79*

- 0,66***

n

n

n

12

velikostní složení substrátu

- 027*

0,43**

- 0,30***

n

n

n

132

n

0,26**

- 0,41**

n

n

n

132

- 0,40*

0,54***

n

- 0,39*

n

n

132

n

n

11

kolísání hladiny osušení odběrových míst rychlost proudu ve 2 cm nad substrátem během špičky

0,85**

- 0,73*

n

0,86***

Lokalita B průtok

n

n

n

n

0,72**

n

12

teplota vody

n

0,72**

n

n

-0,87***

- 0,65*

12

délka provozu elektrárny (délka špičček) frekvence špiček

n

n

n

n

n

n

12

n

n

n

n

n

n

12

velikostní složení substrátu

n

n

n

0,21*

n

n

96

kolísání hladiny

n

n

n

n

0,58*

0,68*

96

rychlost proudu ve 2 cm nad substrátem během špičky rychlost proudu ve 2 cm nad substrátem mimo špičku

n

n

n

n

n

n

8

n

- 0,71*

n

n

n

n

8

*P < 0,05; **P < 0,01; ***P < 0,001; n - statisticky nevýznamné

Diskuse Na lokalitě A byl průtok shledán jako druhý nejvýznamnější faktor (po teplotě vody), který ovlivňoval společenstvo perifytonu. Podobně Valentin et al. (1995) uvádějí průtok jako faktor významně ovlivňující epilithon pod špičkující elektrárnou údolní nádrže Veyrieres na řece Fontaulière ve Francii. Rovněž na lokalitě B byly průtok a k tomu také frekvence špičkování nejvýznamějšími faktory, které ovlivňovaly variabilitu společenstva perifytonu. Lokalita A byla proměnlivostí průtoku silněji ovlivněna (oproti lok. B), na což poukazuje jeho zjištěná korelace s mnoha charakteristikami perifytonu. Na lokalitě A byly délka provozu hydroelektrárny a frekvence špiček vyhodnoceny jako další nejdůležitější faktor ovlivňující perifyton po teplotě vody a průtoku, se kterými jsou ovšem úzce spjaty. Rovněž Valentin et al. (1995) zaznamenali spojení mezi rozvojem epilithonu a režimem špičkující elektrárny pod nádrží Veyrieres na řece Fontaulière a zjistili, že špičkování stimuluje vzrůst biomasy řas (a to zejména vláknitých). Jako nedůležitější faktory zadpovědné za tento vzrůst uvádějí výši průtoku mimo špičku elektrárny a délku trvání takového průtoku. Osychání odběrového transektu na lok. A se ukázalo jako faktor s velmi výrazným vlivem na perifyton. Se vzrůstající délkou osušení byl na lokalitě A zaznamenán vzrůst procentického zastoupení biomasy sinic. Nebyl ale zjištěn významný vliv osušení na rozsivky. Některé rozsivky, schopné pohybu, mohou

využívat nárostů zelených vláknitých řas jako úkrytů při osušení. Zelené vláknité řasy ale bývají osycháním nejvíce postiženy, což zjištěné výsledky dokazují. Na obou sledovaných lokalitách byl zaznamenán průkazný vliv rychlosti proudu ve 2 cm nad substrátem na proměnlivost společenstva perifytonu. Významné kladné korelace na obou lokalitách byly zjištěny zejména mezi rychlostí proudu a procentickým zastoupením biomasy zelených vláknitých řas. Gardavský (1987) uvádí, že Cladophora glomerata (tedy řasa hojná zejména na lokalitě B) se vyskytuje častěji při rychlostech větších než 20 – 40 cm.s-1. Největší procentická zastoupení biomasy zelených vláknitých řas na lokalitě A i B byla zjištěna na místech s průměrnou svislicovou rychlostí 80 – 100 cm.s -1. Významná záporná korelace, zjištěná na lokalitě A, mezi velikostním složením substrátu a procentickým zastoupením biomasy rozsivek dosvědčuje vysokou rezistenci a rezilienci rozsivek k pohybu substrátu při zvýšených průtocích, tak jak to uvádějí Stevenson (1990) a Peterson (1996). Na lok. A byl s teplotou vody byla záporně korelován index diverzity. Největší podíl na tom má pravděpodobně zvýšená četnost a zvýšený počet taxonů rozsivek, které byly zaznamenány zejména na jaře a při povodni v létě r. 1997 – v době snížené teploty vody. Mezi procentickým zastoupením biomasy rozsivek a teplotou vody však nebyl zjištěn průkazný vztah. Někteří autoři (např. Lowe 1979, Angradi et Kubly 1993) zaznamenali pod přehradami zvýšený výskyt rodu Cladophora glomerata. Zatímco na lokalitě B byla Cladophora glomerata jednoznačně nejhojnějším druhem zelených vláknitých řas, na lokalitě A to bylo Oedogonium sp. Zvýšenou početnost rodu Oedogonium nalezli také v toku pod údolní nádrží Vír na řece Svratce Peňáz et al. (1968). Vývoj druhu Cladophora glomerata je nepříznivě ovlivněn kolísáním hladiny a zvýšeným zákalem (Blum 1956, Gardavský 1980). Závěr Na dvou přes řeku Svratku příčně umístěných transektech (lokalita A, lokalita B) pod hrází Brněnské přehrady byla studována časová a prostorová distribuce společenstva perifytonu a vliv špičkování vodní elektrárny. Lokalita A je umístěna 50 m pod hrází nádrže, lokalita B je umístěna o 10 km níže po toku. Na lok. A bylo vzorkováno 11 odběrových míst, na lok. B 8 odb. míst. v příčném profilu. Vzorkování probíhalo od května 1997 do září 1998. Časový harmonogram vzorkování byl zvolen tak, aby vzorky byly odebírány na konci periody homogenních hydraulických podmínek. Cílem studie bylo popsat faktory prostředí, které se podílejí na formování struktury perifytonu a vyhodnotit vliv těchto faktorů a jejich změn na časovou a prostorovou distribuci společenstva perifytonu. Distribuce perifytonu byla na obou lokalitách ovlivněna špičkovacím režimem elektrárny. Na lok. A byla zaznamenána větší heterogenita podmínek prostředí než na lok. B. Z výsledků vyplývá, že nejvýznamnějšími faktory, které ovlivňovaly distribuci perifytonu pod přehradou byly délka provozu hydroelektrárny (= délka špičky), frekvence špiček, teplota vody a velikostní složení substrátu. Literatura Angradi T. R. et Kubly D. M. (1993): Effects of atmospheric exposure on chlorophyll a, biomass and productivity of the epilithon of a tailwater river. – In: Prach K.

[red.], Regulated Rivers: Research and Management, 8: 345–358, J. Wiley & Sons, Chichester. APHA (1992): Standard methods for the examination of water and wastewater. Ed. 18, American Public Health Association, Washington. Blum J. L. (1956): The ecology of river algae. – Bot. Rev., Lancaster, 22: 291–341. Bovee K. D. (1982): A guide to stream habitat analysis using the instream flow incremental methodology, Instream flow information paper 12, FWS/OBS-82/26, Co-operative Instream Flow Group, US Fish and Wilglife Service, Office of Biological Service. Douglas B. (1958): The ecology of the attached diatoms and other algae in a small stoney stream. – J. Ecol., 46: 295-322. Gardavský A. (1980): Československé druhy rodu Cladophora Kütz.. – 172 p., ms. [Diss., depon. in: Library Dept. Bot., Charles University Prague]. Gardavský A. (1987): Cladophora – vodohospodářsky nejvýznamnější rod zelených vláknitých řas. – Vodní hospodářství, Praha, 3: 74–78. Komárková J. (1989): Primární produkce řas ve sladkovodních ekosystémech. – In: Dykyjová et al.: Metody studia ekosystémů, p. 330–347, Academia, Praha. Koudelková B. (1999): Vliv špičkování vodní elektrárny na distribuci perifytonu v příčném profilu regulovaného toku. . – 120 p., ms. [Diss., depon. in: Library Dept. Zool. and Ecol., Masaryk University Brno]. Lowe R. L. (1979): Phytobenthic ecology and regulated streams. – In: Ward J. V. et Stanford J. A. [red.], The ecology of regulated streams, p. 25–34, Plenum Press, New York. Peňáz M. et al. (1968): Influence of the Vír River Valley Reservoir on the hydrobiological and ichthyological conditions in the River Svratka. – Přírod. Pr. Úst. Čs. Akad. Věd Brno, Acta Sci. Nat. Brno, Praha, 2(1): 1–60. Peterson Ch. G. (1996): Mechanisms of lotic microalgal colonization following spaceclearing disturbances acting at different spatial scales. – Oikos, Copenhagen, 77: 417–435. Stevenson R. J. (1990): Bentic algae community dynamics in a stream during and after a spate. – Journ. North Amer. Benthol. Soc., Lawrence, 9: 277–288. Valentin S. et al. (1995): Effects of hydropower peaking on epilithon and invertebrate community trophic structure. – In: Prach K. [red.], Regulated Rivers: Research and Management, 10: 105–119, J. Wiley & Sons, Chichester.

DYNAMIKA FYTOPLANKTONU V PODÉLNÉM PROFILU TOKU Phytoplankton dynamic in a longitudinal profile of a stream Blanka Desortová Výzkumný ústav vodohospodářský T.G.Masaryka, Podbabská 30, 160 62 Praha 6 Abstract: The phytoplankton biomass changes during the downstream transport were experimentally followed in the Czech stretch of the Elbe River. To express the rate of phytoplankton biomass changes, the specific growth rate values (µ/d) were estimated based on the chlorophyll-a data. The values of chlorophyll-a were obtained by successive sampling of the same water mass on its movement in the last 110 km reach of the river.

Úvod Výsledky studia struktury a funkčních vztahů společenstva planktonu tekoucích vod dokumentují významnou roli fytoplanktonu v říčním ekosystému, např. [1]. Vysoké koncentrace fytoplanktonu se vyskytují v řadě evropských řek, kde zejména ve středních a dolních úsecích dosahují hodnoty chlorofylu-a ve vegetačním období více než 100 µg/l [2,3]. V některých tocích v povodí Labe byly zjištěny koncentrace chlorofylu-a až 350 µg/l [4]. Vývoj biomasy fytoplanktonu v podélném profilu toku je obecně charakterizován postupným nárůstem hodnot ve směru po toku. Distribuci hodnot chlorofylu-a podél toku Labe, od pramene po ústí do moře, dokumentuje obr.1. Grafy znázorňují situaci v období jarního vývoje fytoplanktonu v r. 1994 a 1996. Zjištěné hodnoty koncentrace chlorofylu-a svědčí o silném nárůstu fytoplanktonu již v českém úseku toku, zejména v r.1994. Pokles koncentrace chlorofylu-a je zřejmý v zóně ovlivňované přílivem a odlivem (od ř. km 600). Významný rozdíl v úrovni koncentrace chlorofylu-a mezi uvedenými roky je důsledkem rozdílných průtokových poměrů. Při srovnatelném rozmezí koncentrace živin v toku došlo v jarním období r.1994 při podprůměrném stavu vody a nízkých průtocích k mohutnějšímu nárůstu biomasy fytoplanktonu než v r. 1996 za výrazně zvýšených průtoků. Zjištěný poměr hodnot průměrných denních průtoků v profilu Labe - Děčín ve dnech odběrů v r.1994 a 1996 byl 1:2,7. Z uvedených výsledků je zřejmé, že průtok, resp. rychlost pohybu vody v korytě toku, je faktorem, který významně ovlivňuje nárůst biomasy fytoplanktonu. Poznání dynamiky růstových procesů fytoplanktonu v tocích je z hlediska metodického přístupu komplikováno stálým pohybem vody ve směru proudu a variabilitou rychlosti tohoto pohybu. V příspěvku jsou uvedeny výsledky jednorázového sledování rychlosti změn biomasy fytoplanktonu během pohybu identické vodní masy ve 110 km dlouhém úseku Labe při znalosti dotokové doby za aktuálního průtoku. K uvedenému účelu bylo využito výsledků měření rychlosti pohybu stopovací látky v toku Labe mezi profilem Mělník a Hřensko, které zajišťovali pracovníci Povodí Labe,a.s. a Výzkumného ústavu vodohospodářského T.G.M. ve dnech 24.-28.4.1999 [5]. Cílem měření bylo získat další podklady pro předpověď rychlosti postupu havarijního znečištění v rámci tvorby „Poplachového modelu Labe“ a pro potřeby Mezinárodního varovného poplachového plánu.

Obr.1: Distribuce chlorofylu-a podél toku Labe ve dnech 11.-12.5.1994 a 22.-24.4.1996

Metodika Změny biomasy fytoplanktonu během transportu podél zvoleného úseku toku Labe (mezi ř. km 0,8-107,7) byly hodnoceny na základě koncentrace chlorofylu-a ve vzorcích vody odebraných v rozsahu 45 hodin po aplikaci stopovací látky (rhodamin) do toku. Vzorky byly odebírány postupně na 4 stanovištích kde probíhalo in situ měření koncentrace stopovače. Měřící profily a jejich vzdálenosti jsou uvedeny v tab.1. Odběry vzorků byly prováděny v době průchodu maximální koncentrace stopovací látky měřícím profilem a opakovaně v následujících 4 hodinách. Koncentrace chlorofylu-a byla stanovena spektrofotometrickou metodou podle ČSN ISO 10260 (75 7575), tj. extrakcí chlorofylu-a z fytoplanktonu zachyceného na filtrech ze skleněné vlákniny (Whatman GF/C) horkým etanolem a následným měřením absorbance vyčištěného extraktu před a po okyselení. Hodnoty koncentrace chlorofylu-a podél toku Labe a v přítocích, které ústí do monitorovaného úseku Labe, jsou pro období trvání pokusu znázorněny na obr.2. Co se týče druhového složení, byly dominantní složkou fytoplanktonu centrické rozsivky.

Na základě výsledků stanovení koncentrace chlorofylu-a a údajů o době dotoku vody mezi jednotlivými měřícím profily byly vypočteny specifické růstové rychlosti (µ) podle vztahu použitého např. v [6]: µ = ln (Ct : Co)/t Co = výchozí koncentrace chlorofylu-a, Ct = koncentrace chlorofylu-a za dobu dotoku (= t) Výsledky Zjištěné hodnoty specifických růstových rychlostí (µ/d), které vyjadřují dynamiku změn fytoplanktonu v daném úseku toku, jsou uvedeny v tab.1. Kladné hodnoty µ indikují rychlost zvýšení biomasy fytoplanktonu v monitorovaném úseku toku (I., III). Záporné hodnoty µ v úseku II. a IV. dokumentují naopak ztráty biomasy fytoplanktonu. Snížení biomasy fytoplanktonu zjištěné ve dvou úsecích toku bylo způsobeno přísunem vody z přítoků s nízkým obsahem chlorofylu-a. V úseku II (Roudnice Lovosice) se v místě měření u levého břehu Labe projevil ředící vliv řeky Ohře. Koncentrace chlorofylu-a (12,6 µg/l) v tomto přítoku byla v průběhu pokusu přibližně 6x nižší než ve vlastním toku Labe. Stejným způsobem se v závěrečném úseku IV., mezi měřícím stanovištěm Dobkovice a Hřensko, projevil vliv pravostranných přítoků Labe, tj. Ploučnice a Kamenice. Hodnoty chlorofylu-a v obou přítocích v době pokusu jsou uvedeny na obr.2. K výraznému ovlivnění došlo zejména v profilu Hřensko, kde bylo měření a odběry prováděny u pravého břehu Labe v bezprostřední blízkosti ústí Kamenice.

Obr.2: Koncentrace chlorofylu-a v podélném profilu českého Labe a vyznačení úseku toku, ve kterém probíhalo měření doby dotoku a stanovení rychlosti změn biomasy fytoplanktonu

Tab.1: Úseky toku Labe pro měření rychlosti změn biomasy fytoplanktonu (µ/d) úsek toku

délka úseku v km

µ/d

I.

Mělník

Roudnice

26,5

0,38

II.

Roudnice

Lovosice

21,8

- 0,32

III.

Lovosice

Dobkovice

39,7

0,33

Hřensko

18,9

- 0,86

IV. Dobkovice

Zjištěné kladné hodnoty specifických růstových rychlostí (tab.1), indikující rychlost zvýšení biomasy fytoplanktonu v monitorovaných úsecích I. a III. jsou srovnatelné s údaji pro řeku Wye [6], které byly vypočteny ze změn celkového počtu buněk řas. Shodují se i s hodnotami pro řeku Lot [7], které byly stanoveny na základě obsahu uhlíku v biomase fytoplanktonu. Hodnoty zjištěné pro fytoplankton Labe jsou nižší než údaje z řeky Rýn [8], které byly kalkulovány také z rozdílu koncentrací chlorofylu-a v určitém úseku toku za známou dobu dotoku vody.

Literatura [1] De Ruyter Van Steveninck, E.D., Van Zanten, B., Admiraal, W. (1990): Phases in the development of riverine plankton: examples from the rivers Rhine and Meuse. - Hydrobiol.Bull. 24(1): 47-55. [2] Lair, N., Sargos, D. (1993): A 10 year study at four sites of the middle course of the River Loire. I - Pattern of change in hydrological, physical and chemical variables in relation to algal biomass. - Hydroécol.Appl. 5 (1): 1-27 [3] Descy, J.-P., Servais, P.,Smitz, J.S. et al. (1987): Phytoplankton biomass and production in the river Meuse (Belgium). - Wat.Res. 21 (12): 1557-1566. [4] Desortová, B., Prange, A. (1996): Detailed chlorophyll-a sampling along the streams - a valuable procedure for the assessment of running waters. - In: Proc.Monit. Tailor-made II., Nunspeet, The Netherlands: 463-465. [5] Dostál, K., Koza, V., Rederer, L. (1999): Zpráva o 2.testovacím pokusu na Labi: Mělník - Hřensko. - Povodí Labe, a.s., Hradec Králové, 12p. [6] Jones, F.H. (1984): The dynamics of suspended algal populations in the lower Wye catchment. - Wat.Res. 18 (1): 25-35. [7] Capblancq, J., Décamps, H. (1978): Dynamics of the phytoplankton in the River Lot. - Verh.Intenat.Verein.Limnol. 20: 1479-1484. [8] De Ruyter Van Steveninck, E.D., Admiraal, W., Breebaart, L. et al. (1992): Plankton in the River Rhine: structural and functional changes observed during downstream transport. - J.Plankt.Res. 14 (10): 1351 - 1368

ROZVOJ FYTOPLANKTONU NA VYBRANÝCH NÁDRŽÍCH POVODÍ MORAVY V PRŮBĚHU VEGETAČNÍ SEZÓNY 1999 Development of the fytoplankton on the chosen reservoirs of the Morava river basin during the vegetation season 1999 Rodan Geriš, Stanislav Větříček Povodí Moravy ŘAS., Dřevařská 11,601 75 Brno V roce 1999 bylo v průběhu vegetační sezóny (duben – říjen) sledováno podrobněji 6 vodárenských nádrží Povodí Moravy. Na nádržích Vír, Mostiště a Nová Říše byly sledovány 3 vertikály, u Slušovic, Opatovic a Znojma jedna – na nejhlubším místě naproti hráze. Kvantitativní a kvalitativní složení fytoplanktonu spolu s chemickými rozbory (dusičňany, dusitany, amoniak, celkový fosfor, železo, mangan) jsme prováděli ve všech profilech sledovaných vertikál, pro 4 – metrovou směsnou vrstvu epilimnia byla stanovována koncentrace chlorofylu a spolu s ostatními parametry. Ve všech vertikálách byly také proměřeny po 1 – 5 ti metrech pH, vodivost, teplota a koncentrace rozpuštěného kyslíku. -

-

-

Nejsilnější projevy eutrofizace jsme zaznamenali u nádrží Vír, Mostiště a Znojmo, kde koncentrace chlorofylu a ve směsné vrstvě epilimnia překračovala v letním období hodnotu 40µg/l, na nádrži Mostiště na vertikále v ústí byla dokonce jednou překročena hodnota 100µg/l. Na Víru a Mostišti se v létě vyvinul silný „vodní květ“ tvořený převážně sinicí Microcystis aeruginosa, na nádrži Znojmo převažovaly zelené řasy, hlavně bičíkovec Phacotus lenticularis a kokální řasy rodu Coelastrum. Na nepříznivé situaci se mohly podílet povodně v roce 1997 přísunem živin z plošně velkých a člověkem silně využívaných povodí. Nádrže Slušovice a Opatovice se koncentrací chlorofylu a i složením a množstvím fytoplanktonu blížily oligotrofii. U těchto přehrad s plošně malým a silně zalesněným povodím mohly povodně promýváním spodních vrstev hypolimnia působit naopak příznivě. Nádrž Nová Říše byla v průběhu vegetační sezóny ovlivněna umělým prokysličováním hypolimnia. Přes bohatý výskyt různých druhů sinic nedošlo k jejich intenzivnímu pomnožení a k vytvoření pravého „vodního květu“. Nádrž je možno označit jako mezotrofní. Je těžké odlišit vliv okysličování od vlivu zlepšování hydrologických podmínek(vyšší srážky oproti počátku devadesátých let), které začalo zhruba 2 – 3 roky před uvedením okysličovací aparatury do provozu v roce 1998.

SEZNAM LITERATURY Eiseltová M. et kol. (1996). Obnova jezerních ekosystémů. Institute of Botany Třeboň. Hindák F. (ed.) (1978). Sladkovodné riasy . SPN, Bratislava Hindák F., Komárek J., Marvan P. a Růžička J. (1975) . Klúč na určovanie výtrusných

rastlín. I. diel - Riasy. SPN Bratislava. Maršálek B., Keršner V.,Marvan P., (1996) Vodní květy sinic. Nadatio flos aquae Brno. Pitter P. (1981). Hydrochemie. SNTL, Praha. Sládeček V. a kol. (1981). Biologický rozbor povrchové vody - komentář k ČSN 830532 - části 6: Stanovení saprobního indexu. Vyd. ústav pro normalizaci a měření. Sládečková A. (1992). Biologický průzkum vodárenské nádrže a úpravny vody Nová Říše (stručná zpráva). Straškraba M. et. kol. (1992). Metodika sledování a hodnocení vodárenských nádrží. Hydrobiologický ústav ČSAV České Budějovice. Štěpánek et kol. (1979) Hygienický význam životních dějů ve vodách Avicenum zdravotnické nakladatelství Praha Zelinka M., Kubíček F. (1985). Základy aplikované hydrobiologie. SPN, Praha.

VLIV INTENZITY OSVĚTLENÍ NA DRUHOVÉ SLOŽENÍ „VODNÍCH KVĚTŮ“ SINIC Influence of light intenzity on species composition of blue-green algae „water bloom“ Petr Hašler, Aloisie Poulíčková, Šárka Vařeková Katedra botaniky PřF UP, Šlechtitelů 11, 783 71 Olomouc Abstract: During the student expedition „Water bloom 1999“, samples of water bloom with dominant blue-green algae Aphanizomenon flos-aquae and Microcystis aeruginosa were taken from two Moravian reservoirs (Fryštácká and Letovice reservoirs). These blue-green algae which form macroscopic colonies were mixed with a culture of unifilamentous blue-green alga Planktothrix agardhii, and cultivated experimentally in light gradient. The aim of the experiments was to prove a theory (PECHAR 1995, SCHEFFER 1997) that in shallow hypertrophic reservoirs unifilamentous bluegreen algae exclude, thanks to their higher competitiveness in limited light conditions, the species forming large colonies.

Úvod Letní dominance sinic v podobě „vodních květů“ na našich eutrofních až hypertrofních rybnících a údolních nádržích je jev, který není možno přehlédnout. Předpokládá se, že načasování výskytu vodních květů sinic může být výsledkem celé řady faktorů. Sinice vyžadují vyšší teploty, jsou schopné růstu v podmínkách vyššího pH, snášejí nízký poměr N:P i vyšší dávky osvětlení (Poulíčková, Kršková in press.). Druhové složení vodních květů sinic se však v dlouhodobém měřítku pozvolna mění. Zejména v mělkých, hypertrofních rybnících, kde před třiceti lety dominovaly druhy sinic, tvořící makroskopické kolonie ( Aphanizomenon flos-aquae, později Microcystis aeruginosa) se stále častěji setkáváme s dominancí jednovláknových zástupců planktonních sinic (Planktothrix, Limnothrix). V literatuře je tento jev vysvětlován limitací světlem (Pechar 1995, Scheffer 1997). Předpokládá se, že jednovláknové sinice jsou v podmínkách většího zastínění hypertrofních vod zvýhodněny. Metodika Planktonní sinice byly studovány v laboratorních podmínkách stacionární kultivace v gradientu světla a živin. V první fázi byly sledovány růstové parametry a morfologická variabilita čisté kultury Planktothrix agardhii (GOM) ANAG. et KOM. kmen MEFFERT 1962/12 v různé intenzitě osvětlení (Vařeková 2000) a v různém poměru N:P (Hašler in prep.). Pro ověření světelných nároků koloniálních typů Aphanizomenon flosaquae a Microcystis aeruginosa byl vybrán přírodní materiál, získaný během srpnové studentské expedice "Vodní květy 1999". Důvodem použití přírodního materiálu byla nedostupnost vhodné čisté kultury těchto sinic. Pro pokus jsme potřebovali sinice rostoucí v koloniích, zatímco čisté kmeny ve sbírkách jsou rozpadlé na jednotlivé buňky. V prvním pokusu byla ve světelném gradientu kultivována směs Microcystis aeruginosa, Aphanizomenon flos-aquae a rozsivky Aulacoseira granulata získaná z Fryštácké údolní nádrže. Ve druhém pokusu byla k vodnímu květu Microcystis aeruginosa z nádrže Letovice přidána čistá kultura Planktothrix agardhii a společně kultivována v gradientu světla.

Výsledky Experimentálně bylo ověřeno, že Planktothrix agardhii je stínomilná sinice (graf č. l) a vyhovují ji nižší poměry N:P (graf č. 2). V experimentu s materiálem z Fryštácké údolní nádrže (graf č. 3) ve variantách nejvíce zastíněných převažovala rozsivka Aulacoseira granulata, ve variantách s nejvyšším osvětlením soupeřily Aphanizomenon a Microcystis. V experimentu s materiálem z ÚN Letovice Planktothrix jednoznačně zvítězila v zastíněných kombinacích, Microcystis se uplatnila jen v nejvyšším osvětlením, ale v průběhu pokusu se od 15. dne kultivace začínala rozpadat na menší kolonie a posléze na jednotlivé buňky. Graf č.1: Vztah výsledné biomasy Planktothrix agardhii k intenzitě osvětlení kultury

1,2

Biomasa

( mm3.ml-1 )

1

0,8

0,6

0,4

0,2

0 0

5

10

15

20

25

30

Světelná intenzita ( µmol.m .s ) -2

-1

Graf č.2: Vztah výsledné biomasy Planktothrix agardhii k poměru N/P v kultivačním médiu

0,25

Biomasa

( mm3.ml-1 )

0,2

0,15

0,1

0,05

0 0

50

100

150 Poměr N/P

200

250

300

Graf č.3: Konkurenční pokus Aulacoseira granulata X Aphanizomenon flos-aquae X Microcystis aeruginosa

Jednotlivé diagramy představují % zastoupení přítomných druhů ( Au = Aulacoseira, Mi = Microcystis, Ap = Aphanizomenon ) na počátku pokusu ( startu ) a po 19 dnech kultivace v různých intenzitách osvětlení A = 6,74, B = 10,91, C = 15,34, D = 19,99, E = 25,58 µmol.m .s . -2

Start pokusu Au 16%

-1

19 den pokusu A

Mi 1%

Mi/A 21%

Au/A 52% Ap/A 27%

Ap 83%

19 den pokusu B

Mi/B 26%

19 den pokusu C

Mi/C 29%

Au/C 32%

Au/B 50%

Ap/B 24%

Ap/C 39%

19 den pokusu D

19 den pokusu E

Au/D 8%

Au/E 3%

Ap/D 19% Ap/E 44% Mi/D 73%

Mi/E 53%

Graf č.4: Konkurenční pokus Planktothrix agardhii X Microcystis aeruginsa Jednotlivé diagramy představují % zastoupení přítomných druhů ( P = Planktothrix, Mi = Microcystis ) na počátku pokusu ( start ) a po 25 dnech kultivace v různých intenzitách osvětlení A = 6,74, B = 10,91, C = 15,34, D = 19,99, E = 25,58 µmol.m .s . -2

Start pokusu

-1

25 den pokusu A

P 1% Mi/A 38% P/A 62% Mi 99%

25 den pokusu B

25 den pokusu C

Mi/B 28% Mi/C 37% P/C 63% P/B 72%

25 den pokusu D

25 den pokusu E P/E 12%

P/D 25%

Mi/D 75%

Mi/E 88%

Závěr Na základě získaných výsledků se domníváme, že hypotéza vyšší konkurenceschopnosti jednovláknové sinice Planktothrix agardhii v nižším osvětlení

je oprávněná. Experimentálně byla prokázána schopnost P. agardhii růst v podmínkách zastínění a nízkého poměru N:P. Poděkování Na tomto místě bychom rádi poděkovali Prof. RNDr. J. Komárkovi, DrSc. za cenné rady a připomínky při práci se sinicemi a J. Poulíčkovi za technickou pomoc během studentské expedice. Použitá literatura Hašler,P. (2001.): Vliv živin na růst planktonních sinic. - Ms (Diplomová práce PřF UP Olomouc), in prep. Hašler,P., Vařeková,Š., Poulíčková,A.(1999): Vliv světla a živin na růst planktonních sinic. - In: Poulíčková,A., Kočárková,A. (eds.): Sborník "Řasy a prostředí", Rožmberk n. Vltavou 1999, 47-49. Pechar,L. (1995): Long-term changes in fish pond management as „an unplanned ecosystem experiment“: importance of zooplankton structure, nutrient and light for species composition of cyanobacterial blooms. - Wa.Sci. Tech. Vol. 32(4): 187-196. Poulíčková,A., Kršková,M.(in press): Some ecological aspects of centric diatom seasonal maxima in shallow water body. – Algological Studies, in press. Scheffer,M., Rinaldi,S., Gragnani,A., Mur,L.R., van Nes,E.H. (1997): On the dominance of filamentous cyanobacteria in shallow turbid lakes. – Ecology 78(1): 272-282. Vařeková,Š. (2000): Vliv světla na růst planktonních sinic. - Ms (Diplomová práce PřF UP Olomouc),68 s.

VODNÍ KVĚTY SINIC. K PROBLEMATICE KVANTITATIVNÍHO STANOVENÍ JEJICH ABUNDANCE A BIOMASY. Cyanobacterial water blooms. Problems associated with their abundance and biomass estimation. Jiří Heteša, Vladimír Hrdina, Vladimír Keršner, Blahoslav Maršálek, Petr Marvan Botanický ústav AV ČR, oddělení experimentální fykologie a ekotoxikologie, Květná 8, 603 65 Brno Limni s.r.o., Poštovská 8-D, P.O. BOX 195, 601 00 Brno Abstract: Cyanobacteria may participate with 90 or even more percentage of biomass of summer phytoplankton in eutrophic reservoirs. Cells of the majority of species contain gas vesicles, possess lower density than water, and therefore are not able to settle during centrifugation. The poster is intended to open discussions to all problems accompanying quantification of water bloom forming Cyanobacteria on a broad scale, from taking representative samples, counting the cells, colonies and filaments and converting the counts to volume biomass units, up to evaluation of data from the point of view of tne national and international water quality criteria.

Sinice se mohou podílet 90 i více procenty na biomase letního fytoplanktonu eutrofních nádrží. Valná většina jejich hromadně se vyskytujících druhů má v buňkách plynové měchýřky, je proto specificky lehčí než voda a pro jejich kvantitativní stanovení není uzanční centrifugační metoda použitelná: do centrifugátu se dostává pouze nepatrný podíl jejich populací. Na posteru připraveném pracovníky Botanického ústavu AV ČR, pracoviště Brno, a Limni s.r.o., Brno bude předložena k diskusi problematika provázející odběr reprezentativních vzorků sinicového vodního květu, kvantifikaci početní koncentrace jejich buněk, kolonií a vláken, převodu dat na objemovou biomasu a vyhodnocení výsledků z hlediska posouzení kvality a použitelnosti vody k rekreačním a jiným účelům podle stávajících našich a mezinárodních kriterií.

BENTICKÁ FLÓRA A FAUNA TOKŮ CHKO LABSKÉ PÍSKOVCE A JEJICH VÝPOVĚĎ O DETERIORIZACI JAKOSTI VODY Benthic flora and fauna of streams in Labské Pískovce Protected Landscape Area and their water quality indication value Jiří Heteša, Vladimír Hrdina, Petr Marvan, Ivo Sukop Limni s.r.o., Poštovská 8/D, P.O.BOX 195, 601 00 Brno Abstract: The originally oligosaprobic character of running waters passing through deep canyons in the Labské Pískovce sandstone region (North Bohemia) turns up into betamesosaprobic bellow the towns Chříbská and Česká Kamenice. Both of them represent the main local sources of pollution. Whereas analyses of macrozoobenthos indicate a rapid downstream water quality recuperation, the species composition of benthic algal assemblages bears traces of a more persistent deterioration, evidently caused by effects of secondary eutrophication effects. Comparison of both principal bioindication approaches (invertebrates vs. algae; see tab 1) confirms former experience from other running waters affected by organic pollution. Possibilities of using algae (especially diatoms) for a separate evaluation of primary and secondary effects of pollution, as proposed in some newly developed bioindication systems, are discussed.

Tato studie vznikla na základě požadavku Správy CHKO Labské pískovce získat základní informace o druhové diverzitě mikroflóry řeky Kamenice a jejích dvou pravostranných přítoků, Velké Bělé a Chřibské Kamenice, a výsledky biologických rozborů k zhodnocení kvality vody. Pro toto druhé poslání se ukázalo jako žádoucí zajistit k odběrům fytobentosu alespoň jednorázový paralelní odběr vzorků makrozoobentosu, jehož druhové složení slibuje poskytnout přesnější podklady o organickém znečištění vody. V průběhu roku 1998 se uskutečnily 3 pracovní návštěvy, 23.-25. dubna, 23.-25. června a 7.-10. září. Na všech lokalitách se měřila teplota vody, koncentrace rozpuštěného kyslíku a specifická vodivost při dané teplotě vody přístrojem Multiline P4 (WTW). Vzorky fytobentosu se odebíraly nekvantitativně: standardně se vzorkovala povrchová vrstva sedimentu (na většině lokalit písčitého), odděleně pak seškrab z kamene (pomocí drsné stěrky) a podle okolností i makroskopicky patrný nárost vláknitých řas. Vzhledem k charakteru lokalit se neodebíraly vzorky biosestonu. Mikroskopická analýza vzorků se prováděla v den jejich odběru nebo nejpozději druhý den. Teprve po ní se vzorky fixovaly na koncentraci 2-3 % formalinu. Při rozborech se zaznamenávaly jednotlivé taxony spolu s vyznačením poměrného zastoupení stupni sedmičetné stupnice (srov. Sládečková et Marvan 1978) a s poznámkami o vitalitě (stav buněčného obsahu, pohyblivost apod.). K přesnějšímu určení rozsivek byly zhotoveny trvalé preparáty (oxidace peroxidem, zalití do Pleuraxu). Sběry jsou uloženy u autorů. Odběry zoobentosu (pouze nekvantitativní) se soustředily na kamenité úseky jednotlivých lokalit. Vzorky se na místě konservovaly formalinem na výslednou koncentraci 4 %. Výsledky rozborů fytobentosu i makrozoobentosu se odděleně vyhodnotily saprobiologicky podle platné ČSN, a to paralelně oběma postupy, které norma

připouští. Přitom k výpočtu podle postupu, označeného v ČSN jako metoda podle Pantleho a Bucka, se použila jednak čísla saprobní příslušnosti, jednak individuální saprobní indexy podle připojených tabulek (s drobnými úpravami a doplňky). Grafické odvození mediánu bylo nahrazeno aritmetickým výpočtem ze sumovaných hodnot saprobního spektra po arkussinové transformaci. Za veličinu h byly v případě vzorků fytobentosu dosazovány stupně odhadní stupnice (zvýšené o 1; místo + s 1), u vzorků zoobentosu počty jedinců. K výpočtům se použil nově vyvinutý software Biana. Na řešitelském pracovišti jsou k dispozici ještě další varianty indexu saprobity (podle postupů navržených v posledních letech zahraničními biology). Odvozené saprobní indexy jsou doplněny odhadem mezí 95%. intervalu spolehlivosti. Celková charakteristika řasové vegetace Všechny jmenované toky protékají z větší části hlubokými kaňony mezi strmými pískovcovými skalami, mají kamenité dno, často překryté písčitým sedimentem a místy porostlé vyšší vodní vegetací (Batrachium fluitans, Callitriche sp., Fontinalis antipyretica, Hygrohypnum sp.). Z větších obcí se v území nachází jen město Česká Kamenice a Chřibská, z nich prvá má kanalizační čistírnu. Význačnou charakteristikou vody je nízká celková koncentrace elektrolytů, a tedy nízká specifická vodivost (naměřené rozpětí 84 - 368 µS.cm-1, hodnoty nad 230 však jen v úseku toku Chřibské Kamenice pod Chřibskou). Z vláknitek jsou zastoupeny hlavně Vaucheria a Microspora (zejm. M. amoena), tedy zástupci kyselejších vod, méně Tribonema a Oedogonium. Výskyt alkalibiontní Cladophora glomerata je omezen pouze na úsek Chřibské Kamenice v Pavlinině údolí (spadá do úseku se zvýšenou specifickou vodivostí). Lokálně se vyskytují ruduchy (většinou chantransiová stádia, místy Batrachospermum). Z vzácnějších taxonů rozsivek je možno připomenout Achnanthes rossii, Eunotia fallax, Fragilaria nitzschioides, Frustulia rhomboides var. amphipleuroides, Cymbella cuspidata, Navicula clementis, N. soehrensis, N. tenelloides, Pinnularia polyonca, Surirella roba. K nim přistupuje řada dalších ± acidofilních rozsivek s širokým rozšířením v horských oblastech, jako např. Anomoeoneis serians v. brachysira, Cymbella gracilis, Eunotia glacialis, Fragilaria virescens, Frustulia rhomboides var. rhomboides, které v tomto území nacházejí podmínky k životu i přes nízkou nadmořskou výšku. Nečekaný je výskyt (opakovaně zjišťovaný) dvojice halofytů, Navicula integra a N. protracta, a to i na lokalitách, kde by sotva bylo možno připsat jejich výskyt antropickému ovlivnění jakosti vody. S výjimkou několika běžných druhů r. Closterium (C. acerosum, C. limneticum, C. ehrenbergii) je rozšíření krásivek (Actinotaenium cucurbita, Euastrum ansatum, E. bidentatum, E. gayanum aj., zejména bohaté spektrum acidofilních druhů r. Closterium) omezeno prakticky jen na nejvyšší úseky toků, v nichž není jakost vody ovlivněna obcemi. Celková charakteristika zoobentosu Vzorky makrozoobentosu byly odebírány na 14 lokalitách od horní části toku až po ústí Kamenice do Labe. Ježto odběry byly prováděny pouze jednorázově (počátkem září), nelze předpokládat, že druhové složení zoobentosu je úplné. Dosavadní výsledky je proto považovat pouze za předběžné. Celkem bylo zjištěno 60 taxonů

bezobratlých živočichů (Tricladia 1, Oligochaeta 1, Hirudinea 3, Gastropoda 2, Isopoda 1, Amphipoda 1, Ephemeroptera 12, Plecoptera 5, Trichoptera 17, Megaloptera 1, Coleoptera 2, Diptera 14). Naše studie nebyla zaměřena na ryby, přesto na několika lokalitách byl zjištěn výskyt vranky (Cottus gobio), rovněž byl pozorován výskyt některých ptáků vázaných na vodní biotopy, např. skorce vodního (Cinclus cinclus) a ledňáčka říčního (Alcedo atthis). Přestože říčka Kamenice svojí nadmořskou výškou neodpovídá horským tokům, žije zde řada druhů zoobentosu, které jsou typické pro horní úseky toků, např. Planaria gonocephala, Baetis lutheri, Rhitrogena semicolorata, Ephemerella krieghoffi, Epeorus assimilis, Rhyacophila dorsalis, Philopotamus ludificatus, Odontocerum albicorne, Ecclipsopteryx dalecarlica, Oreodytes rivalis. Vzhledem k tomu, že v současné době se začíná uskutečňovat program návratu lososa zpět do českých toků (včetně říčky Kamenice), mohou tyto předběžné výsledky sloužit jako vstupní údaje, týkající se oživení sledovaného toku. Vyhodnocení saprobity obsahuje Tab. 1. Výsledky obou oddělených stanovení (na základě rostlinné složky a zoobentosu) jsou celkově v dobré shodě. Tab. 1: Indexy saprobity Lokalita

Datum

Medián Prům.I

Pod pramenem

6.98 Fyto 9.98 Fyto Zoo

1,01 0,86 -

1,00 0,91 -

Pod Pustým zámkem

6.98 Fyto 9.98 Fyto Zoo

1,16 1,28 1,22

Pod ČOV Č.Kamenice

6.98 Fyto 9.98 Fyto Zoo

Nad Chřib. Kamenicí

Prům.II

Interval

n

1,07 0,96 -

0,74-1,26 0,50-1,13 -

30 28

1,13 1,30 1,28

1,22 1,34 1,27

0,90-1,37 1,03 1,57 0,91-1,66

40 52 11

2,31 1,79 1,76

2,22 1,77 1,97

2,23 1,75 1,75

1,87-2,57 1,50-2,05 1,58-2,36

38 39 9

6.98 Fyto 9.98 Fyto Zoo

1,59 2,00 1,39

1,64 1,96 1,42

1,59 1,95 1,39

1,39-1,89 1,60-2,31 1,10-1,74

46 34 15

Nad V.Bělou

6.98 Fyto 9.98 Fyto Zoo

1,65 1,70 1,68

1,66 1,68 1,60

1,64 1,71 1,63

1,45-1,88 1,40-1,97 1,29-1,91

55 43 11

Pod V.Bělou (Dolský ml.)

4.98 Fyto 6.98 Fyto 9.98 Fyto Zoo

1,48 1,44 1,57 1,53

1,54 1,48 1,51 1,49

1,54 1,48 1,62 1,47

1,33-1,74 1,25-1,71 1,21-1,82 1,17-1,82

62 52 29 15

Nad Hřenskem

6.98 Fyto 9.98 Fyto Zoo

1,61 1,45 1,11

1,58 1,47 1,19

1,61 1,49 1,15

1,33-1,84 1,11-1,82 0,98-1,40

46 31 18

Pod Hřenskem (ústí do Labe)

6.98 Fyto 9.98 Fyto Zoo

1,61 1,70 1,77

1,59 1,66 1,76

1,61 1,69 1,75

1,36-1,83 1,37-1,95 1,45-2,07

52 37 15

Kamenice:

Velká Bělá: Pod Jetřichovicemi

6.98 Fyto 9.98 Fyto Zoo

1,24 1,53 1,22

1,24 1,51 1,17

1,33 1,52 1,22

0,83-1,63 1,20-1,83 0,36-1,99

23 36 5

Nad Kamenicí

6.98 Fyto 9.98 Fyto Zoo

1,07 1,05 1,04

1,06 1,01 1,27

1,14 1,11 1,09

0,82-1,31 0,74-1,28 0,64-1,90

44 27 3

Chřibská Kamenice: Pod pramenem

6.98 Fyto 9.98 Fyto Zoo

1,23 1,15 -

1,19 1,14 -

1,27 1,20 -

1,00-1,38 0,92-1,37 -

54 36 -

Pod Chřibskou

6.98 Fyto 9.98 Fyto Zoo

1,69 1,57 1,81

1,73 1,52 1,76

1,73 1,60 1,75

1,44-2,03 1,30-1,93 1,45-2,07

38 36 16

Pod Pavlininým údolím

4.98 Fyto 6.98 Fyto 9.98 Fyto Zoo

1,89 1,92 1,59 1,57

2,03 1,95 1,61 1,45

1,88 1,87 1,60 1,54

1,67-2,40 1,65-2,25 1,30-1,93 1,07-1,82

35 29 36 13

Nad Kamenicí

6.98 Fyto 9.98 Fyto Zoo

1,66 1,65 1,35

1,72 1,66 1,30

1,70 1,66 1,32

1,39-2,05 1,40-1,93 0,98-1,62

26 43 9

Větší rozchod je podle očekávání v úsecích pro-bíhajícího samočištění pod silnějšími zdroji znečištění (Chřibské, Česká Kamenice): na relativně vyšších indexech odvozených z druhového zastoupení řasových indikátorů se odráží trvalejší ovlivnění kvality vody v důsledku eutrofizace. Naproti tomu obraz vyplývající z analýzy druhé skladby zoobentosu lépe charakterizuje ekologickou situaci vyvolanou primárními vlivy organického znečištění. Výsledky porovnání jsou v dobrém souladu s poznatky z jiných našich toků (srov. Marvan, Rothschein, Zelinka 1986) a potvrzují tak význam paralelního hodnocení jakosti vody podle obou základních komponent biocenózy. V posledních letech lze pozorovat v celosvětovém měřítku vzrůst zájmu o postižení důsledků zhoršování kvality vody podle změn v druhové diverzitě. Mnohé z navržených í postupů omezují výběr organismů jen na určitou skupinu organismů (např. jen na rozsivky: srov. Prygyiel et al. 1999.) Současně se jeví snaha zavádět do seznamů indikátorů oddělené charakteristiky vztahů k saprobitě a k trofii. Značný ohlas v tomto směru našla práce Van Dama et al. (1994), přiřazující takové oddělené bodové charakteristiky k uvedeným faktorům (a vedle nich i k několika dalším, mj. k pH a salinitě), více než 900 taxonům rozsivek. Problémy takového hodnocení vyplývají z následující tabulky, v níž jsou tyto vztahy vzájemně porovnávány pomocí korelačního koeficientu:

pH Salinita Zdroje N Kyslík Saprobita Trofie

Salinita

Zdroje N

Kyslík

Saprobita

Trofie

.58491**

.36072* .49412**

.36445* .49954** .76410***

.38794* .54145** .81733**** .78548****

.66825*** .71644*** .67884*** .67409*** .72251***

Neoznač. < 0,00005 * < 0,00001 ** < 0,000005 *** < 0,000001 **** < 0,0000005

Voda -.30883* -.17489 -.14113 -.22042 -.15497 -.34961*

Korelační koeficient mezi stupni přiřazenými jednotlivým taxonům podle nároků na trofii a saprobitu je vysoký a svědčí o úzkém propojení obou vlivů i v reálných ekologických situacích. (Pro upřesnění připomínáme, že vztahy k saprobitě jsou v citované práci posuzovány nikoli podle předpokládaného optima rozvoje, ale podle tolerance k znečištění, tedy horní meze ekologické valence.) Pokusili jsme se hledat druhy s výrazně odlišnými číselnými charakteristikami k oběma faktorům, jimž by bylo možno připsat význam význačných diferenciálních druhů. Nejvýraznější rozdíly jsou uváděny (kromě několika dalších u nás vzácných druhů) pro Acanthoceras zachariasii, Achnanthes bioretii, Anomoeoneis vitraea, Amphipleura pellucida Z poznatků o rozšíření těchto rozsivek v ČR však toto jejich výjimečné postavení nevyplývá. Mimochodem, za připomenutí (a zamyšlení) stojí i vysoká hodnota korelačního koeficientu pro některé další dvojice faktorů, např. trofie a salinity. Zda je rozumné a účelné oddělené hodnocení saprobity a trofie pomocí stejného souboru indikátorů, avšak s různou kalibrací vztahů k oběma faktorům, ukáže až další praxe. Pokládáme však za rozumné nevzdávat se informací, které nám o stavu vodního prostředí nabízí rozbor druhové diverzity jeho fototrofní složky, i když nevypovídá jen o primárních důsledcích organického znečištění. Déletrvající důsledky zatížení vody znečištěním jsou stejně důležitým (ne-li ještě důležitějším) aspektem antropického impaktu na kvalitu vody. Literatura: ČSN 75 7716 Česká technická norma Jakost vod. - Biologický rozbor Stanovení saprobního indexu. Čes. normalizační institut 1998, 174 pp. - Marvan, P., Rothschein, J. & Zelinka, M. (1980): Der diagnostische Wert saprobiologischer Methoden. Limnologica, Berlin, 12: 209 - 312. - Prygiel, J., Whitton, B. A. & Bukowska, J. (eds.) (1999): Use of Algae for Monitoring Rivers III. Agence de l¨Eau Artois-Picardie ISBN 2-9502083-5-5. - Sládečková, A., Marvan, P. (1978): Fytobentos. In: Hindák, F. et al.: Sladkovodné riasy. Slov. pedagog. naklad., Bratislava, p. 62-104. - Van Dam, H., Mertens, A. & Sinkeldam, J. (1994): A coded checklist and ecological values od freshwater diatoms from the Netherlands. Netherlands Journ. Aquat. Ecol. 28 (1): 117-133.

SEZÓNNA DYNAMIKA SINÍC A RIAS RAMENA MALÉHO DUNAJA V BRATISLAVE-VRAKUNI Seasonal dynamics of cyanophytes/cyanobacteria and algae of an isolated branch of the Malý Dunaj river in Bratislava-Vrakuňa Jarmila Holková, Ľubomír Kováčik, *Elena Štefková, *Marta Illyová Katedra botaniky, Prírodovedecká fakulta UK, Révová 39, 811 02 Bratislava *Oddelenie hydrobiológie, Ústav zoológie SAV, Dúbravská cesta 9, 842 06, Bratislava Abstract: Cyanophytes/cyanobacteria and algae of an isolated branch of the Malý Dunaj river, their species composition, abundance, chlorophyll-a contens, seasonal dynamics and relationship to zooplankton were studied over a period of one year (1999). A total of 98 genera, 211 species and 7 varieties of phytoplankton and additional 18 taxa of filamentous algae in littoral were identified. From these, 5 species have not been recorded from the territory of Slovakia before. Chlorophyll-a contens -3 varied between 3,96 and 33,7 mg.m . Water of the branch was classified as medium eutrophic, only slightly polluted by organic substances.

Mestská časť Bratislava-Vrakuňa prejavila záujem o revitalizáciu starého ramena, ktoré je zvyškom pôvodného meandra Malého Dunaja. Asociácia priemyslu a ochrany prírody v Bratislave (APOP) pripravuje pre toto územie revitalizačný projekt. Predkladané výsledky sú súčasťou ostatných biologických charakteristík danej lokality, ktoré majú poskytnúť podkladový materiál pre vypracovanie návrhu revitalizácie. Lokalita Študovaná lokalita sa nachádza v orografickom celku Podunajská nížina, a to vo východnej časti Bratislavy, na území vymedzenom katastrálnymi hranicami mestskej časti Vrakune. Ide o staré rameno ležiace na ľavobrežnej strane Malého Dunaja medzi areálom čistiarne odpadových vôd a letiskom M. R. Štefánika. Oddelené bolo umelým zásahom, zregulovaním rieky, a neskôr postupne zmenšované z dôvodu výstavby letiska a čistiarne odpadových vôd. Leží v nadmorskej výške 133 m n.m., jeho dĺžka je 195 m, šírka od 24 do 38 m a max. hĺbka 4 m. Podľa ŠPORKU (1998) zodpovedá typu paleopotamál (staré rameno). Je trvalo neprietočné, zásobované podzemnou vodou. Lokalita je v rámci územného systému ekologickej stability (ÚSES) súčasťou navrhovaného regionálneho biocentra, je zároveň genofondovou lokalitou flóry a fauny (KRÁLIK et al. 1994). Významný je nález truskavca obyčajného (Hippuris vulgaris) v ramene. Metodika Vzorky fytoplanktónu boli odoberané počas roka 1999 (plus odber 5.1.2000) v pravidelných mesačných intervaloch, a to: a) koncentrovaná vzorka s použitím planktónovej siete o priemere ôk 20 μm, b) nekoncentrovaná vzorka s použitím plastovej fľaše o objeme 1 liter so závažím. Kvalitatívne zloženie fytoplanktónu bolo určované pod mikroskopom typu Ergaval (Carl Zeiss Jena), pri zväčšení 640x a 1600x, po predchádzajúcom zahustení nekoncentrovanej vzorky centrifugáciou (5 min. pri 2000 ot./min.). Pre determináciu rozsievok boli zhotovené trvalé preparáty. Hodnoty abundancie boli získané počítaním živých organizmov v Bürkerovej

komôrke, pričom za jeden organizmus (ind.) boli považované jednotlivé bunky, bunky cenóbií a kolónií rias, kolónie siníc a vlákna do dĺžky 100 μm. Ako miera celkovej biomasy bolo použité spektrofotometrické stanovenie chlorofylu-a podľa metodiky MLVH SSR (DESORTOVÁ et al. 1977). Vzorky makroskopických nárastov vláknitých rias boli odoberané podľa potreby z rôznych častí litorálu ramena. Vzorky zooplanktónu boli odoberané v období od marca do októbra 1999 z toho istého odberového miesta a v približne rovnakom termíne ako vzorky fytoplanktónu. Kvantitatívne vzorky boli získané z pelagiálu pomocou Patalasovho odberača. Reprezentačná vzorka o objeme 20 litrov bola koncentrovaná pomocou fosfobronzového sita s otvormi 40 μm a konzervovaná formaldehydom. Abundancia (ind.l-1) zooplanktónu bola stanovená z každej vzorky zvlášť po doplnení na objem 50, 100, 150 alebo 200ml, spočítaním všetkých organizmov v 5 častiach vzorky (objemu 1 ml) v komôrkach Sedgwick-Rafter pod mikroskopom a prepočítaním na 1 liter. Biomasa (g.m-3) zooplanktónu bola vypočítaná vynásobením hodnôt abundancie zistených druhov a ich individuálnej hmotnosti daných jedincov s použitím priemerných hodnôt čerstvej váhy podľa údajov viacerých autorov MORDUCHAJ-BOLTOVSKOJ (1954), ULOMSKIJ (1951, 1961), NAUWERCK (1963), DUSSART (1966) a VRANOVSKÝ (nepubl.).

Výsledky Počas sledovaného obdobia bolo vo fytoplanktóne spolu zistených 98 rodov, 211 druhov a 7 variet siníc a rias. Druhovo najrozmanitejším bolo oddelenie Chromophyta (49,3 %), po ňom nasledovali oddelenia Chlorophyta (34,1 %), Cyanophyta (8,5 %) a Euglenophyta (8,1 %). Na úrovni radu najbohatšia bola skupina Naviculales (penátne rozsievky) so 76 druhmi a 4 varietami, druhá v poradí skupina Chlorococcales so 49 druhmi a 2 varietami. Naopak najchudobnejšie, jediným druhom zastúpené, boli rady Heterotrichales, Tetrasporales, Gonatozygales a Colaciales. Druhovo najpočetnejšími boli rody Scenedesmus (14), Navicula (13), Cymbella (8), Nitzschia (8), Fragilaria (7+4 variety), a Euglena (7). Na taxóny najbohatšie boli dva odbery s celkovým počtom zistených taxónov 119, a to aprílový (26.4.) a júnový (28.6.). Najnižší počet taxónov pripadol na 5. január 2000 (51). Hodnoty abundancie sa pohybovali v rozmedzí od 1025 ind./ml (5.1.2000) do 75 346 ind./ml. (2.8.1999). Časový priebeh abundancie vyjadruje obr. 1. Z hľadiska jednotlivých taxonomických skupín siníc a rias kvantitatívne dominovala skupina zelených rias (Chlorophyceae), ktorá dosahovala svoje maximum v teplých letných mesiacoch (jún – august). Vtedy tvorila až 76 – 87 % celkovej abundancie s početnosťou od 42 630 ind./ml. (jún) až do 65 219 ind./ml. (júl) a vytvárala zelený vegetačný zákal vody. Najviac zastúpené boli drobné druhy s veľkosťou buniek 4 – 9 µm: Nephrochlamys subsolitaria, Pseudodidymocystis planctonica, P. inconspicua, Crucigenia tetrapedia, Tetrastrum komarekii a Pseudokirchneriella contorta. Koncom zimy a začiatkom jari dominovali prevažne rozsievky (Bacillariophyceae), tvoriace do 68 % celkovej abundancie a žltohnedé riasy (Chrysophyceae) s maximálnym podielom 37 %. Výrazne dominantnými boli najmä rôzne druhy rodov Cyclotella a Fragilaria, zo žltohnedých rias Dinobryon divergens a D. sertularia. Kryptomonády (Cryptophyceae) boli taktiež pravidelne a hojne zastúpené v jarnom a jesennom období, pričom maximum rozvoja dosiahli v druhej polovici jari (apríl 61 %, máj 79 % celkovej abundancie). Najpočetnejším druhom bol spravidla Rhodomonas pusilla. Panciernatky (Dinophyceae) tvorili na jar a v jeseni do 10 % celkovej abundancie, no najväčšiu početnosť dosahovali v lete (jún – august), kedy však v rámci celkovej abundancie bol ich podiel minimálny. V júli a auguste sa vo vzorkách častejšie

vyskytovali červenoočká, najmä druhy Euglena viridis, Euglena proxima a iné, viazané na zvýšené organické znečistenie. Ostatné skupiny rias boli málo významné. Sinice aj počas letných mesiacov tvorili pomerne malú zložku fytoplanktónu, k tvorbe vodného kvetu siníc nedochádzalo. Biomasa fytoplanktónu, vyjadrená ako obsah chlorofylu-a, nadobúdala v priebehu sledovaného obdobia hodnoty od 3,96 do 33,7 mg.m -3 (obr. 2). Na základe priemernej letnej koncentrácie chlorofylu-a (apríl – september) možno vodu v ramene hodnotiť ako slabo eutrofnú (DESORTOVÁ et al. 1977). Celkove boli namerané hodnoty pomerne nízke. Z hľadiska saprobity možno hodnotiť vodu v ramene ako betamezosapróbnu s prvkami oligosaprobity. V júli a auguste sa vo vzorkách častejšie vyskytovali druhy viazané na zvýšené organické znečistenie. Neobvykle nízke hodnoty abundancie a biomasy fytoplanktónu začiatkom roka (apríl, máj) možno vysvetliť silným rozvojom zooplanktónu v tomto období. Dôležitou zložkou jeho potravy sú práve sinice a riasy. Maximum rozvoja dosiahol zooplanktón v apríli (abundancia 2524 ind./l, biomasa 152,78 g/m -3). Dominantnú skupinu zooplanktónu v oboch mesiacoch tvorili perloočky (najmä druhy Bosmina longirostris a Ceriodaphnia pulchella). V júni hodnoty oboch parametrov poklesli a k ďalšiemu výraznému rozvoju zooplanktónu až do októbra nedošlo (obr. 1,2). Obr. 1: Abundancia fytoplanktónu a zooplanktónu ramena Malého Dunaja v roku 1999. 30

fytoplanktón (103 ind./ml)

zooplanktón (ind./ml)

25

80

zooplanktón

70

fytoplanktón

60 50

20

40 15

30 20

10

10 5

0 I.

II.

III.

IV.

V.

VI. VII. mesiace

VIII.

IX.

X.

XI.

XII.

Obr. 2: Biomasa fytoplanktónu vyjadrená ako chlorofyl-a nekorigovaný a chlorofyl-a korigovaný na feopigmenty a biomasa zooplanktónu ramena Malého Dunaja v roku 1999.

160

fytoplanktón (mg.m-3)

zooplanktón (g/m-3)

140

Biomasa zooplanktónu

40 35

120

Chlorofyl-a

30

100

Chlorofyl-a korig.

25

80

20

60

15

40

10

20

5

0

0 I.

II.

III.

IV.

V.

VI. VII. mesiace

VIII.

IX.

X.

XI.

XII.

V litoráli ramena dominovali v chladných mesiacoch roka z vláknitých druhov najmä Tribonema vulgare, Spirogyra sp. steril, Zygnema sp. steril a Mougeotia sp. steril. Vo februári a marci sa na bahnitom dne vyvinula voľným okom viditeľná tmavozelená vrstva epipelických spoločenstiev bičíkovcov (Tetraselmis cordiformis – 90 %, Chlamydomonas sp. div., Scherffelia pelagica, Cryptomonas obovata, viaceré, ale ojedinelé druhy oddelenia Euglenophyta, napr. Euglena oxyuris, Euglena viridis, Phacus brachykentron, Trachelomonas hispida) a penátne rozsievky s dominantnými druhmi rodov Navicula a Nitzschia (najmä Nitzschia sigmoidea). Pozoruhodná bola jasnozelená výrazná škvrna na dne v severozápadnej časti ramena pretrvávajúca od februára až do konca apríla. Táto časť ramena je charakteristická nahromadením množstva rozkladajúceho sa rastlinného materiálu (hnijúce lístie zo stromov, konáre, spadnuté kmene stromov,...), čoho dôsledkom je nepríjemný zápach počas celého roka. Vo vzorke odobratej Corriho nasávačom dominovala Euglena viridis a ďalej sa vyskytovali druhy Tetraselmis cordiformis, vláknité sinice rodov Phormidium a Oscillatoria, bezfarebné vlákna baktérií (napríklad rod Beggiatoa) a iné. Od júna začali vznikať chumáče sifonokladálnych zelených rias (Cladophora glomerata, Cladophora fracta, Rhizoclonium hieroglyphicum) a sifonálnych žltozelených rias (Vaucheria sessilis). Rástli najmä medzi emerznými výhonkami truskavca obyčajného (Hippuris vulgaris), ktorého porasty sa rozšírili takmer do všetkých plytších častí ramena. Na týchto miestach boli riasové nárasty neobyčajne husté. Naopak v najsevernejšom výbežku ramena, ktorý takmer úplne zarástol močiarnymi druhmi rastlín (Phragmites australis, Typha latifolia, ...) nárasty siníc a rias boli v lete ojedinelé. V júni bolo možné pozorovať na hladine prvé Oscillatorietea uvoľnené z dna ramena, no maximum rozvoja dosiahli až v septembri, kedy vytvorili na hladine v JV časti ramena takmer súvislú vrstvu. Dominantnými druhmi tohto spoločenstva boli Oscillatoria limosa, Oscillatoria princeps, Phormidium tenue, Pseudanabaena catenata a Pseudanabaena limnetica. Záver Na základe štúdia siníc a rias možno vodu v lokalite hodnotiť ako slabo eutrofnú, len mierne až stredne znečistenú organickými látkami. K nadmernému rozvoju siníc a rias ani k tvorbe vodného kvetu počas sledovaného obdobia nedochádzalo, a to pravdepodobne i vďaka mohutnému rozvoju makrofytnej vodnej a mokraďovej vegetácie. Väčšina nájdených siníc a rias patrí k bežne sa vyskytujúcim druhom našich nížinných vôd. Okrem toho bol zaznamenaný výskyt 5 druhov, ktoré neboli doteraz uvádzané z územia Slovenska: Kephyrion sitta Pascher, K. skujae Ettl, Rhopalodia brebissonii Krammer, Gyrodinium pusillum (Schilling) Kof. et Swezy, Oedogonium bohemicum Hirn.

Literatúra k dispozícii u autorov.

DIVERSITA FYTOPLANKTONU V TŮNÍCH SUCHDOLSKÉHO LESA (CHKO POODŘÍ) Phytoplankton diversity of pools in the Suchdolský les forest (Poodří Protected Landscape Area) Alena Kočárková Centrální labotatoř, SmVaK-inženýring s.r.o., Varenská 51, 702 00 Ostrava Abstract: The algological research of 4 alluvial pools located in the Suchdolský les forest (Poodří Protected Landscape Area) was started in 1997 and continued in 2000. The phytoplankton reached unusually high diversity here (over 170 species) although the pools were situated in the forest. Theflagellates of groups Euglenophyta, Cryptophyta and Chlorophyta were dominant. Euglenophytapredominated in two pools (regularly desiccated) with altogether 39 species (Trachelomonasvolvocinopsis, T. hispida and Euglena spirogyra were dominant, primarily during the spring andautumn aspects). The highest diversity of phytoplankton was observed in the pool No. 1, which wasovershadowed at least and did not desiccated during the year. The least diversity was found in thepool No. 4 (cut-of meander type of pool, frequently growing over by Lemna sp.).

Úvod Území Chráněné krajinné oblasti Poodří je typické a ojedinělé zachovalým vodním režimem meandrující řeky Odry a systémem starých a mrtvých ramen a tůní, rybníků a lužních lesů. Na ploše 81,5 km2 se tady nachází přes 5 tisíc ha nivních mokřadů (asi 67 % plochy CHKO). V inundačním území řeky se nachází celé komplexy převážně periodických tůní a každoročně zaplavovaných ramen, které dosahují počtu stovek až tisíců. Nejlépe zachovalými biotopy jsou tůně v lužních lesech (např. v Suchdolském lese). Lokalita Suchdolský les je jednou z nejčastěji zaplavovaných území CHKO (dlouhodobý průměr je 3krát ročně). Často při povodních dochází k přímému kontaktu tůní s tokem Odry. V těchto tůních se vyskytuje také Siphonophanes grubii (Merta 2000), rozmnožují se zde mnozí obojživelníci (Triturus vulgaris, Rana dalmatina a pod.) a byly zde pozorovány i ryby. Materiál a metodika V roce 1997 a 2000 byly sledovány 4 tůně v lužním lese na lokalitě Suchdolský les (CHKO Poodří) (Staňková 1998, Kočárková & Staňková 2000). V tůních byl odebírán fytoplankton a v roce 2000 sledovány i vybrané fyzikálně-chemické parametry vody. Při determinaci byla největší pozornost věnována bičíkovcům, zejména ze skupin Euglenophyta, Cryptophyta a Chlorophyta. Dvě z tůní po dobu výzkumu nevysychaly (č. 1 a 4) a tůně č. 2 a 3 bývaly často v letním období vyschlé, pH vody v tůních se pohybovalo přibližně v rozmezí 5,8 až 7,5. Tůň č 1 je nejméně zastíněná ze sledovaných, často v jarních a letních měsících její hladinu pokrývá Lemna sp., vodivost se pohybovala kolem hodnoty 200 µS.cm -1. Tůň č. 2 a 3 jsou zastíněné, Lemna sp. vytváří souvislý porost pouze v tůni č. 3. Průměrná vodivost v obou tůních byla přes 200 µS.cm -1. Tůň č. 4 je podlouhlá (charakterem mrtvé rameno) často porostlá vodními rostlinami Lemna sp a Hottonia sp.

Kolísání hladiny během roku je značné a může přesahovat 150 cm. Výsledky Dominantními skupinami fytoplanktonu byly bičíkovci z oddělení Euglenophyta, Cryptophyta, Chlorophyta (především Chlamydophyceae), popř. také Chrysophyceae. Rozsivky se vyskytovaly s menší abundancí, nejméně byly zastoupeny ostatní skupiny řas: Zygnematophyceae, Xanthophyceae a Cyanophyceae. Průměrné zastoupení fytoplanktonu v roce 1997 a 2000 je zahrnuto v grafu č. 1.

Tůň č.1

Tůň č.3

12%

16% 25% 11% 9%

46%

4%

40% 23%

14%

Tůň č.2

Tůň č.4

15%

19%

19%

15% 52% 23%

23%

5% 13%

16%

Euglenophyta

Cryptophyta

Bacillariophyceae

Chlorophyta

1

Ostatní

Graf 1. Průměrné zastoupení základních skupin fytoplanktonu v jednotlivých tůních

Dominantní složkou byli vždy bičíkovci (hlavně Euglenophyta), kteří byli zastoupeni celkem 39 taxony s převažujícími rody Trachelomonas, Euglena a Phacus (obr.1, 2); často se vyskytoval masově Trachelomonas volvocinopsis SWIRENKO, T. hispida (PERTY)STEIN, z Cryptophyta Cryptomonas marssonii SKUJA, C. curvata EHRENB.. Mezi nejběžnější zástupce rodu Euglena patřily druhy E. spirogyra EHRENBERG a E. acus EHRENBERG. V pravidelně vysychajících tůních (č. 2 a 3) byly dominantní složkou fytoplanktonu vždy Euglenophyta, v tůních č. 1 a 4 (nevysychajících) se s větší abundancí vyskytovaly i rozsivky a bičíkatí i kokální zástupci odd. Chlorophyta.

Obr. 1. Dominantní taxony fytoplanktonu na jaře v roce 2000 (Trachelomonas volvocinopsis a Euglena spirogyra)

Závěr Fytoplankton tůní v Suchdolském lese je druhově velmi bohatý, dominantní složkou byly vždy bičíkaté řasy (zástupci Euglenophyta, Cryptophyta, Chlorophyta, popř. Chrysophyceae). Celkem bylo zjištěno v tůních přes 170 taxonů sinic a řas. Nejbohatší byla tůň č.1, která je nejméně zastíněná a naopak nejchudší fytoplankton měla tůň č. 4, která je zcela zastíněná a má charakter mrtvého ramene. Významnými druhy byli zástupci Euglenophyt (Trachelomonas volvocina, T. volvocinopsis, T. hispida, Euglena acus, E. spirogyra), kteří zejména v jarních a podzimních měsících ve fytoplanktonu dominovali. Literatura Merta L. (2000): Hydrobiologická charakteristika tůní CHKO Poodří v oblasti Suchdolu nad Odrou, pp. 22-23. - In: Řehák Z. & Bryja J. (eds.): Příroda Poodří 1. Celostátní přírodovědná konference s mezinárodní účastí, Sborník abstraktů, Masarykova univerzita, Brno, 57 pp. Staňková P. (1998): Řasová flóra vybraných tůní v CHKO Poodří. Diplomová práce, Katedra biologie a ekologie, Ostravská Univerzita, 62 pp. Kočárková A. & Staňková P. (2000): Tůně a jejich řasová flóra, pp.10-11 - In: Řehák Z. & Bryja J. (eds.): Příroda Poodří - 1. Celostátní přírodovědná konference s mezinárodní účastí, Sborník abstraktů, Masarykova univerzita, Brno, 57 pp.

PIKOPLANKTON, JEHO KOLONIÁLNÍ FORMACE A KONCENTRACE CELKOVÉHO CHLOROFYLU V NÁDRŽÍCH SLAPY A ŘÍMOV. Picoplankton, its colonial formations and chlorophyll concentration in the Slapy and Římov reservoirs Jaroslava Komárková Hydrobiologický ústav AV ČR a Katedra ekologie JU v Českých Budějovicích, Na sádkách 7, 370 05 České Budějovice Abstract: Autotrophic picoplankton in Slapy and Římov reservoirs in Czech Republic has been studied during one year (April 1998 – May 1999). It consisted from 98% of cyanobacterial cells (CAPP) the rest being eucaryotic picoplankton. CAPP contributed only very little to the total phytoplankton biomass. Seasonal peaks corresponded to those of total chlorophyll concentration. Unicellular forms appeared in spring while in summer they started grouping into smaller, lately large scums resembling loose or dense irregular colonies belonging rather to nanoplankton or net plankton. The unicellular and appurtenant colonial formations probably belonging to the same taxa are described and parallel names are listed. Identity of unicellular and colonial formations in eutrophic waters is highly probable.

Úvod Cyanobakteriálním autotrofním pikoplanktonem (CAPP) se rozumí nejmenší fotosyntetizující buňky buď kulovité (pak menší než 2 µm), nebo tyčinkovité (1-3 x 0,5-1), bez aerotopů (plynových měchýřků). Pikoplankton je velice důležitý v mořích a oceánech, kde v některých místech zajišťuje až 70 % primární produkce a je důležitým zdrojem kyslíku (Stockner et Antia 1991). Ve sladkovodním prostředí a zvláště v eutrofních vodách je jeho význam malý, slouží však jako zdroj potravy mikrozooplanktonu. Naopak se přemnožuje občas v hypertrofních vodách, kde může vytvořit i jednodruhové populace. V České republice studoval pikoplankton Šimek v Římovské nádrži (Šimek et al. 1995), a to jako zdroj potravy pro nálevníky. Závažný vývoj pikoplanktonu v údolní nádrži Janov byl zaznamenán a studován Ambrožovou (Ambrožová 1999). Celoroční sledování pikoplanktonu v hlubokých přehradách bylo započato v Hydrobiologickém ústavu r. 1998 a je průběžně prováděno až doposud. Uváděné výsledky jsou z prvého roku sledování. Práce je podporována GA AV ČR, z projektu č. A6017803. Metody Protože buňky pikoplanktonu nelze ve světelném mikroskopu odlišit od bakterií, využívá se epifluorescence chlorofylu při excitaci zeleným světlem (excitace při 510560 nm, epifluoresce >590 nm). Buňky se měří a počítají po filtraci na Nuclepore filtrech jako sytě červené obrazy. Pro kontrolu je výhodné použít i barvení pomocí DAPI a registrovat tak i baktérie. V buňkách CAPP lze registrovat rozložení jaderné hmoty (UV excitace při 330-385 nm, epifluorescence >420 nm). K zjištění velikostí buněk a výpočty jejich biomas byl používán epifluorescenční mikroskop Olympus BX60 v kombinaci s televizní kamerou a počítačem vybaveným programem Lucia pro analýzu obrazu. Údaje o koncentraci chlorofylu byly získány z Databanky HBÚ. CAPP byly rozděleny na jednobuněčné a dvojbuněčné útvary (dělící se buňky) a skupiny (více než 2-buněčné). Výsledky a diskuseCAPP je v obou nádržích přítomen po celý rok, i když někdy pouze v několika desítkách buněk v ml.

Chlorophyll a

30

30

Chlor. a, µg l

-1

40

20

20

10

10

0

0

1b

500

Sum 1+2

Abundance, cells.ml

-1

Sum 1+2 Groups

400 300 200 100

Groups

400 300 200 100

99-05-12

99-03-30

99-02-16

99-01-05

98-11-17

98-10-06

98-08-25

98-07-14

98-06-02

99-05-12

99-03-31

99-01-06

98-11-18

98-10-07

98-08-26

98-07-15

98-06-03

98-04-22

98-04-21

0

0

1c

CAPP

2b

CAPP

500 Abundance, 10 3 cells.ml -1

Chlorophyll a

2a

40

99-02-17

chlor. a, µg.l-1

1a

Cladocera 140

Proteins, mg.l -1

120 100 80 60 40 20 0

Obr. 1 a 2.- Roční průběh celkového počtu pikoplanktonu v nádržích Římov (1 a,b,c) a Slapy (2 a,b) a porovnání křivek s průběhem koncentrace chlorofylu. Pro nádrž Římov byla k disposici i křivka biomasy dafnií.

Znamená to, že v jarních měsících je rozvoj všech řas, včetně pikoplanktonu, omezen nízkou teplotou a nedostatkem světla vzhledem k roční době a nestabilní zonaci, v jarním vrcholu je řízen buď nastupující predací zooplanktonu nebo nedostatkem fosforu (Vyhnálek et al. 1991), později v létě nedostatkem fosforu v kombinaci s predací zooplanktonu, což platí pro obě studované nádrže (Komárková et Vyhnálek 1999). Na Slapské nádrži (obr. 1 a,b ) odpovídají jednotlivé vrcholy křivky ve všech případech. V Římově je téměř pravidlem, že se v průběhu zimy vyskytne podledové maximum fytoplanktonu (obr. 2 a). Na tomto maximu se pikoplankton nepodílí, zjištěným druhům sinic nevyhovuje nízká teplota vody. Podledové maximum je tvořeno vždy raně jarními druhy r. Chlamydomonas, Cryptomonas, Pascherina, Gymnodinium ap. Za přítomnosti zooplanktonu je určitá, někdy značná část fytoplanktonu redukována žrací činností zooplanktonu, hlavně dafnií. I když se zdá, že pikoplankton je pro dafnie příliš malý, odpovídá jeho vrchol v letním období 1998 poklesu populace dafnií (na Římově Daphnia galeata). Jde ovšem pouze o jediný prostudovaný rok, takže k ověření hypotézy je nutno najít další důkazy. V jarních měsících je CAPP pouze v jednobuněčných formách, na začátku dubna se začnou vyskytovat malé skupiny a letní vrchol je tvořen téměř výhradně nepravidelnými, zpočátku hustšími, později rozplývavými koloniemi. Na podzim, po promíchání nádrže, nacházíme opět jen jednobuněčné formy. Druhové složení CAPP nebylo možno s konečnou platností dosud rozhodnout. Jednotlivé morfologické formy jsou tedy popsány pouze předběžně: 4. Synechococcus cf. capitatus BAILEY-W ATTS ET KOMÁREK, krátká forma (délka 2,55 µm, s = 0,67, šířka 0,62 µm, s = 0,16, objem 0,77 µm3, s = 0,40). Buňky jsou jemné, tyčinkovité a na konci buněk mívají drobná zrnka (cyanofycin?). Druh se vyskytuje v jarních měsících ve Slapské nádrži pouze v jednobuněčné formě, nikdy netvořil kolonie. Jde, jak se zdá, o skutečného pikoplanktonta. Druh studovala Ambrožová na nádrži Janov, kde se vyskytoval v typické form ě. 5. Synechococcus sp., jiný, větší a širší typ (délka 2,68 µm, s = 0,72, šířka 1,1 µm, s = 0,31, objem 1,88 µm3, s = 1,16), byl přítomen v obou nádržích, v Římovské nádrži byl mnohem početnější a vytvořil první letní maximum pikoplanktonu. 6. Kulovité buňky malé, dělící se ve dvou rovinách, jako pikoplantonní by patřily do r. Synechocystis , (průměr 0,7 µm, s = 0,19, objem 0,18, µm3, s = 0,11). Typ se vyskytuje v obou přehradách. 7. Kulovité buňky větší, dělící se v jedné rovině na dvě stejné dceřinné buňky (průměr 1,85 µm, s = 0,22, objem 3,31µm3, s = 0,98). Odpovídal by rodu Cyanobium (typ se vyskytuje v obou přehradách, skupiny jsou malé, o malém počtu buněk, buňky často vytrvávají ve dvojicích. Vyšší počty byly nalezeny na jaře 1999. Tři druhy, vytvářející skupiny a kolonie později v letních měsících by však mohly být označeny i jinými jmény, pokud bychom na ně pohlíželi jako na druhy koloniální, přežívající nevhodné podmínky ve formě jednotlivých buněk, jak tomu je u jiných chrookokálních sinic v eutrofních vodách (Woronichinia, Snowella, Microcystis). Pak by se jednotlivé pikoplanktonní formy, jak byly shora popsány, mohly přiřadit k následujícím druhům, jimž odpovídají tvarem, rozměry buněk a způsobem rozmnožování:

2. skupina: Aphanothece bachmanii (KOM.-LEGN ET CRONBERG), Aphanothece nebulosa Skuja, Aphanothece minutissima (W.WEST) KOM.-LEGN. et CRONBERG. 3. skupina: Aphanocapsa delicatissima W. et G.S.W EST, Aphanocapsa holsatica (LEMMERMANN) CRONBERG et KOMÁREK nebo Aphanocapsa incerta (LEMMERMANN) CRONBERG et KOMÁREK. 4. skupina: Cyanodictyon imperfectum CRONBERG et W EIBULL. Pokud by se ověřilo, že koloniální způsob života je přirozeným stavem populace drobných sinic, bylo by pravděpodobně v eutrofních vodách velmi málo druhů, které by žily výhradně jako druhy jednobuněčné. Studium vlivu predace mikrozooplanktonu na vytváření kolonií u těchto druhů by přiblížilo vyřešení tohoto problému. Malé množství rozlišovacích znaků způsobuje, že jsme byli zatím schopni determinovat pouze rody (Komárek et al. 1999). O druzích nelze podle morfologických znaků definitivně rozhodnout. V současné době se snažíme druhy izolovat do klonových kultur a ve spolupráci s genetiky ověřit jejich příbuznost rozborem genomu. Literatura Ambrožová J. (1999): Vliv biologického oživení údolní nádrže Janov na technologii úpravy vody. – in: Poulíčková A. et Kočárková A. : Sborník Řasy a prostředí, Nakl. Jola v.o.s.: 82-86. Komárek J., Kopecký J. & Cepák V. (1999): Generic characters of the simplest cyanoprocaryotes Cyanobium, Cyanobacterium and Synechococcus. – Cryptogamie, Algol. 1999, 20 (3): 209 – 222. Komárková J. (in press): Picoplankton (APP) and its colonial formations in two eutrophic canyon reservoirs (Czech Republic). – Ergebnisse in Limnologie/ Arch. Hydrobiol. Komárková J. et Vyhnálek V. (1999): Long-term changes in Chlorophyll concentration and Phytoplankton structure in Two Canyon-Type Reservoirs. - Internat. Rev. Hydrobiol. 83: 421-430. Šimek K., Bobková J., Macek M., Nedoma J. et Psenner R. (1995): Ciliate grazing on picoplankton in a eutrophic reservoir during the summer phytoplankton maximum: a study at the species and community level. - Limnol.Oceanogr. 40: 1077-1090. Vyhnálek V., Komárková J., Seďa J., Brandl Z., Šimek K. et Johanisová N. (1991): Clear water phase in the Římov Reservoir (South Bohemia): Controlling factors. - Verh. Internat. Verein. Limnol. 24: 1335-1339.

HLEDÁNÍ ACHILLOVY PATY CYANOBAKTERIÍ Seeking for the Achilles heel of cyanobactera Blahoslav Maršálek Botanický ústav AVČR, Květná 8, 603 65 Brno Abstract: Factors determining cyanobacterial success in aquatic ecosystems will be discussed and explained in the light of a complex environmental facrors and consequences. Special attention will be given on the nine main single-factors theories from the literature, which may explain cyanobacterial success: (TN/TP hypothesis, low light hypothesis, high light/low pH hypothesis, the buoyanvy hypothesis, elevated water temperature hypothesis, zooplankton grazing hypothesis, the storage strategy hypothesis, the inorganic nitrogen hypothesis and trace element hypothesis). Application of these single-factors hypotheses in a restoration programs provide ussually no significant success. We believe, that the combination of these hypotheses can more realistically explain the complex environmental facrors and consequences determining cyanobacterial success in aquatic ecosystems.

Úvod Cyanobakterie (sinice, cyanoprokaryofyta) tvoří zejména v letních měsících dominantní složku fytoplanktonních společenstev v cca 70-80% nádrží v ČR. Obdobná situace je také v okolních zemích. Obecně lze konstatovat, že podíl cyanobakterií ve fytoplanktonu českých rekreačních, technologických, rybochovných ale i vodárenských za posledních 30 let stále přibývá. V zahraničí (a to nejen nejbližším – v Evropě, ale také v Kanadě, Jižní Americe, Asii a Austrálii) je situace obdobná. Snaha omezit masový rozvoj cyanobakterií vedla k různým typům zásahů – od jednorázových algicidních zásahů, po komplexně připravené (a mnohde i provedené) revitalizační projekty. Komplexně připravené revitalizační projekty jsou většinou finančně dosti náročné. Přesto, jak se ukázalo, přes vynaložené náklady a úsilí se podařilo masový rozvoj cyanobakterií omezit ne vždy a ne všude. Proto na našem pracovišti soustřeďujeme informace a dokumentace zásahů proti cyanobakteriím v různých podmínkách tak, aby bylo možno pochopit niance zákonitostí konkurenceschopnosti sinic v dominanci letního fytoplanktonu. Ukazuje se, že hypotézy a teorie uváděné ve světové literatuře jako klíč ke konkurenceschopnosti platí jen za určitých podmínek, ne vždy a ne všude. Zdá se, že kombinace zmiňovaných hypotéz a širší limnologický popis souvislostí masového rozvoje cyanobakterií může přinést daleko praktičtější výsledky ve snaze najít Achillovu patu sinic, než hypotézy samotné a samotně aplikované. Připomenutí základních hypotéz O většině hypotéz, které zde krátce zmíním bylo napsáno několik prací. Některé práce jednotlivé hypotézy podporují, jiné vyvracejí. Mým cílem je pokusit se vybrat hypotézy a jejich podstatu do jednoho textu a podpořit zamyšlení nad možnou provázaností, souvislostmi, či naopak ojedinělostí přírodních dějů a vědeckých myšlenek. Poměr TN/TP – tato hypotéza popisuje důležitost poměru základních živin – dusíku a fosforu. Sinice jsou zvýhodněny v podmínkách, kde je tento poměr nízký, Smith 1983). Původně byla tato hypotéza použita pro vysvětlení konkurence schopnosti

sinic, fixujících molekulární dusík (Schindler 1977). Později byla na základě studia jezer na celém světě tato teorie rozšířena také na sinice bez nitrogenázy. K masovému rozvoji sinic vodního květu dochází většinou v podmínkách, kde je poměr N:P 9-16:1 (Schreurs 1992). Podle této studie jsou eukaryotické řasy častěji dominantní ve vodách s poměrem N:P 16-23:1. V současné době je realizováno několik projektů, které analyzují dlouhé časové řady limnologických dat (např. Holandsko, Kanada), na kterých se také podílíme (VD Nové Mlýny). První výsledky ukazují, že ne vždy a všude je toto pravidlo použitelné. Před několika týdny jsem se v Amsterdamu účastnil experimentů, které poukazovaly na fakt, že Ceratium, Perinidium v kompetičních experimentech s Microcystis vykazuje vyšší citlivost k pulsovému dávkování fosforu, než kontinuálnímu přísunu živin. Sinice byly tedy stimulovány pulzovými dávkami fosforu, které jsou modelem vertikální migrace kolonií sinic v přírodě. Tento způsob dávkování měl větší významnost než poměry N:P. Hypotézu malých nároků na světelnou energii formuloval v roce 1978 Prof. Mur. Cyanobakterie jsou schopny metabolizovat a množit se ve světelných podmínkách, které představují 1/20 nároků řas. Nízké prosvětlení nádrží vede k preferenci na tom principu, že sinice mají ve srovnání s eukaryotickými řasami mimořádně výkonné světlosběrné antény. Sinice iniciují svůj růst dříve než řasy, čím získají konkurenční výhodu. Statistická analýza 210 dánských jezer (Jensen a kol. 1994) a 55 holandských jezer (Scheffer a kol. 1997) ukázala, že nízké prosvětlení preferovaly sinice Oscillatorietacae. Podle jiných studií jde však o skupinu sinic, která běžně dominuje v alpských oligotrofních jezerech s průhledností vody 6-10 m (Brettum 1989). Navíc, masový rozvoj typického vodního květu pozorujeme v našich podmínkách nejčastěji po zřetelném období „clear water“. Zde je nutno rozlišovat, máme-li na mysli podmínky pro oživení inokula (tam dle našich pozorování světlo nehraje nejdůležitější roli), nebo zda diskutujeme o světelných podmínkách pro udržení dominantního postavení cyanobakterií v eufotické zoně (tam může vodní květ hrát roli například tím, že stíní nižší vrstvy vodního sloupce a konkuruje tak na světlo náročnějším řasám. Hypotéza vysokého pH a nízké koncentrace CO 2 (Shapiro 1997). Cyanobakterie se vyskytují většinou v podmínkách vyšších hodnot pH. Metablickou činností zvyšují ve svém okolí hodnoty pH často na 9-11. V těchto hodnotách pH již není přítomen řasám nejvíce přístupný CO2. Z těchto vztahů odvozuje autor příčiny dominantního postavení cyanobakterií ve většině nádrží. Zde považujeme opět za nutné rozlišovat vhodné podmínky pro iniciaci inokula (ta probíhá v našich podmínkách velmi často při hodnotách pH 4-6 a vysoké saturace CO 2) od vhodných podmínek pro udržení dominantního postavení (cyanobakterie při svém dominantním postavení sníží hladinu CO2 pod koncentrace využitelné řasami a vodními rostlinami, navíc svou metabolickou aktivitou zvýší hodnoty pH do oblasti 9-11. To se projeví nejen nevhodným pH pro řasy, ale také na přístupnosti , rovnováze a formách uhličitanů a CO2 . Je známo, že RUBISCO sinic má relativně nízkou afinitu k CO2 (Tabita 1994). Centrální roli v uhlíkatém metabolismu sinic hraje pravděpodobně karbonát dehydrataza, která metabolizuje v karboxyzomech HCO 3- na CO2 (Kaplan a kol. 1994). Hypotéza vznášení – popisuje jako významnou konkurenční výhodu sinic schopnost vznášet se pomocí plynových měchýřků, které sinicím umožňují regulovat pozici ve

vodním sloupci (pěkný přehled velmi početných článků na toto téma publikoval již v roce 1987 Reynolds a kol.). Vzhledem k tomu, že této hypotéze je věnována rozsáhlá literatura, nebudu se jí podrobněji zabývat. Myslím, že má ve svém důsledku společné prvky s dalšími hypotézami (skladování živin, anorganického dusíku, nebo stopových prvků). V každém případě schopnost sinic regulovat pozici ve vodním sloupci patří mezi důležité faktory ovlivňující konkurenceschopnost sinic zejména v období letní limitace živinami. Vertikální migrace podstatně zvyšuje konkurenceschopnost sinic tím, že zvyšuje přístup k živinám v různých hloubkách nádrže. Hypotéza zvyšující se teploty vody uvádí že sinice jsou teplobytné organizmy, tedy že jsou favorizovány v teplejších vodách (přehled např. Robarts a Zohary 1987). Tuto hypotézu považuji za poněkud diskutabilní hned z několika důvodů. Je sice pravda, že teplotní optima hlavních dominant sinic vodního květu jsou vyšší než např. u běžných planktonních řas, ale z našich pozorování vyplývá, že 10 o C (mnohde uváděných jako limitní pro oživení inokula sinic) není nutná podmínka pro oživení inokula např. u rodu Microcystis. V rozporu s touto teorií jsme za posledních 2 zimy (kdy se věnujeme zimní fázi životního cyklu sinic vodního květu) registrovali několik případů typických vodních květů sinic pod ledem při teplotě kolem 3o C. I zde se ukazuje nutnost rozlišovat podmínky pro oživení inokula a podmínky pro udržení dominantního postavení cyanobakterií v eufotické zoně. Hypotéza predačního tlaku zooplanktonu obsahuje několik podhypotéz, upřesnění a praktickou vazbu na celou oblast aplikované limnologie biomanipulace. Základní myšlenku lze shrnout tak, že sinice získávají dominantní postavení v nádržích díky své rezistenci vůči zooplanktonním filtrátorům. V praxi je však vztah zooplanktonních druhů k sinicím vodního květu mnohdy velmi komplikovaný. Platí zde dvojnásob, že šablonovité přenášení poznatků z jednoho systému do jiného nemusí fungovat. Do hry vstupují jevy rezistence, rezilience, biokumulace a deaktivace cyanobakteriálních toxinů. Cyanotoxiny mohou měnit druhovou, velikostní a věkovou strukturu společenstev zooplanktonu. Na toto téma existují stovky publikací, ale v širších souvislostech je pěkně popisuje ve své knize Reynolds (1997). Zooplankton se bezesporu významně podílí na jevu, kterému se říká období čisté vody („clear water phase“), ale jeho význam je vhodné nepřeceňovat zejména tehdy, když je primární produkce regulována (biomanipulována) rozvojem filtrujícího zooplanktonu. Pak lze mnohdy pozorovat, že koloniální sinice (např. Microcystis) jsou zvýhodněny v nádrži, kde byly zooplanktonem odfiltrovány konkurující řasy a sinice, takže nefiltrovatelné koloniální sinice dosáhly rychleji dominantního postavení (Marvan a Maršálek 1996). Pro tuto hypotézu, které pracovně říkáme s Dr. Marvanem „obrácená biomanipulace“ stále sbíráme další podpůrná data. Hypotéza skladovací strategie uvádí, že sinice vděčí za svůj konkurenční úspěch své schopnosti přenášet si zásoby fosforu z dnových sedimentů do vodního sloupce (Pettersson a kol. 1993). Schopnost kumulace fosforu mají také řasy, Prof. S. Prát popisuje tento jev již před 50ti lety také u vyšších rostlin jako tzv. „fosforečné obžerství“. Důležitá konkurenční schopnost sinic je však spojena se schopností vznášení se sinic ve vodním sloupci. Zjednodušeně řečeno (platí především u mělkých nestratifikovaných nádrží) – není-li dostatek živin ve vodním sloupci, jsou

sinice schopny čerpat ze sedimentů. Dle našich analýz je v sedimentech většiny nádrží v ČR o 2-5 řádů více fosforu, než je dostačující pro rozvoj cyanobakterií. Hypotéza anorganického dusíku uvádí, že amoniakální dusík podporuje rozvoj dusík nefixujících sinic, zatímco dusičnanový dusík podporuje rozvoj řas (např. Blomqvist a kol. 1994). Tato teorie má již nyní několik doplňků, podhypotéz a výjimek. Ty se týkají především dusík-deficientních stavů v nádrži a také dalších ekologických skupin sinic (dusík fixujících, bentické sinice a pikoplanktonní). Důležitou souvislostí se zde jeví rychlost recyklace živin a aktivita bakterioplanktonu. Obecně lze říci, že v podmínkách nedostatku dusíku, nebo i fosforu jsou zvýhodněny sinice před řasami. Dle našich předběžných pokusů zde hraje pravděpodobně také schopnost sinic rychle se přeorientovat na mixotrofní až heterotrofní výživu. To je velmi nepříjemný fakt zejména tehdy, uvažujeme-li o omezení masového rozvoje sinic. Hypotéza stopových prvků uvádí, že cyanofyta mají vyšší nároky na stopové prvky než eukaryotické řasy (přehled viz (Reuter a Petersen 1987). Tato hypotéza měla původně objasnit úspěšnost dusík fixujících sinic (železo, vanad a molybdén jsou důležité prvky velké a malé jednotky nitrogenázy). Dle našich pozorování je v podmínkách ČR biopřístupné železo často limitující prvek (v některých nádržích možná více, než běžně uváděný fosfor). Diskuze Jistě lze nalézt, nebo vytvořit několik dalších hypotéz. Není to však cílem tohoto sdělení. S australskými kolegy např. připravujeme článek o alelopatických efektech cyanotoxinů, které umožňují udržet dominantní postavení planktonních sinic v letním období. Většina zmíněných hypotéz byla svými autory stavěna a ověřována s cílem objasnit, klíčové faktory, které vedou k vysoké konkurenceschopnosti sinic mezi planktonními autotrofy. Při hledání Achyllovy paty sinic se ukazuje jako velmi důležité rozlišovat faktory, které vedou k iniciaci inokula sinic na dně nádrže a faktory, které umožní dosáhnout a udržet dominantní postavení sinic ve vodním sloupci. V této souvislosti se ukazuje, že zimní fáze životního cyklu dominantních druhů sinic vodního květu je velmi neprozkoumaná. Možná, že právě tam tkví ona hledaná Achyllova pata, protože množství, fyziologický stav a zdravotní stav (paraziti, cyanofágy) inokula, které se na podzim ukládá na dno nádrže rozhoduje o masovém rozvoji v příštím roce stejně, jako průběh přezimování (nebo uložení inokula i desetiletí – než nastanou vhodné podmínky). Hydrologie, hydrochemie a hydrobiologické podmínky jsou pro start inokula sinic vodního květu stejně důležité, jako meteorologické podmínky v jarních měsících. Stejně důležité mohou být i jednotlivé parametry výše citovaných hypotéz, ovšem v kombinaci se znalostí biologie jednotlivých ekotypů sinic a dynamiky živinové nabídky (pulzace přísunu živin) na konkrétní lokalitě. Závěr Cílem projektů, které na našem pracovišti zpracováváme je mimo jiné tak hledat Achillovu patu sinic. Po analýze hypotéz, jejichž připomenutí a shrnutí jsem se věnoval v tomto článku, jsme se soustředili na zimní fázi životního cyklu dominantních druhů sinic vodního květu. Tato oblast je relativně málo probádaná a může přinést zajímavé poznatky vedoucí k omezení masového rozvoje sinic tvořících

vodní květy. Na toto téma plánujeme uspořádat specielní seminář, o kterém budou členové ČLS informováni. Zdá se, že konkurenční úspěch sinic v nádržích bude možno vysvětlit pouze kombinací výše uvedených hypotéz a přírodních faktorů a souvislostí. Extrakce jednoho dominantního faktoru a jeho povýšení nad jiné vede často k utilitárním aplikacím typu – odstraníme tento prvek (např. sedimenty) a tím odstraníme masový rozvoj sinic. Praxe ukazuje, že celá řada revitalizačních projektů vedených cílem odstranit masový rozvoj sinic nebyla úspěšná proto, že pro danou lokalitu nebyla předem zpracována kvalitní předprojektová limnologická studie, která by posoudila souvislosti a hlavní příčiny masového rozvoje sinic v té konkrétní lokalitě. Je známo, že taková studie může ušetřit investorům významné finanční částky a především zajistí vyšší úspěšnost investiční akce. Závěrem lze konstatovat, že moderní a úspěšný zásah proti masovému rozvoji cyanobakterií by měl být (v souladu s antickou bájí) jednoznačně zaměřen na hledání nejslabšího místa sinic (limitujících faktorů) v dané lokalitě a nejcitlivějšího období (bodu) v životním cyklu dominantních druhů sinic vodního květu. Konkrétní postupy a techniky zásahů jsou předmětem duševního vlastnictví odborníků zabývajících se touto problematikou a nikde ve světě nebývá zvykem je plně zveřejňovat obecně, protože obecné rady pro konkrétní lokalitu většinou nejsou úspěšné. Celkově se v odborných kruzích uznává, že algicidní zásahy , které byly dříve používány nyní v zahraničí nikdo nepovolí, ač již existují selektivně toxické cyanocidy a zásah lze dobře kontrolovat. Z hlediska limnologického jde totiž o zásah v období maximálního rozvoje, nejlepšího zdravotního stavu, optimální živinové bilance a často vhodných meterologických podmínek pro maximální rozvoj populace. Řečeno slovy antických bájí jde o nerovný boj s prudce rozjetou jízdou dobře vyzbrojených těžkooděnců, kteří používají nevyzpytatelné metody boje a velmi dobře znají a využívají terén svého bojiště. Rozumný soupeř buď ustoupí a počká na čas pro bitvu vhodnější, nebo musí být připraven nést veškeré důsledky nerovného boje.

Rozsáhlá literatura a další www.sinice.cz

informace pro zájemce jsou u autora, nebo na

EKOLOGIE ŘAS SVAHOVÝCH PRAMENIŠŤ Ecology of algae of sloping springs Aloisie Poulíčková1, Petr Hekera2, Petra Hájková3 1) Katedra botaniky PřF UP, Šlechtitelů 11, 783 71 Olomouc 2) Katedra ekologie PřF UP, Šlechtitelů 11, 783 71 Olomouc 3) Katedra systematické botaniky a geobotaniky MU, Kotlářská 2, 611 37 Brno Abstrakt: Algae on dominant bryophytes were studied at nine sites of three sorts of sloping springs under the program „Sloping springs and spring fens of the Moravian-Slovakian flysh borderland - flora, vegetation, habitats, Holocene development“. The extremelly rich spring fens with tuff formation (the Carici flavae-Cratoneuretum association), the rich fens without tuff formation (the Valeriano simplicifoliae-Caricetum flavae association) and the poor fens dominated by Sphagna (the Carici echinatae-Sphagnetum recurvi association) were included. Samples of bryophyte fluff were taken and algae were washed out of them and fixated in the laboratory. Quantity was expressed in number per 1g of dry bryophyte matter. Seasonal changes of wide range of abiotic and biotic parameters were studied within the course of a year and assessed together with qualitative and quantitative composition of algae by multidirectional analysis. Interest was paid especially to the assumed relation between individual algal taxa and specific physico-chemical parameters of each site. Hypothetical chance of the relation between some algae and certain bryophyte taxa was checked as well. Specific distinctions were found in the diatomal flora of the individual sites in relation to water chemistry, mainly pH. Quantitative distinctions within one site can be explained with respect to moisture conditions of microsites. In samples taken in transects across the spring area, a gradual decrease of diatoms in relation to the fall in moisture was proved.

Úvod Řasy svahových pramenišť moravsko-slovenského pomezí jsou studovány v rámci projektu GAČR 206/99/1240 „Svahová prameniště moravskoslovenského pomezí - flóra, vegetace, stanoviště a vývoj v mladším holocénu“. Řešení projektu probíhá v několika prolínajících se směrech a podílí se na něm celá řada specialistů ze tří špičkových botanických pracovišť (PřF MU Brno, AVČR, PřF UP Olomouc). V první etapě byly na základě floristického průzkumu makrovegetace vybrány stálé lokality pro sezónní sledování vztahů hydrochemických parametrů a dynamiky sinic a řas. Výzkum řas však hraje dominantní roli také v širším průzkumu diversity stanovištních podmínek a vegetace co největšího počtu pramenišť, včetně těch, které již zanikají a jsou zachovány pouze v torzech. Předpokládali jsme využití řas také při paleobotanických analýzách, což se vzhledem k malému množství uchovaných řas ve vzorcích výřezů ukázalo jako neefektivní. V současné době jsou k dispozici výsledky z prvního roku sledování, zatím vyhodnocené pouze klasickými metodami. Se statistickým vyhodnocením pomocí mnoharozměrových analýz počítáme až po dokončení všech prací v terénu a laboratorním zpracováním všech odebraných vzorků. Popis lokalit a metod práce Do užšího výběru se dostalo 9 lokalit. První tři lokality Biely Kríž, Obidová a Jančíkovci předstvují prameniště s výskytem rašeliníku, lokality Kelčov a Hrubé Brodské reprezentují typ bez výskytu pěnovce. Další dvě lokality Jasenka a Valašské Klobouky s nižším podílem pěnovce označujeme pracovně jako přechodný typ. Prameniště s výskytem pěnovce zastupují lokality Hrubý Mechnáč a Hrnčiarky ( Hájek 1998).

Pro kvantitativní odběr řas v mechorostech pramenišť byla vyvinuta metodika, která již byla prezentována na algologické konferenci (Poulíčková a kol 1999). Řasy (přesněji řečeno rozsivky, krásivky a kokální sinice) jsou z mechorostů vymývány a kvantita je udávána v počtech řas na 1g sušiny mechorostu. Vzorky pro determinaci vláknitých řas a sinic, které by při vypírání pravděpodobně nebyly kvantitativně podchyceny, byly odebírány zvlášť a jejich determinaci má na starosti kolega Dr. O. Komárek. Účinnost vypírání byla ověřena pro rozsivky (mineralizací substrátu) a pohybovala se od 80-90%. V průběhu prací však byly odhaleny nedostatky této metody, které její použití omezují. Hmotnost sušiny mechorostů inkrustovaných pěnovcem je vyšší, než u mechorostů neinkrustovaných, tedy při vyjadřování počtu řas na l g sušiny mechorostu dochází k podhodnocování lokalit s pěnovcem. Proto bude nutno na tento fakt přihlížet hlavně při srovnávání lokalit mezi sebou a generalizaci výsledků. Vzorky na hydrochemické analýzy a na kvalitativní a kvantitativní stanovení řas v mechorostech byly odebírány v dubnu, červenci a říjnu v roce 1999. Řasy byly na jedné lokalitě brány z několika dominantních mechorostů. Protože byly zjištěny velké rozdíly v rámci jedné lokality, provedli jsme zatím na dvou lokalitách odběr v tzv. vlhkostním transektu. Na transektu dlouhém 4,2m ve směru od nejvlhčího místa prameniště (tůňky) po nejsušší byly odebírány vzorky mechorostů po 30 cm. Výsledky a diskuse Lokality se liší jak chemismem tak mikroflórou sinic a řas. Pramenná rašeliniště (1-3) jsou kyselá , mají nízkou konduktivitu , nejnižší obsah Ca, Mg, Si (Poulíčková et al. 1999). Zbývající lokality se vzájemně výrazněji liší spíše konduktivitou, jejich pH je neutrální až mírně alkalické. Podobně komentuje výsledky z pramenišť Španělské provincie Castellón ABOAL (1998). Původním předpokladům odpovídá také obsah dalších iontů (Poulíčková et al. 1999). Množství živin (P a N) je na všech lokalitách velmi nízké (PO43- 0,09-0,46, nejvyšší obsah N-No3-4,6 mg.l-1 byl naměřen na lokalitě Hr. Mechnáč), což může souviset s pastvou v zásakové oblasti. Celkové množství řas na lokalitách je nejnižší v pramenných rašeliništích, nejvyšší na lokalitách s pěnovcem (s výjimkou jarního odběru), což může souviset s uplatněním širšího spektra taxonů řas s ohledem na méně extrémní hodnoty pH. Není možno ani podcenit souvislost s množstvím mikrobiotopů na lokalitě, které má zřejmě vliv na druhovou bohatost mechorostů. Na každé lokalitě byly totiž odebrány vzorky z významně zastoupených mechorostů (kde bylo nalezeno méně různých mechorostů, bylo odebráno tké méně vzorků). Nejlepší zhodnocení druhové bohatosti řas poskytl odběr vzorků ve vlhkostním transektu. O výrazné sezónní dynamice v celkových počtech řas nejspíš nelze hovořit. Nejnižší počty byly obecně v létě, což může souviset s olistěním okolní vegetace a tedy zastíněním lokalit, případně s vysycháním některých mikrostanovišť. Na grafu 1 jsou vyneseny průměry ze všech odebraných mechorostů, takže by se měly stírat rozdíly dané mikrostanovištěm.

Průměrný počet řas v tisících na 1g sušiny mechorostu

4000

Sphagneta Bez pěnovce Přechodný S pěnovcem

3500 3000 2500 2000 1500 1000 500 0 IV

VII

X

Měsíc

Graf. č. 1: Průměrné množství řas na čtyřech typech pramenišť v průběhu sezóny 1999

Nejvíce zastoupenou skupinou řas byly dle očekávání rozsivky, krásivky se uplatnily zejména na rašeliništích, sinice na lokalitách bez pěnovce (graf 2). Z kyselých pramenišť jsou druhově nejchudší lokality Biely Kríž a Jančíkovci. Prakticky 100% dominanci má Eunotia paludosa. Lokalita Obidová má vysokou druhovou bohatost jak mechorostů tak rozsivek a krásivek. Vzorky byly odebrány ze 14 hojně se vyskytujících mechorostů a obsahovaly celkem 68 taxonů rozsivek a 24 taxonů krásivek. Nejhojněji byly zastoupeny z rozsivek Eunotia steineckii, E. exigua, E. paludosa, Achnanthes minutissima a Tabellaria flocculosa, z krásivek kromě zástupců r. Closterium a Cosmarium druhy Actinotaenium cucurbita, Euastrum ansatum, E. binale, E. insulare, Mesotaenium endlicherianum, Neidium digitus, Xanthidium antilopaeum. Lokality Kelčov, Hr. Brodské, Jasenka a Val. Klobouky s 3553 druhy charakterizují rody Diploneis, Nitzschia a příměs zástupců Rhopalodia a Epithemia, zvýšené počty Gomphonema gracile, případně Caloneis a Amphora a všudypřítomná Achnanthes minutissima. Na lokalitě Kelčov byl zvláště častý výskyt kokálních sinic (Chroococcus turgidus, Aphanothece aeruginosa). Poslední dvě lokality Hr. Mechnáč a Hrnčiarky (46 a 28 taxonů) je možno charakterizovat dominancí Achnanthes biasolletiana spolu s nezbytnou A. minutissima. Rozdíly mezi jednotlivými lokalitami jsme očekávali a předpokládáme, že se nám při konečné mnoharozměrové analýze podaří potvrdit jejich souvislost s hydrochemickými parametry. Zajímavé však byly výrazné rozdíly, zvláště kvantitativní, v rámci jedné lokality. Po vyhodnocení vzorků odebraných na tzv. „vlhkostním transektu“ se jasně ukazuje souvislost těchto rozdílů s vlhkostními podmínkami mikrostanoviště. Příkladem toho je např. transekt na lokalitě Jančíkovci (graf 3). Transekty budou proto odebrány postupně na všech vhodných lokalitách, čímž bude dosaženo také objektivnějšího pohledu na celkovou druhovou bohatost řas i mechorostů.

Sphagneta

bez pěnovce

Rozsivky

přechodný

Rozsivky

Zelené

Zelené

Sinice

Sinice

Rozsivky

s pěnovcem

Rozsivky

Zelené

Zelené

Sinice

Sinice

Graf č. 2: Podíl hlavních skupin řas na jednotlivých typech pramenišť

Z hlediska floristického jde s výjimkou práce Rybníček (1960) o první rozsáhlejší průzkum řasové flóry v této oblasti, která je skutečně bílým místem na mapě algoflóry ČR (Poulíčková, Voženílek 1999). Po dokončení všech výzkumů bude seznam nalezených taxonů publikován v regionálním periodiku. Závěr Na všech typech pramenišť převažovaly rozsivky, v kyselých rašelinných prameništích se podstatně podílely i zelené řasy (zejména Desmidiales), sinice dosáhly největšího procentuálního zastoupení na prameništích bez pěnovce. Celkem bylo nalezeno zatím 130 taxonů rozsivek, 34 taxonů sinic a zelených řas s kokální stélkou. Determinace vláknitých typů zelených řas a celé skupiny sinic ještě nebyla dokončena. Kromě toho byly ve vzorcích často spatřovány cysty Chrysophyceae, případně z živočišné říše celá paleta krytenek (Testacea), které by mohly být dodatečně zpracovány např. v rámci diplomové nebo bakalářské práce. Odpovědi na některé otázky očekáváme zejména od závěrečné mnoharozměrové analýzy, která by měla vyhodnotit některé vztahy na úrovních chemismus-řasy-mechorosty. Přesto již dnes mohu konstatovat, že objem poznatků, který bude z tohoto projektu získán je značný. Poděkování Na tomto místě je třeba poděkovat za obětavost zvláště studentům, kteří se na rozsáhlém výzkumu podílejí v rámci diplomových a PhD. prací. Jsou to zejména Mgr. Michal Hájek, Mgr. Renata Bílková, Mgr. Petra Hájková, Mgr. Alena Kočárková, Pavla Křenková, Kateřina Bogdanová .

počet rozsivek na 1 g sušiny mechorostu

3500000

Jančíkovci

3000000

y = 51997x - 271171 R2 = 0,3099

2500000 2000000 1500000 1000000 500000 0 5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

obsah vody

Graf č. 3: Množství rozsivek v transektu vlhkosti na lokalitě Jančíkovci, podzim 1999

Literatura Aboal,M., Puig,M.A., Prefasi,M. (1998): Diatom assemblages in springs in Castellón pravince, Eastern Spain. - Algological Studies 90: 79-95. Hájek,M.(1998): Mokřadní vegetace Bílých Karpat. The wetland vegetation in the White Carpathians. – Sborn. Přírod. Kl., Uherské Hradiště, 4: 1-158. Poulíčková,A., Hekera,P., Hájek,M. (1999): Řasy svahových pramenišť moravskoslovenského pomezí. - In: Poulíčková,A., Kočárková,A.(eds.): Sborník „Řasy a prostředí“, Rožmberk n. Vltavou 1999, 22-24. Poulíčková,A., Voženílek,V. (1999): Řasová flóra ČR. - Ibid., 35-37. Rybníček,K. (1960): Mesotaeniales a Desmidiales Moravskoslezských Beskyd I. – Práce Brněnské Zákl. ČSAV 32(4): 125-156.

ŘASOVÉ INDIKÁTORY V KRUŠNOHORSKÝCH VODÁRENSKÝCH POVODÍCH Algal indicators in Ore Mountains water supply catchment basins Alena Sládečková Ústav technologie vody a prostředí VŠCHT, Trojanova 13, 120 00 Praha 2 Abstract : In course of the long-term hydrobiological investigations of several water supply systems in North Bohemia (i.e. in the catchment basins of drinking water reservoirs, waterworks technological units, storage tanks end selected localities in branched distribution networks) the attached periphyton microorganisms have been used as indicators of water quality. In the presented paper the most frequent algal indicators from the Ore Mountains brooks - tributaries of drinking water reservoirs are demonstrated on a figure plate together with saprobiological and ecological data.

Úvod V rámci spolupráce se SčVK,a.s. probíhá již několik let komplexní hydrobiologický průzkum vodárenských systémů závodů Most a Chomutov, zahrnující hodnocení jakosti zdrojů surové vody včetně vybraných lokalit v jejich povodí, posouzení účinnosti jednotlivých stupňů vodárenské úpravy i kvality pitné vody v rozvodných sítích (zejména ve vodojemech a hydrantech v koncovkách větevných sítí). Na základě zkušeností z tohoto průzkumu byla navržena koncepce hydrobiologického auditu vodárenských zařízení /1/. Některé výsledky ze sledování systémů VD Fláje + ÚV Meziboří a VD Přísečnice + ÚV Hradiště již byly publikovány /2,3/. Při hodnocení jakosti vody v povodí vodárenských nádrží byly vždy využity nárostové mikroorganismy jako indikátory stupně saprobity a eutrofizace se zvláštním zřetelem na druhy, působící problémy při vodárenské úpravě /4/. V předložené práci jsou shrnuty algologické poznatky z průzkumu povodí tří krušnohorských vodárenských nádrží Křímov, Kamenička a Jirkov ve správě Povodí Ohře,a.s. Nejčastěji nalézané druhy sinic, řas i dvou mechorostů jsou znázorněny na obrázkové tabuli s připojenými saprobiologickými hodnotami. Poznámky k jejich ekologii i vodárenskému významu jsou uvedeny v textu. Podrobné údaje o sledovaných lokalitách a výsledky všech rozborů z vodárenských systémů Chomutovska jsou obsaženy ve zprávě, oponované na SčVK,a.s. v Teplicích /5/. Komentář k vybraným indikátorům Drobná vláknitá sinice Heteroleibleinia kuetzingii (SCHMIDLE) COMPERE (syn. Lyngbya kuetzingii SCHMIDLE) tvořila souvislý nárost na kamenech v horním toku říčky Chomutovky /5/. Literatura uvádí tento druh hlavně jako epifyt na vláknitých řasách /6/. Rozsivka Fragilaria construens, uváděná jako alkalofilní druh /6/, se vyskytovala na několika lokalitách společně s krásivkami, typickými pro rašelinné vody.Huminová voda krušnohorských potoků se zde mísila s vodami odlišného typu, např. s výtokem z rybníka /5/. Rozsivka Orthoseira roeseana (RABENHORST) O’MEARA (syn. Melosira roeseana RABENH.), uváděná jako aerofyt /6/, rostla v nárostu na postřikovaných i ponořených podkladech. Další zobrazené rozsivky jsou běžnou součástí nárostu i mikrobentosu tekoucích vod, zejména společenstva epipotamon /7/. Nejhojnější druh Melosira varians vytváří nežádoucí nárosty na osvětlených plochách vodárenských objektů /4/. Kromě senzorických závad byla u nich zjištěna i produkce toxinů /8/. Ruducha Batrachospermum vagum tvořila bohaté

nárosty v přítoku od Blatna do říčky Kameničky /5/.Je uváděna jako typická pro rašelinné toky /6/. Další dvě nalezené sladkovodní ruduchy jsou běžné indikátory čistých tekoucích vod /4/. Vláknité řasy z třídy Xanthophyceae tvoří často dominanty nárostů v tocích. Zelená řasa Microspora quadrata, uváděná jako typická pro litorál dystrofních stojatých vod /6/, rostla hojně ve výtoku z Černého rybníka v povodí VD Jirkov /5/. Všechny vyobrazené krásivky jsou vesměs indikátory čistých rašelinných vod. U mnoha známých druhů rodu Closterium byla popsána natolik odlišná saprobní valence, že bylo možno sestavit saprobní řadu /9,10/. Čtyři druhy, nalezené v krušnohorských tocích, patří do „čisté“ poloviny řady, dva do „středně znečištěné“(viz obr.tab.+ legenda). Tyto dva druhy, Closterium parvulum a C.venus, indikovaly již více eutrofizovanou beta-mesosaprobní jakost vody na řadě lokalit v povodí VD Jirkov. K řasovým indikátorům jsou přiřazeny i dva mechorosty, tvořící často dominanty v nárostech krušnohorských potoků. Jatrovka Jungermannia lanceolata ze společenstva hypocrenon je význačným indikátorem oligosaprobity, zatím co mech Fontinalis antipyretica toleruje i střední znečištění toků , tj. je součástí společenstev crenon, hypocrenon, epirhithron, metarhithron a hyporhithron /4/. Závěr Zhodnocení stupně znečištění a eutrofizace vodárenských zdrojů včetně vod v jejich povodí je nedílnou součástí hydrobiologických průzkumů a auditů vodárenských systémů. V tocích se biologická indikace jakosti vody zakládá na rozborech nárostů (zejména řasových) a zoobentosu. V příspěvku je uveden výběr řasových indikátorů z krušnohorských potoků v povodí tří vodárenských nádrží.Toky v povodí VD Křímov a VD Kamenička jsou převážně oligotrofní a oligosaprobní, zatím co povodí VD Jirkov je více zatíženo antropogenně a toky jsou mesotrofní a beta-mesosaprobní. Většina krušnohorských toků pramení v rašeliništích a jejich voda má vysoký obsah huminových látek. Vzhledem k tomu, že druhové složení nárostů indikuje průměrnou jakost vody na lokalitě a dlouhodobější trend jejích změn, je třeba výsledky rozborů konfrontovat s výsledky provozních chemických, mikrobiologických a biologických analýz bodových vzorků vody, hlavně za účelem záchytu občasných krátkodobých přísunů znečištění (splachů, havarijních úniků močůvky, ropy a pod.). V těchto případech je třeba operativně zařadit i vhodně volenou baterii ekotoxikologických testů. Literatura

1. Sládečková,A.(2000): Návrh koncepce hydrobiologického auditu vodárenských systémů.Sbor.sem. Akt.otázky vodáren.biol. 2000:122-126. 2. Micka,J. a Sládečková,A.(1997): Chemicko-biologická problematika úpraven vody v okrese Most.- Sbor.XI.Limnol.konf.,Doubí u Třeboně :122-125. 3. Sládečková,A., Ambrožová,J., Soukupová-Šimková,J., Fedor,F. a Štefanová,V. (1999): Komplexní hydrobiologický průzkum vodárenského systému závodu Chomutov.- Sbor.konf. Pitná voda 1999,Tábor :105-112. 4. Sládečková,A. and Sládeček,V.(1998): Microbenthos of running waters in water resources catchment basins.- In : Bretschko and Helešic (eds.): Advances in River Bottom Ecology, Backhuys Publ.,Leiden :207-213.+ 5. Sládečková,A., Fedor,F. a Štefanová,V.(2000): Komplexní hydrobiologický průzkum vodárenského systému ÚV Třetí mlýn a ÚV Jirkov. Doplňky k průzkumu vodárenského systému ÚV Hradiště.- Závěr.zpráva 3.etapy výzkumu,SčVK,a.s.Teplice, 194 str. 6. Hindák,F.(ed.)(1978) : Sladkovodné riasy. - Slov.ped.nakl. Bratislava, 728 str.

7. Sládečková,A. and Sládeček,V.(1999): Natural communities in running waters of the Czech Republic.- Acta Univ.Carol.,Environmentalica 12(1998),1-2:61-98.+ 8. Maršálek,B., Dolejš,P. and Sládečková,A.(1997): Algal toxins in Czech drinking water resources and treatment plants.- 21st IWSA Congress ,Madrid, Preprint SS 18:6-9. 9. Sládečková,A. and Sládeček,V.(1995): Bioindication within the aquatic environment. - Acta Univ.Carol., Environmentalica 7(1993),1-2:3-70.+ 10.Sládeček,V. a Sládečková,A.(1996): Atlas vodních organismů se zřetelem na vodárenství, povrchové vody a čistírny odpadních vod. 1.díl: Destruenti a producenti.- ČVTVHS Praha, 351 str.+ Poznámka : publikace označené + jsou zdrojem dalších citací literatury.

Obr.tab. I. Nárostové indikátory z povodí vodárenských nádrží Kamenička, Křímov a Jirkov č. 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23

TAXON Heteroleibleinia kuetzingii (SCHMIDLE) COMPERE Tabellaria flocculosa (ROTH) KUETZING Fragilaria construens (EHRENB.) GRUNOW Melosira varians AGARDH Pinnularia viridis (NITZSCH) EHRENBERG Synedra ulna (NITZSCH) EHRENBERG Orthoseira roeseana (RABENH.) O’MEARA Batrachospermum vagum (ROTH) AGARDH Lemanea fluviatilis (LINNÉ) AGARDH Audouinella chalybaea (LYNGBYE) FRIES Tribonema vulgare PASCHER Tribonema minus HAZEN Vaucheria sp. Microspora quadrata HAZEN Cylindrocystis brébissonii MENEGHINI Closterium kuetzingii BRÉBISSON Closterium cynthia DE NOTARIS Closterium parvulum NAEGELI Closterium venus KUETZING Closterium lunula (O.F.MUELLER) NITZSCH Closterium rostratum EHRENBERG Fontinalis antipyretica LINNÉ Jungermannia lanceolata LINNÉ

Obrázky podle různých autorů nejsou v poměrné velikosti.

x 4 1 1 2 1 1 4 3 4 2 4 3 1 1 2 2 2 1 1

o 5 6 6 3 4 2 9 6 5 4 5 4 5 2 7 9 8 8 8 5 9

b 5 3 5 3 4 2 2 2 2 2 5 2 8 8 4 -

a 1 1 3 1 3 2 2 -

p + -

Ii 3 3 3 1 1 1 5 3 2 2 3 2 2 2 3 5 4 4 4 4 4 2 5

Si 1,5 0,6 1,2 1,6 1,3 1,9 0,9 0,6 0,9 0,8 1,9 0,8 0,9 2,1 1,1 0,9 0,8 2,2 2,2 0,8 0,8 1,2 0,9

FYKOFLÓRA SINÍC/CYANOBAKTÉRIÍ V ROKLINÁCH NÁRODNÉHO PARKU SLOVENSKÝ RAJ Phycoflora of cyanophytes/cyanobacteria in gorges of the National Park Slovenský raj Bohuslav Uher & Ľubomír Kováčik Katedra botaniky Prírodovedeckej fakulty UK, Révová 39, 811 02 Bratislava Abstract: Investigation of the species composition of cyanophytes/cyanobacteria in gorges of the National Park Slovenský raj (Prielom Hornádu, Kláštorská, Kyseľ, Suchá Belá, Piecky) was studied in 1998-1999. In total 70 taxa of these cyanoprocaryotes were determined in preliminary study, 29 taxa are new for the phycoflora of the Slovak Republic.

Územie Národného parku (ďalej len NP) Slovenský raj patrí medzi najvýznamnejšie krasové oblasti Západných Karpát. Predstavuje sústavu planín a chrbtov oddelených hlbokými tiesňavami a riečnymi dolinami. Neodmysliteľnou súčasťou NP Slovenský raj sú hlboké rokliny (Prielom Hornádu, Kláštorská, Kyseľ, Suchá Belá, Piecky a i.), ktoré vytvorili bočné prítoky rieky Hornád. Vápencové a dolomitové podložie roklín je vymodelované vodou a vytvára špecifické subaerické biotopy na strmých stenách roklín. Na jeho pomerne malom území (32 000 ha) bolo doposiaľ zaevidovaných 900 druhov vyšších rastlín; mnohé z nich sú karpatské a západokarpatské endemity. Z nižších rastlín výskum bol venovaný najmä lišajníkom, machorastom a hubám. Napriek bohatej výskumnej činnosti v tomto krasovom území, výskum siníc/cyanobaktérií (ďalej len sinice) a rias je pomerne málo zastúpený a zväčša ide o voľne tečúce vody. Výskum siníc v roklinách NP Slovenský raj je súčasťou diplomovej práce a zaoberá sa problematikou, ktorá doposiaľ nebola riešená na našom území. Hlboké rokliny NP Slovenský raj sú z hľadiska substrátu a mikroklímy zvlášť vhodné pre osídlenie špecifickej subaerickej flóry, ktorá tam tvorí významnú súčasť ekosystému. Odber vzoriek bol uskutočnený v letnom období rokov 1998 a 1999 v roklinách Prielom Hornádu, Kláštorská, Kyseľ, Suchá Belá a Piecky. Zber materiálu bol vykonaný zoškrabom z mokrých stien na rôznych miestach pozdĺž turistických chodníkov. Z každej vzorky časť bola použitá na mikroskopické štúdium ako v čerstvom tak vo fixovanom stave priamo na mieste zberu. Z čerstvej vzorky po prenesení do laboratória boli kultivované a izolované kmeňové kultúry pre ďalšie štúdium ontogenézy druhov. Štúdium siníc sa mnohokrát nezaobíde bez laboratórnej kultivácie, ktorá je nevyhnutnou súčasťou dnešnej taxonómie týchto organizmov. Sinice boli kultivované v tekutom a na agarom spevnenom médiu. Použili sme pritom médium Z (Staub 1961) a spôsob kultivácie bol vykonávaný podľa Komárka (1978). Časť odobratých vzoriek bola zaliata roztokom živného média a časť bola použitá na kultiváciu na agarových platniach pre následnú izoláciu. Sinice rástli v kultivačnom boxe pri permanentnom žiarivkovom osvetlení ( 1 540 lx, resp. 16,5 W.m 2 fotosynteticky aktívneho žiarenia) a teplote prostredia cca 20 oC. Sinice na vápencových a dolomitových skalách vytvárajú špecifické mikrobiocenózy, kde sú dominantnou zložkou a pozoruhodná je ich druhová diverzita. Lokalita č.1 (Prielom Hornádu) má pomerne heterogénny charakter, pretože jeho súčasťou je viacero špecifických aerických, subaerických a vodných biotopov.

Tu výrazne dominujú vláknité druhy rodov, ako sú Homoeothrix, Lyngbya, Leptolyngbya, Plectonema, Siphononema, Scytonema; menšie zastúpenie mali kokálne typy rodov Gloeocapsa, Chroococcus a Chlorogloea. Lokalita č.2 (Kláštorská roklina) sa vyznačuje homogénnymi mikroklimatickými podmienkami a horninovým podložím. Dominantné zastúpenie majú kokálne sinice rodov Aphanothece, Gloeothece, Synechocystis, Aphanocapsa, Gloeocapsa, Asterocapsa, Chlorogloea, Eucapsis a i., menej sa vyskytujú vláknité typy rodov Microcoleus, Phormidium, Nostoc, Scytonema atď. Lokalita č.3 (Kyseľ) má heterogénny charakter a rôzny substrát. Dominujú vláknité typy rodov Schizothrix, Leptolyngbya, Microchaete; menej kokálne typy rodov Gloeocapsa, Gloeothece a Eucapsis. Lokalita č.4 (Suchá Belá), ide o hlbokú roklinu s homogénnym charakterom mikroklimatických podmienok. V subaerických podmienkach vlhkých vápencových skalných stien výrazne dominujú vláknité typy rodov Nostoc, Scytonema, Petalonema, Oscillatoria, Leptolyngbya; menej sú zastúpené kokálne typy rodov Aphanocapsa, Merismopedia, Synechocystis, Gloeocapsa a Chroococcus. Lokalita č.5 (Piecky), opäť ide o rázovitú roklinu, v podobe úzkych zárezov vo vápencovom masíve sa vytvorili špecifické podmienky bez prístupu priameho slnečného svetla. V tejto rokline bola pozorovaná najväčšia druhová diverzita. Dominujúce druhy tu boli predovšetkým z rodov Aphanocapsa, Aphanothece, Microcystis, Nostoc, Gloeocapsa, Chroococcus, Pseudocapsa, Phormidium, Plectonema, Petalonema, Pleurocapsa, Homoeothrix, Microcoleus, Tolypothrix a ďalšie. Čo sa týka siníc, z literárnych údajov je známe, že doposiaľ na území NP Slovenský raj výskum uskutočnili predovšetkým Kalchbrenner (1865), Scherffel (1902,1907), Prát (1929), Uherkovich (1942, 1966,1968), a Bílý , Hanuška & Winkler (1952). Títo autori tam zistili celkom 25 druhov siníc. V roklinách NP Slovenský raj (Prielom Hornádu, Kláštorská, Kyseľ, Suchá Belá a Piecky) bolo determinovaných celkom 70 taxónov siníc; z toho 34 rodov, 45 druhov a 25 neúplne určených druhov; 29 taxónov je nových pre fykoflóru Slovenska (cf. Hindák & Hindáková 1998). Kvalitatívne zastúpenie predstavuje 40 taxónov z radu Chroococcales (57%), 16 taxónov z radu Oscillatoriales (23%) a 14 taxónov z radu Nostocales (20%) a z radu Stigonematales sa nezistila prítomnosť žiadneho taxónu (viď Tabuľka ). Z doterajšej výskumnej činnosti na území NP Slovenský raj celková diverzita siníc je 88 taxónov ( len u siedmich taxónov bol opäť potvrdený nález z minulosti ). Štúdium je príspevkom k poznaniu diverzity a morfologickej variability tejto skupiny oxyfototrofných mikroorganizmov, ktorej sa samostatne na tomto území ešte nikto nevenoval. Kvalitatívne zastúpenie siníc/cyanobaktérií v NP Slovenský raj taxón 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9.

Aphanocapsa parietina NÄGELI A.virescens RABENH. A.montana CRAMER A. cf. muscicola (MENEGHINI) WILLE Aphanothece castagnei WARM. A. cf. caldariorum RICHTER A. microscopica NÄGELI A. cf. saxicola NÄGELI Asterocapsa cf. divina KOMÁREK

rad Chroococcales Chroococcales Chroococcales Chroococcales Chroococcales Chroococcales Chroococcales Chroococcales Chroococcales

lokalita 1,2,4,5 4,5 5 5 2,4 1,2,4 3,5 1,2,3 2

11 Chroococcus minor W.et G.S.WEST Chroococcales 1,2,5 14. Ch. cf. varius A.BRAUN in RABENHORST Chroococcales 2,5 15. Ch. pallidus (NÄGELI) NÄGELI Chroococcales 1,2,3 16. Ch. minutus (KÜTZ.) NÄGELI Chroococcales 1,2,4,5 17. Dichothrix montana TILDEN Nostocales 1,3,4 18. Eucapsis alpina CLEMENTS ex SHANTZ Chroococcales 1,2,3,5 19. Eucapsis carpatica KOMÁREK et HINDÁK Chroococcales 3,5 20. Fortiea caucasica DE-TONI Nostocales 3,4,5 21. Gloeocapsa alpina BRAND Chroococcales 2,3,4,5 22. G. atrata KÜTZ. Chroococcales 2,3,4,5 23. G. cf. conglomerata KÜTZ. Chroococcales 2,3,4,5 24. G. cf. magna KÜTZ. Chroococcales 1,2,3,4 25. G. cf. novacekii ANAGN. et KOMÁREK Chroococcales 2,3 26. G. ralfsii COOKE Chroococcales 2,4,5 27. G.compacta KÜTZ. Chroococcales 1,2,3,4 28. G. cf. caldariorum RABENH. Chroococcales 3,5 29. G.sanguinea (AGARDH) KÜTZ. Chroococcales 1,2,3,4,5 30. G. punctata NÄGELI Chroococcales 3,4,5 31. Gloeothece rupestris (LYNGBYE)BORNET in WITTROCK et NORDSTEDT Chroococcales 3,4,5 32. Gloeocapsopsis GEITLER ex KOMÁREK Chroococcales 4,5 33. Entophysalis KÜTZ. Chroococcales 3,4,5 34. Homoeothrix crustacea WORON. Oscillatoriales 2,3,4,5 35. H.varians GEITLER Oscillatoriales 3,4 36. Hormothece cf. rupestris JAO Chroococcales 3,4 37. Jaaginema angustissimum (W.et G.S.WEST) ANAGN. et KOMÁREK Oscillatoriales 1,2,3 38. Nostoc carneum J.AGARDH Nostocales 2,3,4,5 39. N. commune VAUCHER Nostocales 1,2,3 40. N. cf. paludosum KÜTZ. Nostocales 2,3,4,5 41. N. punctiforme HAR. Nostocales 2,3 42. Merismopedia minima BECK Chroococcales 1,3,4 43. Phormidium autumnale KÜTZ. Oscillatoriales 1,3 44. Ph. incrustatum (NÄGELI) GOMONT Oscillatoriales 4,5 45. Ph. mucicola LEMMERM. Oscillatoriales 2,3 46. Petalonema alatum BERK. ex KIRCHN. Nostocales 4,5 47. Plectonema tenue THUR. Oscillatoriales 1,2 48. Pseudocapsa cf. dubia ERCEGOVIĆ Chroococcales 4,5 49. Pleurocapsa cf. minor HANSG. Chroococcales 3,4 50. Schizothrix vaginata GOMONT Oscillatoriales 3,4 51. Siphononema polonicum (RACIBORSKI) GEITLER Chroococcales 1,2,3,4 52. Symploca cartilaginea GOMONT Oscillatoriales 1,2,3 53. Scytonema myochrous C.AGARDH Nostocales 4,5 54. Synechocystis cf. pevalekii ERCEGOVIĆ Chroococcales 2,3,4,5 55. S. primigenia GARDNER Chroococcales 3,4 56. Calothrix sp. Nostocales 2,3 57. Tolypothrix cf. tenuis KÜTZ. ex BORNET et FLAHAULT Chroococcales 5 58. Synechococcus sp. Chroococcales 1 59. Rhabdoderma lineare SCHMIDLE et LAUTERBORN Chroococcales 2,3,4 60. Lyngbya martensiana MENEGH. Oscillatoriales 1,2,3 61. Microchaete brunescens KOMÁREK Nostocales 1,2 62. Leptolyngbya nostocorum (BORNET ex GOMONT) ANAGN. et KOMÁREK Oscillatoriales 1,2,3,4,5 63. Leptolyngbya cf. tenuis (GOMONT) ANAGN. et KOMÁREK Oscillatoriales 2,3 64. Leptolyngbya sp. Oscillatoriales 1,2 65. Nostoc sp. Nostocales 2 66. Anabaena variabilis KÜTZ. Nostocales 2 67. Anabaena sp. Nostocales 1,2,3 68. Phormidium sp. Oscillatoriales 2,3,4 69. Microcoleus sp. Oscillatoriales 2,3,4,5 70. Leiblenia sp. Oscillatoriales 3,4,5

LITERATÚRA Bílý J., Hanuška L. & Winkler O., 1952: Hydrobiológia Hnilca a Hornádu. Vydavateľstvo SAV, Bratislava. Hindák F. & Hindáková A., 1998 : Sinice a riasy. In : Marhold K. & Hindák F. (eds.), Zoznam nižších a vyšších rastlín Slovenska. Veda, Bratislava, p.11-62. Kalchbrenner L., 1865: A szepesi moszatok jegyzéke. Math. és Természettud Közlem., Budapest, 4: 343-365, 1886. Komárek J., 1978 : Taxonomické metódy. In: Hindák F. (ed.): Sladkovodné riasy. SPN, Bratislava, p.197-234. Prát S., 1929: Studie o biolithogenesi. Česká akad. věd a umění, Praha. Scherffel A., 1902: Néhány adat Magyarhon növény-és állatvilágának ismeretéhez. Növ.Közlem., Budapest, 1:107-111. Scherffel A., 1907: Algologische Notizen. Ber.Dtsch. bot. Gesell., Stuttgart, 25: 228232. Staub R., 1961 : Untersuchungen an der blaualge Oscillatoria rubescens DC. Schweiz. Z. Hydrol., 23 : 82 - 198a. Uherkovich G.,1942: Algenphysiologische Beobachtungen an einem Dobschauer (Dobsina,Oberungarn) Gebirgsraum. Acta Botanica, Szeged, 1: 75-80. Uherkovich G., 1966: Beiträge zur Kenntnis der Algenvegetation der Umgebung von Dobšiná. I. Sbor. pedag. Fak. Univ. P.J.Šafárika Prešov, Prír. Vedy, 5: 75-87. Uherkovich G., 1968: Limnologische Forschungen in den Einzugebieten der Flüsse Sajó und Bodrog. Tiscia, Szeged, 4: 3-10.

ZOOPLANKTON (ZOOPLANKTON)

STANOVIŠTNÍ PREFERENCE ZOOPLANKTONU NA PODÉLNÉM TRANSEKTU ÚDOLNÍ NÁDRŽÍ Site-specific preferences of zooplankton on the longitudinal profile of the reservoir Miloslav Devetter1,2), Jaromír Seďa1) 1)

Hydrobiologický ústav ČAV, Na Sádkách 7, 370 05 České Budějovice 2) Biologická fakulta JU, Branišovská 31, 370 05 České Budějovice

Abstract: During the 1996 the seven investigations of longitudinal zooplankton structure in Římov reservoir were done. Using CCA and variance partitioning method the site – specific optimum for zooplankton species was estimated. From the crustacean community point of view, the site – dependence of individual species is more significant than the influence of season and correlated variables. On the other hand, this dependence in the rotifer community is inverted. Generally, the sampling sites near the dam are prefered mainly by karnivorous crustaceans C. vicinus, L. kindtii and C. strenuus and rotifers Asplanchna sp. K. longispina and P. dolichoptera. The middle sites are prefered by dominant herbivorous crustaceans D. galeata. B. longirostris and D. brachyurum and upstreem parts are inhabited mainly by rotifers K. cochlearis, K. quadrata and P. vulgaris.

Jedním ze zajímavých témat současné limnologie je nepochybně sledování změn limnologických charakteristik v prostoru. Prostorová heterogenita zooplanktonu je výsledkem interakcí mezi fyzikálními a biologickými procesy v ekosystému (Pinel Alloul 1995). Kaňonovitá nádrž je velmi vhodným modelovým prostředím pro studie změn horizontálních populací zooplanktonu, neboť podélný transekt nádrží se shoduje s gradientem řady fyzikálně chemických a biologických parametrů, které získávají na významu směrem k přítoku, jako množství živin, rychlosti toku vody a odplavování, množství allochtonních látek z povodí, zákalu, nestability a sklonu k nečekaným situacím a pod (STRAŠKRABA 1998). Abundance a složení zooplanktonu je ukazatelem aktuálního stavu nádrže a je úzce svázána s řadou dalších limnologických charakteristik. Změny zooplanktonu na podélném transektu kaňonovitou nádrží nám mohou sloužit k poznání principů vzniku heterogenity i jako indikátory místního stavu v nádrži. Tato studie byla provedena na podélném transektu nádrží Římov. Zooplankton byl odebírán v sedmi termínech v průběhu jara a léta 1996 a to na sedmi fixních stanovištích od hráze nádrže k přítoku. Velký zooplankton byl vzorkován vertikálními tahy planktonní sítí s Apsteinovým nástavcem o velikosti ok 200 µm, vířníci pak sítí o velikosti ok 40 µm. Heterogenita zooplanktonních společenstev v prostoru byla následně analyzována pomocí mnohorozměrné metody CCA (Canonical Correspondence Analysis). V průběhu sledování bylo v nádrži zachyceno 18 druhů korýšů a 27 druhů vířníků. Významnými druhy mezi korýši byli především Daphnia galeata, Bosmina longirostris, Diaphanosoma brachiurum, Eudiaptomus gracilis, Cyclops vicinus, Mesocyclops leuckarti a Thermocyclops crassus. Významné druhy vířníků byly naproti tomu Keratella cochlearis, K. quadrata,

Obr. 1: Procento druhové variability společenstva vířníků a korýšů vysvětlené pozicí na transektu (stanoviště) a sezónou. Polyarthra dolichoptera, P. vulgaris, Kellicottia longispina, Synchaeta sp., Trichocerca similis a Conochilus hippocrepis. Udané druhy korýšů se vyskytovaly ve většině vzorků, v menší míře tomu tak bylo i u vířníků. Početností dominovali vždy vířníci nad korýši (včetně nauplií), s vyjímkou několika vzorků v období čiré vody v dolních částech nádrže. Použitím CCA metody jsme se pokusili porovnat významnost druhových zm ěn společenstev korýšů a vířníků na podélném transektu a v průběhu sezóny (Obr. 1). U korýšů oba sledované „rozměry„ společenstva vysvětlují relativně větší část druhové variability (26,6 %) než u vířníků (18,4 %). Velmi zajímavé je porovnání vysvětlené variability pro sezónu a stanoviště. Zatímco u korýšů vysvětluje stanoviště 15,5 % druhové variability a sezóna 13,3 %, u vířníků je tento poměr obrácený (stanoviště 8,8 %, sezóna 10,5 %). Ve všech případech byl význam sezóny a stanoviště signifikantní na alespoň 5 % hladině významnosti s vyjímkou stanoviště u vířníků. Ačkoli tedy celkové počty vířníků ukazují na podélném transektu velmi výrazný trend, hrají u nich faktory spojené s průběhem sezóny roli zřejmě ještě větší. U korýšů naproti tomu převažuje vliv stanoviště. Stanovištní preference jednotlivých druhů korýšů, vynesené pomocí polynomiální regrese druhého stupně ze všech odběrů na podélném transektu, nám v Obr. 2 ukazuje řadu velmi zajímavých trendů. D. galeata jako nejpočetnější perloočka nalézá optimální podmínky v dolní části nádrže, avšak nikoli u hráze ale na stanovištích 2 a 3. Podobná situace byla u D. brachyurum i menší herbivorní perloočky B. longirostris, jež rovněž nalézá optimální podmínky ve střední části nádrže, na rozdíl od Eubosmina corregoni, která nejeví žádný trend. Dravá perloočka Leptodora kindtii, stejně jako vznášivka E. gracilis a pravděpodobně nejvýznamnější bezobratlý predátor C. vicinus preferují stanoviště u hráze. Na Obr. 2 je vyneseno totéž pro vířníky. Směrem ke hrázi se zvyšuje abundance T. rousseleti, Asplanchna sp. K. longispina a P. dolichoptera. Conochilus preferuje stanoviště 2 a 3, o něco výše má optimum T. similis. Naopak horní část nádrže je preferována P. vulgaris, P. major, Synchaeta sp., K. quadrata a především K. cochlearis.

Obr. 2: Jednovrchlové odpovědi abundancí korýšů (nahoře) a vířníků (dole) na transektu nádrží od hráze k přítoku.

Korýši Bosmina longirostris Daphnia galeata Ceriodaphnia sp. Diaphanosoma brach. Eubosmina corregoni Leptodora kindtii Acanthocyclops sp. Cyclops vicinus Cyclops strenuus Eudiaptomus gracilis Mesocyclops leuckarti Thermocyclops crassus

P 0,000 0,080 0,000 0,049 0,007 0,009 0,011 0,000 0,000 0,006 NS NS

Optimum (tolerance) 2,80 (0.90) 3,02 (2.50) 1.69 (0.91) 3.67 (1.82) 5.14 (11.0) < 1 (4.23) 3.21 (1.79) 1.89 (0.94) 0.47 (1.72) -

Vířníci Asplanchna sp. Conochilus hippocrepis Keratella cochlearis Keratella quadrata Kellicottia longispina Polyarthra dolichoptera Polyarthra major Polyarthra vulgaris Synchaeta sp. Trichocerca rousseleti Trichocerca similis

P 0,000 0,000 0,000 0,038 0,000 NS NS 0,003 0,002 0,057 NS

Optimum (tolerance) < 1 (2.78) 2.54 (1.06) > 7 (10,1) < 1 (8,32) 6,80 (1,95) 7,30 (2,20) 4,00 (2,06)

Tab 1: Parametry (optimum, tolerance) a signifikance modelů jednotlivých druhů zooplanktonu vynesených v Obr 2. Tento druh byl hlavní dominantou horní části nádrže, a dosahoval zde velkých abundancí (až 2220 ind/l), nicméně díky nestabilitě prostředí zde byly velké rozdíly mezi odběry. Dohet a Hoffmann (1995) naproti tomu zjistili na srovnatelné nádrži u většiny taxonů zooplanktonu (Cyclops spp., D. galeata, D. brachyurum, K. cochlearis a Polyarthra spp. maxima průměrných početností ve střední a horní části nádrže. Tři nejvýznamnější druhy herbivorních perlooček jsou nejpočetnější na stanovištích 2 – 4. Zajímavá je preference dolních částí nádrže (stanoviště 1 a 2) všemi hlavními taxony bezobratlých predátorů s vyjímkou M. leuckarti, jehož preference horní části nádrže není signifikantní. Jsou tedy korýší predátoři a korýší herbivoři potrava ve svých preferencích prostorově odděleni. Nabízí se vysvětlení, že početnost herbivorů zde může být snížena právě predací, ale jistě to nebude jediný důvod. Podobně neznáme vysvětlení proč predátoři preferují právě nejspodnější stanoviště, přestože dostatečně lacustrinní charakter mají jistě i stanoviště 3 a 4. Srovnáme-li průběhy abundancí korýšů a vířníků na transektu, můžeme si všimnout ještě jedné zajímavé věci a totiž, že dobrá polovina taxonů vířníků nachází optimální podmínky v přítokové části nádrže, zatímco všechny taxony korýšů mají svá optima ve střední a dolní části nádrže. To s největší pravděpodobností souvisí s ekologickou strategií, vlastní těmto dvěma skupinám (ALLAN 1976). Vířníci s vyšší růstovou rychlostí pružněji reagují na změnu podmínek prostředí a jsou úspěšní v proměnlivé a přitom velice úživné horní části nádrže, kde korýši vhodné podmínky nenalézají. Svou roli zvláště u bakterivorních vířníků r. Keratella může hrát i růst mikrobiální aktivity směrem k přítoku. Práce na tomto projektu byly podpořeny grantem Awards of Biodiversity and Conservation Studies Biology, výzkumným záměrem MŠMT 123100004, a grantem GA AV č. A6017503.

ALLAN, J. D., 1976: Life history patterns in zooplankton. Am. Nat. 110: 165 - 180. DOHET, A., HOFFMANN, L., 1995: Seasonal succession and spatial distribution of the zooplankton community in the reservoir of Esch-sur-Sure (Luxembourg). Belg. J. Zool. 125 (1): 109 – 123. PINEL – ALLOUL, B., 1995: Spatial heterogeneity as a multiscale characteristic of zooplankton community. Hydrobiologia 300/301: 17 – 42. STRAŠKRABA, M., 1998: Limnological Differences Between Deep Valley Reservoirs and Deep Lakes. Internat. Rev. Hydrobiol. 83: 1-12.

VZTAH ZMĚN PODÍLU PERLOOČEK >0.7 MM V JEJICH CELKOVÉ BIOMASE K ZMĚNĚ KONCENTRACE CHLOROFYLU, BIOMASY A DRUHOVÉMU SLOŽENÍ FYTOPLANKTONU Relation between changes of the proportion of Cladocera >0.7 mm in total cladoceran biomass to changes in chlorophyll concentration, phytoplankton biovolume and species composition. Jaroslav Hrbáček Hydrobiologický ústav AVČR, Na sádkách 7, 370 05 České Budějovice Abstract: The Hubenov reservoir (51.6 ha, triangular shape, max. depth 17.5 m, retention 167 days), put in operation in the spring 1972 was planted by 500 trout (brook and rainbow). Since 1974 perch successfully spawned. Samples were taken in the period May 1975 end 1979 in three weeks and till end 1985 in six weeks intervals. In addition to total zooplankton (Zpl) and total cladoceran (Clad) protein N also percentage (%Lclad) of the protein N of Cladocera retained on the sieve 0,71 mm mesh (Lclad) in Clad was determined as a possible measure of the impact of fish on zooplankton. Algal biovolumes (Abiov) and chlorophyll concentration (Chl) were also determined. As the distribution of investigated parameters is closer to lognormal than to normal, logarithmically transformed data of parameters are compared. During the investigated period the decrease of total phosphorus, of Clad, and Zpl is not statistically significant. The decrease of Lclad is just statistically significant (js) whereas the increase of Abiov and Chl is highly significant (hs). In individual samples Lclad correlates (hs) just with %Lclad and %Lclad correlates (js) negatively with Abiov. The mirror course of the curves of the polynomial fit (see fig. Hubenov 1) of % Lclad (scale on R) is closer to Abiov (scale on L) than to Chl (scale on R). Change of percent of cryptomonad biovolume in total Abiov (fig. Hubenov 2) follows the change in %LCla by a lag of at least one year.

Úvod Údolní nádrž Hubenov ( 523 m n. m. hl.) u Jihlavy napušt ěná od jara 1972, má plochu 51,6 ha zhruba trojúhelníkový tvar, největší hloubku 17,5 m a průměrné teoretické obnovení vody za 167 dnů. V průběhu let 1972-1974 bylo do nádrže nasazeno 337 kusů pstruha potočního a 163 kusů pstruha duhového různého stáří. Tato populace postupně klesala v důsledku lovu na udici, pytláctví a nemocí. Od roku 1974 docházelo k tření okounů, kvantitativní údaje o růstu této populace nejsou k dispozici. Jako kritérium tlaku rybí populace na zooplankton byl použit poměr biomasy velkých perlooček k celkové biomase perlooček. Na základě tohoto poměru jsme již dříve zjistili*/ že při hodnotách nad 40 procent je poměr mezi koncentrací chlorofylu a celkového fosforu zhruba poloviční než při hodnotách pod 40 procent. Měřené parametry Vzorky planktonu a vody hladinové vrstvy byly odebírány od května 1975 do konce roku 1979 v převážně třítýdenních a do konce roku 1985 v šesti týdenních intervalech. Zooplankton byl odebírán třemi vertikálními tahy ode dna k hladině modifikovanou Apsteinovou sítí o velikosti ok 0,1 mm (ZplT). Sítem o velikosti ok 0,71 mm byl vzorek ihned po odběru rozdělen na dvě velikostní frakce. Tyto byly dále rozděleny v dělící nálevce na perloočky a ostatní plankton tvořený skoro výlučně klanonožci. Všechny oddělené frakce zooplanktonu byly dezintegrovány a kolorimetricky byl stanoven biuretovou reakci proteinový N. Tato stanovení prováděla

O. Albertová. Pro předložený příspěvek byly použity hodnoty procentuálního podílu (%Lcla) proteinu N velkých perlooček (LCla) v celkovém proteinovém N perlooček (ClaT). Ve vzorcích vod stanovili: koncentraci chlorofylu (Chl) a celkových objemů (ABiov) jednotlivých skupin řas B. Desortová, koncentraci sloučenin fosforu (TP) J. Popovský. Výsledky a diskuse Pro hodnocení celého souboru dat byla nejprve použita regresní analýza. Protože distribuce jednotlivých parametrů, je blíže lognormální než normální byla analýza provedena s logaritmicky transformovanými hodnotami. Pro sledování zm ěn v čase byly naměřené hodnoty korelovány s číselnou hodnotou odběrového dne od počátku odběrů. V sledovaném období TP, Zpl, Cla a %Lcla mírně stouply jen poslední změna je však právě statisticky signifikantní. Naproti tomu Chl, a Abiov statisticky vysoce signifikantně stouply. Ze skutečnosti, že změna Chl a Abiov neprobíhá souběžně se změnou koncentrace TP jako míry úrovně úživnosti – trofie ( suma amoniakálního a organického N také poklesla) vyplývá, že pokud má hodnocení typu „eutrofizace“ tj. zvýšení trofie být hodnocena hodnověrně musíme uvést parametr jehož zvýšení nás opravňuje usuzovat o eutrofizaci. Z jednotlivých sledovaných parametrů zooplanktonu jen %LCla statisticky právě signifikantně koreluje s TP. ABiov a procento objemu kryptomonád v ABiov koreluje s TP vysoce signifikantně zatím co Chl a objem kryptomonád nikoli. Mezi analyzovanými parametry zooplanktonu a fytoplanktonu není v jednotlivých vzorcích žádný statisticky významný vztah s výjimkou právě signifikantní korelace mezi objemem kryptomonád a ClaT. Hodnoty i vysoce statisticky významných korelačních koeficientů jen málo překračují hodnotu 0,5 tj. z hlediska determinace ukazují jen malou závislost. Rozpor mezi vztahy jednotlivých parametrů v časovém sledu a v jednotlivých vzorcích může být důsledkem okolnosti, že hodnoty jednotlivých parametrů v určitých obdobích střídavě stoupají a klesají a také okolnosti, že vztah mezi jednotlivými sledovanými parametry má charakter následný. Tuto okolnosti aspoň z části zohledníme, když porovnáme průměr dvou parametrů za určité kratší období (např. léto). Nevyhneme se jí však úplně, protože začátky a konce srovnávaných změn nemusí být současné.

Graf Hubenov 1 představuje jednu z možností jak řešit vzájemné vztahy zkoumaných parametrů za dlouhé období. Křivky v grafu odpovídají optimálnímu polynomiálnímu přiblížení všem datům v sledování období. Protože data jsou logaritmicky transformována je možno ze srovnání sklonů určitých úseků porovnávat i relativní vzájemnou intenzitu změny. Aby se obě křivky nepřekrývaly platí stupnice nalevo pro Abiov i %LClad zatím co pro Cl stupnice napravo. Z průběhu křivek vyplývá, že průběh změny objemu řas (ABiov) je velmi přibližně a průběh změn Cl méně přibližně zrcadlovým obrazem změny zastoupení velkých perlooček (%LCla). U křivek Chl a Abiov je jedna čára plná resp. dlouze čárkovaná a druhá tečkovaná. Z korelační analýzy vyplynulo, že došlo ke snížení živin (TP) i když nikoli statisticky významnému. Aby se ukázal možný vliv této změny na Abiov a Chl byly hodnoty těchto parametrů lineárně upraveny na stejnou průměrnou hodnotu TP 20,91 µg/l. Znamená to že u vzorku, který měl hodnotu TP 41,82 (tj. dvojnásobek průměru) byla měřená hodnota CL snížena na polovinu (tedy poměrem měřené a průměrné hodnoty). Z porovnání obou sousedních křivek vyplývá, že zřetelná změna se týká jen roku 1985. Průběh upravené křivky lépe odpovídá zrcadlovému průběhu křivky %LC.. Z porovnání průběhu křivek ABiov a CL vyplývá, že zvláště v letech 1975 – 1978 nebyl průběh rovnoběžný. Z této okolnosti plyne, že v těchto létech se procento chlorofylu v živém objemu řas zřetelně měnilo. Je tedy otázkou, zda je to způsobeno fyziologickou adaptací fytoplanktonu nebo změnou jeho druhového složení.

Graf Hubenov 2. ukazuje změnu podílu objemu kryptomonád na druhovém složení celkového objemu řas fytoplanktonu. V moji interpretaci z tohoto grafu vyplývá, že v prvních třech letech je to převážně fyziologická adaptace, zatím co v dalších letech působí i změna druhového složení – nahrazování kryptomonád rozsivkami. Tato změna druhového složení fytoplanktonu ke které dochází s asi dvouletým zpožděním za změnou vyvolávajícího činitele (LClad) ukazuje, že závěry o vlivu perlooček na druhové složení fytoplanktonu na základě krátkodobých sledování, resp. pokusů mají malou vypovídací schopnost o dlouhodobých vlivech.

Závěr Dlouhodobý pokles podílu biomasy velkých perlooček větších než 0,71 mm v celkové biomase perlooček ovlivňuje vzestup živého objemu řas a koncentrace chlorofylu a změnu druhového složení fytoplanktonu způsobuje s nejméně ročním zpožděním.

*/ Hrbáček et al. (1994) Arch. Hydrobiol.Beih. 40: 175-184

LITORÁLNY KRUSTÁCEOPLANKTÓN V RAMENÁCH DUNAJA A MORAVY The littoral Crustacea plankton in the Danube and Morava floodplain water bodies Marta Illyová Ústav Zoológie SAV, Dúbravská cesta 9, 824 06 Bratislava Abstract: In the whole investigated area 76 taxa of planktonic crustaceans (51 Cladocera taxa and 25 Copepoda taxa) were recorded. In the permanently flowing arms of Danube floodplain the benthic species were represented. The average abundance and biomass of the planktonic crustaceans ranged -1 -3 from 7 to 192 ind.l and 0.09 to 1.5 g.m . In the lenitic habitats of the Danube floodplain the phytophilous chydorids, daphniids and copepods occurred constantly in taxocoenoses. The average -1 -3 annual abundance ranged from 66 to 1037 ind.l and biomass from 0.3 to 7.5 g.m . In the lenitic habitats in the Morava river floodplain species Bosmina longirostris predominated. The average annual -1 -3 abundance ranged from 387 to 2909 ind.l and biomass from 5.7 to 72.43 g.m . Two arms represented the lotic habitats in the Morava river floodplain after their artificial reconnecting. -1 -1 Abundance of all planktonic crustaceans also considerably decreased from 741 ind.l to 16 ing.l and -1 -1 -3 -3 791 ind.l to 29 ind.l , and biomass ranged from 0.3 g.m to 0.6 g.m after reconnection.

V čase, keď sú biotopy inundačných území riek čoraz vo väčšej miere ovplyvňované zásahmi človeka, vystupuje do popredia veľmi aktuálne potreba zachovania biologickej diverzity. V prípade Dunaja ide o zásah do prostredia spôsobený prevádzkou vodného diela Gabčíkovo (VDG). Na rieke Morave je zase snaha napraviť v minulosti necitlivé zásahy do hlavného toku rakúsko-slovenského úseku Moravy, kde sa revitalizáciou sleduje sprietočnenie predtým odrezaných meandrov rieky (Lisický et al., 1997). Spoločenstvá litorálneho planktónu sa vyznačujú veľkou diverzitou a vo všeobecnosti platí, že pomalšie reagujú na zmeny hydrologického režimu biotopu, ako stredový planktón. Jedným z cieľov tejto práce je dokumentovať rozdiely v litorálnych spoločenstvách planktonických kôrovcov medzi vodami inundačných území Dunaja a Moravy a to z hľadiska počtu druhov, abundancie a biomasy krustáceoplanktónu, s prihliadnutím na rozdielny hydrologický režim skúmaných ramien. Doposiaľ boli z prostredia litorálu ramien Dunaja publikované viaceré štúdie o výskyte perloočiek a veslonôžok (napr. Vranovský, 1981, 1991, Vranovský a Ertl, 1958). Prvé zmeny v taxocenózach krustáceoplanktónu po uvedení VDG dokumentujú práce Illyová (1996) a Vranovský (1997). Z vôd inundácie rieky Moravy na slovenskej strane bol doposiaľ publikovaný len jeden aktuálny zoznam druhov krustáceí (Illyová, 1999). Materiál a metodika Charakteristika skúmaných lokalít. Ramená inundačného územia Dunaja sú lokalizované v ľavobrežnej časti vnútrozemskej delty, medzi Dobrohošťou a Číčovom (r. km 1841-1801). Biotopy povodia Moravy sa nachádzajú medzi Moravským Svätým Jánom a Stupavou (r. km 66 – 12). Typológia ramien je uvádzaná v zmysle Roux et al. (1982) a Šporka (1998). Podrobnejšia charakteristika skúmaného územia je publikovaná v prácach Vranovský (1997) a Illyová (1996, 1999).

Materiál a metodika. Vzorky litorálneho krustáceoplanktónu som odoberala z 10 ramien v povodí Dunaja a 6 ramien v povodí Moravy v období rokov 1994–1997. Všetky lokality som navštívila minimálne trikrát do roka s dôrazom na sezónny aspekt (jar, leto a jeseň). Celkove bolo odobratých a spracovaných 125 vzoriek. Kvantitatívne a kvalitatívne analýzy boli realizované bežnými hydrobiologickými metódami používanými pre zooplanktón. Výsledky a diskusia Z hľadiska fauny perloočiek a veslonôžok bolo na skúmanom území zistených 76 druhov: 51 taxónov perloočiek a 25 taxónov veslonôžok. Pre obe povodia bolo spoločných 57% druhov. S 90-100%-nou konštantnosťou sa vyskytovali druhy: Chydorus sphaericus, Pleuroxus aduncus, Scapholeberis mucronata, Simocephalus vetulus, Acanthocyclops robustus a Eucyclops serrulatus. Rozdielnosť badať vo výskyte veslonôžky Eurytemora velox, ktorú som v litorále biotopov Moravy nezaznamenala, kým v ramenách Dunaja bol pozorovaný jej hojný výskyt. Najmenší počet druhov (16-24) a nízke kvantitatívne hodnoty litorálneho krustáceoplanktónu boli zistené v trvalo umelo prietočných ramenách Dunaja. Ide o navzájom prepojené ramená Vojčianske, Šulianske, Bačianske a Bodícke, napájané z derivačného kanála s pomocou nápustného objektu pri Dobrohošti. V taxocenóze dominovali druhy (Ch. sphaericus, Disparalona rostrata, Alona rectangula, A. affinis, Pleuroxus denticulatus, P. aduncus a iné). Pelagické druhy r. Daphnia sa nevyskytovali a nízku početnosť mala aj Bosmina longirostris. Z veslonôžok dominovali E. serrulatus a E. velox. Priemerná abundancia krustáceoplanktónu sa pohybovala od 7 ind.l -1 do 192 ind.l-1 a biomasa od 0,09 g.m -3 po 1,5 g.m-3. Nízke kvantitatívne hodnoty súvisia s trvalým prietokom vody v ramenách. Aj iní autori pokladajú takýto typ biotopu za málo produktívny pre zooplanktón (napr. Amoros, 1991, Vranovský, 1995). Výsledky druhového zloženie krustáceí a tiež ich relatívne nízka kvantita korešpondujú s trendom, ktorý bol zaznamenaný na základe niekoľkoročných pozorovaní územia dotknutého prevádzkou VD Gab číkovo. Vplyv vodného diela na taxocenózy perloočiek a veslonôžok sa prejavil úbytkom euplanktonických druhov a nárastom počtu a dominancie tychoplanktonických foriem v mediále ramien (Vranovský, 1997, Illyová, 1996). Druhú skupinu skúmaných dunajských ramien predstavujú ramená typu plesiopotamál (Kráľovská lúka, Išpánsky Dunaj, Starý les, Opátske rameno) a paleopotamál (Trstená na Ostrove). Dominovali fytofilné druhy rodu Ceriodaphnia, Simocephalus a Scapholeberis. Z chydoridov prevládali Graptoleberis testudinaria, druhy rodu Alona a Pleuroxus. Chýbali druhy rodu Daphnia. Z veslonôžok prevládali druhy E. velox, E. serrulatus a Thermocyclops oithonoides. Priemerná ročná abundancia krustáceoplanktónu bola od 66 ind.l -1 po 410 ind.l-1 a biomasa od 0,3 g.m-3 po 7,5 g.m-3. Relatívne nízke kvantitatívne hodnoty planktonických kôrovcov boli vo väčšine ramien spôsobené výraznou fluktuáciou vodnej hladiny (0-200cm) počas vegetačnej sezóny. V ramene so stabilnou výškou vodnej hladiny (Trstená na Ostrove) bola nízka kvantita krustáceoplanktónu spôsobená výrazným rozvojom submerznej makrovegetácie, ktorá pri masovom rozvoji odčerpáva z vody živiny do tej miery, že bráni rozvoju planktónového spoločenstva (Kowalczewski a Pieczyńska, 1976). Najvyššie kvantitatívne hodnoty krustáceoplanktónu sa vyskytovali v litorálnej zóne ramien Moravy. Ide o bývalé meandre rieky, spojené s hlavným tokom v mieste dolného ústia a zodpovedajúce typu parapotamál (tri ramená pri Moravskom Sv. Jáne, Vysoká pri Morave a Temrajz). Počas nízkych stavov vody nadobúdali lenitický

charakter a vyskytovala sa tu rozvinutá makrovegetácia. Dominovali pelagické druhy B. longirostris a Ceriodaphnia pulchella. Fytofilnú faunu perloočiek reprezentovali najmä druhy Ch. sphaericus, Simocephalus vetulus, Alona rectangula, Sida crystallina, S. mucronata a iné. Z veslonôžok dominoval A. robustus. Priemerná početnosť krustáceoplanktónu sa pohybovala od 387 ind.l -1 do 2909 ind.l-1 a biomasa od 5,7 g.m -3 do 72,43 g.m-3. Vysoké kvantitatívne hodnoty krustáceoplanktónu svedčia o nadmernom prísune nutrientov do ramena a stabilnom hydrologickom režime v letných a jesenných mesiacoch. Situácia v litorálnej zóne dvoch moravských ramien (Vysoká pri Morave a Temrajz) sa výrazne zmenila po ich umelom sprietočnení. K nemu došlo v rámci revitalizácie meandrov Moravy. Ramená boli s hlavným tokom prepojené v mieste horného aj dolného ústia, avšak spôsob, akým to bolo realizované nedovo ľoval, s výnimkou vysokých stavov, výraznejšie prúdenie v nich. Napriek tomu došlo následne po sprietočnení ramien k eliminácii pôvodného spoločenstva krustáceoplanktónu a poklesu početnosti z 741 ind.l -1 na 16 ind.l-1 (Vysoká pri Morave) a z 791 ind.l-1 na 29 ind.l-1 (Temrajz), a biomasy z 16 g.m -3 na 0,3 g.m-3 (Vysoká pri Morave) a z 42 g.m-3 na 0,6g.m-3 (Temrajz). V litorále ramien sa objavili pelagické (Daphnia galeata, Diaphanosoma orghidani a Cyclops vicinus) a invázne druhy (Pleuroxus denticulatus a Moina weismanni). Pokles kvantitatívnych hodnôt krustáceoplanktónu po sprietočnení ramien si vysvetľujem: 1.) úbytkom makrovegetácie a s tým súvisiaca väčšia dostupnosť kôrovcov pre ryby, 2.) trvalým prietokom vody a 3.) výrazným zákalom vody s množstvom plavenín, upchávajúcimi filtračný aparát perloočiek a veslonôžok. Amoros, C. 1991. Changes in side-arm cennectivity and imlications for river system management. River 2: 105-112 Illyová, M. 1996. Cladoceran taxocoenoses in the territory affected by the Gabčíkovo barrage system. Biologia, Bratislava, 51, 501-508 Illyová, M. 1999. Impact of oxbow reconnection on littoral planktonic crustacean structure (Crustacea, Branchiopoda et Copepoda) in the Morava river flood plain. Ekológia (Bratislava), 18, 3: 277286. Kowalczewski, A. & Pieczyńska E. 1976. Algae, pp. 55-69. In: Pieczyńska, E. (ed.) Selected problems of lake littoral ecology. Wydawnictwa Uniwersytetu Warszawskiego, Warszawa. Lisický, M. (ed.) 1997. Úvodné riešenie k problematike renaturácie rieky Moravy v úseku Tvrdonice – Devín. Final report, ÚZ SAV, Bratislava, 323 pp. Roux, A. L. et. al 1982. Cartographie polytématique appliquée a la gestion écologique des eaux.Edition du CNRS, Paris, 113 pp. Šporka, F. 1998. The typology of floodplain water bodies of the Middle Danube (Slovakia) on the basis of the superficial polychaete and oligochaete fauna. Hydrobiologia 386: 55-62. Vranovský, M. 1981. Kôrovce (Crustacea) planktónu Číčovského mŕtveho ramena. Spravodaj oblastného podunajského múzea v Komárne 3:65-90. Vranovský, M. 1991. Zooplankton of a Danube side arm under regulated ichthyocoenosis conditions. Verh. Internat. Verein. Limnol., 24: 2505-2508. Vranovský, M. 1995. The effect of current velocity upon the biomass of zooplankton in the River Danube side arms. Biologia Bratislava, 50: 461-464. Vranovský, M. 1997. Impact of the Gabčíkovo hydropower plant operation on planktonic copepods assemblages in the River Danube and its floodplain downstream of Bratislava. Hydrobiologia, 347: 41-49. Vranovský, M. & Ertl, M. 1958. Zoznam perloočiek (Cladocera) zistených na Žitnom ostrove r. 19531957. Biológia (Bratislava), 13, 6: 451-462.

KOMBINOVANÝ VLIV PREDACE RYB A LAREV RODU CHAOBORUS NA VELIKOSTNÍ DISTRIBUCI DAPHNIA GALEATA SARS (CRUSTACEA, ANOMOPODA). Aggregate impact of fish and phantom-midge larvae on size distribution of Daphnia galeata Sars (Crustacea, Anomopoda). Vladimír Kořínek, Pavel Kožený, Klára Urbanová Katedra parasitologie a hydrobiologie PřF UK, Viničná 7, 128 44 Praha 2 Abstract: The changes of the maximum body size found in the population of Daphnia galeata during a long-term biomanipulation experiment (shallow reservoir) was compared with the situation in another reference reservoir (no reduction in the number of planktivorous fish) and in one fish pond stocked with two-years old carp. As the echo-sounding data showed a lowered density of planktivorous fish, possible mechanism of increasing impact of Chaoborus larvae is discussed.

Úvod V roce 1992 jsme vybrali údolní nádrž Drásov u Příbrami pro pokusné studium vlivu redukce populací planktonofágních ryb (plotice, okoun). Nádrž byla s různou intenzitou a frekvencí odběrů a měření sledována pracovníky a studenty až do roku 1998. Redukční odlovy ryb a nasazení piscivorních druhů (candát, bolen) a sběr jiker dvou dominantních druhů ryb prováděl RNDr. J. Křížek (původně Výzkumný ústav rybářský). Přestože odhady hustoty rybích populací ukazovaly na možné snížení predačního tlaku především plůdku plotic a okounů, v zooplanktonu nedominovaly větší druhy rodu Daphnia, které by mohly filtrací ovlivnit biomasu fytoplanktonu. Po celých 6 let studia se zde vyskytoval pouze jediný druh Daphnia galeata Sars a z dalších druhů filtrujících perlooček Diaphanosoma brachyurum, Ceriodaphnia pulchella a Bosmina longirostris. V roce 1997 provedl RNDr. J. Kubečka (Hydrobiologický ústav AV ČR Č. Budějovice) sonarový průzkum množství ryb v nádrži. Ten potvrdil nízkou hustotu planktonofágních ryb tak, jak vyplývala z dříve prováděných odhadů. Noční měření však přinesla nový poznatek: v nádrži byla hustá populace larev koreter druhu Chaoborus flavicans. Na sonarových záznamech bylo možné pozorovat klasickou migraci směrem k hladině po západu slunce

Tab. 1. Základní parametry nádrže Drásov Plocha (ha) 3 3 Objem (10 m ) Max. hloubka (m) Prům. hloubka (m)

4,5 - 6,0 118 - 183 6,0 - 7,4 2,6 - 3,1

Teoretická doba zdržení (dny)114 - 176 2 Plocha povodí (km ) 7,4 -1 Prům. průtok (l.sek ) 12 -1 Odběr na vodárnu (l.sek ) 0,8 - 4,2

Metody Od druhé poloviny roku 1997 jsme pravidelně měřili změny populačních hustot druhu Chaoborus flavicans , jeho velikostní distribuci a instarovou analýzu. Druh Daphnia galeata byl podrobně sledován již od počátku projektu: populační hustota a velikostní distribuce (vertikální tahy planktonní sítí 100 a 200 ηm ). Získané výsledky

jsme doplnili pro srovnání o starší údaje z Klíčavské nádrže (1967) a z blatenského rybníka Smyslov (1968). Jako metodu pro srovnání jsme využili maximální dosaženou velikost dafnií (Hrbáček, osobní sdělení, 2000) zachycenou v náhodném vzorku ze 100 – 500 (Klíčava) měřených jedinců. Při hodnocení vypovídací hodnoty takové informace je třeba vzít v úvahu, že podle okamžité hustoty populace dafnií ko lísající mezi 10 a 100 jedinci l-1 reprezentuje tato maximální naměřená hodnota stejnou velikost 100 až 1000 jedinců v 1m3 vodního sloupce (což je odpovídající rozměr pro vyjádření hustoty ryb). Výsledky Larvy Chaoborus flavicans tvořily početně významnou populaci v druhé polovině roku 1997 a v prvé polovině roku 1998 a to především 3. a 4. instar, u kterých se předpokládá největší predační vliv na zooplankton do velikosti 1 mm (Krylov, 1992). Maximální velikost Daphnia galeata v nádrži Drásov v obou studovaných sezónách kolísala mezi 0,8 a 1,0 mm. Srovnávané hodnoty velikosti z nádrže Klíčava jsou o něco vyšší (0,9 – 1,00 mm) a z rybníka Smyslov výrazně vyšší: 1,0 – 1,3 mm. Zatímco o rybničních populacích larev rodu Chaoborus víme z nočních kvantitativních odběrů, že netvořily početně významnou složku planktonu, údaje z Klíčavské nádrže nejsou k dispozici. Diskuse a závěry V současné hydrobiologické literatuře jsou uváděna data potvrzující vzestup vlivu predace larev rodu Chaoborus na zooplankton s poklesem intenzity predace planktonofágních ryb. Jen jako příklad jsme vybrali práce Roche et al. (1993) a Wissel, Benndorf (1998). V prvé práci posuzovali autoři změny v predačním tlaku ryb v sérii limnokorálů a v druhé srovnávali dvě jezera jedno biomanipulované (bez ryb) a druhé s obsádkou planktonofágů. Můžeme-li tedy vzít stoupající vliv predace larev rodu Chaoborus za prokázaný, je tím i částečně vysvětlena neúspěšnost biomanipulačních zásahů na nádrži Drásov . Získaná data o minimální a maximální velikosti v populaci Daphnia galeata bude možné ještě dále analyzovat ve spojení s údaji o velikosti průměrné snůšky, biomase fytoplanktonu či úrovni živin v nádrži. Literatura Krylov, P. I. 1992. Density-dependent predation of Chaoborus flavicans on Daphnia longispina in a small lake: the effect of prey size. Roche, K. F., Sampaio, E. V., Teixeira, D., Matsumura-Tundisi, T., Tundisi J. G. & Dumont, H. J. 1993. Impact of Holoshestes heterodon Eigenmann (Pisces: Characidae) on the plankton community of a subtropical reservoir: the importance of predation by Chaoborus larvae. Hydrobiologia 254: 7 – 20. Wissel, B. & Benndorf, J. 1998. Contrasting effects of the invertebrate predator Chaoborus obscuripes and planktivorous fish on plankton communities of a long term biomanippulation experiment. Arch. Hydrobiol. 143: 129 – 146.

Klíčava 1967

Drásov 1997

1400

1400

1200

1200

1000

1000

800

800

600

600

400

400

200

200 30.3.

6.5.

5.6.

9.7.

17.8.

10.10.

9.5.

30.5.

21.6.

Smyslov 1968 1400

1200

1200

1000

1000

800

800

600

600

400

400

4.3.

6.5.

12.6.

26.7.

max

1.8.

22.8.

13.9.

3.10. 24.10.

Drásov 1998

1400

200 18.12.

11.7.

4.9.

15.10.

200

2.4.

13.5.

průměr 95% konf. interval

24.6.

5.8.

16.9.

27.10.

min

Obr.1. Znázornění velikostní struktury populací Daphnia galeata, osa x – datum, osa y – délka schránky (µm).

Obr.2. Početnost larev Chaoborus flavicans v pelagiálu nádrže Drásov. Drásov 1997 4500

celkový počet 4000

III.+ IV. instar

3500 3000

ind/m

2

2500 2000 1500 1000

-neměřeno-

500

28 .1 0.

10 .9 .

8. 8.

2. 7.

0

datum

Drásov 1998 4500

celkový počet 4000

III.+ IV. instar

3500

2500 2000 1500 1000 500

datum

27 .1 0.

30 .9 . 13 .1 0.

3. 9.

16 .9 .

5. 8.

19 .8 .

22 .7 .

8. 7.

24 .6 .

10 .6 .

27 .5 .

13 .5 .

29 .4 .

2. 4.

0

15 .4 .

ind/m

2

3000

ZOOPLANKTON NÁDRŽE BAŠKA U FRÝDKU-MÍSTKU Zooplankton of the artificial reservoir Baška near Frýdek-Místek town Markéta Kubláková Bavlnářská 2882, 738 01 Frýdek-Místek Abstract: During 1996-1998 years a research about zooplankton (Cladocera and Copepoda) was performed in the artificial reservoir Baška. Twenty - eight species of crustaceoplankton was found (see tab.1). Cladoceran species Camptocercus rectirostris is new species for North Moravia. Saprobity of a water in the reservoir Baška was estimated as beta-mesosaprobic.

Úvod Cílem práce bylo zjistit co nejúplnější informace o druhovém složení crustaceoplanktonu nádrže Baška, která představuje významnou rybářskou a rekreační lokalitu v ostravské aglomeraci. Vodní nádrž Baška leží v jihovýchodní části Podbeskydské pahorkatiny, asi 3 km od Frýdku-Místku. Nádrž leží v nadmořské výšce 320 m n.m. Zatopená plocha činí 33 ha a celkový objem je 1,08 mil. m3 (ŽENATÝ, BILÍK 1973). Ze srovnání fyzikálně-chemických analýz vody vyplývá, že kvalita vody na nádrži se za posledních třicet let jen mírně zhoršila. Na množství rozpuštěných látek a dusičnanů měly jednoznačně vliv povodně v červenci 1997. Z výsledků těchto analýz vyplývá, že přehrada byla v podstatě „vypláchnuta“ (RYŠKA 1997). Po povodních došlo díky poměrně vysokým teplotám ovzduší k zřetelné stratifikaci nádrže. Výrazná oblast zlomu -skočná vrstva se nacházela asi 2 m pod hladinou. Teplota vody se v létě 1997 při hladině pohybovala kolem 20°C, ve vrstvě u dna nádrže měla voda 13°C. Materiál a metodika Odběry zooplanktonu byly prováděny v letech 1996-1998. Materiál byl sbírán ze tří stanovených odběrových míst v průběhu celého roku, s výjimkou zimních měsíců, kdy byla nádrž zamrzlá. Při každém odběru byla sledována teplota vzduchu a vody. U výpustě byla dále měřena průhlednost vody pomocí Secchiho desky. Kvalitativní vzorky byly odebírány planktonní sítí (velikost ok 150 µm). Pro kvantitativní odběr byl použit odběrný válec UH 58 dle Pospíšila o objemu 2 l. Materiál byl fixován 4% formaldehydem. V letních měsících (VII.-VIII.) byly navíc v blízkosti výpustě prováděny zonální odběry z hloubky 1 m, 2 m a 4 m. Zpracování kvantitativního materiálu bylo prováděno pod binokulární lupou G 11 P upravené podle Štěrby (1959). Kvantitativní výsledky byly použity pro výpočty indexů diverzity (Shannon-Weaverův, Margalefův), ekvitability (LOSOS a kol., 1992) a saprobních indexů (SLÁDEČEK a kol. 1981). Výsledky V období 1996-1998 bylo na nádrži Baška celkem zjištěno 28 druhů crustaceoplanktonu, z toho 19 druhů perlooček, 4 druhy buchanek a 2 druhy vznášivek.

Za sledovanou dobu se do kvantitativních vzorků promítlo 14 druhů perlooček a 6 druhů klanonožců. Maximální rozvoj Cladocer byl zaznamenán 29.7. 1996 (1405 jed./l ). Na tomto počtu se z více jak 98 % podílel druh Bosmina longirostris. Z klanonožců se v maximálním počtu na nádrži Baška projevila copepoditová stadia buchanek (339 jed./l v listopadu 1996). U buchanek byl zjištěn klidový stav - resting stage, který KUBÍČEK (1964) označuje jako „Schlammkäpchen“. Na těle se vytvářejí struktury, které jsou zbarvené dohněda. Obvykle bývá trávicí trakt prázdný a podél trávicí trubice se vytvářejí tukové krůpěje. Takto postiženi jedinci byli nalézáni především v jarních měsících (duben). Na většině z nich byly patrné zbytky těchto struktur. Stejný stav byl popsán KANTORKEM ( 1976 ) u lasturnatek z nádrže Baška. Největší hodnota Shannon-Weaverova indexu diverzity byla zjištěna v srpnu 1998 na výpusti (2,384). Maximální hodnotu indexu diverzity podle Margalefa jsem zjistila v říjnu 1997 na hrázi (8,104). Na stejném odběrovém místě byla také zjištěna v dubnu 1997 maximální hodnota ekvitability (1,00). Hodnoty saprobního indexu získané na základě kvantitativního stanovení perlooček a klanonožců se pohybovaly u spodní hranice beta-mesosaprobity (1,50 1,78). Diskuze a závěr Druhové srovnání lze provést s prací HODULOVÉ (1984), která ale na nádrži sledovala pouze perloočky. Hodulová za dobu svého pozorování nalezla 8 druhů perlooček (viz. tab.1). Rozdíl v počtu nalezených druhů je pravděpodobně způsoben více faktory. Svou úlohu zde sehrál i fakt, že vzorky byly odebírány ze tří stanovených míst. Proti tomu Hodulová měla z přehrady k dispozici jen kvantitativní vzorky sbírané pouze z jednoho odběrového místa. Druh Camptocercus rectirostris byl poprvé zachycen na severní Moravě. Druhy Bosmina coregoni, Camptocercus rectirostris, Ceriodaphnia quadrangula, Leydigia leydigii a Simocephalus vetulus byly zjištěny jen v roce 1998. Naopak druhy Alona costata a Rhynchotalona rostrata, které se vyskytovaly v období 1996-1997, nebyly v následujícím roce nalezeny. Z klanonožců měly nepravidelný výskyt pouze vznášivky. Druh Eudiaptomus gracilis se vyskytoval v letech 1997-1998 a Eudiaptomus vulgaris jen v posledně jmenovaném roce. Literatura HODULOVÁ M., 1984: Perloočky (Cladocera) nádrží Morávka a Baška. [Diplomová práce.] Ostrava. Pedagogická fakulta. KANTOREK J., 1976: Ekologie lasturnatek (Ostracoda) některých typů stojatých vod Severomoravského kraje. Acta Fac. paedagog. Ostraviensis. Ser.E-6, 49: 5-47, Praha. KUBÍČEK F. 1964: Zur Biologie des Stausees Kníničky. In: Sborník VŠCHT v Praze. Technologie vody 8: 371-446, Praha. LECIÁNOVÁ L. 1970: Proměny jakosti vody v malých nádržích Severomoravského kraje. Baška, Olešná, koupaliště Poruba. Závěrečná zpráva VÚV Ostrava. LOSOS B. ed., 1992: Cvičení z ekologie živočichů. PřF Masarykovy univ., Brno. RYŠKA A. a kol. 1997,1998,1999: Sledování proměn jakosti vody v údolních nádržích povodí Odry. Dílčí zpráva za rok 1996,1997,1998. [ Manuscript. ] Ostrava, Povodí Odry a.s.

SLÁDEČEK V. a kol. 1981: Biologický rozbor povrchové vody. Komentář k ČSN 83 0532 - části 6: Stanovení saprobního indexu. Praha, ÚNM. ŠTĚRBA O. 1959: Faunisticko-saprobiologická studie o horní části řeky Oslavy vzhledem k výstavbě nádrže u Mostiště. In: Zoologické listy VIII : 329-356, Praha, ČSAV. ŽENATÝ P., BILÍK M. 1973: Přehrady na Ostravsku. MLVH a Čsl. přehradní výbor, Ostrava. Tab. 1: Přehled nalezených druhů Leciánová (1970)

Hodulová (1984)

Kubláková

+

+ + +

+

+ + +

CLADOCERA Acroperus harpae var. harpae Alona affinis var. affinis Alona costata Alona quadrangularis Bosmina coregoni morpha coregoni Bosmina longirostris var. pellucida Camptocercus rectirostris var. rectirostris Ceriodaphnia reticulata Ceriodaphnia quadrangula Daphnia hyalina morpha galeata Daphnia longispina Daphnia pulicaria Daphnia schoedleri Diaphanosoma brachyurum var.brachyurum Chydorus sphaericus var. sphaericus Iliocryptus sordidus Leptodora kindtii Leydigia leydigii Pleuroxus aduncus Pleuroxus uncinatus Rhynchotalona rostrata Scapholeberis mucronata var. cornuta Sida crystallina var. crystallina Simocephalus vetulus

+ +

+ +

+ + +

+ +

+ +

+

+ + + + + + + + + + +

COPEPODA Acanthocyclops vernalis Cyclops strenuus Eudiaptomus gracilis Eudiaptomus vulgaris Mesocyclops leuckarti Thermocyclops crassus

+ + + + + +

PROSTOROVÁ HETEROGENITA POTRAVNÍCH ZDROJŮ PERLOOČKY DAPHNIA GALEATA V KORYTOVITÉ ÚDOLNÍ NÁDRŽI Spatial heterogeneity of food resources of Daphnia galeata in a trough-shaped dam lake Jiří Macháček Hydrobiologický ústav AVČR a Katedra ekologie JčU, Na sádkách 7, 370 05 České Budějovice Abstract: Experimental cultivations of laboratory clone of D. galeata from neonata to primipara stage in water collected in three contrasting locations in Římov reservoir showed that the life history traits of Daphnia were related not only to quantitative features of food resources but also to qualitative ones which may be sometimes more difficult to reveal and define. Upstream parts of the reservoir exhibit for most of the vegetation season more favourable feeding conditions for daphnids than downstream parts near the dam. Daphnids cultivated in hypolimnetic water allocated under certain conditions more energy to reproduction than those cutivated in epilimnetic water.

Potravní zdroje jsou jedním z hlavních faktorů prostředí, který určuje populační dynamiku perlooček rodu Daphnia. Jejich vliv je dán jednak jejich množsvím, což je parametr, který lze poměrně snadno charakterizovat, v nejjednodušším případě jako průhlednost vody nebo přesněji jako množství chlorofylu a v sestonu nebo partikulovaný organický uhlík (POC). Na druhé straně parametr kvality portravních zdrojů je mnohem obtížnější charakterizovat neboť v sobě zahrnuje spektrum vlastností, mnohdy ne zcela objasněných, od prosté velikosti a tvaru částic přes jejich stravitelnost až po chemické složení a výživnou hodnotu. V protáhlé a hluboké údolní nádrži jako je Římov všechny tyto parametry vykazují prostorovou heterogenitu. V podélném profilu nádrže je po většinu vegetační sezóny gradient množství sestonu s nejvyššími hodnotami v horní části nádrže, ovlivněné přítokem a nejnižšími v dolní části u hráze (Uhlmann 1972, Macháček, Seďa 1998). V období letní stratifikace zároveň existuje heterogenita ve vertikálním profilu. Epilimnium je považováno za vrstvu s příznivějšími potravními podmínkami než hypolimnium (Monel and Lair, 1997). Cílem této práce bylo zjistit jak se tyto odlišné potravní podmínky v různých místech nádrže Římov odrazí na morfologických, růstových a reprodukčních parametrech perloočky Daphnia galeata. Materiál a metody Základním metodickým přístupem byly laboratorní kultivace perloočky D. galeata ve vodě odebírané na třech různých místech v nádrži. Jedno odběrové místo bylo v horní části nádrže ovlivněné přítokem (označené S5), druhé bylo v blízkosti hráze. Na tomto místě je hloubka cca 40 m a voda se odebírala jednak z povrchové vrstvy dvoumetrovou trubicí (S1E) a jednak z hloubky 15 m, což bylo pod sko čnou vrstvou v hypolimniu (S1H). V každé pokusné variantě byly tři paralelní 150 ml lahvičky, do každé z nich bylo na začátku pokusu nasazeno 10 jedinců laboratorního klonu D. galeata, vylíhlých z vybraných samic během předcházejících 24 hodin. Pokusná zvířata byla každý den přesazována do čerstvé vody odebrané v nádrži a přefiltrované přes síto s velikostí ok 40 µm. Teplota vody v pokusu se pohybovala

kolem 21°C (±1°C). Pokus byl ukončen jakmile perloočky dosáhly stadia primipary. Samice s vajíčky byly fixovány 4% roztokem formalinu a byla stanovena jejich velikost, délka postembryonálního vývoje (PEV) do okamžiku ovulace, relativní délka filtračnich brv (RDFB) na třetím páru hrudních nožek (Macháček 1998), velikost snůšky a velikost vajíček. V průběhu experimentu byly na všech třech místech v nádrži odebrány vzorky na stanovení chlorofylu a v sestonu, POC, celkového a partikulovaného fosforu a Lugolem fixované vzorky na analýzu fytoplanktonu. Variabilita průměrných hodnot mezi paralelními lahvičkami a mezi odběrovými stanovišti byla hodnoceny analýzou rozptylu (nested ANOVA) a statistická významnost rozdílů porovnávána vícenásobným srovnáním (multiple comparison). Výsledky V letech 1998 - 2000 bylo provedeno pět sérií kultivačních pokusů v období od konce dubna do poloviny července, což z hlediska sezónního vývoje společenstev v nádrži reprezentuje období od konce jarního maxima fytoplanktonu p řes fázi čiré vody do začátku letního rozvoje fytoplanktonu. Odezva sledovaných parametr ů perlooček vzhledem k parametrům charakterizujícím potravní zdroje je u jednotlivých experimentů poněkud odlišná, jak ilustrují uvedené výsledky tří sérií eperimentů. Obrázek 1A a tabulky 1A a 2A znázorňují výsledky pokusu kdy odezva perlooček je dobře vysvětlitelná kvantitativními charakteristikami sestonu. Nejvyšší hodnoty na stanovišti S5, nižší na stanovišti S1E a nejnižší na S1H se podle očekávání projevily na všech sledovaných parametrech perlooček. Výsledky dalšího pokusu jsou na obrázku 1B. Významně odlišné parametry perlooček ve skupině S5 od obou dalších skupin nejsou v souladu s kvantitativními charakteristikami potravních zdrojů v tabulce 1B. Data v této tabulce spíše ukazují na výrazně odlišné potravní podmínky ve skupině S1H, zatímco ostatní dvě skupiny se velmi neliší. Vysvětlení výsledků na obr. 1B nabízejí údaje o kvalitativním složení fytoplanktonu v tabulce 2B. Fytoplankton ve skupině S1E je velkým dílem tvořen sinicemi, které jsou považovány za potravu horší kvality a obrněnkami (Dinophyceae), které jsou poměrně velké (jednalo se o Ceratium hirundinella) a pravděpodobně i obtížné při filtraci a konzumaci dafniemi. Relativně vysoká biomasa fytoplanktonu je tedy méně vhodná co do kvality potravních zdrojů a odezva perlooček je podobná jako při nízké úrovni potravy. V další ze série experimentů byl získán velmi pozoruhodný výsledek, když dafnie ze skupin S1E a S1H, ve kterých byly velmi podobné kvantitativní parametry potravních zdrojů a také délka filtračních brv, která se ukazuje být citlivým indikátorem potravních podmínek ukazovala na stejné potravní podmínky, rozdílným způsobem hospodařily se získanou energií (obr. 1C a tab. 1C a 2C). Zatímco perloočky ve skupině S1E dospěly a vyprodukovaly poměrně malý počet vajíček, perloočky ve skupině S1H jakoby odložily dobu dospívání (delší PEV) a nahromaděnou energii věnovaly na produkci většího počtu vajíček.

Tabulka 1 Údaje o sestonu fosforu na třech odběrových místech nádrže Římov v době provádění experimentálních kultivací (A,B,C), jejichž výsledky jsou na obr.1

A chlorofyl a -1 (µg.l )

POC -1 (mg.l )

celkový P -1 (µg.l )

rozpuštěný P partikulovaný P -1 -1 (µg.l ) (µg.l )

S5

37.1

2.16

92.0

53.0

39.0

S1 E

6.2

0.44

16.5

11.0

5.5

S1 H

2.7

0.19

20.5

12.1

8.4

chlorofyl a -1 (µg.l )

POC -1 (mg.l )

celkový P -1 (µg.l )

16.7

1.97

36.6

16.5

20.1

10.5

1.99

27.8

11.4

16.4

0.6

0.67

18.5

16.9

1.6

B

S5 S 1E S 1H

rozpuštěný P partikulovaný P -1 -1 (µg.l ) (µg.l )

C chlorofyl a -1 (µg.l )

POC -1 (mg.l )

celkový P -1 (µg.l )

rozpuštěný P partikulovaný P -1 -1 (µg.l ) (µg.l )

S5

25.2

1.49

100.8

50.7

50.1

S1 E

2.8

0.67

21.2

16.9

4.3

S1 H

0

0.56

29.5

23.9

5.6

Tabulka 2 Podíl biomasy tří dominantních skupin fytoplanktonu v sestonu v době provádění experimentálních kultivací A, B, C, jejichž výsledky jsou na obr. 1. A

stanoviště

S5

S1E

S1H

skupina Cryptophyceae Chrysophyceae Chlorococcales Cryptophyceae Chrysophyceae HNF HNF Cryptophyceae Bacillariophyc.

B podíl biomasy % 51 16 10 42 28 12 41 24 15

skupina Clorococcales Cyanophyceae Cryptophyceae Cyanophyceae Dinophyceae Clorococcales Chlorococcales Cryptophyceae Bacillariophyc.

C podíl biomasy % 44 37 15 55 20 14 39 17 17

skupina Cryptophyceae Chrysophyceae Bacillariophyc. Cryptophyceae Chrysophyceae Bacillariophyc. Dinophyceae Cyanophyceae HNF

podíl biomasy % 80 9 6 46 26 10 29 20 19

Obr. 1. Parametry primipar D. galeata ze tří sérií experimentálních kultivací (A,B,C) ve vodě z nádrže Římov. S5 - odběrové místo v horní části nádrže, S1E, S1H - odběrové místo u hráze v epilimniu, resp. hypolimniu. Různý vzor výplně sloupců v jednotlivých diagramech znázorňuje statistickou odlišnost hodnot

GENETICKÁ VARIABILITA METAPOPULACÍ RODU MOINA (CRUSTACEA: ANOMOPODA) Genetic variability of Moina metapopulations Adam Petrusek, Martin Černý Katedra parazitologie a hydrobiologie, PřF UK, Viničná 7, 128 44 Praha 2 Abstract: Five species of Moina (Anomopoda) can be found in the Central Europe. Two species, M. macrocopa and M. brachiata, are inhabitants of ephemeral pools and puddles. The others (M. micrura, M. weismanni, and M. ephemeralis) can be usually found in larger and more permanent water bodies. We collected 67 populations of four species of Moina (M. ephemeralis was not included) in different regions of Czech Republic and Slovak Republic between 1995 and 1998. The samples were analysed for genetic variability by the cellulose acetate allozyme electrophoresis on at least seven enzyme loci. The main aim of the study was to assess the genetic structure of the metapopulations of M. macrocopa and M. brachiata. Interpopulation differentiation is very high, showing that random processes as the founder effect and the genetic drift play a major role in the structuring of the allele composition of the populations. The pattern of regional differences suggests the effect of the isolation by distance. Most of the populations were in a good agreement with expectations of the Hardy-Weinberg equilibrium. The most striking deviations occur in the direction of heterozygote deficiencies. The possible use of the allozyme markers in the taxonomy of this genus is limited due to the regional shifts of the allele frequencies and the presence of the alleles shared among species.

Úvod Rod Moina (kaluženka) patří mezi naše vzácnější planktonní perloočky (Anomopoda). Většina druhů je svým výskytem omezena na tropy a subtropy, kde jsou často dominantními zástupci planktonu v periodických tůních, zasolených vodách či jiných lokalitách s extrémními podmínkami. Druhy mírného pásu jsou teplomilné. Na našem území se Moina obvykle vyskytuje v nižších polohách a nad 500 m n.m. vystupuje spíše výjimečně. V Evropě byl zjištěn výskyt osmi druhů rodu, dva z nich jsou považovány za zavlečené. Z území bývalého Československa jsou ve starší literatuře (např. Šrámek-Hušek a kol., 1962) uváděny pouze tři platné druhy rodu Moina. (Čtvrtý druh M. rectirostris byl synonymizován s M. micrura, většina takto určených sběrů u nás však patří k M. brachiata, případně i k jiným druhům.) V současné době je u nás potvrzen výskyt pěti druhů. Nejběžnějšími jsou M. macrocopa (Straus, 1820) a M. brachiata (Jurine, 1820), dva větší druhy s podobnými ekologickými nároky. Nejčastěji se vyskytují v drobných periodických vodách (kaluže, příkopy apod.), kde obvykle dochází ke značnému kolísání hladiny, teploty a obsahu rozpuštěných látek a sestonu. Ostatní tři druhy u nás (M. micrura, M. weismanni a M. ephemeralis) obsazují spíše trvalejší stanoviště (mrtvá ramena řek, rybníky, pískovny apod.), obvykle v přítomnosti ryb. Z hlediska taxonomie je nejzajímavějším druhem Moina micrura Kurz, 1874. V monografiích, věnovaných rodu Moina (Goulden, 1968; Smirnov, 1976), je tento druh uváděn jako kosmopolitní. Srovnání klonů českého a australského původu (experimentální hybridizace a sekvenace části mitochondriální DNA) ukazuje, že se v tomto případě jedná o komplex kryptických druhů. To je v souladu se závěry studia jiných široce rozšířených „druhů“ perlooček (např. Frey, 1982; Hebert a Finston,

1993 a další). M. micrura sensu stricto byla popsána z Kutnohorska, typový materiál ani lokalita se však nezachovaly. Pro případné další studium taxonomie tohoto druhového komplexu bude proto nutná redeskripce druhu. Další dva malé druhy rodu Moina byly zřejmě v minulosti zaměňovány s jinými taxony. Od 80. let je čím dále častěji zaznamenáván výskyt východoasijského druhu M. weismanni Ishikawa, 1896 (např. Hudec, 1988), u kterého se předpokládá zavlečení do Evropy spolu s pěstováním rýže. Ze zachovalých vzorků (sběr ŠrámkaHuška z r. 1936 z rybníka u Bohdanče) i některých literárních údajů (Vojtek, 1958 = sběry ze 40. let, určené jako M. micrura) je však zřejmé, že tento druh je součástí naší fauny již delší dobu. Jeho výskyt byl nedávno potvrzen i v rozsáhlých oblastech Ruska a střední Asie (Mirabdullajev, 1992). Původní rozšíření druhu a jeho invazní dynamika proto není jasná. Posledním a naším nejvzácnějším druhem rodu je M. ephemeralis Hudec, 1997, popsaný nedávno z jihovýchodního Slovenska (Hudec, 1997) a později nalezený také v povodí Moravy (Hudec, os. sdělení). Naše studie byla zaměřena převážně na genetickou variabilitu metapopulací (viz box 1) obou našich druhů z periodických vod (M. macrocopa a M. brachiata). Vzorky dalších dvou druhů (M. micrura a M. weismanni) byly zpracovány kvůli zjištění mezidruhových rozdílů a posouzení vhodnosti enzymové elektroforézy pro využití v taxonomii rodu. Box 1. Metapopulace je v současné populační ekologii módní koncepcí. Tento termín označuje soubor populací organismu s omezeným vzájemným tokem genů (případně populaci rozdělenou na větší množství oddělených subpopulací, což je totéž). Genetická struktura metapopulace je dána frekvencí vzniku a zániku jednotlivých subpopulací, počtem zakládajících jedinců a četností migrace v rámci metapopulace. Metapopulační dynamika a její vliv na evoluční procesy je oblíbeným tématem jak teoretických modelů, tak terénních studií. Pro studium metapopulační dynamiky jsou zvláště vhodné organismy s větším množstvím relativně malých lokálních populací, krátkou generační dobou a relativně malou migrační aktivitou. Bezobratlí malých a nestálých vodních ploch jsou dobrým příkladem takových organismů. Rozmnožování perlooček se navíc vyznačuje několika specifickými rysy, které je odlišují od jiných modelových organismů. Během partenogenetické fáze často dochází k selekci rozdílných klonů a tím k ochuzení genetické diverzity subpopulace. Tato je ale obnovována p ři sexuálním rozmnožování a tvorbě efipiálních vajíček, přežívajících nepříznivé podmínky. Efipia tvoří v sedimentu „banku“ trvalých stádií, která může dlouhodobě ovlivňovat strukturu populace a zároveň slouží i k rozšiřování druhu. Pro genetickou strukturu metapopulací je velmi důležitá schopnost perlooček založit populaci z jediného životaschopného efipiálního vajíčka.

Materiál a metodika Vzorky 65 (sub)populací čtyř druhů r. Moina (39 x M. macrocopa, 18 x M. brachiata, 6 x M. micrura, 2 x M. weismanni) byly odebrány v letech 1995 až 1998 v deseti různých oblastech České republiky i Slovenska. Většinou bylo v okruhu cca 20 km odebráno větší množství lokalit pro odhad lokálních procesů. Nejbližší lokality byly od sebe vzdáleny pouze několik metrů, největší vzdálenost mezi populacemi stejného druhu je 620 km (Blatná – Východoslo venská nížina).

U odebraných hlubokozmrazených vzorků planktonu jsme analyzovali genetickou variabilitu standardní metodou enzymové elektroforézy na celulózoacetátovém gelu (Hebert a Beaton, 1993; viz box 2). Z každé populace bylo pokud možno zpracováno alespoň 40 jedinců, každý jedinec byl homogenizován zvlášť. Studovali jsme 5 následujících enzymů: aldehyd dehydrogenáza (AD), glukózo-6fosfát izomeráza (GPI), manózo-6-fosfát izomeráza (MPI), dipeptidáza se substrátem Leu-Ala (PEP), glukózofosfát mutáza (PGM). Enzymy PEP a PGM se na rozdíl od ostatních vyskytují ve dvou různých formách (označených F a S), kódovaných různými geny (lokusy). Mobilita alel byla porovnávána se standardy z laboratorní kultury. Získaná data jsme zpracovali pomocí softwarových balíků určených pro populačně genetické studie (BIOSYS, TFPGA, Genetix). Box 2. Alozymová elektroforéza je rozšířená metoda pro studium genetické variability. Jejím principem je rozdělení a následná detekce odlišných forem konkrétního enzymu z tkáňového homogenátu podle jejich rozdílného elektrického náboje. Pro studium vnitrodruhové i mezidruhové diverzity je nutný polymorfismus enzymu - výskyt různých alel stejného genu, projevujících se tvorbou odlišně migrujících forem enzymu (alozymů). Pomocí elektroforézy je možno snadno odlišit homozygoty a heterozygoty a nositele různých alel simultánně u více znaků. To zpravidla bez použití některé z molekulárních metod není možné. Při sledování variability je ovšem nutno brát v úvahu fakt, že tato metoda skutečnou variabilitu podhodnocuje – zdaleka ne každá zm ěna v kódu příslušného genu má za následek změnu mobility enzymu při elektroforéze. Naopak je možná i konvergence, kdy enzymy s různou primární strukturou mají za určitých podmínek stejnou mobilitu a nejsou tudíž odlišitelné.

Výsledky Rod Moina se od jiných studovaných perlooček liší přítomností dvou lokusů pro enzymy PEP a PGM. (Např. Daphnia má pro oba enzymy pouze jeden lokus.) Počet nalezených alel na jednotlivých lokusech se lišil – pohyboval se od 4 (GPI) až po 8 (MPI). U žádného enzymu však nedošlo k tomu, že by se u jednoho druhu vyskytly všechny alely. Naopak, poměrně častý byl výskyt alel unikátních pro určitý druh; tyto se vyskytly u šesti lokusů (vyjma PGM-F). I v případě alel sdílených více druhy byla alespoň na některých lokusech jejich frekvence natolik odlišná, že bylo možno určit druh neznámého jedince pouze na základě elektroforézy. Enzym PEP se dvěma lokusy byl pro určení druhu nejspolehlivější, dále byly pro určování i přes častější přítomnost sdílených alel dobře použitelné enzymy AO a MPI. Níže uváděné detailní výsledky se týkají pouze druhů Moina macrocopa a M. brachiata, u nichž jsme zpracovali větší množství populací. To umožnilo například sledovat geografické rozdíly ve frekvenci alel. Frekvence unikátních i sdílených alel se lišila v rámci jednotlivých regionů. Nejvýraznější byl u obou druhů posun mezi východoslovenskými populacemi a zbylými oblastmi (příklad enzymu PEP-S je na obr. 1). Rozdíly ve výskytu alel byly významné i mezi jednotlivými populacemi v rámci druhu. Stromový diagram na obr. 2 shlukuje všechny populace podle vzájemné genetické podobnosti. Z tohoto diagramu jsou zjevné jak mezidruhové rozdíly, tak poměrně velká vnitrodruhová variabilita.

Wrightův koeficient inbreedingu FST (Wright, 1965), vyjadřující část vnitrodruhové variability způsobenou rozdělením populace druhu do diskrétních jednotek (subpopulací), mírně přesahuje u obou loužových druhů hodnotu 0,65. To je poměrně vysoká hodnota (jedna z nejvyšších zjištěných u zooplanktonu) a vypovídá o velkých rozdílech mezi jednotlivými populacemi. Genetické vzdálenosti mezi populacemi významně korelují s fyzickou vzdáleností lokalit. Ukazuje to na významné omezení toku genetické informace na delší vzdálenosti. Vnitropopulační variabilita se u odebraných loužových populací značně lišila. Maximální počet současně nalezených klonů mezi 40 odebranými jedinci jedné populace byl 19 (u M. brachiata), resp. 16 (u M. macrocopa). Časté však byly i populace, které nevykazovaly na sledovaných lokusech žádnou variabilitu (11 ze 40 populací druhu M. macrocopa a 3 z 19 u M. brachiata). To může znamenat, že v daných populacích převažoval pouze jediný klon, alespoň v některých případech se však jednalo o skrytou variabilitu na lokusech, které nebyly sledovány. U variabilních populací jsme sledovali, jestli jsou četnosti homozygotů a heterozygotů v populacích v souladu s očekáváním Hardy-Weinbergovy rovnováhy (H-W). Pouze šest z celkem 43 testovaných polymorfních populací vykazovaly významné odchylky – ve většině případů se jednalo o nedostatek heterozygotů. Ve čtyřech dalších případech o něco méně výrazných odchylek jsme naopak zaznamenali jistý přebytek heterozygotů. Diskuse Výše zjištěné údaje o genetické variabilitě perlooček z efemerních lokalit se výrazně liší od hodnot známých pro populace z jezer či jiných trvalých stanovišť (sledovány byly převážně různé druhy r. Daphnia; pro shrnutí viz např. DeMeester, 1996). U jezerních populací perlooček jsou běžné výrazné odchylky Alela

A B C D E

M. brachiata

M. macrocopa

Obr. 1

Příklad geografických rozdílů ve frekvenci alel lokusu PEP-S

Grafy nalevo shrnují populace z ČR a západního Slovenska, grafy napravo východoslovenské populace. Významná je zejména změna v poměru sdílené alely A (bíle). Alely jsou značeny podle své relativní mobility na gelu.

Moina brachiata

Moina macrocopa

Moina micrura Moina weismanni 0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

Genetická vzdálenost (Neiova minimální vzdálenost, UPGMA shlukování)

Obr. 2 Shluková analýza genetické vzdálenosti populací (stromový diagram) Každý bod na svislé ose znázorňuje jednu populaci. Strom ukazuje podobnost ve složení alel v populacích, nikoli fylogenetickou příbuznost druhů!

od H-W rovnováhy ve prospěch heterozygotů, způsobené selekcí favorizující některé klony na úkor ostatních (tzv. heteroze) v průběhu partenogenetické fáze rozmnožování. Proti kaluženkám je častá vyšší vnitropopulační variabilita, naopak mezipopulační rozdíly jsou obvykle mnohem menší. Populace z periodických vod, které se pravidelně obnovují na stejném místě (např. ve skalních prohlubních na mořském pobřeží či v promrzajících arktických jezírkách), mají genetickou strukturu podobnější námi studovaným populacím, ale přesto jsou i zde zjevné rozdíly. Odchylky od H-W rovnováhy ve prospěch homozygotů (stejně jako u několika populací r. Moina) se objevují častěji a jednotlivé populace jsou si vzájemně podobnější. Přebytek homozygotů je vysvětlován tzv. Wahlundovým efektem, v tomto konkrétním případě pravděpodobně způsobeným líhnutím efipií různého stáří, která reprezentují potomky klonů s rozdílnou genetickou strukturou. Zjištěné odlišnosti souhlasí s teoretickými předpoklady. Značná variabilita je způsobena spolupůsobením několika faktorů. Velkou váhu má tzv. efekt zakladatele – většina nově vznikajících populací je pravděpodobně založena pouze malým množstvím přenesených vajíček (v extrémních případech i jediným efipiem). Geny nesené zakládajícími jedinci jsou přitom náhodně vybrány ze zdrojové populace a nemusí reprezentovat ve stejné míře celý genofond. Dalším významným faktorem následně ovlivňujícím strukturu malých subpopulací může být genetický drift – posuny ve frekvenci jednotlivých alel, k němuž dochází pod vlivem nejrůznějších náhodných procesů. Oba tyto efekty se uplatňují po každém vyschnutí a znovuzaplavení lokality, zvláště při líhnutí efipií. Poměrně malá migrační aktivita perlooček (omezená na pasivní přenos) způsobuje, že genový tok je v rámci metapopulace pomalý. Frekvence vzniku a zániku subpopulací je přitom natolik velká, že náhodné efekty udržující

mezipopulační variabilitu mohou často převládnout (mnohé lokality zcela zanikají už po jedné či několika málo sezónách). Velká vnitrodruhová variabilita, existence sdílených alel a výrazné posuny ve frekvenci alel zabraňují přímému využití alozymů jako obecných znaků pro taxonomické účely. V rámci jedné oblasti, jako je střední Evropa, lze zpracováním většího množství populací snadno odlišit sympatrické druhy (tj. s překrývajícím se areálem). Tímto způsobem ale není možné spolehlivě potvrdit identitu jedince či populace pocházející například z jiného kontinentu. Závěry • V současnosti se na území bývalého Československa vyskytuje 5 druhů rodu Moina. • Rozdíly ve výskytu alel u sledovaných enzymů jsou zřejmé. Existence sdílených alel a velká regionální variabilita však neumožňují zjištěné rozdíly generalizovat a použít alozymy jako určovací znaky v taxonomii rodu. • Genetická variabilita metapopulací loužových druhů M. macrocopa a M. brachiata je velmi vysoká, zvláště výrazné jsou rozdíly v genetické struktuře mezi jednotlivými populacemi. • Většina sledovaných populací odpovídala očekávání Hardy-Weinbergovy rovnováhy – partenogenetická fáze rozmnožování je zřejmě příliš krátká na to, aby se výrazněji projevil vliv selekce mezi existujícími klony. Nejvýznamnější zjištěné odchylky od H-W rovnováhy jsou zřejmě projevy Wahlundova efektu. • Náhodné vlivy (efekt zakladatele, případně genetický drift) spojené z častou extinkcí a rekolonizací efemerních lokalit hrají velkou roli při určení genetické struktury metapopulací loužových perlooček. Literatura De Meester, L. (1996): Local genetic differentiation and adaptation in freshwater zooplankton populations: Patterns and processes. Ecoscience, 3(4): 385-399. Frey, D.G. (1982): Questions concerning cosmopolitanism in the Cladocera. Archiv für Hydrobiologie, 93: 484-502. Goulden, C.E. (1968): The systematics and evolution of the Moinidae. Transactions of the American Philosophical Society, 58(6): 1-101. Hebert, P.D.N. a Beaton, M.J. (1993): Methodologies for allozyme analysis using cellulose acetate nd electrophoresis. A practical handbook. 2 edition. University of Windsor, Ontario & Helena laboratories. Hebert, P.D.N. a Finston, T.L. (1993): A taxonomic reevaluation of North American Daphnia (Crustacea: Cladocera) I. The D. similis complex. Canadian Journal of Zoology, 71: 908-925. Hudec, I. (1988): Výskyt a biológia druhov: Moina micrura Kurz, 1874 a Moina weismanni Ishikawa, 1896 (Crustacea, Cladocera) na Slovensku. Biológia (Bratislava), 43: 871-881. Hudec, I. (1997): Moina ephemeralis n.sp. from Central Europe. Hydrobiologia, 360: 55-61. Mirabdullajev, I.M. (1992): Moina weismanni (Crustacea, Cladocera) - a species new for Russia and Central Asia. Zoologičeskij žurnal, 71: 136-139. Smirnov N.N. (1976): Macrothricidae i Moinidae fauny mira. Fauna SSSR. Novaja serija. 6(3): 174-237. Šrámek-Hušek, R., Straškraba, M. a Brtek, J. (1962): Lupenonožci – Branchiopoda. Fauna ČSSR (16). Nakladatelství ČSAV, Praha. Vojtek, J. (1958): Nálezy perloočky Moina micrura Kurz na jižní Moravě. Sborník klubu přírodovědeckého v Brně, 30: 63-67. Wright, S. (1965): The interpretation of population structure by F-statistics with special regard to systems of mating. Evolution, 19: 395-420.

MŮŽE DRAVÁ PERLOOČKA LEPTODORA KINDTII VÝZNAMNÝM ZPŮSOBEM OVLIVNIT SPOLEČENSTVO ZOOPLANKTONU? Can predatory cladoceran Leptodora kidntii significantly influence zooplankton community? Radka Pichlová Hydrobiologický ústav AV ČR, Na Sádkách 7 & Biologická fakulta JU, Branišovská 31, 370 05 České Budějovice, e-mail: [email protected] Abstract: An influence of predatory cladoceran Leptodora kindtii on zooplankton community in Slapy Reservoir (Czech Republic) was studied. It seems that L. kindtii can influence zooplankton community, but only in limited periods during the summer season. The predation impact was most pronounced in August, when abundance and mean body length of the predator were highest. Mean body length was significantly correlated with temperature (positively) and with transparency (negatively).It was shown that L. kindtii could not significantly inluence a population shift between dominanant herbivorous species Daphnia galeata and Diaphanosoma brachyurum as was hypothetised.

Úvod Dravá perloočka Leptodora kindtii (Focke, 1844) je u nás běžnou součástí letního zooplanktonu nádrží a větších rybníků. První postefipiální generace se objevuje obvykle v druhé polovině května, populace z planktonu mizí během první poloviny října; délka těla se pohybuje mezi cca 2-12 mm. Bylo zjištěno, že se živí převážně perloočkami a dále vířníky a nauplii klanonožců (BRANSTRATOR & LEHMAN 1991, CUMMINS et al. 1969, E DMONDSON & LITT 1987, HERZIG & AUER 1990, LUNTE & LUECKE 1990), kopepoditová stádia a dospělci klanonožců predaci obvykle unikají díky svým rychlým reakčním schopnostem (BROWMAN et al. 1989, HERZIG & AUER 1990). L. kindtii je ve výběru kořisti velikostně selektivní, podobně jako všichni ostatní bezobratlí planktonní predátoři (DODSON 1974), žere menší druhy a menší jedince větších druhů. Důležitým limitujícím faktorem pro ulovení kořisti je velikost tzv. žracího koše (‘feeding basket‘), struktury, tvořené pěti páry končetin a sloužící k uchopení a manipulaci kořisti před sežráním (BRANSTRATOR 1998, HERZIG & AUER 1990, MANCA & COMOLI 1995). Relativní velikost tohoto žracího koše k velikosti těla kořisti významným způsobem ovlivňuje rychlost manipulace a tedy i predace dané kořisti (BRANSTRATOR 1998), (PICHLOVÁ & VIJVERBERG, submitted). Z toho plyne, že L. kindtii může mít potenciálně strukturující vliv na velikostní a druhové složení společenstva zooplanktonu. Společenstvo herbivorních perlooček jezer a nádrží severního mírného pásu prochází na přelomu června a července, tedy v období nástupu populace L. kindtii, určitými změnami v posunu dominance populací jednotlivých druhů (SOMMER et al. 1986, GLIWICZ & PIJANOWSKA 1989). V nádrži Slapy se stávají dominantními v tomto období populace perlooček Diaphanosoma brachyurum a Bosmina coregoni, zatímco populace druhů Daphnia galeata a Bosmina longirostris ustupují. Tento posun je obvykle vysvětlován rybí predací (GLIWICZ & PIJANOWSKA 1989), existují rovněž teorie o řídícím vlivu kompetice se změnou potravní nabídky fytoplanktonu (DE BERNARDI 1975, MATVEEV 1985, ROMANOVSKY 1984) a vlivu teplotních změn (DE BERNARDI 1975, GLIWICZ & PIJANOWSKA 1989). Hlavním cílem této studie bylo vyhodnocení možného vlivu dravé perloo čky L. kindtii na společenstvo zooplanktonu nádrže Slapy v průběhu letní sezóny a odhad

role L. kindtii ve výše popsaném posunu dominance jednotlivých druh ů herbivorních perlooček. Metodika Terénní odběry byly prováděny na nádrži Slapy na standardním odběrovém místě Nebřich poblíž terénní stanice HbU. Podrobné vzorkování v létě 1997 spočívalo zejména v odběrech pomocí vertikálních tahů z horních pěti metrů (stabilní epilimnium během letní stratifikace), ve 3-4 denních intervalech, zvlášť pro L. kindtii (hustota sítě 710 µm, průměr 70 cm) a zvlášť pro herbivorní perloočky (hustota sítě 200 µm, horní průměr Appsteinova nástavce 20 cm). Při každém odběru byla zaznamenávána průhlednost a měřena teplota po 1 m hloubky. K analýze byla rovněž využita data pocházející z pravidelných monitorovacích odběrů v letech 19961997, prováděných pracovníky HbU pravidelně v 3 týdenních intervalech dle standardní metodiky (S TRAŠKRABA & HRBÁČEK 1966, BRANDL 1973). Experimentální meření spotřeby pěti druhů potravy (Daphnia galeata, Diaphanosoma brachyurum, Ceriodaphnia pulchella, Bosmina coregoni a nauplia) v různých koncentracích (12-200 ind./l) bylo prováděno v laboratoři, zvlášť pro malé a zvlášť pro větší jedince L. kindtii; detaily viz PICHLOVÁ & VIJVERBERG (subm.). Výsledky a diskuse Z porovnání sezónních změn predátora L. kindtii a různých druhů kořisti se zdá, že pokles/vzrůst početnosti populací kořisti souvisí se vzrůstem/poklesem početnosti populace L. kindtii. Tato souvislost byla patrná zejména v roce 1997, kdy v období dvou populačních vrcholů L. kindtii, proložených minimem v druhé polovině července, hustoty potenciálních druhů kořisti vykazovaly reverzní průběh. Podrobnější studie v roce 1997 zaměřená na střídání populací dvou početně dominantních druhů D. galeata a D. brachyurum však ukázala, že L. kindtii může mít na tyto druhy významný vliv jen v obdobích vyšší početnosti a větší průměrné délky těla. Z analýzy velikostní struktury populací predatora i kořisti totiž vyplynulo, že významná část populace L. kindtii dosahovala zejména na začátku letní sezóny příliš malých délek (a tudíž velikostí žracího koše) a početností, než aby mohla vážněji ohrozit populace D. galeata a D. brachyurum. V srpnu se však početnost i průměrná délka L. kindtii výrazně zvýšila, čímž se zvýšil i potenciál žracího tlaku na tyto druhy kořisti (Obr.1). Z obr. 1 je zřejmé, že v červenci se většina populace L. kindtii musela živit jinou, menší potravou než jsou perloočky D. galeata a D. brachyurum. Početnosti přítomných druhů herbivorních perlooček dosahují v epilimniu slapské nádrže v létě koncentrace mezi 20-50 ind./m 3, vyjímečně může být koncentrace vyšší. V tab. 1 jsou shrnuty průměrné denní spotřeby malých a velkých jedinců L. kindtii na pěti druzích potravy, naměřené v laboratorních experimentech pro rozsah koncentrací odpovídajících údajům z terénu. Rovněž z těchto dat je patrné, že L. kindtii může dosahovat obecně významějšího vlivu na populace zooplanktonu jen pokud se vyskytuje ve větších koncentracích, případně pokud dosahuje hustota kořisti vyšších hodnot. Spotřeba byla vyšší u větších jedinců L. kindtii a vyšší pro menší druhy kořisti. Z analýzy vlivů ovlivňujících početnost a velikost L. kindtii vyplynula pozitivní závislost se vzrůstající teplotou a negativní závislost se zvyšující se průhledností, pro celkovou délku těla byly tyto závislosti signifikantní.

Obr. 1

Tab. 1 Denní spotřeba kořisti/Leptodora/den při různých koncentracích kořisti (zaokrouhleno na celá zvířata):

Velikost L. kindtii

malé (prům. délka těla 5,5 mm)

velké (prům. délka těla 8,8 mm)

druh kořisti Daphnia galeata Diaphanosoma brachyurum Ceriodaphnia pulchella Bosmina coregoni nauplia Daphnia galeata Diaphanosoma brachyurum Ceriodaphnia pulchella Bosmina coregoni nauplia

denní spotřeba/1 L. kindtii při koncentraci kořisti [ind./l] 25 50 100 1 1 3 2 3 5 1 2 3 1 7 10 1 4 4 1 2 3 5 9 13 7 9 24 3 6 9 4 11 13

Závěr Odpověď na otázku v titulku práce, založená na výsledcích této studie, zní: ano, Leptodora kindtii může ovlivňovat významným způsobem společenstvo zooplanktonu, ale jen za určitých okolností dostatečné koncentrace a větší průměrné délky těla v populaci, v nádrži Slapy je období největšího vlivu pravidelně v srpnu.

Literatura BRANDL, Z., 1973: Relation between the amount of net zooplankton and the depth of station in the shallow Lipno Reservoir. In: Hydrobiological Studies 3. pp 7-52 BRANSTRATOR, D. K., 1998: Predicting diet composition from body length in the zooplankton predator Leptodora kindti. – Limnol. Oceanogr. 43: 530-535. BRANSTRATOR, D. K., J. T. LEHMAN, 1991: Invertebrate predation in Lake Michigan regulation of Bosmina longirostris by Leptodora kindtii. – Limnol. Oceanogr. 36: 483-495. BROWMAN, H. I., S. KRUSE and W. J. O`BRIEN, 1989: Foraging behavior of the predaceous cladoceran, Leptodora kindtii, and escape responses of their prey. – J. Plankton Res. 11: 1075-1088. CUMMINS, K. W., R. R. COSTA, R. L. ROWE, G. A. MOSHIRI, R. M. SCANLON and M. ZALEWSKI, 1969: Ecological energetics of a natural population of the predaceous zooplankter Leptodora kindtii Focke (Cladocera). – Oikos 20: 189-223. DE BERNARDI, R., 1975: Population dynamics of pelagic cladocerans in Lake Maggiore. – Mem. Ist. Ital. Idrobio. 32: 365-392. DODSON, S. I., 1974: Zooplankton competition and predation: an experimental test of the size-efficiency hypothesis. – Ecology 55: 605-613. EDMONDSON, W. T., A. H.LITT, 1987: Conochilus in Lake Washington. – Hydrobiologia 147: 157-162. GLIWICZ Z.M. and J. PIJANOWSKA, 1989: The role of predation on zooplankton succesion. In: Sommer, U. (ed.) Plankton ecology: Succesion in plankton communities. Springer, pp 253-296 HERZIG, A., B. AUER, 1990: The feeding behaviour of Leptodora kindti and its impact on the zooplankton community of Neusiedler See (Austria). – Hydrobiologia 198: 107-117. LUNTE, C. C., C. LUECKE, 1990: Trophic interactions of Leptodora in Lake Mendota. – Limnol. Oceanogr. 35: 1091-1100. MANCA, M., P. COMOLI, 1995: Seasonal-changes in size of the feeding basket of Leptodora kindtii (Focke) in Lago-Maggiore as related to variations in prey size selection. – Limnol. Oceanogr. 40: 834-838. MATVEEV, V., 1985: Competition and Population Time Lags in Bosmina (Cladocera, Crustacea). – Int. Rev. Ges. Hydrobiol. 70: 491-508. PICHLOVÁ, R., J. VIJVERBERG: A laboratory study of functional response of Leptodora kindtii to some cladoceran species and copepod nauplii. Submitted to Arch. Hydrobiol. ROMANOVSKY, Y. E., 1984: Individual Growth-Rate As a Measure of Competitive Advantages in Cladoceran Crustaceans. – Int. Rev. Ges. Hydrobiol. 69: 613632. SOMMER, U., Z. M. GLIWICZ, W. LAMPERT and A. DUNCAN, 1986: The Peg-Model of Seasonal Succession of Planktonic Events in Fresh Waters. – Arch. Hydrobiol. 106: 433-471. STRAŠKRABA M, and J. HRBÁČEK, 1966: Net-plankton cycle in Slapy Reservoir during 1958 to 1960. In: Hydrobiological Studies 1. pp 113-15

PLANKTONNÍ VÍŘNÍCI RODU COLLOTHECA Planktonic rotifers of the genus Collotheca Vladimír Sládeček a Alena Sládečková Havlovického 3, l47 00 Praha 4 - Hodkovičky Abstract: An overview of the Central Europaean species of the genus Collotheca is given and the individual taxa figured. All these species can be derived from the basic littoral and benthic forms. The transition to the pelagic way of life can be observed at present in the species C.ornata. The pelagic species are swimming with the leg forwards. In the contracted and preserved state they cannot be identified into species and sometimes even not into the genus. They prefer clean standing and slowly flowing water bodies. Their saprobiological values are indicated in the legend to the attached Plate.

V Bartošově monografii vířníků (1959) jsou uvedeny 4 planktonní druhy tohoto jinak přisedlého rodu: Collotheca pelagica , obr.6, C.libera, obr.1, C.balatonica, obr.3 a C.mutabilis, obr.8. V dalším vývoji byly popsány nové druhy a variety a zjištěn fakt, že přisedlý druh C.ornata začíná pozvolna pronikat do pelagiálu. Při studiu těchto vířníků překáží jemnost, měkkost, plasticita a kontraktivita. Při vyrušení a zejména při fixaci vzorků se zcela stáhnou do svých rosolovitých schránek a nelze je určit do druhu a někdy ani do rodu (např. Conochilus, Conochiloides). Na obrazové tabuli jsme shrnuli všechny ve střední Evropě se vyskytující planktonní druhy rodu Collotheca. Obr.l0-12 ukazují kontrahované jedince a obr.7-9 dva samečky, s nimiž se setkáme jen velmi vzácně v době sexuálního rozmnožování a které prakticky také nemůžeme identifikovat ani do rodu. Určení může být úspěšné jen u samiček, o jejichž dospělosti svědčí přítomnost letních (subitánních) vajíček umístěných u nohy v rosolovitém obalu (obr.3,5,6, l0). Rod Collotheca (dříve zvaný Floscularia) se vyznačuje vířidlovou nálevkou s hladkým okrajem anebo vybíhá do l, 2,3,5 nebo 7 laloků či jen hrbolů, na jejichž koncích vyrůstají dlouhé, tuhé, nepohyblivé brvy = setae. Jinak je okraj nálevky porostlý krátkými vířivými brvami =ciliemi, které mohou vzácně i chybět. I začínající specialista pozná rod Collotheca na prvý pohled, samozřejmě v živém stavu. Všechny pelagické druhy plovou nataženou nohou dop ředu. U nás se jimi zabýval Sládeček (l949—l989). Změny po r. l959, kdy vyšla Bartošova monografie: U druhu C.balatonica byly konstatovány dvě velikostní kategorie: C.balatonica balatonica VARGA o celkové délce 160-230 um a vždy jen s jedním subitánním vajíčkem a C.balatonica rodewaldi SLÁDEČEK o délce 280-400 um a s l-2 vajíčky (údolní nádrž Klíčava a rybník Černiš, Sládeček, 1969). Nově byla popsána Collotheca undulata (Sládeček,1969). Podobá se druhu C.pelagica. Na zvlněném okraji koruny je 5 malých výstupků s pěti skupinami krátkých vířivých brv o délce 1/5 průměru koruny. Nejsou zde žádné tuhé štěty - setae. Dospělí jedinci nemají oči. Bylo zjištěno až 11 amiktických vajíček v horní části nohy. Celková délka těla je 500 um. Rosolovitá schránka je absolutně hyalinní a těžko pozorovatelná (rybník Prostřední u Luk nad Olzou). Je třeba se zmínit, že další pelagický druh Collotheca riverai Vilaclara et Sládeček,1989 byl zjištěn v údolní nádrži Valle de Bravo, 100 km západně od Mexico City volně mezi porosty Eichhornia crassipes. Lze jej odvodit od druhu C.atrochoides (WIERZEJSKI), známého ze sousedních zemí, nikoliv však z ČR. Jeho celková

délka dosahuje l400 um, kdežto C.riverai je dlouhá jen 250 um. Oběma druhům chybí galerta (Kutikova, 1970, Rudescu, l960, Voigt, l957). V literatuře se dále uvádí, že mezi planktonní druhy patří Collotheca polyphema HARRING, C.discophora SKORIKOV a C.liepeterseni BERZINS, které zatím u nás nebyly zjištěny. Všechny pelagické druhy rodu Collotheca žijí anebo dávají přednost životu v čistých (oligosaprobních) nebo jen slabě organicky znečištěných vodách. Relativně nejvyšší organické znečištění z nich snáší druh C.ornata, zasahující do beta-mesosaprobity. Vzniku planktonních druhů r.Collotheca věnoval pozornost Sládeček,1980 a odvodil 5 hypotetických řad, jak se vyvíjely z litorálních sesilních forem. Literatura Bartoš,E, 1959: Vířníci - Rotatoria. - Fauna ČSR l5: 1-969, NČSAV Praha. Kutikova,L.A.,1970: Kolovratki fauny SSSR (Rotatoria).- AN SSSR, Opredeliteli po faune SSSR lO4: l-744, Leningrad. Rudescu,L., 1960: Rotatoria. - Fauna Rep.Pop.Romine, Trochhelminthes 2, p.1192. Bucuresti. Sládeček,V., 1949: Dva nové české druhy vířníků Collotheca libera ZACH, a C.mutabilis BOLTON. - Věst.čsl.zool.spol. l3: 299-302. Sládeček, 1962: Ueber die Exkretophoren bei den festsitzenden Raedertieren der Ordnung Collothecacea.- Zool.Anz. 169:488-491. Sládeček,V. 1969: Ueber zwei Formen des Raedertieres Collotheca balatonica VARGA.- Rev.Roumaine de Biologie (Zool).) 14: l57-l60. Sládeček,V.,l969: Collotheca undulata,n.sp (Rotatoria).- Zool.Anz. l82:4l7-420. Sládeček,V., 1980: Speciation within the pelagic species of the rotatorian genus Collotheca. - Proc.Japan Soc.Syst.Zool. 19:11-15. Vilaclara,G. et V.Sládeček, 1989: Mexican Rotifers as indicators of water quality with the description of Collotheca riverai, n.sp.- Arch.Hydrobiol. ll5: 257-263. Voigt,M.,1957: Rotatoria. Die Raedertiere Mitteleuropas. I.Textband, p.508, II. Tafelband, 115 Tabs. Bornraeger Vlg, Berlin. Obr.tab. I. Planktonní druhy rodu Collotheca č. 1. 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

TAXON C.libera (ZACHARIAS) C.ornata natans (TSCHUGUNOF) C.balatonica balatonica VARGA C.balatonica rodewaldi SLÁDEČEK C.undulata SLÁDEČEK C.pelagica ROUSSELET C.pelagica, sameček C.mutabilis HUDSON C.mutabilis. sameček C.sp. (kontrahovaná) C.balatonica rodewaldi (kontrahovaná) C.balatonica balatonica (kontrahovaná)

x -

o 10 2 8 5 5 10 10 10 10 5 5 8

b 8 2 5 5 5 5 2

a -

p -

Ii 5 4 4 3 3 5 5 5 5 3 3 4

Si 1,0 1,8 1,2 1,5 1,5 1,0 1,0 1,0 1,0 1,5 1,5 l,2

VÍŘNÍCI (ROTATORIA) VYBRANÝCH TŮNÍ BIOSFÉRICKÉ REZERVACE PÁLAVA Rotifers of some pools of the Pálava biosphere reserve Daniel Vařecha Havraní 394, 725 29 Ostrava-Petřkovice Abstract: The Rotifera assemblage of eight pools in Dyje river floodplain were investigated between April 1998 and December 1999. Fifty-nine species of rotifers were identified. The seasonal dynamics of rotifers showed two peaks: higher spring peak (April, May) and lower summer-autumnal peak (August, September). Results of multifactorial CC analysis (CANOCO software) indicated that water temperature, dissolved oxygene and fluctuation of water level are most important factors influencing the structure and development of the rotifer community.

Úvod Vířníkům tůni jižní Moravy bylo věnováno jen několik prací. Nejobsáhlejší z nich pochází od DONNERA (1954). Vířníci tůni byli sledováni v rámci řady diplomových prací zaměřených na výzkum zooplanktonu vypracovaných na kated ře zoologie a ekologie PřF Masarykovy univerzity v Brně (např. OŠMERA 1965, PŘIKRYL 1976, KOPECKÝ 1995). Tento příspěvek je shrnutím mé stejnojmenné diplomové práce, která navazuje na citovanou řadu. Materiál a metodika Sledované tůně se nacházejí v lužním lese obory Soutok (katastr města Břeclav) v blízkosti zámečku Pohansko (155 m n. m., N 48°43´42´´ E 16°53´39´´). Jednalo se o 6 stálých tůní napojených na síť povodňovacích kanálů a 2 periodické tůně. Vzorky byly odebírány v období duben r.1998 - prosinec 1999. Intervaly mezi odběry byly přes vegetační sezónu (duben - řijen) čtrnáctidenní, v zimním období byl materiál sbírán jednou za měsíc. Abiotické faktory sledované při odběrech: teplota vody, kolísání hladiny vody, pH, obsah rozpuštěného kyslíku, konduktivita. Ekologická stanovení: dominance, konstance, index diverzity (H´), ekvitabilita (E), index C/R. Index C/R byl vytvořen nově pro vyjádření početního poměru crustaceoplanktonu (C) a vířníků (R). Vypočítá se podle vzorce: I = log C/R Statistické metody: multifaktoriální analýza (SW program CANOCO) Výsledky Bylo nalezeno 59 druhů vířníků (tab.1). Sezónní dynamika vířníků na lokalitách vykazovala dvouvrcholový průběh. První jarní vrchol (duben, květen) byl výraznější. Druhý vrchol početnosti vířníků nastával ke konci léta (srpen, září). Největší abundance vířníků byla zaznamenána koncem března 1999 – 9414 jed./l. Druhy Keratella cochlearis, K. quadrata a Polyarthra dolichoptera byly eukonstatní. Průběh indexu diverzity a ekvitabilita během roku nevykázaly žádný jasný trend. Mezi vířníky s největší dominancí patřily druhy: Keratella cochlearis, Polyarthra dolichoptera, Synchaeta oblonga. Monte Carlo permutační test v kanonické korespondenční analýze (CCA) vybral ze všech sledovaných abiotických faktorů tři, které měli největší vliv na utváření a vývoj rotatoriofauny tůní. Byly to: teplota vody, obsah rozpuštěného kyslíku a kolísání hladiny vody (obr.1).

Diskuze a závěr Sezónní dynamika vířníků tůní Pohanska má stejný charakter jako v přehradní nádrži Římov (DEVETTER 1998). Stejně jako na Římově i ve sledovaných tůních se nejvíce uplatnil vířník Keratella cochlearis, který je euryvalentním druhem se schopností rychle využívat momentálně příznivé podmínky. Je zřejmé, že sezónní dynamika vířníků v přírozeném prostředí (tůně) a v prostředí uměle vytvořeném, jako jsou například přehradní nádrže, má velice podobný průběh. Nejdůležitějším závěrem této práce je zjištění, že z abiotických faktorů mají na rotatoriofaunu tůní největší vliv teplota vody, obsah rozpuštěného kyslíku a kolísání hladiny vody. Literatura DEVETTER M., 1998: Vířníci (Rotatoria) Římovské přehradní nádrže. Sbor.Jihočes. muzea v Českých Budějovicích, Přírodní vědy, 38:73-82. DONNER J., 1954: Zur Rotatorienfauna Südmährens. Abschl.- Öster. Zool. Zeit. 5, :30-117. KOPECKÝ J., 1995: Sezónní dynamika zooplanktonu tůní v inundačním území Moravy.Dipl. pr. PřF MU Brno, 100 pp. OŠMERA S., 1965: Zooplankton zátopového území na jižní Moravě v okolí Mušova.- Dipl. pr. , PřF UJEP v Brně. 81 pp. PŘIKRYL I., 1976: Zooplankton jihomoravských tůní u Mušova.- Dipl. pr. PřF MU Brno, 71 pp. Tab.1: Seznam taxonů nalezených v tůních Pohanska Anuraeopsis fissa (GOSSE)

Filinia brachiata ROUSSELET

Asplanchna priodonta GOSSE

Filinia longiseta (EHRENBERG)

Asplanchna sieboldi (LEYDIG)

Floscularia ringens (LINNÉ)

Bdelloidea g. sp.

Gastropus hyptopus (EHRENBERG)

Brachionus angularis GOSSE

Hexarthra mira (HUDSON)

Brachionus budapestinensis DADAY

Kellicottia longispina (KELLICOTT)

Brachionus calyciflorus PALLAS

Keratella cochlearis (GOSSE)

Brachionus diversicornis (DADAY)

Keratella quadrata (MÜLLER)

Brachionus leydigi COHN

Keratella testudo (EHRENBERG)

Brachionus quadridentatus (HERMANN)

Lecane bulla (GOSSE)

Brachionus urceolaris MÜLLER

Lecane closterocerca (SCHMARDA)

Brachionus variabilis (HEMPEL)

Lecane luna (MÜLLER)

Cephalodella catellina (MÜLLER)

Lecane lunaris (EHRENBERG)

Cephalodella gibba (EHRENBERG)

Lepadella acuminata (EHRENBERG)

Colurella adriatica EHRENBERG

Lepadella ovalis (MÜLLER)

Colurella uncinata (MÜLLER)

Lophocharis oxysternon (GOSSE)

Conochilus unicornis (ROUSSELET)

Lophocharis salpina (EHRENBERG)

Dicranophorus caudatus (EHRENBERG)

Monommata cf. longiseta (MÜLLER)

Eosphora najas EHRENBERG

Mytilina bisulcata (LUCKS)

Euchlanis dilatata EHRENBERG

Mytilina mucronata (MÜLLER)

Mytilina ventralis (EHRENBERG) Notholca acuminata (EHRENBERG) Notholca squamula (MÜLLER) Polyarthra dolichoptera IDELSON Polyarhtra euryptera (WIERZEJSKI) Polyarthra major BURCKHARDT Pompholyx sulcata (HUDSON) Rotaria neptunia (EHRENBERG) Sinantherina socialis (LINNÉ) Squatinella mutica (EHRENBERG) Synchaeta oblonga EHRENBERG Synchaeta pectinata EHRENBERG Testudinella mucronata (GOSSE) Testudinella patina (HERMANN) Trichocerca pusilla (LAUTERBORN) Trichocerca rattus (MÜLLER) Trichocerca similis (WIERZEJSKI) Trichocerca tigris (MÜLLER) Trichotria pocillum (MÜLLER)

Obr. 1: CCA rozdělení druhů vířníků podle první a druhé ordinační osy

Anufis - Anuraeopsis fissa, Asppri - Asplanchna priodonta, Aspsie - A. sieboldi, Bdegsp - Bdelloidea g. sp., Braang - Brachionus angularis, Brabud - B. budapestinensis, Bracal - B. calyciflorus, Bradiv - B. diversicornis, Braley - B. leydigii, Braqua - B. quadridentatus, Braurc - B. urceolaris, Bravar - B. variabilis, Cepgib Cephalodella gibba, Coladr - Colurella adriatica, Colunc - C. uncinata, Conuni - Conochillus unicornis, Diccau - Dicranophorus caudatus, Eucdil - Euchlanis dilatata, Filbra - Filinia brachiata, Fillon - F. longiseta, Gasthyp Gastropus hyptopus, Hexmir - Hexarthra mira, Kellon - Kellicottia longispina, Kercoch - Keratella cochlearis, Kerquad - K. quadrata, Kertest - K. testudo, Lecbul - Lecane bulla, Lecclo - L. closterocerca, Lecluna - L. luna, , Lepacu - Lepadella acuminata, Lepoval - L. ovalis, Lopoxy - Lophocharis oxysternon, Lopsal - L. salpina, Monlon - Monommata cf. longiseta, Mytbis - Mytilina bisulcata, Mytmuc - M. mucronata, Mytven - M. ventralis, Notacu - Notholca acuminata, Notsqu - N. squamula, Plaqua - Platyias quadricornis, Poldol Polyarthra dolichoptera, Poleur - P. euryptera, Polmaj - P. major, Pomsul - Pompholyx sulcata, Rotnep Rotaria neptunia, Synobl - Synchaeta oblonga, Synpec - S. pectinata, Tespat - Testudinella patina, Tricpus Trichocerca pusilla, Tricrat - Tr. rattus, Tricsim - Tr. simillis, Trictig - Tr. tigris, Trchpoc - Trichotria pocillum.

O NIEKTORÝCH NEOZOÁCH V DUNAJI A MORAVE On some neozoans in the Danube and Morava Rivers Marian Vranovský Ústav zoológie SAV, Dúbravská cesta 9, SK-842 06 Bratislava Abstract: In the last four decades of the 20th century several invertebrate neozoans were found in the bioseston of the Slovakian and Slovak-Hungarian sections of the Danube and/or the Slovak-Austrian section of the Morava rivers, and/or their flood-plain waters. The crustaceans Eurytemora velox and probably also Pleuroxus denticulatus, Ectinosoma (H.) abrau and the kamptozoan Urnatella gracilis have a chance to establish stable populations in the new conditions. I expect the other 7 animal species mentioned in this paper to be able to form locally restricted populations of episodic character (e.g. Bosmina (E.) coregoni) or their occurrence may be only short-lived (e.g. Mesocyclops leuckarti var. bodanicola).

Vybudovaním kanála Mohan-Dunaj a prevedením vody z rieky Altmühl a z Dunaja do Mohanu pribudol významný faktor umožňujúci výmenu vodných živočíchov medzi povodím Dunaja a Rýna. Od uvedenia kanála do prevádzky (1992) bolo zistených viacero prípadov migrácie napr. bentických živočíchov z jedného povodia do druhého (TITTIZER 1997). Transfer a rozširovanie areálov vodných živočíchov sa však deje a dial už aj predtým rozličnými cestami a spôsobmi. Cieľom tohto príspevku je rekapitulovať prípady relatívne staršej imigrácie niektorých vodných bezstavovcov do planktónu slovensko-maďarského úseku Dunaja, resp. slovensko-rakúskeho úseku Moravy a upozorniť na prípady imigrácie ďalších druhov, ktoré doteraz alebo donedávna z našich úsekov týchto riek neboli známe. Craspedacusta sowerbii LANKESTER (Hydrozoa, Limnohydrina) Prvé nálezy medúz z hlavného toku a ramien slovensko-ma ďarského úseku Dunaja pochádzajú z 1961-1967 (V RANOVSKÝ 1968). Z ostatných úsekov rieky ich výskyt nebol doteraz publikovaný (N AIDENOW 1988). Je mi však známe, že približne v rovnakom čase ako u nás, bola medúzka nájdená aj v dolnorakúskom úseku Dunaja (LIEPOLT, osob. inf., W EBER, osob. inf.). Odvtedy bola niekoľkokrát pozorovaná v ramenách Dunaja, ale aj na ďalších miestach Slovenska. Vo všetkých prípadoch išlo o nálezy medúzovej generácie. Polypová generácia u nás doteraz nebola zistená. Naše medúzy boli priplavené z miest, kde sa vyvinuli najskôr medúzovým pu čaním z polypov; lebo sexuálne rozmnožovanie C. sowerbii je zriedkavé (REISINGER 1972). V Európe bola C. sowerbii prvýkrát zistená r. 1880. Od 1988, kedy R AYNER publikoval jej prvý nález v Afrike, je známa už zo všetkých svetadielov okrem Antarktídy. Za pôvodnú vlasť druhu niektorí považujú povodie Jang-tse-kiang, s tým, že na ostatné kontinenty bola zavlečená (napr. DE SOWERBY 1941, LUDWIG et al. 1979). Iná hypotéza predpokladá, že Craspedacusta mohla imigrovať už v treťohorách z mora Tethys do sladkých vôd všetkých kontinentov, na ktorých sa dnes nachádza (Z ENKEVIČ 1940, REISINGER 1972). Urnatella gracilis LEIDY (Kamptozoa) Uvádzam ju napriek tomu, že ide o bentického živočícha, lebo, podobne ako r. 1976 v Tise (VRANOVSKÝ 1994a), vyskytovala sa v r. 1995-1997 často v biosestóne hlavného toku Moravy (rkm 12-15) a jedného jej bočného ramena (VRANOVSKÝ & ŠPORKA 1998). Išlo o úlomky kolónií odtrhnuté zo substrátu, ale najmä o „ creeping propagation stolons“, ktoré podľa ich objaviteľa EMSCHERMANNA (1987) majú eminentný význam pri šírení pamachovky, keďže pasívne unášané úlomky kolónií.

nie sú schopné prichytiť sa na novom substráte (EMSCHERMANN, l.c.). R. 1997 sme zistili aj výskyt sesilných kolónií (VRANOVSKÝ & ŠPORKA l.c.). V slovenskom ani slovensko-maďarskom úseku Dunaja, ani v povodí Moravy U. gracilis doteraz nebola zistená. Známy je jej výskyt v dolnom toku Dunaja a tiež v Soroksárskom ramene pod Budapešťou. K našim lokalitám najbližšie je jej výskytište v jazere Öreg tó v sev. Maďarsku. Nemožno vylúčiť, že tvorba propagačných stolónov prebieha v niektorom z periodicky pretekaných mŕtvych ramien Moravy, ale biotopom vhodným na jej rozmnožovanie a ohniskom jej šírenia v povodí môže byť najmä oteplená voda, vypúšťaná do Moravy alebo jej prítoku. Analogické prípady sú známe z Nemecka, Ukrajiny, Francúzska, ale aj vých. Slovenska (L ÜDEMANN & KAYSER 1961, PROTASOV 1980, COSTE podľa EMSCHERMANNA 1995, VOSTAL et al. 1996). U. gracilis bola dlho pokladaná za endemický severoamerický druh. Dnes je známa zo všekých kontinentov okrem Austrálie a Antarktídy. Niektorí autori, napr. THIENEMANN (1950) ju považujú za pôvodného príslušníka európskej fauny. Iní, napr. EMSCHERMANN (1987, 1995) predpokladajú jej postupné šírenie lodnou dopravou z juhu Sev. Ameriky do celého sveta. Bosmina (Eubosmina) longispina LEYDIG (Crustacea, Branchiopoda) V našom úseku Dunaja bol jej sporadický výskyt pozorovaný od r. 1966 (VRANOVSKÝ 1974a). V posledných dvoch desaťročiach tu nebola zistená (VRANOVSKÝ 1985, HUDEC 1989, ILLYOVÁ 1998). V dolnom toku Moravy ani v nami skúmaných bočných ramenách doteraz nebola nájdená (ILLYOVÁ 1999, VRANOVSKÝ nepubl.). E. longispina bola zistená aj vo viacerých ďalších úsekoch Dunaja, ale aj tam jej výskyt bol ojedinelý (NAIDENOW 1998). Je rozšírená v celej sev. a str. holarktíde, v Európe s boreomontánnou disjunkciou (F LÖßNER 1972). Predpokladám, že jej občasný výskyt v Dunaji si treba vysvetliť vyplavením z jazier sev. strany Álp. Bosmina (Eubosmina) coregoni coregoni BAIRD (Crustacea, Branchiopoda) V hlavnom toku a bočných ramenách slovensko-maďarského úseku Dunaja je jej občasný, ale v porovnaní s predchádzajúcim druhom častejší a hojnejší výskyt zaznamenaný od r. 1966 (V RANOVSKÝ 1974a, 1974b, 1985, H UDEC 1989, 1998). V Dunaji bola zistená vo všetkých úsekoch s výnimkou nemeckého (N AIDENOW 1998). Podobne sporadicky sa vyskytuje aj v hlavnom toku a ramenách dolného toku Moravy (VRANOVSKÝ nepubl., ILLYOVÁ 1999). B. coregoni je typickým elementom zóny európskeho listnatého lesa, jej areál na východe však siaha za Ural (FLÖßNER 1972), na juhovýchode na Balkán. Jej výskyt v nearktíde nie je pôvodný (L IEDER 1983). Daphnia ambigua SCOURFIELD (Crustacea, Branchiopoda) Vyskytovala sa od r. 1992 ojedinele v niektorých ramenách Dunaja na Slovensku (VRANOVSKÝ & TEREK 1996, ILLYOVÁ 1998) a zistená bola aj v ľavostranných ramenách dolného toku Moravy (H UDEC 1998, VRANOVSKÝ nepubl.) Druh bol opísaný z Anglicka, ale jeho pôvodnou vlasťou je pravdepodobne Amerika. V posledných desaťročiach bol postupne zistený na viacerých miestach záp. a juž. časti Európy. Výskyt v iných úsekoch Dunaja nebol dosiaľ hlásený (NAIDENOW 1998). Bol však zistený v nádrži na jednom z bavorských prítokoch Dunaja (KRAUSE-DELLIN 1992). Výskyt v ostatnom povodí Moravy mi nie je známy. Vystupuje často spolu D. parvula.

Daphnia parvula FORDYCE (Crustacea, Branchiopoda) V r. 1991-1993 sa vyskytovala v nízkej početnosti v stredovom planktóne hlavného toku Dunaja a inundačných vôd na slovenskej (VRANOVSKÝ nepubl.) aj maďarskej strane (GULYÁS & FORRÓ 1999). Bola zistená aj v planktóne ľavostranných ramien dolného toku Moravy (V RANOVSKÝ nepubl., HUDEC 1998). Pôvodne severoamerický druh. V posledných desaťročiach rozširuje svoj areál v záp. a postupne aj str. Európe. H UDEC (1998) sa domnieva, že tento aj predchádzajúci druh sa k nám dostali s dovozom živých rýb. Moina weismanni ISHIKAVA 1896 (Crustacea, Branchiopoda) V r. 1991-1993 sa vyskytovala v jednom ramene Dunaja (V RANOVSKÝ nepubl.) a zistená bola aj v hlavnom toku a ľavostranných ramenách Moravy (ILLYOVÁ 1999). Z ostatných úsekov Dunaja doteraz jej výskyt nebol publikovaný (N AIDENOW 1998). Pôvodným areálom druhu je juhových. Ázia. V 2. polovici 20. storo čia bola zistená na viacerých miestach juž. a str. Európy, kam bola zavlečená pravdepodobne so sadivom ryže. Pleuroxus denticulatus (BIRGE) (Crustacea, Branchiopoda) V biosestóne Dunaja prvýkrát zistený r. 1992 (T EREK 1997a, 1997b). V niekoľkých nasledujúcich rokoch sa jeho nálezy rozmnožili o viaceré lokality hlavného toku a vody inundačného územia Dunaja na Slovensku, a tiež o litorál ľavostranných ramien predúsťového úseku Moravy (ILLYOVÁ 1998, 1999, H UDEC & ILLYOVÁ 1999). Výskyt P. denticulatus sa udáva zo všetkých kontinentov okrem Antarktídy (SMIRNOV 1971). Jeho rozšírenie v Európe bolo približne do 70-tych rokov minulého storočia obmedzené na záp. časť kontinentu a Britániu (HRBÁČEK et al. 1978). Neskôr pribudli viaceré ďalšie lokality v západnej (okrem iného aj v inundačných vodách Rýna – T EREK & OBRDLÍK 1992) a tiež v strednej a južnej Európe. TEREK (1997b) a HUDEC (1998) dávajú jeho výskyt v našom úseku Dunaja do súvisu s prepojením povodí Rýna a Dunaja. Eurytemora velox (LILLJEBORG) (Crustacea, Copepoda) R. 1991 sa objavil tento druh v hlavnom toku a ramenách inunda čného územia na obidvoch stranách slovensko-maďarského úseku Dunaja (FORRÓ & GULYÁS 1992, VRANOVSKÝ 1994b). V ďalších rokoch sa stal bežným druhom najmä litorálneho planktónu hlavného toku, derivačného kanála VD Gabčíkovo a ramien typu parapotamon a plesiopotamon. Okrem už skoršieho výskytu v dolnej časti rumunského úseku (D AMIAN-GEORGESCU 1966) E. velox rozšírila svoj areál inváznym spôsobom v priebehu niekoľkých rokov na celý stredný a zvyšok dolného toku rieky a možno očakávať jej ďalšiu expanziu proti prúdu. E. velox je euryhalinný druh rozšírený najmä v brakických vodách sev. pobreží Európy. Na juhozápade bola zistená iba pri ústí Rhôny, na juhovýchode od Istanbulu cez dunajskú deltu a Azovské more po Kaspické more. Okrem toho sa vyskytuje aj vo viacerých sladkovodných jazerách sev. a vých. Európy. Mesocyclops leuckarti var. bodanicola KIEFER (Crustacea, Copepoda) Vyskytol sa iba r. 1967 a 1970 v hlavnom toku Dunaja a jednom bočnom ramene typu parapotamon (V RANOVSKÝ 1974). Z Dunaja predtým ani neskôr jeho výskyt nebol hlásený (NAIDENOW 1998). Varieta, pôvodne opísaná ako poddruh (K IEFER 1929), je známa z viacerých veľkých jazier alpskej oblasti a tiež z jazier Egridir (Turecko) a Prespa (Macedónia). Predpokladám, že podobne ako pri perloočke B. (E.) longispina aj v prípade M. leuckarti var. bodanicola išlo o vyplavenie z niektorého jazera na sev. strane Álp.

Ectinosoma (Halectinosoma) abrau KRIČAGIN (Crustacea, Copepoda) Prvýkrát sa vyskytla vo vzorkách biosestónu nášho Dunaja r. 1996, potom r. 1999 (VRANOVSKÝ 1999). V máji 2000 bol jej výskyt bohatší a na viacerých z pravidelne monitorovaných lokalít. Podľa doteraz publikovaných nálezov druh je sporadicky rozšírený v Európe, v Ázii v povodí Aralského jazera a jeho prítokov. V záp. Európe žije v estuároch, mezohalinných pobrežných nádržiach, ale aj jazerách so sladkou vodou. Najbližšou lokalitou k našim náleziskám je Balaton. Pravdepodobnejším zdrojom šírenia druhu do povodia Dunaja môže však byť dunajská delta, kde sa E. abrau vyskytuje v rozličných typoch vôd (CEEB 1961, POLIŠČUK 1974). Záver Faunistický zoznam vodných bezstavovcov zistených v biosestóne slovenského, resp. slovensko-maďarského úseku Dunaja a slovensko-rakúskeho úseku Moravy sa v troch posledných desaťročiach minulého storočia rozšíril o viaceré, predtým z nich neznáme živočíchy. Na trvalé udomácnenie v podmienkach hlavného toku nášho Dunaja, resp. Moravy a/alebo ich inundačných vôd má najväčšie predpoklady E. velox, pravdepodobne aj P. denticulatus a E. abrau, a možno aj U. gracilis. Pri ostatných vyššie menovaných druhoch možno počítať skôr so sporadickou tvorbou lokálnych populácií epizodického charakteru, napr. pri B. (E.) coregoni, alebo iba s krátkodobým výskytom v niektorých habitátoch (napr. M. leuckarti var. bodanicola). (Zoznam citovanej literatúry je k dispozícii u autora.)

INVAZE DVOU DRUHŮ SEVEROAMERICKÝCH PERLOOČEK DO ČESKÝCH A MORAVSKÝCH NÁDRŽÍ: DAPHNIA AMBIGUA SCOURFIELD A D. PARVULA FORDYCE (CRUSTACEA: ANOMOPODA) D. ambigua and D. parvula: two recent immigrants to Czech and Moravian freshwater habitats. Magdalena Žofková, Vladimír Kořínek, Martin Černý Katedra parasitologie a hydrobiologie PřF UK, Viničná 7, 128 44 Praha 2 Abstract: Two species of the genus Daphnia: D. ambigua a D. parvula were recently found to be widely distributed in Czech and Moravian water bodies (reservoirs, fishponds and backwaters. The peak of the population density is mostly reached during late summer (August - September). Both the species reproduce with cyclic parthenogenesis; males and ephippial females occur mostly from mid August to September. The size distribution is fully comparable with the commonly co-occurring species Daphnia galeata (overlap of maximum and mean body sizes).

Úvod Dva druhy severoamerických perlooček byly opakovaně nalezeny během posledních dvaceti let v nádržích různého typu na území ČR: Daphnia ambigua Scourfield , 1946 a Daphnia parvula Forbes, 1901. První druh byl popsán z jezírka v botanické zahradě Kew Garden v Londýně a opakovaně hlášen z dalších jezírek či tůní v londýnských parcích (Johnson, 1952). Předpokládá se však, že sem byl zavlečen z amerického kontinentu. Severoamerické populace byly původně zařazovány různými autory k druhům D. longispina nebo D. galeata. Brooks (1957) revidoval severoamerické populace a ukázal, že se shodují z druhem nalezeným v Anglii. Později byl tento druh opakovaně hlášen z celého kontinentu od Kanady na severu po Chile a Argentinu na jihu. Další nálezy na evropské pevnině se však objevily až v roce 1966 v Belgii (Dumont, 1974). V českých a slovenských nádržích byl druh prokazatelně zjištěn až v roce 1994 a dnes se vyskytuje roztroušeně po celém území státu. Historie poznání druhu D. parvula je jednodušší. Popsal ho Fordyce (1901) z malého rybníčku či jezírka na pastvině u města Arapahoe (Nebraska, USA). I když byl později zařazován do skupiny pulex, neměl Brooks (1957) ve své monografii potíže s identifikací většiny amerických nálezů. Potvrdilo se opět rozšíření tohoto druhu od Kanady do Střední Ameriky, jižní hranice rozšíření je však zatím nejasná. Informací z Evropy je méně. Nejstarší nálezy pocházejí z počátku 70. let z Německa (Flőssner & Kraus, 1976). Na našem území jsme ho našli v nádrži Vrchlice již v roce 1977. V současné době se druh vyskytuje poměrně hojně především v rybnících, ale proniká i do přehradních nádrží. Oba druhy dnes zasahují až do jižní Evropy (Španělsko, Itálie) a na Balkán. Zdá se, že rozšíření obou druhů u nás je skutečně recentní. Vzhledem k intenzitě studia zooplanktonu v padesátých a šedesátých letech v oblasti blatenských a třeboňských rybníků je nepravděpodobné, že bychom neobjevili oba druhy již dříve.

Cílem práce bylo získat genetické informace potvrzující identitu amerických a evropských populací, zjistit případně z kterých oblastí amerického kontinentu byly oba druhy introdukovány (tzv. founder effect) a konečně srovnáním velikostní distribuce zhodnotit konkurenční zvýhodnění oproti druhům „domácím“. Podrobné výsledky genetických studií však budou předmětem samostatné publikace. Materiál a metody S obětavou pomocí řady českých a slovenských limnologů se podařilo shromáždit materiál z celkem 21 lokalit pro druh D. ambigua a z 36 lokalit pro druh D. parvula, máme k dispozici obdobně početný materiál z lokalit S., Stř. a J. Ameriky. Velikostní distribuce byla měřena na 100 náhodně vybraných jedincích a výsledky porovnány s populací druhu Daphnia galeata z nádrže Drásov (Kořínek et al., 2000, tento sborník). Druh Daphnia galeata se většinou vyskytuje s oběma imigranty a populace z Drásova patří svou maximální velikostí k nejmenším. Výsledky Oba druhy se objevují v našich nádržích většinou až během června a července. Nejsou však limitovány teplotou. V ojedinělých případech byla D. ambigua pozorována již v březnu a D. parvula v listopadu. Samice měly 2 – 4 vajíčka, populace tedy stále rostla a to při teplotách pod 10 o C. (H. Lukčíková, Biol. fak. JU, Č. Budějovice, 2000, nepublikovaná data). Populace se rozmnožují cyklickou partenogenezí, efipiální samice a samci se objeví v srpnu a září, kdy oba druhy dosahují obvykle nejvyšší populační hustoty. D. ambigua je na většině lokalit morfologicky málo variabilní a apikální hrot na hlavě bývá slabě vyvinut nebo chybí. Výjimkou jsou tůně s nízkou rybí obsádkou a s hustou populací larev rodu Chaoborus. Tam jsme naopak pozorovali extrémní formy, které Brooks (1957) uvádí jako spíše výjimečné. Helma má odlišný tvar od druhů D. galeata a D. cucullata . Výběžek helmy je poměrně ostře oddělen od kontury hlavy a má spíše podobu trnu. Samci druhu D. ambigua jsou nezaměnitelní s ostatními stejně velkými druhy morfologií antenul. Při hodnocení velikostní distribuce ve zkoumaných populacích jsme zjistili, že maximální délka těla dosahovala 1,3 - 1,4 mm, průměrná 0,8 – 1, 0 mm. Délka těla se tedy významně překrývá s údaji známými pro druh D. galeata (Kořínek et al., 2000). Diskuse a závěry Podle dosavadních poznatků je zřejmé, že oba studované druhy pravděpodobně osídlily vody v západní části Evropy a odtud se šířily na jih a východ kontinentu. Na naše území se dostaly někdy v průběhu 70. let, přičemž druh D. parvula dorazil pravděpodobně jako první. Oba druhy jsou kompetičně úspěšní a zařazují se do planktonního cyklu populací s nápadným letním až pozdně letním vrcholem populační hustoty (druhá polovina srpna – září). Kompetitivní předností obou druhů není zřejmě pouze malá velikost, protože se velmi často vyskytují společně s druhem Daphnia galeata. Tento druh při vyšším predačním tlaku dokáže zmenšit svoji velikost na hodnoty plně srovnatelné s druhy americkými. Genetická shodnost českých a amerických populací byla zatím prokázána pouze u druhu D. ambigua , pro níž máme k dispozici analýzy amerických autorů (Taylor et al., 1998).

Výsledky měření délky těla a trnu schránky u obou studovaných druhů.

Délka tela & délka spiny

Mean ±95% conf.

1600

Min-Max 1400

1200

µm

1000

800 600

400 200

0 1

2

3

4

5

6

7

101

102

103

104

105

106

D. parvula (1 - 7) & D. ambigua (101 - 106)

LOKALITY: 1. ČERVENÝ RYB. SKALKA, PŘÍBRAM. 2. NOVOKESTŘANSKÝ RYB., PROTIVÍN. 3. RYB. ŽABOKOR, TURNOV. 4. RYB. PÝCHA, BLATNÁ. 5. HEART LAKE, ONT., KANADA. 6. RYB. RUDA, TŘEBOŇ. 7. DUŠÁKOVSKÝ RYB. TŘEBOŇ. 101. UPPER BASS LAKE, ONT., KANADA. 102. SKALSKÝ RYB., PROTIVÍN. 13.8.1996. 103. DTTO, 13.9.1996. 104. NOVOKESTŘANSKÝ RYB., PROTIVÍN. 105. NOVÝ RYB., ČEKANICE, BLATNÁ. 106. RYB. PADRŤ, SKALKA, PŘÍBRAM.

Literatura Brooks, J. L. 1957. The systematics of North American Daphnia. Mem. Connecticut Acad. Arts & Sciences 18: 1 – 180. Dumont, H. J. 1974. Daphnia ambigua Scourfield, 1947 (Cladocera: Daphniidae) on the European continent. Biol. Jb. Dodonaea 42:112 – 116. Flössner, D. & Kraus, K. 1976. Zwei für Mitteleuropa neue Cladoceren Arten (Daphnia ambigua Scourfield, 1946 and Daphnia parvula Fordyce, 1901) aus Süddeutschland. Crustaceana 30: 301 – 309. Taylor, D. J., Finston, T. L. & P. D. N. Hebert. 1998. Biogeography of a widespread freshwater crustacean: pseudocongruence and cryptic endemism in the North American Daphnia laevis complex. Evolution 52: 1648 – 1670.

154

ZOOBENTOS (ZOOBENTHOS)

155

ÚČINNOST FLOTACE PRO SEPARACI RYBNIČNÍHO MAKROZOOBENTOSU Flotation efficiency in pond macrozoobenthos sorting Zdeněk Adámek Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický Vodňany, Jihočeská univerzita České Budějovice, Pracoviště Pohořelice, Vídeňská 717, 691 23 Pohořelice Abstract: Sugar flotation of macrozoobenthos samples for sorting purposes provides suitable results, which are appropriate with respect to the requirements of fishpond hydrobiological monitoring. The efficiency of flotation corresponds to approximately 90 % in dependence upon taxonomical groups of macrozoobenthos. The highest flotation efficiency was observed in chironomid larvae, the medium efficiency in oligochets and the lowest one in molluscs and leeches. Flotation efficiency showed also an insignificant (p > 0.05) moderate decline with sample size concerning both abundance and biomass.

Úvod Kvantitativní vybírání makrozoobentosu ze vzorků s vysokým obsahem detritu, bahna a různých fragmentů organických látek patří mezi pracné a časově náročné hydrobiologické úkony. Při hydrobiologickém monitoringu rybníků je navíc třeba odebrat poměrně silné vrstvy bahna, takže množství organických zbytků, které zůstávají na sítu spolu s bentickými živočichy, je často mimořádně velké. Přebírání takto odebraných vzorků v terénu bývá někdy dosti náročné, a za nepříznivých klimatických podmínek i prakticky nemožné. Nezbývá pak než převézt odebrané substráty do laboratoře a zde se jim patřičně věnovat. Živočichové však zvláště v teplejším období roku nebo při dlouhodobější přepravě uhynou, takže jejich vybírání bez toho, že na sebe upozorňují pohybem je podstatně náročnější. Doporučované laboratorní přebírání vzorků konzervovaných 6% formaldehydem (Hartman et al. 1998) nám pouze odloží nutnost akutního zpracování odebraných vzorků, ale manuální vybírání nepohyblivých konzervovaných organismů s sebou kromě nepříjemných výparů nese i těžko odhadnutelné riziko ne zcela kvantitativního zpracování. Separace živočichů makrozoobentosu s použitím techniky flotace je jedním z možných řešení výše uvedených problémů. Její podstatou je ponoření směsi bentických živočichů a organických i minerálních zbytků, tvořících odebraný a více či méně propraný vzorek, do roztoku sacharózy o specifické hustotě 1,12 – 1,13 g.cm -3. Ta umožní rozdělení vzorku na dvě frakce – plovoucí a sedimentující. Ve frakci plovoucí na hladině jsou přítomni i bentičtí živočichové, jejichž specifická hmotnost je nižší - jejich následný sběr a vybírání je pak podstatně snadnější. Existuje však nebezpečí, že někteří živočichové buď nesplňují požadavek na nižší specifickou hmotnost nebo zůstanou z nejrůznějších mechanických důvodů v sedimentované frakci a nebudou tak zahrnuti do vyhodnocení. Přestože se jedná o metodu známou a využívanou již delší dobu (u nás Matěna 1982), údaje o její využitelnosti jsou vesměs redukovány na vzorkování tekoucích vod (Lapchin a Ingouf Le Thiec 1977), které však obvykle není spojeno s tak vysokým podílem balastních látek (bahna, detritu, organických zbytků, písku apod.). Cílem naší studie proto bylo vyhodnotit

156

rozsah takto vzniklé chyby při monitoringu rybničního makrozoobentosu s použitím separace flotací. Materiál a metody K monitoringu makrozoobentosu bylo využito rybníků Černičný (40 ha) a Potěšil (77 ha), které jsou součástí třeboňské rybniční soustavy. Černičný je plůdkový výtažník s obsádkou v průměru 50 tis (cca 1 t) plůdku kapra a býložravých ryb na hektar, zatímco Potěšil je hlavní rybník s obsádkou mezi 300 – 400 K 3 (600-700 kg) na ha. V rámci monitoringu byly odebírány s použitím Ekmanova drapáku (250 cm 2) na tyči vzorky zoobentosu v litorálu, střední části a lovišti. Celkem bylo takto v srpnu 1998 a červenci 1999 odebráno a zpracováno na každém z rybníků 15 vzorků makrozoobentosu, které byly proprány na sítě (# 0,8 mm), přeneseny v čerstvém stavu do litrových PE lahví a uloženy v chladničce (2-6°C). Následné vybírání živých bentických živočichů proběhlo maximálně do 5 hodin od odebrání. Vzorek z plochy 250 cm 2 byl přenesen do 10 l roztoku konzumního cukru, který byl připraven ředěním zásobního roztoku (> 1,15 g.cm -3) na specifickou hustotu 1,13 g.cm -3. V průběhu práce s tímto roztokem byla jeho -3 hustota pravidelně kontrolována a při poklesu pod 1,12 g.cm byla upravena přidáním zásobního roztoku. Po přenesení byly vorky důkladně rozmíchány a plovoucí frakce sesbírána z hladiny síťkou (# 0,5 mm). Rozmíchání a sebrání vyflotované frakce bylo opakováno 5x – tj. dokud se po promíchání objevovaly na povrchu vyflotované organismy nebo jejich části. Živočichové byli z frakce vybíráni manuálně na bílé fotomisce a konzervováni 4 % formaldehydem. Zbylý objem po sesbírání plovoucí frakce byl přelit přes stejnou síťku (# 0,5 mm) a po částech zpracován stejným postupem jako předešlý vzorek. Pro potřeby dalšího zpracování byly živočichové zařazeni do tří základních skupin – Chironomidae, Oligochaeta a Varia a po spočítání byl vzorek zvážen s přesností na 1 mg. Účinnost flotace jako metody separace makrozoobentosu ze vzork ů rybničních sedimentů byla vyhodnocena jako procentický podíl živočichů oddělených za vzorků flotací na celkovém počtu a hmotnosti, které se podařilo při maximální pečlivosti v daném vzorku zjistit. Výsledky Kvantitativní ukazatele složení makrozoobentosu ve vzorcích odebraných na různých habitatech monitorovaných rybníků jsou uvedeny v Tab.1. Larvy pakomárů (Chironomidae, převážně Chironomus plumosus) se podílely na celkové abundanci a biomase makrozoobentosu v průměru 51,8 (12,0 - 95,8) %, respektive 78,8 (7.4 – 97,9) %, podíl máloštětinatých červů (Oligochaeta – Tubifex sp. a Limnodrilus sp.) odpovídal 34,6 (2,1 – 78,0) %, respektive 11,9 (0,8 – 45,2) % a zastoupení zbývajících bentických živočichů (Varia) 13,6 (0 – 77,8) %, respektive 9,3 (0 – 90,3) %. Posledně jmenovaná skupina byla sestavena z nezařazených zástupců permanentní fauny pijavek (Erpobdella octoculata), vodulí (Hydracarina g.sp.), isopod (Asellus aquaticus), vodních plžů (Lymnaea stagnalis, Physa sp. a Tropidiscus sp.) a vodních ploštic (Notonecta glauca) i temporární složky – larev koreter (Chaoboridae g.sp.), motýlic (Calopteryx virgo) a jepic (Caenis sp.), kteří se ve vzorcích objevovali nepravidelně. Průměrná účinnost flotace pro larvy pakomárů činila 91.09 % v abundanci a 93,36 % v biomase (Tab.2). Pro oligochety dosáhla efektivita flotace hodnot 88,71 % v abundanci a 76,81 % v biomase, podobně jako ve

157

skupině Varia s 85,08 % v abundanci a 73,17 % v biomase. Účinnost flotace se mírně snižuje se vzrůstající abundancí i biomasou makrozoobentosu ve vzorku (Obr.1), jedná se však o neprůkazný vztah (p > 0,05). Diskuse Flotace s využitím roztoku sacharózy je dobře využitelným postupem v rybníkářské hydrobiologii, neboť lze s jejím použitím při značné časové úspoře pracovat s účinností okolo Tab.1. Průměrná abundance (ind.m-2) a biomasa (g.m-2) makrozoobentosu na různých habitatech monitorovaných rybníků (n = 5) Rybník

Habitat Litorál

Substrát Písek

Hloubka (m) 0,3

Abundance 4488 ± 2616

Biomasa 13,90 ± 9,25

Střed Loviště Litorál

Písčitobahnitý Bahno Písek

0,7 1,5 0,4

4832 ± 4550 3704 ± 4753 20888 ± 25260

11,67 ± 8,12 40,60 ± 37,11 52,00 ± 34,27

Střed Loviště

Bahno Bahnitopísčitý

0,9 2,5

9564 ± 5884 2784 ± 1139

60,67 ± 21,76 29,71 ± 9,89

Černičný

Potěšil

Tab.2. Účinnost (%) flotace pro jednotlivé skupiny makrozoobentosu (n = 30) Skupina Abundance Biomasa

Chironomidae Oligochaeta Varia Celkem Průměr Rozsah průměr rozsah průměr rozsah Průměr Rozsah 91,09 70,5-100,0 88,71 78,3-97,1 85,08 44,4-100,0 88,53 80,7-93,3 93,36 76,6-100,0 76,81 58,4-88,6 73,17 14,2-100,0 92,21 78,3-98,8

90 %. Ke stejnému závěru došel i Matěna (1982), který prokázal velmi vysokou efektivitu pro larvy pakomárů (94,48 - 99,72 % v abundanci a 99,97 % v biomase) a v dobré shodě s našimi výsledky mírně nižší pro oligochety (78,05 – 94,55 % v abundanci a 94,01 % v biomase). Obecně lze registrovat, že větší organismy flotují lépe než drobné (Lapchin a Ingouf Le Thiec 1977) – dobře je to patrné na příkladě larev pakomárů, u nichž je účinnost flotace v abundanci nižší než v biomase. U oligochet je flotace ztížená tím, že někteří jedinci zůstávají vpleteni do substrátu a nevyplavou. Podobně pro makrozoobentos ve skupině Varia je účinnost flotace velmi kolísavá, podle toho, které organismy převažují (vůbec neflotovali nebo jenom špatně např. měkkýši a pijavky, naopak velmi snadno např. vodule, klešťanky, larvy koreter, motýlic a jepic). Na různorodost výsledků flotace vzhledem k jednotlivým taxonomickým skupoinám ostatně upozorňuje většina autorů, kteří tuto techniku detailněji studovali (Rosillon 1987). Poděkování Práce vznikla jako součást řešení úkolu výzkumného záměru MŠMT J06/98 MSM 12600002: „Chovatelské technologie v akvakultuře„. Zvláštní poděkování za velkou trpělivost a pečlivost při zpracování vzorků patří i následujícím účastníkům kurzu UNESCO „Limnology and Management of

158

Fishponds„: Pamela Lawino, Florence Mujunga, Misery Nabuyanda, Santa Maria Asio, Richard Musenero, Richard Kyambadde a Monday S. Lwanga. Literatura Hartman P., Přikryl I. Štědronský E., 1998: Hydrobiologie. Informatorium Praha, 335 s. Lapchin L., Ingouf Le Thiec, M., 1977: Examination of benthic invertebrates samples: comparative study of different sorting methods. Ann.Hydrobiol., 8(2):231-245. Matěna J., 1982: Zpracování vzorků rybničního bentosu flotací cukerným roztokem. Bul. VÚRH Vodňany, 3:34-37. Rosillon D., 1987: About the separation of benthos from stream samples. Arch.Hydrobiol., 110(3):469-475.

Obr. 1. Účinnost flotace rybničního velikosti/abundanci a biomase vzorku

makrozoobentosu

ve

vztahu

k

159

INDIKAČNÍ POTENCIÁL ČELEDI CHIRONOMIDAE PŘI HODNOCENÍ ZMĚN EKOLOGICKÉ KVALITY TOKŮ Indication potential of chironomid larvae for assessement of ecological value of streams Karel Brabec

Katedra zoologie a ekologie PřF MU, Kotlářská 2, 611 37 Brno, e-mail: [email protected] Abstract: Downstream effect of impoundment on river macroinvertebrates was studied in the period of 1994-1999. Results of detailed evaluation chironomids revealed sofar little used indication potential of this family for evaluation of river continuum disruption. It was proven that chironomids occur in the middle reaches of streams in densities and taxa richness sufficient for using as a model group.

ÚVOD Použití makrozoobentosu pro hodnocení změn ve vodních ekosysté-mech má dlouhou tradici, což se odráží ve stále se prohlubujících znalostech ekologických nároků jednotlivých taxonů. Ne vždy je však možné zpracovat celý makrozoobentos a proto jsou činěny pokusy hodnotit samostatně taxonomicky nebo ekologicky definované skupiny. Pakomá ři rozhodně nepatří mezi běžně využívané modelové skupiny jako např. jepice, pošvatky nebo chrostíci. Spíše je běžné, že vedle druhového seznamu ostatních skupin figurují jako čeleď. Nicméně velká druhová bohatost čeledi Chironomidae, jejíž zástupci mnohdy přetrvávají na extrémních stanovištích jako poslední zástupci hmyzu skýtá nadějné vyhlídky pro budoucí využití v biomonitoringu. Mezi důvody možného použití pakomárů jako indikátorů některých změn ve vodních ekosystémech patří jejich druhová bohatost, geograficky rozsáhlé rozšíření, výskyt v širokém spektru abiotických podmínek, výskyt ve vysokých četnostech, možnost chovu v laboratoři. Vážnou, avšak v budoucnu odstranitelnou nevýhodou využití pakomárů jako bioindikátorů je absence literatury pro determinaci na druhové úrovni. Pakomárovití (Diptera: Chironomidae) jsou nejrozšířenější a druhově nejbohatší čeledí hmyzu obývajícího sladkovodní biotopy (Ward, 1992).

160

Většina toho co dnes o pakomárech víme pochází ze dvou základních zdroj ů. Prvním z nich jsou ekologické studie, ve kterých larvy a kukly pakomárů figurují jako důležitá složka makrozoobentosu. Současná úroveň znalostí však neumožňuje druhovou determinaci larev. Naproti tomu taxonomický výzkum rozšiřuje informace o druhové bohatosti čeledi bez prohloubení znalostí o ekologických nárocích jednotlivých druhů. Příčinou je fakt, že objektem těchto studií bývají obvykle imága. V posledních letech byl prováděn výzkum struktury a dynamiky říčního makrozoobentosu v toku ovlivněném dvěma údolními nádržemi. V první fázi byla pozornost věnována prostorové distribuci bentické bioty v rámci příčných profilů lokalit s různou mírou modifikovaného průtokového režimu. V následujícím výzkumu bylo sledováno narušení říčního kontinua regulovaného toku a sezónní dynamika těchto jevů. Společným rysem těchto studií je detailní zpracování čeledi Chironomidae. STUDOVANÉ ÚZEMÍ A METODIKA Vliv přehrazení toku byl studován na středním úseku řeky Svratky. V první fázi výzkumu byl srovnáván stav na dvou transektech umístěných ve vzdálenosti 50 m a 8 km pod Brněnskou přehradou se stavem nad touto nádrží. Pomocí ruční síťky (vel. ok – 0,4 mm) bylo v letech 1992 a 1993 odebráno 114 kvantitativních vzorků (každý byl získán z plochy 2x 0,05 m 2). Výsledky první fáze ukázaly důležitost zahrnutí sezónní dynamiky do hodnocení ekologických změn toku. Vzorkovací schéma druhé fáze výzkumu (1995) bylo založeno na 12 vzorkovacích termínech s měsíčním intervalem. Při každém z těchto termínů byly odebrány kvantitativní vzorky makrozoobentosu (odběrák s rámem 0,08 m 2, vel. ok – 0,4 mm) na 7 lokalitách rozložených podél 79 km dlouhého úseku řeky Svratky zahrnujícího 2 údolní nádrže. Podrobnější popis viz. (Brabec, 1997; Brabec, 1999). VÝSLEDKY Již z výsledků první fáze výzkumu byl zřetelný indikační potenciál pakomárů pro hodnocení modifikovaných fyzikálních parametrů toku pod špičkující nádrží. Tyto změny se týkají především průtokového a teplotního režimu. Oproti srovnávací lokalitě A je na nejvíce ovlivněné lokalitě B patrný nárůst počtu jedinců od periodicky osychajících okrajových partií koryta k permanentně zaplavenému středu toku. Kromě tohoto kvantitativního trendu byly zaznamenány také taxony vázané na okrajové zóny, kde se b ěhem dne střídají akvatické a semiterestrické až terestrické podmínky. V provedené TWINSPAN analýze byly jako indikátorové druhy těchto extrémních habitatů zjištěny Pseudosmittia gracilis a Cricotopus sylvestris.

161

Obr. 1. Denzita zástupců čeledi Chironomidae v rámci příčných profilů lokalit sledovaných během 1. fáze výzkumu

Zatímco makrozoobentos odebraný během 1. fáze byl za pomoci specialistů na jednotlivé skupiny určen na úroveň blízkou druhové, pro 2. fázi byla zvolena tzv. kombinovaná metoda zpracování. Ta spočívá v podrobném zpracování modelové taxonomické skupiny, v tomto případě čeledi Chironomidae. Aby bylo dosaženo co možná nejpřesnější determinace byly během vzorkování sbírána také imága a kukly. V laboratoři byly dochovávány larvy, čímž byl získán cenný asociovaný materiál 2-3 vývojových stádií. Zbývající bentická fauna byla pak vyhodnocena na úrovni taxonomických a trofických skupin. Výrazná odezva na změnu podmínek pod přehradami byla zaznamenána např. na početnosti pošvatek (Plecoptera), vodních brouků (Coleoptera) nebo ploštěnek (Turbellaria), spásačů (grazers), kouskovačů (shredders). Celková denzita pakomárů nevykazuje žádný zřetelný trend podél toku. Jiná situace je však na úrovni tribů Chironomini a Tanytarsini, jejichž početnosti postupně na úseku mezi oběma nádržemi narůstají. Tuto závislost mezi denzitou a vzdáleností od Vírské nádrže je možné vyjádřit statisticky významným polynomickým vztahem. Souhrnně bylo zaznamenáno 122 taxonů pakomárů a v případě 32 druhů se jedná o první nález na území ČR. Právě na druhové, popř. rodové úrovni se projevila indikační síla čeledi Chironomidae. Shluková analýza indexů podobnosti prokázala vhodnost úžití pakomárů jako modelové skupiny pro hodnocení narušení říčního kontinua. Jednak se vyčlenily 2 nejvíce ovlivněné lokality (L2 a L7) a podobnost druhového složení na lokalitách L1 a L6 naznačuje, že teplotní režim by mohl být hlavním faktorem ovlivňujícím druhovou skladbu. Teplotní režim se totiž po změnách pod Vírskou nádrží vrací na lokalitě L6 do stavu téměř shodného se stavem na lokalitě L1.

162

Obr. 2.

Dendrogram shlukové analýzy založené na Sörensenových indexech podobnosti druhového složení larev Chironomidae (2. fáze výzkumu).

DISKUZE Všechny sledované lokality se nacházejí ve střední části toku, kde podle teorie říčního kontinua (Vannote, 1980) je možné očekávat maximální biologickou diverzitu jako odraz nejvyšší proměnlivosti prostředí. Druhová bohatost čeledi Chironomidae výrazně klesá pouze pod Vírskou nádrží a hodnoty zaznamenané na neovlivněné lokalitě L1 dosahuje až 34 km pod nádrží. Hluboká nádrž Vír I snižuje sezónní rozsah teploty vody, což se jeví jako hlavní příčina poklesu druhové diverzity a také změny druhového složení taxocenózy. Charakter změn teplotního režimu pod nádržemi s hypolimniovým odtokem popisují Ward & Stanford (1979). Teplotní tolerancí pakomár ů se zabývá Rossaro (1991). Dalšími faktory se kterými je nutné při vysvětlení tohoto jevu počítat jsou větší spád pod nádrží a v neposlední řadě také erozně-sedimentační režim modifikovaný prudkými výkyvy průtoku souvisejícími se špičkováním hydroelektrárny. Skutečnost, že efekt dvou sledovaných nádrží má pro některé složky bentické fauny navzájem protichůdné tendece dokládá, že výsledný charakter zásahu závisí na součinnosti několika faktorů jako např. parametry nádrže, její pozice v rámci podélného profilu toku, provozní režim hydroelektrárny. Celý výzkum byl postaven na dvou hypotézách: změny environmentálních podmínek podél toku změní druhovou skladbu taxocenózy – tato hypotéza byla potvrzena. Dalším hypotetickým předpokladem jsou změny ve vývojových cyklech pakomárů, protože teplota vody a potravní zdroje jsou hlavními faktory na kterých je dynamika vývoje vodního hmyzu závislá. ZÁVĚR Bylo prokázáno, že podrobně zpracovaná čeleď Chironomidae může být účinným nástrojem při hodnocení změn lotických ekosystémů. Běžnější využití této skupiny pro biomonitoring bude závislé na propracování determinační literatury pro larvy a sběru informací o ekologických nárocích jednotlivých druhů. LITERATURA

163

BRABEC K., 1997: Distribution of chironomid larvae (Diptera, Chironomidae) in the river section influenced by a reservoir. In: Vaňhara J. & Rozkošný R. (eds). Dipterologica bohemoslovaca. Vol. 8. Folia Fac. Sci. Nat. Univ. Masarykianae Brunensis, Biologia, 95: 27-35. BRABEC K., 1999: Struktura a dynamika říčního zoobentosu vystaveného vlivu údolních nádrží – podrobné vyhodnocení modelové taxocenózy pakomárovitých (Diptera: Chironomidae). Dizertační práce, katedra zoologie a ekologie, PřF MU, Brno, pp. 136. ROSSARO B., 1991: Chironomids and water temperature. Aquatic Insects, 13: 87–98. W ARD J.V. & STANFORD J.A., 1979a: Ecological factors controlling stream zoobenthos with emphasis on thermal modification of regulated streams, In: W ARD J.V. & STANFORD J.A. (eds.): The ecology of regulated streams, Plenum Press, New York, pp. 35–55. W ARD J.V., 1992: Aquatic insect ecology, Vol. 1 - Biology and habitat. John Wiley & Sons, New York, pp. 438. VANNOTE R.L., MINSHALL G.W. AND CUMMINS K.W., 1980: The river continuum concept. Can. J. Fish. Aquat. Sci., 37: 130–137.

VYBRANÉ SKUPINY MAKROZOOBENTOSU (ODONATA, CORDULEGASTERIDAE, DIPTERA, BLEPHARICERIDAE, DIXIDAE , ATHERICIDAE) AKO BIOINDIKÁTORY KVALITY TEČÚCICH VÔD Selected Groups of Macrozoobenthos (Odonata, Cordulegasteridae, Diptera, Blephariceridae, Dixidae, Athericidae) as Bioindicators of Flowing Waters Eva Bulánková Katedra ekológie Prírodovedeckej fakulty UK, Mlynská dolina B-II 842 15 Bratislava Abstract: The present paper deals with bioindication of selected groups of macrozoobenthos (Odonata, Cordulegasteridae, Diptera, Blephariceridae, Dixidae, Athericidae), which belong to characteristic taxa of crenal and rhithral in the catchment of the Gidra creek (The Small Carpathians Mountains). For metarhithral with unperturbed river bottom and for its lower parts presence of the dragonfly Cordulegaster boltoni Donovan, 1807 is characteristic. Natural character of these biotops is supported by occurrence of Liponeura cinerascens minor Bischoff 1922 and Blepharicera fasciata (Westwood, 1842); the first record for the Small Carpathians). We found a great species diversity of the family Dixidae: Dixa maculata Meigen, 1818, Dixa submaculata Edwards 1920, Dixa nubilipennis Curtis 1832, Dixa nebulosa Meigen, 1830 in the catchment of the Gidra creek. Atherix ibis Fabricius, 1798 and Ibisia marginata Fabricius, 1781 (Athericidae) indicate that the hydrological regime is natural in these parts of Gidra.

164

ÚVOD Problému stanovovania biologickej integrity tečúcich vôd je vo svete venovaná čoraz väčšia pozornosť. BUNN (1998) konštatoval, že nedokonalé poznanie procesov prebiehajúcich v tokoch je najväčšou prekážkou monitorovania a predpovedania vplyvu antropickej činnosti. Cieľom tohto príspevku je prispieť k poznaniu bioindikačných vlastností vybraných skupín makrozoobentosu (Odonata, Cordulegasteridae , Diptera, Blephariceridae, Dixidae, Athericidae), ktoré patria k charakteristickým zástupcom krenálu a ritrálu tečúcich vôd. Bioindikačné vlastnosti vybraných skupín vodného hmyzu sme zisťovali v povodí Gidry v pozdĺžnom profile toku od prameňa po ústie. Zachovalosť horného toku Gidry na základe výskumu temporálnej fauny bentosu konštatovali už KRNO et al. (1994). Práca nadväzuje na najnovšie výsledky výskumov povodia Gidry (RODRIGUEZ, DERKA, 2000). MATERIÁL A METÓDY Materiál bol odoberaný v priebehu rokov 1997 - 1999 z povodia Gidry bežnými hydrobiologickými metódami (kicking technika, bentometer) a po zafixovaní 4% formalínom uložený v 75% alkohole. Povodie Gidry (DFS 7569, 7670) predstavuje jeden z najlepšie zachovaných vodných tokov Malých Karpát, s kontinuálnym prechodom od prameňa v pásme bučín (lok.1), cez podhorský potok (lok.2-6) k nížinnému toku (lok.7-10). Horná časť toku preteká viac-menej pôvodným prostredím bukových lesov, jediným výraznejším antropickým zásahom je menšia priehrada (za lok.3). Po opustení lesnatého masívu Malých Karpát preteká poľnohospodársky využívanou krajinou a intravilánom viacerých obcí (lok.610). Bližšia charakteristika jednotlivých lokalít povodia Gidry je uvedená v práci RODRIGUEZ, DERKA (2000). VÝSLEDKY A DISKUSIA V prameni (lok.1) sa vyskytovali krenofily Cordulegaster boltoni Donovan, 1807 (Odonata), zo skúmaných dvojkrídlovcov Dixa nubilipennis Curtis 1832 (Dixidae). Ide o druhy vyžadujúce nenarušený biotop s čistou vodou a piesčitým substrátom. Larvy druhu Cordulegaster boltoni podľa RŐHNA (1992) boli nájdené v potokoch s pH: 6,0-8,3 a maximálnou teplotou do 26 O C. Nezistili sme ho preto v acidifikovanom prameni Veľký Javorník v južnej časti Malých Karpát, ani v pohorí Javorník (BULÁNKOVÁ, HALGOŠ, 1995 ). Okrem prameňa, kde sme odchytili 2 larvy, našli sme larvy aj na lok.2, lok.5 a prekvapivo aj na lok.8. Z tohto pomerne bohatého výskytu zraniteľného druhu vážky, môžeme usudzovať o zachovalosti biotopu, ktorý obýva. Ohrozujú ho zmeny vodného režimu, najmä odvodnenie a regulácia malých potokov a pramenísk. Aj zástupcov čeľ. Dixidae označili viacerí autori ako dobrých indikátorov pôvodnosti biotopu (FOWLER et al., 1997, BULÁNKOVÁ, HALGOŠ, 1999), keďže žijú v povrchovej blanke vody a akékoľvek povrchové znečistenie môže ovplyvniť ich výskyt. Lok.2 – pod prameňom odpovedala ekologickým nárokom nielen bioindikačne významnej skupiny čeľ. Dixidae, ale aj čeľ. Blephariceridae. Larvy tejto čeľade potrebujú dostatok dobre okysličenej, čistej vody. Druh Liponeura cinerascens minor Bischoff 1922 preferuje nižšie teploty v rozpätí 10-17o C (BULÁNKOVÁ, HALGOŠ, 1997), preto sme ho zaznamenali len v hornej časti povodia (po lokalitu 5). Zaujímavý z tejto časti povodia bol nález

165

druhu Liponeura brevirostris Loew, 1877 (BULÁNKOVÁ, HALGOŠ, 1997), ktorý je dosiaľ jediným z územia Malých Karpát. Lok.3 – sa vyznačovala väčšou vodnatosťou, čoho dôkazom je aj výskyt zástupcov čeľ. Athericidae (Atherix ibis Fabricius, 1798 a Ibisia marginata Fabricius, 1781). Atherix ibis je chránený vo viacerých európskych štátoch. Vyplýva to z jeho zvláštnej bionómie, ale i zraniteľnosti, čo sa potvrdilo aj pri našom výskume v čase výstavby vodárenskej nádrže Turček (KRNO et al., 1995). Druhy čeľ. Athericidae výrazne znížili abundanciu vplyvom znížených prietokov v dôsledku odberov vody. Naše doterajšie nálezy obidvoch druhov čeľ. Athericidae poukazujú na to, že ide o dobrých indikátorov vodnatosti tokov, čo je pre týchto zástupcov vodných dvojkrídlovcov hlavný environmetálny faktor ovplyvňujúci ich výskyt a abundanciu. K podobnému záveru dospel aj DEVÁN (1990) pri výskume Myjavy. Na lok. 4- pod nádržou bola teplota vody vyššia oproti ostatným lokalitám, čo bolo jedným z dôvodov absencie druhov rodu Liponeura. Lok. 5– sa vyznačovala najväčšou druhovou rozmanitosťou skúmaných čeľadí dvojkrídlovcov. Z čeľ. Blephariceridae sme tu zistili aj výskyt druhu Blepharicera fasciata (Westwood, 1842), ktorý doteraz z územia Malých Karpát nebol zaznamenaný. Okrem toho sme tu zistili vysokú druhovú diverzitu čeľ. Dixidae, pretože sa tu vyskytovali spolu taxóny Dixa maculata komplexu a Dixa nubilipennis a Dixa nebulosa Meigen, 1830. Pomerne dobrou zachovalosťou biotopu sa vyznačovala aj lokalita č. 6, kde boli zaznamenané obidva druhy čeľ. Athericidae a druh Liponeura vimmeri Mannheims, 1954. Tento druh znesie aj mierne organické znečistenie, preto bol zistený aj na nižšie položenej lokalite, avšak na posledných troch lokalitách silne ovplyvnených dedinskými aglomeráciami chýbal. Uvedené druhy bioindikačne významných zástupcov makrozoobentosu tvoria len malú časť z veľkej skupiny indikátorov zasluhujúcich si pozornosť. Stále hlbšie poznanie bionómie a ekológie skúmaných vodných organizmov otvára nové možnosti využitia týchto poznatkov na bioindikáciu zmien prírodného prostredia. POĎAKOVANIE Práca bola vypracovaná v rámci riešenia grantu č.1/5013/98 a č.1/7032/20. LITERATÚRA BUNN, S., 1998: Biological Processes in Running Waters and their implications for the assessment of ecological integrity. Book of Abstracts, International Conference„ Assessing the ecological intergrity of running waters„ Vienna, 90 pp. BULÁNKOVÁ, E., HALGOŠ,J., 1995: Príspevok k poznaniu druhov vybraných čeľadí dvojkrídlovcov (Diptera) pohoria Vtáčnik, Rosalia, Nitra, 10: 145150. BULÁNKOVÁ, E., HALGOŠ,J., 1997: New data on the distribution of Blephariceridae in Slovakia. Folia Fac. Sci. Nat. Univ. Masarykianae Brunensis, Biologia 95: 37-41. BULÁNKOVÁ, E., HALGOŠ,J., 1999: New data on the distribution of Dixidae (Diptera) in Slovakia. Dipterologica bohemoslovaca 9: 25-29.

166

DEVÁN, P., 1990: Atherix marginata (Fabricius, 1781) v hornom toku rieky Myjavy. Ochrana prírody, 11: 290-297. FOWLER, WITHERS, I. D., DEWHURST, F., 1997: Meniscus midges (Dipt., Dixidae) as indicators of surfactant pollutants. The Entomologist 116: 24-27. KRNO, I., ILLÉŠOVÁ,D., HALGOŠ,J., 1994: Temporal fauna of the Gidra Brook (Little Carpathians, Slovakia). Acta Zool. Univ. Comenianae, Bratislava, 38: 35-46. KRNO, I., ŠPORKA, F., TIRJAKOVÁ, E., BULÁNKOVÁ, E., 1995: Influence of the construction of the Turček reservoir on the organisms of the river bottom. Folia Fac. Sci. Nat. Univ. Masarykianae Brunensis, 91: 53-62. RODRIGUEZ, A., DERKA,T., 2000: Podenky (Ephemeroptera) a pošvatky (Plecoptera) ako indikátory zmien prirodzených a antropogénnych ekologických faktorov v pozdĺžnom profile rieky Gidra. Acta environ. UC, Bratislava, in press. RÖHN, CH., 1992: Beitrag zur Ökologie der beiden Quelljungfrauen Cordulegaster boltoni (DONOVAN, 1807) und bidentatus SELYS, 1843 unter besonderer Berücksichtigung synopter Vorkommen (Odonata: Cordulegasteridae). Jh. Ges. Naturde. Württemberg, 147: 299-323.

167

SPOLOČENSTVÁ MAKROZOOBENTOSU NA SUBMERZNÝCH KOREŇOCH POBREŽNÝCH STROMOV V RAMENNEJ SÚSTAVE NA SLOVENSKOM ÚSEKU DUNAJA Macroinvertebrate communities on submerged roots of riparian trees in the side arm system in the Slovak section of the Danube river Tomáš Derka a Valéria Szomolai Katedra ekológie Prírodovedeckej fakulty UK, Mlynská dolina B2, SK-842 15 Bratislava Abstract: Presented here are results of research of macroinvertebrate communities inhabiting submerged roots of riparian trees in the side arm system of the River Danube. 79 taxa were identified from the roots. No significant differences were observed between bottom-dwelling and root-dwelling communities. Efforts were made to evaluate the effects of micro (root structure) and macroenvironment (flow and distance from the intake structure). None of these factors seemed to have major effect in determining community structure.

Úvod Ramenná sústava Dunaja v úseku Dobrohošť – Gabčíkovo bola v minulosti ovplyvnená viacerými antropickými zásahmi. Zmena vodného režimu výrazne ovplyvnila štruktúru spoločenstiev makrozoobentosu (KRNO et al., 1999). Prakticky neznámym je ale vplyv premeny lesných porastov na štruktúru spoločenstiev makrozoobentosu. Pri premene pôvodných porastov na monokultúry sú zvyčajne likvidované aj pôvodné vŕbové brehové porasty. Práve vŕby vytvárajú bohaté štruktúry do vody visiacich koreňov, ktoré poskytujú špecifické habituálne podmienky pre makrozoobentos. Topole takéto koreňové štruktúry nevytvárajú. Stanovenie významu submerzných koreňov pobrežných drevín je dôležité najmä z dôvodu, že pri regulačných úpravách tokov často dochádza k eliminácii brehových porastov a s tým spojeným nepriaznivým vplyvom na spoločenstvá makrozoobentosu. Dobre preštudované javy sú napríklad znížený prísun alochtónnej organickej hmoty, zvýšenie oslnenia a teda aj produkcie vláknitých zelených rias (B RITTAIN & SALTVEIT 1989). Pozornosť bola venovaná aj vplyvu zvyškov pobrežných drevín (debris) na morfológiu koryta a formovanie habitatov vodných tokov (ABBE & MONTGOMERY 1996, MUTZ 2000), ich významu pre štruktúru a fungovanie ekosystémov vodných tokov (B ILBY & LIKENS 1980) ako i skúmaniu spoločenstiev makrozoobentosu na tomto substráte (SPÄNHOFF et al. 2000, HOFFMANN & HERING 2000). Význam submerzných koreňov pobrežných stromov pre spoločenstvá makrozoobentosu nebol doteraz študovaný. Predkladané výsledky sú časťou rozsiahlejšieho výskumu venovaného tejto problematike, ktorý prebieha v rôznych typoch vodných tokov Slovenska. Cieľom našej práce bolo zistiť štruktúru spoločenstiev makrozoobentosu na submerzných koreňoch pobrežných drevín v sledovanej oblasti, zistiť, či sa odlišujú od spoločenstiev iných substrátov, a teda či by eliminácia pobrežných vŕbových porastov mohla mať negatívny vplyv na spoločenstvá makrozoobentosu v dôsledku vymiznutia substrátu submerzných kore ňov.

168

Okrem toho sme sa snažili stanoviť, ktoré ekologické faktory ovplyvňujú tieto spoločenstvá. Materiál a metodika V ramennej sústave Dunaja ovplyvnenej prevádzkou vodného diela Gabčíkovo bolo vybratých 11 lokalít. V rámci relatívne homogénnych podmienok v ramennej sústave sa lokality vyberali aj na základe vzdialenosti od nápustného objektu v Dobrohošti, aby sa zachytilo širšie spektrum lokalít v ramennej sústave diferencovanej v pozdĺžnom smere. Na väčšine lokalít boli odoberané vzorky len zo zaplavených koreňov brehových porastov. Makrozoobentos z dna bol odoberaný iba na tých lokalitách, kde to h ĺbka dovolila. Údaje o makrozoobentose dna sú teda iba z obmedzeného počtu lokalít, kde boli semikvantitatívne vzorky odoberané pomocou tzv. "kicking„ techniky. Vzorky boli odoberané v dvojmesačných intervaloch od mája 1997 do apríla 1998. Vzorky makrozoobentosu koreňov boli odoberané pomocou hydrobiologickej siete tak, že celé trsy koreňov aj s asociovaným makrozoobentosom boli opatrne vložené do siete a trsy boli odstrihnuté. Makrozoobentos bol odseparovaný z koreňov a následne bol fixovaný 4 % roztokom formaldehydu. Vzorky makrozoobentosu boli rozdelené na taxonomické skupiny a stanovila sa ich formalínová hmotnosť. Po vážení bol makrozoobentos determinovaný do čo možno najnižšej systematickej úrovne. Pre nedostatočné podmienky na terénnej stanici v Bodíkoch, kde boli vzorky triedené, nebolo možné získať kvantitatívne údaje o čeľ. Chironomidae. Korene po oddelení asociovanej fauny boli vysušené v laboratóriu pri izbovej teplote a následne boli vyhodnotené ich parametre, o ktorých sme sa domnievali, že by mohli mať vplyv na štruktúru spoločenstiev makrozoobentosu (hmotnosť, hrúbka, objem a povrch jednotlivých frakcií, zastúpenie frakcií v trsoch). Jednotlivé trsy koreňov boli rozdelené podľa hrúbky koreňových vláken na frakcie. Ich priemer sa odmeral pomocou digitálneho posuvného meradla a z nameraných hodnôt sa vypo čítal priemerný polomer frakcie. Podľa priemerného polomeru sme frakcie rozdelili do troch kategórií: F1 – hrubá frakcia ( polomer r > 0,151 cm), F2 – stredne hrubá frakcia (r = 0,051 – 0,15 cm), F3 – tenká frakcia ( r < 0,051 cm). Po odvážení bol pomocou odmerných valcov na princípe vytlačenej vody stanovený objem jednotlivých frakcií. Pre kvantitatívne vyhodnotenie výsledkov je najdôležitejším údajom práve povrch koreňov, ktorý sa po stanovení objemu a priemerného polomeru frakcií dá vypočítať podľa známeho vzťahu pre povrch plášťa valca (1) a pre objem valca (2). Korene teda považujeme za valec, pritom základňu valca zanedbáme. (1) S=2.π.r.v kde r je polomer valca, v je výška valca.

(2) V=π.r2.v

Z toho: S=2.V/r kde S je povrch koreňovej frakcie, V je objem koreňovej frakcie, r je priemerný polomer koreňových vlákien v danej frakcii. Na hľadanie vzťahov medzi dominanciou, denzitou a biomasou jednotlivých taxónov (taxonomických skupín) a vybranými environmentálnymi premennými sme použili program Statgraphics, jednoduchú regresiu. Programom SYNTAX, hierarchickou klasifikáciou sme sa snažili klasifikovať spoločenstvá na základe ich štruktúry. Pomocou kanonickej korešponden čnej

169

analýzy (program CANOCO) sme sa snažili vybrať najvýznamnejšie environmentálne faktory determinujúce štruktúru skúmaných spolo čenstiev a ich vzťah k týmto faktorom. Ako environmentálne premenné sme vybrali hlavne mikroenvironmentálne charakteristiky (hmotnostné zastúpenie jednotlivých frakcií, hmotnosť, plocha a objem koreňov a jednotlivých frakcií, priemerný polomer frakcií) a niektoré faktory pôsobiace na makroúrovni (prúd a vzdialenosť od nápustného objektu). Na porovnanie spolo čenstiev lokalít a tiež spoločenstiev substrátov bol použitý Sörensenov index podobnosti (kvalitatívny aj kvantitatívny) a tiež index diverzity podľa Shannon-Weavera. Výsledky a diskusia Na sledovaných lokalitách sme zaznamenali celkovo 91 taxónov makrozoobentosu, z čoho sme na substráte submerzných koreňov nezistili iba 12 taxónov. To ale neznamená, že všetky tieto taxóny vykazujú afinitu k submerzným koreňom, ide skôr o dôsledok selektívneho vzorkovania, kde tvorili submerzné korene prevažnú väčšinu odobratých vzoriek. Niektoré skupiny, hlavne z radu Diptera boli determinované iba do úrovne čeľade resp. rodu, takže celkový počet druhov je istotne väčší. Najbohatším taxónom týchto spoločenstiev sú vodné mäkkýše s 28 druhmi, nasledujú Trichoptera s 12 druhmi a bližšie nedeterminovanými larvami z rodu Hydropsyche a Ephemeroptera s 12 druhmi. Zo vzácnych druhov sme zistili výskyt vodného ulitníka Pisidium amnicum (Müller, 1774), ktorý je zaradený v červenom zozname bezstavovcov ČSFR. Ďalším druhom sem zaradeným je kôrovec Limnomysis benedeni (Czerniavsky, 1882). Z vážok sme zistili výskyt larválneho štádia druhu Gomphus vulgatissimus (Linnaeus, 1758), ktoré na Podunajsku 30 rokov nebolo zistené (B ULÁNKOVÁ, in verb.). Jediné dva nálezy imág tohto druhu sú známe z roku 1992 (B ULÁNKOVÁ, 1999). Pozoruhodný je tiež nález vzácnej pošvatky Isoptena serricornis (Pictet, 1881), doteraz známej na Slovensku iba z dvoch lokalít (K RNO, in verb.). Kanonickou korešpondenčnou analýzou sa nám nepodarilo zistiť žiadne faktory primárne determinujúce spoločenstvá makrozoobentosu na sledovaných lokalitách. Ide zrejme o dôsledok uniformity environmentálnych podmienok na sledovaných lokalitách ako i značnej uniformity spoločenstiev. Prekvapením je, že ani rýchlosť prúdu, o ktorej sme sa domnievali, že bude významnou, sa neukázala byť štatisticky signifikantným faktorom. Uniformitu spoločenstiev dokazujú výsledky hierarchickej klasifikácie na základe nepodobnosti spoločenstiev, ktorá neviedla k žiadnym interpretovateľným výsledkom. Výnimkou sú iba 3 lokality výrazne odlišného charakteru ako väčšina lokalít. Na troch lokalitách boli odoberané naraz vzorky z dna a z koreňov pobrežných vŕb, s cieľom porovnať spoločenstvá na rôznych substrátoch. Nezistili sme takmer žiadne signifikantné rozdiely v skladbe spoločenstiev dna a koreňov ani sme nepozorovali žiadne preferencie niektorého taxónu k jednému z týchto typov substrátu. Index podobnosti sa pre tieto vzorky pohyboval v rozmedzí 0,75 až 0,15 (kvantitatívny), resp. 0,76 až 0,42 (kvalitatívny). Jedinou výnimkou bola výrazne odlišná lokalita – plytké prúdivé rameno (rýchlosť prúdu až 1 m.s -1, štrkovité dno, hĺbka do 0,3 m, priemerná šírka 7 m) pripomínajúce skôr podhorský potok ako „klasické„ dunajské rameno. Na tejto lokalite sme zaznamenali uvedené minimálne hodnoty indexu podobnosti, pričom je zrejmé, že ide viac o rozdiely v dominancii jednotlivých taxónov ako v prítomnosti resp. neprítomnosti týchto taxónov na dne, resp. koreňoch.

170

Vo všeobecnosti možno skonštatovať, že sme nezistili signifikantný vplyv štruktúry koreňových trsov na väčšinu taxónov. Iba u vážok sme zaznamenali negatívnu koreláciu denzity k ploche a hmotnosti tenkej frakcie, čo sa dá vysvetliť relatívne veľkým telom lariev, pre ktoré pravdepodobne tvorí jemná frakcia prekážku v pohybe a teda aj pri love. Kôrovce vykázali rast denzity s rastom podielu strednej frakcie. Niektoré menej početné skupiny (Turbellaria, Hirudinea, Heteroptera) vykázali afinitu k hrubej frakcii, ale pre ich nízke zastúpenie vo vzorkách nejde o štatisticky preukazný jav. Súhrn Submerzné koreňe pobrežných porastov sú substrátom obývaným bohatým spoločenstvom makrozoobentosu. Nezistili sme až na pár výnimiek výraznejšie rozdiely medzi spoločenstvami na jednotlivých lokalitách, ani medzi substrátom štrkovitého dna a submerzných koreňov. Tento výsledok svedčí o uniformnosti spoločenstiev makrozoobentosu v sledovanom území. Analýza environmentálnych premenných pôsobiacich na makroúrovni (charakteristika lokalít) a mikroúrovni (štruktúra koreňových trsov) nepotvrdila významnejší vplyv žiadneho zo sledovaných faktorov. Poďakovanie Prezentovaný výskum bol podporený grantom VEGA 1/7032/20 a grantami Univerzity Komenského č. UK/3886/98, UK/3725/99 a UK/31/2000. Literatúra ABBE, T.B. & MONTGOMERY, D.R., 1996: Large woody debris jams, channel hydraulics and habitat formation in large rivers. Regulated rivers: research & management 12: 201-221. BILBY, R.E. & LIKENS, G.E., 1980: Importance of organic debris dams in the structure and function of stream ecosystems. Ecology Vol. 61, No. 5: 11071113. BRITTAIN, J.E. & SALTVEIT, S.J,. 1989: A review of the effect of river regulation on mayflies (Ephemeroptera). Regulated rivers: research & management 3: 191-204. BULÁNKOVÁ, E., 1999: Zmeny v druhovom zložení vážok (Odonata) Podunajskej roviny za posledných tridsať rokov. Entomofauna carpathica, 11:1-5. HOFFMANN, A. & HERING, D. 2000: Wood-associated macroinvertebrate fauna in Central European streams. Internat. Rev. Hydrobiol., 85: 25-48. KRNO I., ŠPORKA, F., MATIS, D., TIRJAKOVÁ, E., HALGOŠ, J., KOŠEL, V., BULÁNKOVÁ, E., ILLÉŠOVÁ, D., 1999: Development of zoobenthos in the Slovak Danube inundation area after the Gabčíkovo hydropower structures began operating. In: Gabčíkovo part of the hydroelectric power project. Environmental Impact Review. Plenipotentiary of the Slovak Republic for construction and operation of Gabčíkovo-Nagymaros Hydropower scheme, Bratislava, 1999. MUTZ, M. 2000: Influences of woody debris on flow patterns and channel morphology in a low energy, sand-bed stream reach. Internat. Rev. Hydrobiol., 85: 107-121. SPÄNHOFF, B., ALECKE, CH & MEYER, E.I., 2000: Colonization of submerged twigs and branches of different wood genera by aquatic macroinvertebrates. Internat. Rev. Hydrobiol., 85: 49-66.

171

NOVINKY A POKROKY V POZNÁNÍ EKOLOGIE TEKOUCÍCH VOD News and advances in knowledge of runningwater ecology Jan Helešic Laboratoř biologie tekoucích vod, Katedra zoologie a ekologie, Masarykova univerzita v Brně, Kotlářská 2, 611 37 Brno. E-mail: [email protected] Abstract: The contribution describe new advances in running water ecology. There are explained and discussed common and special theories as zonation concept, river continuum concept, stream hydraulics concept, resource spiralling concept, serial discontinuity concept, flood pulse concept, riverine productivity and catchment concept. Some remarks are focused to patch dynamic concept, disturbance and mikro –mesohabitat (mikro – mesorefugium) problemacy (hyporheal, flow refugia etc.). The last part of this article introduced new accesses to monitoring of running waters.

Vývoj poznání procesů v ekosystému tekoucích vod se rozvíjí velmi intenzívně zejména od 70. let. Práce HYNESE (1970), MACANA (1974) a WHITTONA (1975) sumarizovaly znalosti předešlých let a položily solidní základ dalšímu rozvoji poznání ekosystému tekoucích vod. Jsou ovšem pojaty v tradičním duchů deskriptivní ekologie tj. deterministického popisování stavů a jevů v ekosystému. Velkou část věnují autekologii a pouze práce WHITTNOVA (1975) se zaměřuje více na syntézu poznatků. Podle MINSHALLA (1988) tyto práce uzavírají etapu vývoje poznatků v ekologii tekoucích vod, kterou nazval érou popisnou: deskripce a částečná kvantifikace jevů. Další vývojové etapy podle něho jsou: - éra studia biologické produkce a toku energie v ekosystému ( 1950 až 1980), - éra tříbení a experimentování (1960 - současnost), - éra studia dynamiky živin ( 1970 - současnost). Z hlediska rozvoje poznání dějů v ekosystému tekoucích vod je zcela novátorskou prací, publikace COFFMANA, CUMMINSE & WUYCHECKA (1971), která otvírá nový pohled na ekosystém tekoucích vod jako na dynamický systém determinovaný oběhem látek a potravní strategií organismů. V roce 1973 pak CUMMINS snad jako první přesně definoval potravní skupiny a jejich postavení v potravní síti tekoucích vod. CUMMINS (1974) pak komplexně definuje ekosystém tekoucích vod, jeho dynamiku a jednotlivé složky. Zavádí a definuje pojmy kategorií organické hmoty v toku - POM (particulated organic matter - partikulovaná organická hmota) a DOM (dissolved organic matter - rozpuštěná organická hmota) a základní velikostní kategorie CPOM (coarse POM - hrubá org. hmota), FPOM (fine POM jemná org. hmota) a návaznost jednotlivých potravních skupin k t ěmto zdrojům. MINSHALL (1978) zpracoval poznatky o vstupu a významu allochtoní a autochtoní hmoty na autotrofii nebo heterotrofii ekosystému tekoucích vod. Jako kriterium posuzování trofie zavádí poměr P/R (fotosyntéza/respirace) a odvozuje, že primárně jsou všechny toky heterotrofní. Na základě těchto a dalších poznatků publikují PENNAK (1971) a HYNES (1975) práce zabývající se klasifikací vodních toků. PENNAK stanovil 13 parametrů, každý nabývá 4 až 6 kategorii. Podle této klasifikace by bylo možno toky d ělit do více

172

180 milionů kategorii. HYNES (l.c.) toto členění podrobil kritice a zavádí jako hlavní kriteria – energetické vztahy v toku, zdroj vody, zdroj organické hmoty, zdroj rozpuštěných látek (živin). V roce 1980 pak kolektiv vedený VANNOTEM et al. vytvořili základní teorii pro dynamiku a popis dějů v tocích - teorii říčního kontinua - říční návaznosti (River Contiuum Concept - RCC). Prakticky ve stejném období jsou publikovány práce NEWBOLDA et al. (např.1981), které rozvíjí a zpřesňují teorii spirálního koloběhu látek (ŽADIN 1940), na příkladu živin a organického uhlíku v lotickém ekosystému. Teorie spirálního koloběhu společně s RCC se stala teoretickým základem pro pochopení dějů v ekosystému tekoucích vod. CUMMINS & KLUG (1979) a CUMMINS et al. (1984) završuje úsilí detailního popisu lotického ekosystému rozdělením bezobratlých podle adaptací na habitat, na funkční potravní skupiny (gildy) a podrobně objasňuje vztah ke zdrojům potravy (energii). WARD & STANFORD (1983) doplňují poznatky o říčním kontinuu teorií „serial discontinutity concept (SDC) - přerušení říční návaznosti„ - která velmi dobře vysvětluje efekt „přerušenin - disturbances„ na ekosystém. Teorie je především podpořena výsledky ze sledování vlivu přehrad a jezů. BURNS et al. (1984) doplňuje teorií RCC o problematiku vlivu přítoků. Pomocí regresní analýzy a ordinačních technik prokazuje výrazný vliv přítoků na plynulost RCC a v podstatě vhodně doplňuje teorii SDC. Především změna ve složení potravních skupin organismů a struktuře přístupných organických látek byl vysoce statisticky průkazná. V roce 1985 vychází několik kritických studií, syntetizujících dosavadní poznatky s kritickým zhodnocením na konkrétních případech. Nejcennější je práce STATZNERA & HIGLERA (1985), která rozebírá RCC podle pěti otázek - problémů. První je vztah RCC k „energetické rovnováze fyzikálního systému a biologických analogů„. Zde je především diskutován vliv fyzikálních faktorů, jako je rychlost proudu, stav substrátu dna, „hydraulický stres„, náhlé hydrologické události (povodně) aj. Všechny tyto vlivy výrazně mohou ovlivňovat RCC. V druhém problémovém okruhu se autoři zabývají „entropii systému„ a konstatují, že zde chybí teoretické a praktické výzkumy. Třetí otázka - „časové sekvence přemísťování druhů a utilizace energetického vstupu„ je věnována problému sezonality ve složení společenstva makrozoobentosu a vstupů do systému. Čtvrtý problémový okruh se týkal otázek „sukcese v čase„. Teorie RCC předpokládá, že systém je ustálený a existuje jen pomalý evoluční proces. Autoři dokazují, že tento stav neplatí vždy a všude. Podle výsledků dlouhodobých výzkumů lze usoudit, že sukcesní mechanismus je mnohem složitější a změna společenstva může proběhnout ve velmi krátkém časovém sledu. Přičemž není mnohdy vůbec znám faktor nebo faktory, které tyto změny vyvolaly. Pátou otázkou je „problém diverzity„. Odráží změny v diverzitě i změny v RCC? Na příkladech a i teoretickou úvahou je prokázáno, že změny diverzity neprovází nutně změnu v RCC. Podrobnou revizi a doplnění provedli MINSHALL & PETERSEN (1985) a MINSHALL et al. (1985). Vyhodnotili úlohu driftu a stanovili cesty a mechanismy tvorby společenstva vodních bezobratlých. V souhrnné práci pak teorii RCC vztáhli k faktorům prostředí jako je klima a geologie, přítoky a vliv přehrad a jezových zdrží, lokální litologie a geomorfologie dna a dlouhodobým vlivům lidské činnosti.

173

V poslední době podrobil teorii RCC kritice FISCHER (1997). Pokládá 13 exemplárních otázek, které by se měli v současnosti přednostně řešit. Většina se točí kolem problematiky větvení toku, řádu toku, vlivu vývěrů podzemních vod, retence a spirálního koloběhu živin, vlivu disturbancí (vyschnutí x povodeň), funkčních atributů říčních úseků atd. RESH et al. (1988) publikují rozsáhlou studii o roli disturbancí na říční ekosystém. Sumarizují poznatky té doby a odvozují změny v ekosystému toků podle intenzity a frekvence disturbancí. Za disturbance považují především změny v geomorfologii vlastního koryta a přilehlé nivy, hydrologii toku (náhlé hydrologické události, špičkování vodních elektráren, vysychání toků aj.). Jako kritéria k posouzení disturbancí v tocích navrhují : produkci skupin energetické sítě, transport látek a drift, celkovou primární a sekundární produkci, druhovou bohatost, rozmanitost potravních skupin, dynamiku oběhu živin v ekosystému, životní strategii organismů (reprodukce, fyziologické a behaviorální odezvy), velikostní skupiny a biotické interakce (kompetice, predace, parazitace). Disturbanci definují autoři „jako relativně diskrétní událost v čase, která způsobí destrukci společenstva a tím otevře prostor, který může být kolonizován stejným nebo zcela odlišným spole čenstvem„. V roce 1989 publikuje WARD zásadní práci, ve které definuje lotický ekosystém jako čtyřrozměrný - rozměr podélný, příčný, vertikální a časový faktor. V tomto systému je především důležité definovaní říčního ekosystému v celém komplexu včetně celého záplavového území řeky (nivy a přilehlých mokřadů), podříční a podzemní vody. Tato práce společně s DÉCAMPSEM (1989) podává ucelený nový názor na říční ekosystém včetně okolních ekotonů. FORMAN & GORDON (1981), PICKETT & WHITE (1985) a další definují nový přístup ke studiu společenstev a celých ekosystémů - teorii „patch dynamic concept - PDC - teorie dynamického koloběhu (dynamických cest)„. Teorie vychází z obecných modelu vývoje a strategie společenstva organismů (BEGON, HARPER & TOWNSEND, 1990). TOWNSEND (1989) syntetizuje poznatky o látkovém koloběhu, potravních vztazích, sukcesních mechanizmech, životní strategií organismů a vlivu disturbancí na systém tekoucích vod. Definice teorie je pojata velmi široce např. PRINGLE et al. 1988 užívají pracovní definici, že „patch – cesta„ je operační jednotka a definují ji jako prostorovou jednotku determinovanou organismy a sledovanými procesy. Tato definice obsahuje skalární komponentu – organismy a procesy mohou být umístěny uvnitř prostorové a časové škály současně. ALLAN (1995) popisuje teorii jako model procesů zdůrazňující schopnost organismů zaujímat nové niky dle měnící se mozaiky environmentálních proměnných. Vše je pojato jako otevřený dynamický systém s mnoha vstupy a výstupy, které v dnešní době mnohdy ještě nejsme schopni definovat nebo objektivně měřit. Velmi důležitým aspektem teorie je akceptování časového hlediska (časové škály) ve vývoji populací a společenstev. Většina závěru je ilustrována na temporárních druzích jako jsou jepice, pošvatky, chrostíci a pakomáři. Příklady aplikace PDC teorie na společenstva je např. práce HARTOVA (1992) zabývající se důležitostí mezidruhových interakcí, fyzikálními faktory prostředí a jejich změnami. Kompetice jako jeden z hlavních faktorů interkomunitních vztahů je na příkladu bentického společenstva vysvětlena KOHLEREM (1992). Vše vysvětluje na vztazích populací rodu Baetis a Glossosoma. V roce 1993 publikuje SCHMID prácí o pakomárech v sedimentech štěrkového toku. Na základě náhodného simulačního modelu stavuje v jednotlivých „cestách„ říčního dna počet druhů, resilienci taxocénu a změny druhů, prostorovou druhovou fluktuaci density,

174

formovaní „cest„ atd. JOHNSON & VAUGH (1995) publikují studii o rekolonizačních mechanizmech ve stepním toku. Definovali v toku čtyři základní „cesty„ – písčité dno ve středu proudnice, jemný sediment v okolí přirozených přehrazenin (jezů), hrubý sediment v okolí přehrazenin a vlastní přehrazeniny tvořené kmeny, větvemi a ostatním organickým materiálem. PALMER et al (1996) se zabývali podobnou problematiku, s tím uměle vytvářely různé přehrazeniny a sledovali jejich vliv společenstvo lotických bezobratlých. Autoři prokázali účelnost teorie dynamických cest především při kvantifikaci přirozených a umělých disturbancí v toku. Vliv na formování cest mají prokazatelně také vztahy mezi organismy. CROWL et al. (1997) prokázali vliv predátorů na formování společenstva makorozoobentosu a jednotlivých „cest„ v toku. Ze všech výše uvedených prací vyplývá, že významným faktorem ovlivňujícím strukturu společenstva zoobentosu je geomorfologický charakter dna, hydraulika a stav hyporheálu. Hyporheál (podříční dno), který jako první definoval ORGHIDAN (1959) a metody studia a jeho význam zhodnotil SCHWOERBEL (1961, 1967), HYNES (1983), WILLIAMS (1984), STANFORD & WARD (1988) a v poslední době např. WHITE (1993), BRETSCHKO (1995), má zásadní význam na oživení dna toku a jeho přirozenou dynamiku a produkci. PALMER, BELY & BERG (1992) vyhodnotili vliv disturbancí na makrozoobenthos a důležitost hyporheálu jako refugia. Naznačili možnosti teorie PDC k vysvětlení funkce hyporheálu a kontextu celého ekosystému toku. Do roku 1990 shrnuje velmi dobře zásadní poznatky monografie autorů GIBERT, DANIELOPOL & STANFORD (1994). Jsou zde hlavně shromážděny známe teorie vysvětlující funkci hyporealu v obratu rozpuštěných a nerozpuštěných látek, funkce biologicky aktivních vrstev (mikrobiální filmy), postavení hyporealu (ekoton nebo samostaný biotop) atd. WARD & VOLEZ (1990, 1998) navrhli teorii vysvětlující postavení hyporealu a jeho fauny v altitudinálním profilu toku pomocí gradientové analýzy. Objasnily výskyt meio a makrozoobentosu v hyporealu během vývoje toku. Zásadní prací z posledních let je především dílo WARD et al. (1998) vymezující hranice mezi jednotlivými biotopy (s důrazem na říční a poříční dno) vodních toku z hlediska jejich oživení. Tímto přístupem se de facto spojují teorie dynamických cest z klasickými pohledy na ekosystém. BRUNKE & GONSER (1999) syntetizují poznatky z dlouholetého výzkumu hyporealu a dochází ke zobecňujícím poznatkům (podpořených multivariační statistikou) a propojením s teorii dynamických cest. Především definují jednotlivé skupiny organismů dle jejich vztahu k hlubším částem dna a odhalují obecné principy kolonizace podle kategorií PDC – kontrola nikou, kontrola dominancí a kontrola mobilitou. BOULTON (2000) publikuje velmi kvalitní dílo shrnující poznatky o funkci hyporealu z posledních let a stanovuje nové cíle výzkumu především v oblasti mikrobiální produkce, utilizace biomasy atd. Funkce mikrobiálních filmů v říčním systému je v současné době nejvíce studovaným problémem (viz články RULÍKA s kol. v tomto sborníku). Hydraulický stres jako jedna z dobře definovatelných disturbancí je v poslední době intenzivně studován, především díky škole kolem B. STATZNERA. Jeho práce z roku 1981 a především 1988 a 1994 přinesly zcela nové názory a především metody kvantifikace, měření hydraulických parametrů v dnové vrstvě vody, definování pojmu „hydraulický stres„ a jeho vliv na společenstva bentosu. Diskuze k tomu okruhu problému je především v příspěvku HELEŠIC et al. (2000) v tomto sborníku. Navíc je třeba doplnit některé zásadní práce např. BOULTON et al. (1992) se pokusili detekovat vliv přirozených hydrologických disturbancí na stabilitu a ekosystémové funkce toku. Zjistili, že vlivy jsou nízké ale signifikantně detekovatelné.

175

Resistence systému na tyto přirozené vlivy je velká a na druhé straně jsou tyto disturbance jednou z příčin plošné variability společenstva a umožňují funkci kolonizačním a rekolonizačním mechanismům. DITTRICH & SCHMEDTJE (1995) vytvořili závislosti výskytu jednotlivých druhů na smykový stress měřený pomocí FST polokoulí dle STATZNER & MÜLLER (1989). Podobné práce jsou od BASAGUREN et al. (1996), BACHLER & WARINGER (1996), MÖBES-HANSEN & WARINGER (1996) kdy stanovili hydraulické nároky larev chrostíků, brouků a jiných bezobratlých. HART et al. (1996) se zabývali velmi přesným měřením průtoku těsně nad dnem (kameny) a jeho vlivu na vodní bezobratlé. Měřili ve škále 1 – 12 mm nad povrchem, kde stanovovali rychlost proudu a jeho charakter (laminární – turbulentní). Jedni z prvních tak přesně definovali hydraulické poměry v zóně výskytu organismů. LANCASTER (1996, 1999) se zabýval vlivem velikosti plochy s určitou rychlostí proudu (smykovým stressem) na výskyt a pohyb organismů a také na schopnost predátorů lovit. To vše vyhodnocoval dle obecných principů teorie PDC. Prokázal významný vliv těchto faktorů na kolonizaci, schopnost pohybu – úniku a predaci. ROBSON et al. (1999) vytvářely v toku umělé měřitelné turbuletní stavy a sledovali schopnost organismů kolonizovat taková místa. Prokázali signifikantní efekt relativní intenzity turbulence na utváření společenstva makroorganismů. Celá problematika ekologie tekoucích vod vyúsťuje v koncepční modely říčního ekosystému. V současné době jsou to především • zonační koncepce – ZC (ILLIES & BOTOSANEANU 1963), • koncepce říční návaznosti - RCC (VANNOTE et al. 1980), • koncepce proudové hydrauliky (STATZNER & HIGLER 1986), • koncepce spirálního koloběhu látek (ŽADIN 1940, NEWBOLD et al. 1981), • koncepce říčního diskontinua (WARD & STANFORD, 1983), • koncepce náhlých záplav - FPC (JUNK et al. 1989), • model produktivity říčního systému - RPM (THORP & DELONG 1994) • koncepce funkce celého povodí (FRISSEL et al. 1986). A. HILDREW (1996) publikuje významnou práci s názvem „Celková říční ekologie: prostorová škála a heterogenita v ekologii tekoucích vod„. Syntetizuje dosavadní poznatky o disturbancích, refugiích, prostorové heterogenitě a dynamických cestách. Nově se opírá i teorii metapopulací a uvádí několik příkladů. Práce ještě není mezi ekology tekoucích vod zcela přijímána ale je jasné, že naznačuje další přístupy a modely funkce ekosystemu tekoucích vod. Dalším významným novátorem je B. PECKARSKY, která publikovala od roku 1980 několik významných prácí o chování vodních organismů hlavně larev pošvatek a chrostíků. Zabývá se především vlivem predace a kompetice, obecně intra a interspecifickými vztahy, na složení a formování společenstev makrozoobentosu a naplňuje tak HUTCHINSNOVU definici ekologické niky (např. PECKARSKY 1997). LORENZ et al.(1997) se zamýšlí nad možností využití těchto teorií pro bioindikci stavu a kvality prostředí tekoucích vod. Je zde především možnost využití RCC a PDC teorie. Autoři si ale dobře uvědomují, že ačkoli již chceme hodnotit celé společenstvo nebo dokonce ekosystém, neznáme mnohdy biologie a ekologie jednotlivých druhů. Je problémem stanovit velikost cesty, mikro a mesohabitatu (biotopu), nezbytné podmínky pro odběr reprezentativních vzorků (např. CORKUM 1990, DOBSON 1994, SAND-JENSEN & MEBUS 1996, PARDO & ARMITAGE 1997). Tento problém nabývá významu při otázce „Navzorkovali jsme skutečně všechny druhy, včetně nehojných a vzácných?„. CAO et al.(1998) prokázal, že v

176

současných metodách hodnocení jsou tyto druhy velmi důležité a silně ovlivňují parametr druhová bohatost. Výpočet produkce jako významného a veřejnosti jednoduše představitelného čísla je také pořád jen v modelech. BENKE (1993) dokázal, že produkční poměry v toku velmi dobře korelují s obecnými teoriemi jako ZC a RCC. Se spolupracovníky vydal několik prací k upřesnění výpočtu produkce (např. BENKE et al. 1999) ale vše je pořád ve stadiu modelu, do kterých mnohdy dosazujeme jen odhady, jak na to upozornil MORIN (1997) v článku o empirických modelech predikujících početnost populací a produktivitu v ekosystému tekoucích vod. Z těchto prozatím nedořešených problémů vznikla nový přístup k hodnocení společenstev podle vlastností druhů a populací. POFF (1997) podal přehled dosavadních možností této metody a u bentických bezobratlých považuje jako vhodné a měřitelné vlastnosti využitelné k multivariačnímu hodnocení např. trofickou gildu, reophilii, životní cykly, velikost těla, mobilita atd. DOLÉDEC, STATZNER & BOURNARD (1999) publikují výsledky z aplikace této metody na hodnocení kvality řeky ovlivněné lidskou činností. Metoda ve svém zobecnění je použitelná bez ohledu na ekoregion. Metodu hodnocení dle typické fauny pro jednotlivé části toku v určitých ekoregionech zavedli WRIGHT et al. (1984) – metoda RIVPACS ve Velké Britanii a ekoregionální hodnocení v USA kolektiv autorů kolem HUGHESE et al. (1987a,b, 1988). Metoda je srovnávací, k provedenému úplnému faunistickému pr ůzkumu bioregionu. Jsou zjištěna a nebo rekonstruována původní - pozaďová - referenční společenstva organismů za použití paleolimnologických metod a teoretických modelovacích metod. Výsledky se hodnotí pomocí ordinačních metod, kterými lze vyčlenit odlišná nebo změněná společenstva, a tím lze indikovat vliv obecného stresoru. Největším problém v tomto přístupu je nalezení kritérii pro definování pozaďové - srovnávací lokality s původním společenstvem organismů. HUGHES, LARSEN & OMERNIK (1986) stanovili metody k průzkumu regionálních referenčních lokalit a HUGHES (1989) potom publikoval dostupné znalosti a syntézu podmínek pro stanovení biologických kritérii. První výsledky s užití této metody byly publikovány HUGHESEM (1985) a dále např. v práci CLARKE, WHITE & SCHAEDEL (1991). Metoda se ukázala být vysoce citlivá v odlišení i velmi malých vlivu na ekosystém tekoucích vod. Byly odlišeny toky s vlivem regulací, zvýšenou eutrofizací ale i se zvýšeným rekreačním využitím (především rybaření a vodní sporty). KARR (1981, 1991) zavadí do hodnocené kvality prostředí pojem biologická integrita (B-IBI)a později tento rozšiřuje na vyhodnocování ekologické integrity. Jak potom data hodnotit navrhli především (RAPPORT 1992, CALOW 1992, KOLASA & PICKETT 1992) zavedením pojmu zdraví ekosystému. Zdraví ekosystému je definováno stejně jako zdraví lidské, se všemi nejasnostmi a subjektivním hodnocením dle dosažených poznatků.Tato hodnocení jsou daleko obecnější a lépe vyjadřující zjištěný stav, než jen konstatování o čistotě nebo znečištění vody. POUŽITÁ LITERATURA (u autora)

177

VLIV HYDROLOGICKÝCH PODMÍNEK TOKU NA BIOTU DNA A HYPORHEALU (ÚVOD DO PROBLEMATIKY) The impact of hydrological conditions in stream on the top bottom and hyporheic biota (Project introduction) Jan Helešic, Jiří Kopecký, Ondřej Komárek, Aleš Mergl, Věra Opravilová, Jana Schenková, Edmund Sedlák, Vladislav Stehno, Světlana Zahrádková Laboratoř biologie tekoucích vod, Katedra zoologie a ekologie, Masarykova univerzita v Brně, Kotlářská 2, 611 37 Brno. E-mail: [email protected] Abstract: Extreme flows can be considered classic example of ecological disturbances within the ecosystem of running waters. This flows in natural conditions as well as the behaviour of living systems during these situations are quite normal phenomena. Deforestation, landscape changes and its intensive usage leads to increased water flows and extremely high discharges. Currently, extreme flows appear quicker than in the past, their intensity and period of lasting are often very different. The influence on the biota of streams is high, and in our conditions it has not been evaluated and quantified. The research aims are: To verify the validity of basic hypothesis of the general description running waters ecosystems during extreme discharges (patch dynamic concept, flow refugia concept, hypoereic refugia concept), e.g. to knowledge structure and dynamics of communities, trofic guilds structure and life strategies of benthic taxons. To determine criteria of resistance and resilience of communities and the whole ecosystems of running waters influenced by changed discharge regime. To determine critical time limits of duration of unfavourable conditions, that can be measurably shown on the biocenoses of the bottom and to assess rate of rehabilitation of the system after their disappearance.

Současný stav poznání Nulové, minimální a extrémně vysoké průtoky jsou považovány za klasický příklad ekologické disturbance v ekosystému tekoucích vod (RESH at al. 1988, LAKE 1990). Tyto průtokové poměry a odpovídající chování biocenóz tekoucích vod během jejich trvání jsou však v přírodních podmínkách normálním jevem (HYNES 1970, WILLIAMS & HYNES 1976, WILLIAMS & HYNES 1977, WILLIAMS & HYNES 1977b, WILLIAMS 1987, CUSHING 1988) a jim podobné jevy vyvolané lidskou činností (globální efekty - odlesnění, změna užívaní povodí; lokální efekty – odběry vod, vodní elektrárny atd.) se příliš neodlišují od přírodního modelu (např. IVERSEN et. al. 1978, KUBÍČEK 1988, MALQUIST et. al., 1991). V případech, kdy dochází ke změně přírodní periodičnosti a délky trvání průtoků, následují pak příslušné odpovědi živé složky systému. Odpověď je úměrná intenzitě, sezónnímu aspektu a hustotě opakování těchto jevů, na které jsou vázány další změny ostatních environmentálních faktorů. Podle obecného modelu reakcí společenstev na narušení „normálu„ (homeorhetické rovnováhy), může dojít v podstatě ke dvěma směrům dalšího vývoje (RESH et al. 1988, BEGON, HARPER & TOWNSEND 1990, ABER & MELILLO 1991, ALLAN 1994):

178

1. k dočasné kvalitativní a kvantitativní redukci příp. k částečné přestavbě společenstva, k jeho přežití a k následné rehabilitaci, nebo 2. k podstatné destrukci, k postupné přestavbě a zformování zcela nového společenstva na nové úrovni ekologické homeorhetické rovnováhy. Tyto základní modelové možnosti mají ve skutečnosti řadu variant, jak popisuje dosti rozsáhlá odborná literatura (např. CAIRNS & NIEDERLEHNER 1993, NIEMI et al. 1990, ZWICK 1992, HELEŠIC & SEDLÁK 1995). Je všeobecně známo, že trvalá biologická aktivita biocenózy říčního dna je závislá na možnostech realizace kolonizačního cyklu, který probíhá přes dnovou, vodní a vzdušnou fázi (MÜLLER 1954). Významným autoregulačním mechanismem distribuce a hustoty populace je driftová aktivita hydrobiontů a letová aktivita imág (KUBÍČEK 1978, LAKE & DOEG 1985, MINSHALL & PETERSEN 1985, BRITTAIN & EIKLAND 1988 ). Nejdůležitější úloha v kolonizačním cyklu a v extrémních environmentálních podmínkách je přikládána hlubším vrstvám dna - hyporhealu (SCHWOERBEL 1961, 1967 a další např. WILLIAMS & HYNES 1976, DANIELOPOL 1978, UVÍRA 1991, ŠTĚRBA et al. 1992, BRETSCHKO 1995, GIBERT et al. 1995) vytvořením tzv. hyporheického refugia (PALMER et al. 1992, 1995). Velký význam byl v současné době přičleněn i charakteru dna, jeho rozmanitosti a možnosti vytváření tzv. proudových refugií (ALLAN 1994, STATZNER & BORCHARDT, 1994 aj.), nejnovější názory na funkci mikro a mesohabitatů a fyzikálních podmínek shrnují především HILDREW (1998), PARDO & ARMITAGE (1997) aj. V případě narušení ekologické rovnováhy přírodními katastrofami nebo antropickou činností je další vývoj společenstva a přírodní funkce toku závislá na zachování nebo obnově uvedených autoregulačních mechanismů (MINSHALL & PETERSEN 1985, KUBÍČEK 1988, UVÍRA 1991, ŠTĚRBA 1992). Nulové průtoky byly donedávna v naší říční síti velmi vzácné. Výjimku tvořily periodické prameny a pramenné stružky, které jsou napájeny vodou z m ělkých zvodní nebo krasové potoky přerušované ponory. V poslední době těchto jevů přibývá a to nejen v souvislosti s odběry vody přímo z toků, ale také ze zdrojů mělkých podzemních vod, které jsou s těmito toky přímo propojeny (Českomoravská vrchovina, Moravský kras, Jeseníky a jinde). Tyto jevy se především intenzívně projevily v hydrologicky podprůměrných letech 1990 - 1993. Odlesnění a terénní úpravy krajiny s jejím intenzivním využíváním vedou k zrychlenému odtoku vody a následným extrémně vysokým průtokům. Extrémní průtoky se dostavují v současné době podstatně rychleji než v minulosti, jejich intenzita a doba trvání je často velmi rozdílná. Vliv na biotu toku je značný a v našich podmínkách nebyl doposud vyhodnocen a kvantifikován. Hypotézy a cíle projektu Přirozená sezónní dynamika průtoků zahrnuje jak vysoké, tak nízké, případně i nulové stavy. Časové trvání a frekvence výskytu rozdílných průtoků společně s trofickými podmínkami toku, znečištěním a dalšími biogeografickými a antropickými vlivy určuje druhovou a trofickou strukturu dnového společenstva a jeho změny během roku. Odpověď na tyto disturbance, přirozené i antropické, mohou probíhat přes stadium resilience nebo resistence do původní rovnováhy nebo přes celkovou

179

přestavbu na nové společenstvo. Odpověď společenstva na různé průtokové situace nebyla dosud v našich podmínkách systematicky vyhodnocena a kvantifikována. Cíle projektu jsou: - ověřit platnost základních modelů popisujících reakce a chování dnových skupin organismů za různých průtoků a popsat předpokládané odchylky od těchto modelů, změny v druhové a trofické struktuře a v životních strategiích indikátorových druhů, - zjistit kritické časové limity trvání nepříznivých průtoků a stanovit postup a rychlost restaurace bioty po jejich odeznění. Koncepční a metodické přístupy k řešení projektu Projekt vychází z dosavadních informací a z nových přístupů studia koloběhu partikulované a rozpuštěné organické hmoty - látek (POM, DOM) a oživením hyporhealu, jako hlavního refugia pro vodní bezobratlé. Speciální pozornost je věnována vyhodnocení fyzikálních poměrů v tocích především vzhledem k vymezení jednotlivých mikro-mesohabitatů – refugií (viz. Současný stav poznání). Vyhodnocení získaných dat vyústí v objektivnější stanovení hodnot ekologického únosného průtoku (např. - ve stanovení procentuálního podílu Q v kombinaci s parametry jako je plocha omočeného obvodu koryta, který je nutno ve všech výše uvedených případech dodržovat a který by splňoval kritéria rozumné míry zachování původního společenstva organismů nebo zachování možností návratu původního společenstva po odeznění nepříznivého průtoku; - stav hyporhealu; - míra porušení koloběhu organické hmoty a potravních sítí aj.) a vyhodnocení důležitosti charakteru a rozmanitosti dna, břehové zóny a následně celého říčního úseku včetně záplavového území. Při extremních průtocích se ověřuje rezistence ekosystému a kritické časové limity trvání nepříznivých stavů, rychlosti rehabilitace systému po jejich odeznění s predikcí dvou variant: 1. další vývoj ekosystému za stávající situace 2. další vývoj ekosystému při narůstání četnosti a intenzity disturbancí. Stav řešení a výsledky Projekt GA ČR 206/1522 řešíme od roku 1999. Vzorkování bylo zhajeno v dubnu 1999 a bude ukončeno v březnu 2001. Pro výzkum výše zmíněné problematiky a ověření hypotéz (cílů) byly zvoleny dva říční úseky na dvou řekách stejného řádu a přibližně stejných průměrných hydrologických poměrů, nacházejících se však v zcela jiné geologické oblasti, s odlišným charakterem substrátu dna a v odlišných odtokových poměrech (jiná časová distribuce průtoků a rychlost odtoku). Oba toky jsou minimálně znečištěny a srovnatelně ovlivněny eutrofizací a dalšími antropickými vlivy. Jako vhodné toky jsme vybrali řeku Loučku od říčního km 0.0 až po ř. km 10. Na tomto úseku byl vybrána pro podrobné sledování.dílčí část v délce 80 m před obcí Skryje. Průměrný průtok na vybraném úseku je od 0,95 do 2,09 m 3/s, Q 364 od 0,04 do 0,09 m 3/s. Na tomto toku kolektiv katedry prováděl výzkumy v 60. letech a tak jsou známy základní hydrobiologické údaje (KUBÍČEK 1969, SEDLÁK 1969). Druhým vytypovaným tokem je řeka Rokytná od ř. km 1,0 po ř. km 15, zde byl vybrán přirozený úsek toku v délce 110 m u obce Rokytná. Průměrný průtok na tomto úseku

180

se pohybuje v rozmezí 0,79 až 1,34 m 3/s a Q364 0,05 – 0,08 m 3/s. Úsek toku je podobně strukturován jako na Loučce. Oba toky tvoří kaňonovitá údolí a ve sledovaných úsecích mají minimum přítoků, které jsou na druhou stranu typické vysokou rozkolísaností průtoků až vysycháním. V uplynulých sezónách se nám podařilo zachytit všechny významné hydrologické jevy jako jsou jarní a letní povodně a minimální průtoky v podzimním období. Koryto toku je průběžně proměřováno a jsou měřeny rychlosti proudu. Na odběrných profilech jsou provedeny substrátové analýzy dna, tři vzorkování hlubších vrstev dna metodou „freezing core„ a vždy kvalitativní a kvantitativní vzorkování makro a meiobentosu. Celkem bylo zatím odebráno na každém profilu více jak 70 kvalitativních a 60 kvantitativních vzorků makrozoobentosu kolem 50 vzorků meiobentosu a velké množství vzorků řasových nárostů a mikrobentosu. V rámci odběrů jsou mapována i refugia v břehové a proudové zóně toku. Význam břehových refugií byl významný především v období zvýšených průtoků kdy se až ve vzdálenosti 15 m od vlastního toku přechodně vyskytovali významně velké populace temporálních druhů (Baetis rhodani, B. vernus aj.) ale permanentních druhů jako např. Gammarus roeselii. Literatura ABER J. D. & MELILLO J.M., 1991: Terrestrial ecosystems. Saunders College Publishers, U.S.A. ALLAN J.D., 1994: Stream ecology. Structure and function of running waters. Chapmann & Hall, London. BEGON M., HARPER J.L. & TOWNSEND C.R., 1990: Ecology. Individulas, Populations and Communities. Blackwell Sci.Publ. Boston. BRETSCHKO G., 1995: The ecological importance of stream bedsediments, regardless of whether or not they are inundated. Folia Fac. Sci. Nat. Univ. Masarykianae Brunensis, Biologia, 91: 5 - 18. BRITTAIN J.E. & EIKLAND T.J., 1988: Invertebrate drift. A review. Hydrobiologia 166: 77 93. CAIRNS J., Jr.& NIEDERLEHNER B. R., 1993: Ecological function and resilience: neglected criteria for environmental impact assessment and ecological risk analysis. The Environmental Professional, 15: 116-124. CUSHING C. E., 1988: Allochtonous detritus impact to a small, cold desert spring-stream. Vehr. Inter. Verein. Limnol., 23: 1107-1113. DANIELOPOL L., 1978: Introduction to groundwater ecology. Limnol. Inst. Österreich. Akad. Wissensch., 50 pp. HELEŠIC J. & SEDLÁK M., 1995: Downstream effect of impoudments on stoneflies: case study of an epipotamal reach of the Jihlava River, Czech Republic. Regulated Rivers: Research and Management, 10: 39 - 49. HILDREW A.G., 1998: Physical habitat and the benthic ecology of streams and rivers. In: BRETSCHO G. & HELEŠIC J: Advances in river bottom ecology. Backhuys Publ, Leiden.: 13 -22. HYNES H. B. N., 1970: The ecology of running waters. Liverpool University Press, 555 pp. IVERSEN M. et al., 1978: The effect of partial and total drought on the macroinvertebrate communities of three small Danish streams. Hydrobiologia, 60, 3: 235 - 242. KUBÍČEK F., 1969: On the drift in the Loučka creek (Czechoslovalia). Folia Fac. Sci. Nat. Univ. Purk. Brun., 10, Biologia 25: 45 - 54. KUBÍČEK F., 1978: Mechanisms of permanent biological activity of running waters. Folia Fac. Sci. Nat. Univ. Purk. Brunensis, Biologia,19, 2: 33-44. KUBÍČEK F., 1988: The effect of zero discharge rates on the stream biocenoses. Studia Oecologica, 1: 27-36.

181

LAKE P.S. & DOEG, T.J., 1985: Macroinvertebrate colonization of stones of two upland southern Australian streams. Hydrobiologia, 126,3: 109 - 121. LAKE P.S., 1990: Disturbing hard and soft bottom communities: a comparison of marine and fresh water environments. Austr. J. Ecol., 15: 477-488. MALQUIST B. et al., 1991: Invertebrate colonization of a new man-made stream in southern Sweden. Freshwater Biology, 26: 307-324. MINSHALL G. W. & PETERSEN R. C. Jr., 1985: Towards a theory of macroinvertebrate community structure in stream ecosystem. Arch. Hydrobiol., 104, 1: 49-76. MÜLLER K., 1954: Die Drift in fliessenden Gewässern. Arch. Hydrobiol. 49, 4: 539-545. NIEMI G. et al., 1990: Overview of case studies on recovery aquatic systems from disturbance. Environmental Management, 14, 5: 571-587. PALMER M.A. & BELY A.E. & BERG K.E., 1992: Response of invertebrates to lotic disturbance: a test of the hyporheic refuge hypothesis. Oecologia, 89: 182 - 194. PALMER M.A., ARENSBURGER P., BOTTS S. P., HAKENKAMP C.C. & REID J.W., 1995: Disturbance and the community structure of stream invertebrates: patch-specific effects and the role of refugia. Freshwater Biol., 34: 343 – 356. PARDO I. & ARMITAGE P.D., 1997: Species assemblages as descriptors of mesohabitats. Hydrobiologia 334: 111 – 128. RESH V.H., BROWN A.V.,COVICH A.P., GURTZ M.E., LI W.H., MINSHALL G.W., REICE S.R., SHELDON A.L., WALLACE J.B. WISSMAR R.V., 1988: The role of disturbance in stream ecology. J. N. Am. Benthol. Soc., 7, 4: 433-455.. RULÍK M., 1994: Vertical distribution of coarse particulate organic matter in river bedsediments (Morava River, Czech Republic). Regulated River: Research and Management 9: 65-69. SEDLÁK E., 1969: Die Biomasse der Bodenfauna des Flusses Loučka und ihre beziehung zur Nahrung der Forelle. Folia Fac. Sci. Nat. Univ. Purk. Brun., 10, Biologia 25: 115 - 133. SCHWOERBEL J., 1961: Über die Lenensbedinugungen und die Besiedlung des hyporheischen Lebensraumes. Arch.Hydrobiol, Suppl., 55: 13 -25. SCHWOERBEL J., 1967: Das hyporheische Interstitial als Grenzbiotop zwischen oberirdischem und subterranem Ökosystem und seine Bedeutung für die PrimärEvolution von Kleinsthöhlenbewohnern. Arch.Hydrobiol., Suppl. 33: 1 - 62. STATZNER B. & BORCHARDT D.,1994: Longitudinal patterns and processes along streams: modeling ecological responses to physical gradients. In. GILLER P.S, A.G. HILDREW & D.G.RAFFAELLI: Aquatic ecology.Scale, pattern and process. Blackwell Sci. Publ. Oxford: 113 - 140. STATZNER, B. & HIGLER B. 1986: Stream hydraulics as a major determinant of benthic invertebrate zonation patterns. Freshwat. Biol., 16: 127 – 139. ŠTĚRBA O., UVÍRA V., MATHUR P. & RULÍK M., 1992: Variations of the hyporheic zone through a riffle in the River Morava, Czechoslovakia, Regulated River: Research and Management, 7: 31-43. UVÍRA V., 1991: Makrozoobentos říčního dna za extrémních podmínek. Acta UPOL FRN, Biologica., 31, 104: 169-176. WILLIAMS, D.D. & HYNES, H.B.N. 1977b: Benthic community development in a new stream. Can. J. Zool. 55, 7: 1071 - 1076. WILLIAMS, D.D. & HYNES, H.B.N., 1976: The ecology of temporary streams. I. The faunas of two canadian streams. Int.Revue ges. Hydrobiol., 61, 6: 761 - 787. WILLIAMS, D.D. & HYNES, H.B.N., 1977: The ecology of temporary streams. II. General remarks on temporary streams. Int. Rev. ges. Hydrobiol., 62, 1: 53 - 61. ZWICK P., 1992: Stream habitat fragmentation - threat to biodiversity. Biodiversity and Conservation, 1: 80-97.

182

PŘÍSPĚVEK K POZNÁNÍ EKOLOGIE DROBNÝCH TOKŮ ZNEČIŠTĚNÝCH DŮLNÍMI VODAMI OBSAHUJÍCÍ VYSOKÉ KONCENTRACE ŽELEZA A MANGANU. Contribution on knowledge of ecology of small creeks polluted by mine waters with high contents of iron and manganese. Jan Helešic1, Daniela Scheibová1 a Josef Zeman2 1

Laboratoř biologie tekoucích vod, Katedra zoologie a ekologie, 2 Katedra mineralogie, petrologie a geochemie Masarykova univerzita v Brně, Kotlářská 2, 611 37 Brno. E-mail: [email protected]

Abstract: Small streams in the area of closing uranium mining in the Czech-Moravian Highlands (Czech Republic) were affected by mine waters with high contents of iron and manganese. These elements have a direct toxic or inhibit effect to the bottom biota. After decreasing of contents of metals -1 -1 in water (under 0.2 mg.l Fe and 0.05 mg.l Mn) there is main effect of change of bottom habitats. Bottom of stream is hard incrusted by iron and manganese hydroxides to the dept about 10 – 15 cm. Free surface layer is very thin – only about 1 – 2 cm. Communities of bottom organisms react in firsts seasons on higher contents of metals and now predominantly on changes of habitats. Many species disappeared from affected stretches (about 150 – 250 m long), for example planarids, oligochaets, mayflies Baetis, Ephemerella, blackflies, midges etc. Some populations are very small with not normal distributions of age’s steadies (Gammarus fossarum). On the other hand, permanent biota of these stretches was consisting mainly of insect’s larvae stoneflies (Nemouridae) and caddisflies (Hydropsychidae). Stoneflies are probably good adapted on higher contents of iron and they have in this stretch good bid of CPOM. Larvae of net spinning caddisflies have good bid of drift of small specimens there, which have not possibility to use deeper and hyporheic zone of creek. This situation is very good example of importance of bottom layers permeability and connectivity to hyporheic zone. Incrustation of bottom is very hard ecological disturbances, which totally change quality and structure of macroinver-tebrate communities and the effect is very similar as in the case of concrete panel work of bottom.

Úvod V oblasti útlumu těžby uranu na Českomoravské vrchovině se objevil nový problém týkající se znečištění vod a následného poškození biocenózy toků. Při odstávce důlního díla dojde k postupnému zatopení podzemních prostor a po dosažení určité výšky hladiny musí být tato voda řízeně odčerpávána. Voda obsahuje významné koncentrace radionuklidů a kovů. Na výtokovém objektu odstaveného důlního díla se vždy buduje dekontaminační stanice. Dekontaminace vody se provádí fyzikálně chemickými postupy (řízená osmóza) a těmito postupy jsou sníženy obsahy radionuklidů hluboko pod limitní koncentrace, dokonce i pod hodnoty koncentrací v okolních tocích. Zároveň se při tomto procesu úspěšně snižují obsahů těžkých kovů (Cd, Pb atd.), technologie ale zcela propouští rozpuštěné sloučeniny železa a manganu. Tyto se potom velmi rychle oxidují ve vodote čích za vzniku silného zákalu a inkrustací dna toků. Problém se poprvé objevil v roce 1991 u důlního díla Pucov (nedaleko Velké Bíteše), kde došlo k významnému narušení přírodních rovnováh v chovném pstruhovém toku Jasinka (povodí Oslavy). V současné době se tato problematika

183

řeší na toku Hadůvka u obce Drahonín (povodí Loučky) a v budoucnosti se bude týkat toků Rožínka a Nedvědička v povodí Svratky v okrese Žďár nad Sázavou. Následují práce se týká toku Hadůvka v k.ú. obce Drahonín ovlivněného důlními vodami odstaveného důlního díla Olší (Qprům. = 0,019 m3.s-1, Q1 = 2,25 m3.s-1, Q100 = 16,5 m3.s-1). Geologie, geochemie oblasti a hydrochemie toků Sledovaný územní celek leží v oblasti krystalinika, které je zastoupeno kyselými horninami ze skupiny žul, ortorulami, pararulami a svory. Z mladších hornin se zde vyskytují svahoviny z převážně kyselého materiálu, případně nevápnité nivní uloženiny. Pararuly vznikly přeměnou sedimentů. Jsou tvořeny z křemene, živce a slídy. Zvětráváním se na nich tvoří půdy převážně lehčí zrnitosti, s různě vysokým obsahem skeletu. Kyselé svahoviny obsahují podíl eolitického materiálu a uplat ňují se u nich zvětraliny z okolích hornin, které se posouvají z vyšších míst do nižších. Z doby před započetím těžby se dochovala zpráva o kvalitě vody v Hadůvce. Podle provedeného chemického rozboru (z období před zahájením prací na lokalitě říjen 1958) se jednalo o vodu velmi měkkou, s převážným podílem tvrdosti přechodné a podružnou tvrdostí stálou. Voda měla poměrně vysoké množství volné kyseliny uhličité a jevila se jako agresivní. Mangan byl zjištěn pouze v neměřitelných stopách a koncentrace rozpuštěných sloučenin železa ve vodě byla zanedbatelná. Voda byla označena jako velmi čistá. Jiná zpráva o hydrogeologickém průzkumu v roce 1957, archivovaná u o.z. GEAM, dokumentuje zvýšené obsahy uranu jak v toku Hadůvka, tak i v některých vývěrech podél toku. Pro minerální složení neovlivněných dnových sedimentů Hadůvky (HAD 3) je charakteristický nízký obsah karbonátů a oxidů manganu (desetiny %). Obsah oxidů železa se dlouhodobě pohybuje kolem 3 - 4%, jílových minerálů kolem 6%. Vtok čištěné důlní vody z dekontaminační stanice se projeví prudkým nárůstem obsahů oxidů železa ve dnovém sedimentu až na hodnoty 20 - 30% na profilu HAD 4 (asi 70m pod vtokem), který je způsoben rychlou oxidací dvojmocného železa na trojmocné a jeho srážením. Od tohoto profilu obsah hydro-oxid ů železa ve dnovém sedimentu rychle klesá. Přímý kontakt důlní vody s atmosférickým oxidem uhličitým způsobí také rychlé vypadávání karbonátů, jejich obsah opět vzrůstá až na hodnoty 20 - 30%, maxima je však obvykle dosaženo níže než u hydro-oxid ů železa tj. na profilu HAD 5 (250m). Tím ztrácí ovlivněná voda Hadůvky značnou část svého minerálního obsahu již v prvních několika stovkách metrů. Obsah jílových minerálů se obvykle pohybuje mezi 5 a 10%, jejich kolísání souvisí především se sezónními výkyvy srážek („propláchnutí„ dnových sedimentů srážkovou vodou způsobuje jejich snadný transport do nižších částí toku). Vysoký obsah manganu v důlních vodách způsobí také mírné zvýšení obsahu oxidů manganu, vzhledem k pomalejší oxidaci Mn II na MnIV je maxima dosahováno až ve střední části Hadůvky (obvykle mezi profily HAD 5 a HAD 7 – 250-500m). Zvýšené obsahy železa a manganu způsobují v současné době po 4 letech vypouštění důlních vod především inkrustaci dnových sedimentů vyloučenými oxidačními produkty tj. především minerály geothitem a pyrolusitem. Sraženiny jsou v hloubce 2 cm pod povrchem dna a dosahují mocnosti až 0,5 m dnového sedimentu. V oblasti, kde dochází ke zvýšené oxidaci manganu je silně inkrustována i povrchová vrstva. Tato situace se nyní nachází v useku toku dlouhém asi 600 m. Je

184

zde zcela znemožněna komunikace z hlubšími vrstvami dna a hyporealem. Jen na několika místech jsou patrné vývěry podzemních vod přímo do toku. Vlastní obsahy železa a manganu v rozpuštěné formě se postupně snižují i vzhledem ke změnám technologie dekontaminace. V v roce 1996 byly vysoce nad toxickými limity, které se podle různých zdrojů pohybují v rozmezí 0,2 – 2 mg.l-1. V současné době jsou již obsahy podlimitní . HAD 5

HAD 5

16

7

14

6

12

5

4

Mn (mg/l)

Fe (mg/l)

10 8

3

6 2

4 1

2

0

0 1.1.96

1.1.96

31.12.96 31.12.97 31.12.98 31.12.99 30.12.00

31.12.96 31.12.97 31.12.98 31.12.99 30.12.00

Graf. 1 Trendy v koncentracích železa a manganu na profilu 250m pod výtokem důlních vod Odezva bioty Oživení toku reagovalo v počátku vypouštění důlních vod především na vysoké obsahy železa a manganu. Typickou rekcí bylo vymizení všech řasových nárostů a makrofyt ze zasaženého úseku. Dle stavu a rychlosti rozkladu hrubé organické hmoty (listí aj.) byla silně inhibovány i bakteriální kultury. V toku se 1998 300

300

250

250 200

200 n

1999

13.5. 1.7.

150

20.5.1999

150

10.9. 5.11.

100

18.10.1999

100 50

50

0

0

HAD 3 HAD 4 HAD 5 HAD 6 HAD 7 HAD 9

HAD3 HAD4 HAD5 HAD6 HAD7 HAD9

Graf. 2. Celková abundance makrozoobentosu na profilech v roce 1998 a 1999. nacházely kousky organického materiálu pokrytého silnou vrstvou rezavých kal ů po velmi dlouhou dobu, které byly prakticky jen mechanicky drceny a splavovány do nižších partií toku.

185

Profil 70 m pod vyústěním důlních vod byl i velmi chudý na makrozoobentos. Z grafů (Graf. 2) vyplývá, že na pozaďovém profilu bylo společenstvo složeno z více jak 50 druhů o početnosti od 60 do 250 ks na vzorkovací jednotku. V prvním profilu pod důlními vodami se pak vyskytovalo jen max. 5 druhu v početnosti od 0 do 10 ks. V dalších letech docházelo k postupnému zlepšování situace především v přímém působení železa a manganu. Ke konci roku 1999 a letos (2000) již jednoznačně převažuje vliv změny biotopu dna. Koncentrace rozpuštěných sloučenin železa a manganu jsou již trvale nízké viz. graf 1. Reakce bioty je tedy na inkrustaci a neprostupnost dna. Jako indikátorový organismus jsme si zvolili v tomto případě blešivce potočního (Gammarus fossarum). Z jednoduché analýzy populace vyplynulo, že tento druh velmi dobře reagoval na změny v toku v ukazateli celková početnost (Graf 1998

1999

180

180

160

160

140

140

n

100

13.5.

120

1.7.

100

20.5.

80

18.10.

10.9.

80

5.11. 60

n

120

60

40

40

20

20

0

0 HAD 3

HAD 4

HAD 5

HAD 6

HAD 7

HAD 9

HAD 3

HAD 4

HAD 5

HAD 6

HAD 7

HAD 9

Graf 3. Celková abundance populace Gammarus fossarum. 3), a v ukazateli velikostní (věková) struktura populace. Další významná změna byla zjištěna v poměrném zastoupení potravních specialistů (trophic guilds). 1

1

0,8

0,8 P

P 0,6

SH FC

0,4

0,6

SH FC

0,4

GC

0 HAD3

GC 0,2

0,2

0

HAD4

HAD5

HAD6

HAD7

HAD9

HAD3

HAD4

HAD5

HAD6

HAD7

HAD9

Graf 4. Potravní skupiny zoobentosu – jaro 1999 a podzim 1999. (P – predáto ři, SH – kouskovači, FC – filtrující sběrači, GC – obecní sběrači) Na jaře 1999 byl patrný přímý vliv sraženin železa a manganu na skupinu filtrátorů, kteří se vyskytovali jen na profilech bez sraženin na dně. Na podzim 1999 došlo k vypláchnutí koryta a tak se populace filtrátorů přesunula na vyšší profily. Tato skupina byla reprezentována chrostíky Hydropsyche instabilis, H. fulviceps,

186

Plectrocnemia conspersa. Zcela chyběly larvy muchniček. Zvýšený výskyt filtrujících larev chrostíků byl zjištěn i na jaře 2000. Vysvětlení tohoto jevu jsme odvodili podle výsledků analýzy populací Gammarus fossarum a Baetis rhodani. U obou taxonů se v úsecích se silnými inkrustacemi dna vůbec nevyskytovali malí jedinci (první instary), kteří se neměli kde v takto změněném prostředí zachytit. Jednoznačně přecházeli do driftu a tím tvořili významnou nabídku pro filtrující sběrače a predátory. Diskuze a závěry Problematikou vlivu kalů obsahujících významné koncentrace kovů se zabývá poměrně široké spektrum autorů. Tak např. GREENFIELD & IRELAND (1978) zkoumali v letech 1974-75 vliv těžby uhlí v okolí Lancashire na znečištění přilehlých řek. Oblasti studovaných řek vykazovaly silnou depozici Fe(OH) 3, který pokrýval substrát. Společenstva makrozoobentosu nad místem znečištění měla vysokou diverzitu, zahrnovala hlavně skupiny Oligochaeta, Plecoptera, Ephemeroptera, Trichoptera, Coleoptera, Diptera a Mollusca. V místě depozice sloučenin Fe byla diverzita redukována na Oligochaeta a larvy Chironomidae. Nejdůležitějším faktorem se zde zdál být "pokryvný" efekt sloučenin železa. LETTERMAN & MITSCH (1978) studovali fyzikálně - chemické parametry a společenstva ryb a makrozoobentosu v malém horském toku. Tok byl zne čišťován důlními vodami již přes 50 let. Nejdůležitějším faktorem ovlivňujícím bentická společenstva a populace ryb se zdála být depozice Fe(OH) 3. Rozsah depozice během sucha byl od 3,00 do 0,01 g.m -2.den-1. Biomasa makrozoobentosu se snížila z přibližně 14,0 na 0,1-1,5 g mokré hmotnosti na m 2 uvnitř oblasti depozice. Diverzita bezobratlých se významně snížila, ale ze 75% se opět obnovila. Trvalá produkce ryb se snížila z přibližně 228 na 11 kg na ha. UZUNOV & KOVACHEV (1987) se zabývali modelem distribuce makrozoobentosu v řece Struma (Bulharsko), která byla znečištěna inertními suspendovanými částicemi. Během periody vysokého zatížení suspendovaným materiálem byla bentická společenstva ochuzena. V úseku nad místem znečištění byla běžná Amphipoda, Ephemeroptera, v prvním ovlivněném úseku dominovaly skupiny Tubificidae a Diptera. V místech pod bodem znečišťění během periody uvolňování suspendovaného materiálu dominovali Tubifex tubifex, Platycnemis pennipes, Haptagenia flava a Asellus aquaticus. Bezprostředně po eliminaci dopadu začali dominovat pasivní imigranti jako jepice Paraleptophlebia submarginata, Baetis scambus a Baetis tricolor. Po pěti letech byly tyto druhy nahrazeny z velké části aktivní imigrací jepic Baetis lutheri a Ecdyonurus venosus. NEWCOMBE & MAC DONALD (1991) se zabývali predikcí efektů znečištění na vodní biotu a považují suspendované látky za důležitou proměnnou ovlivňující kvalitu vod. Odpověď bentických bezobratlých na zatížení suspendovanými částicemi je tedy závislá na koncentraci částic a na době expozice. Dochází ke snížení diverzity bentických společenstev (v důsledku redukce biomasy a abundance) a především citlivých druhů. Vymizelé druhy nahrazují hrabavé formy, typické pro jemné substráty. RASMUSSEN & LINDEGAARD (1988) zkoumali vliv sloučenin železa na společenstva bezobratlých v dánském nížinném říčním systému. Nalezli 67 druhů v takových množstvích, že mohly být stanoveny korelace mezi koncentrací Fe a

187

výskytem fauny. Byla zjištěna velká variabilita v přítomnosti různých druhů organismů a koncentrací železa. V místech s koncentrací nižší než 0,2 mg Fe 2+.l-1 bylo nalezeno velké množství druhů (67). Mezi 0,20 - 0,25 mg Fe 2+.l-1 klesl náhle počet asi na 53 druhů. Vymizelé druhy náležely k čeledi Naididae (2 druhy), k řádům Ephemeroptera (5) a Plecoptera (3) a k čeledi Chironomidae (5). Všechny tyto druhy jsou škrabači a kouskovači povrchových biofilmů. Dalších 10 druhů bylo eliminováno od 0,25 do 0,50 mg Fe2+.l-1. Pokles pokračoval v dosti konstantním rozsahu do 10 mg Fe 2+.l-1, kde zbylo jen 10 druhů. Tato eliminace se vyskytovala ve všech hlavních taxonomických skupinách. 7 druhů přetrvalo až do koncentrace 30 mg Fe 2+.l-1. Náležely k čeledím Tubificidae (2 druhy) a Chironomidae (3 druhy: Macropelopia nebulosa, Prodiamesa olivacea a Chironomus thummi). Do této skupiny byly zahrnuty i Lymnaea peregra a Sialis lutaria. Společenstva bezobratlých v toku také silně ovlivňovaly parametry jiné než koncentrace železa, např. typ substrátu, rychlost proudění a organické znečištění. MIGLIORE & GIUDICI (1990) zkoumali vliv sloučenin železa na korýše Asellus aquaticus (beruška vodní). Zjistili, že druh je k Fe3+ extrémně citlivý, přičemž samečci mají nižší přežívací schopnost než samičky a juvenilní stadia nevykazují významně vyšší citlivost než dospělci. Řád Izopoda patří mezi nejvíce citlivé vodní bezobratlé, srovnatelné s druhy rodu Gammarus (Amphipoda) a Daphnia (Cladocera). GERHARDT (1992) zkoumal vliv subakutních dávek železa na jepici Leptophlebia marginata. Uvádí, že železo se zdá být více toxické při neutrálním pH než při nízkém pH, pravděpodobně je to způsobeno srážením železa na žábrách a těle organismů a na povrchu sedimentů, což brání růstu řas a následně klesá dostupnost potravy pro škrabače. Při pokusech byla pozorována snaha živočichů odstranit povlak sraženin z povrchu těla a žaberního aparátu. Obecně lze konstatovat že, změny způsobené suspendovanými látkami (železitými kaly) mohou mít jeden nebo více vlivů: •

Malé znečištění je realizováno především zvýšením turbidity – zákalu vody. Je především ovlivněna fotosyntetická aktivita řas a ponořené vegetace. Tato změna ovlivňuje také živočichy, které jsou závislé na rostlinách jako zdroji potravy, úkrytu a ochrany. Turbidita může také ovlivnit přenos a radiaci tepla.

•

Suspendované látky mohou přímo uplatnit mechanický efekt na organismy zvýšenou abrazí, ucpáváním respiračního povrchu žáber, zásahem do výživy díky nedokonalému zachycování potravy na přívěscích nebo sítech filtrátorů.

•

Suspendované látky mění podmínky habitatů v důsledku změny charakteru substrátu. Zvýšené množství jemného substrátu vstupuje do prostor ve št ěrku a naplaveninách a mění charakter dna (kolmatace). Mnoho bezobratlých a některé druhy ryb jsou závislé na prostupnosti dna a komunikaci vody toku s vodou hyporhealu a aqiferem podzemních vod. Akumulace jemných kal ů může fyzikálně zabránit normálnímu pohybu živočichů uvnitř substrátu a v extrémních případech mohou zmizet prostory pro živočichy (inkrustace dna). • Poměr inertních (anorganických) a organických komponent může být změněn tak, že hrabavé formy bezobratlých, filtrátoři nebo povrchoví detritovoři jsou zaplaveni nepoživatelným materiálem, a habitat je prakticky sterilní. Zcela novým poznatkem je, že změna habitatu dna změní strukturu populací (chybí malí jednici využívající intersticiální prostory), mění strukturu driftu a ten má

188

pak vliv na zvýšený výskyt filtrujících makrosběračů i v usecích toků, kde se normálně nevyskytovali. Ze zasaženého úseku toku zcela zmizeli Oligogochaeta (Stylodrilus, Limnodrilus, Nais), ploštěnky (Dugesia gonocephala), mlži (Pisidium personatuum) a nižší instary larev hmyzu (Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera, Diptera). Nepřímo se tak prokázal význam struktury a propustnosti dna pro oživení toku a stabilitu ekosystému. Výsledky jsou velmi podobné závěrům z naší práce která řešila vliv tvrdě opevněných (betonové tvárnice) drobných toků na strukturu společenstva makrozoobentosu (KUBÍČEK, HELEŠIC & KOMÁREK 1995) Literatura (u autora).

189

EKOLOGIE BENTICKÝCH SPOLEČENSTEV RADÍKOVSKÉHO POTOKA Benthic communities ecology of Radíkovský brook Martina Jezberová Katedra ekologie LF ČZU, Kamýcká 957, 165 21 Praha 6 Abstract: The study investigates the larvae of mayflies (Ephemeroptera) and stoneflies (Plecoptera) in Radíkovský brook (the Morava River basin). It detectes a distribution of individual species according to ecological factors, seasonal dynamics of dominant species and saprobial value. On Radíkovský brook, 9 different localities were selected. A material of larvae is quantitatively collected every two month, during two years. From march to september 1999, 8 species of mayflies and 12 species of stoneflies were determined. The study will be finished in august 2001.

Práce se zabývá řády jepice (Ephemeroptera) a pošvatky (Plecoptera), jejichž larvy představují významnou složku vodních biocenóz. V posledních desetiletích, kdy jsou naše toky mnohdy negativně ovlivněny antropogenní činností, stoupá též jejich význam z hlediska bioindikace. Se stoupajícím znečištěním řada druhů mizí a tak lze podle složení biocenózy posuzovat čistotu vody (Landa, 1969). Studie má tři základní cíle: 1. zjištění závislosti výskytu druhů na biotických a abiotických faktorech prostředí v rozmezí lokální škály (uvažované faktory: hloubka, rychlost a šířka toku, typ dna, stupeň zastínění, typ vegetace v okolí toku, chemické vlastnosti vody) 2. popis sezónní dynamiky dominantních druhů 3. posouzení kvality a míry rovnováhy vodního ekosystému pomocí saprobiální valence nalezených druhů (Sládeček & Sládečková, 1996). Výzkum probíhá na Radíkovském potoce (povodí Moravy, okres Jindřichův Hradec). V profilu potoka je vytypováno 9 lokalit, lišících se vzájemně povahou vodního biotopu. Zde je každé dva měsíce po dobu dvou let prováděn kvantitativní odběr bentickou sítí typu "surber" (Hrbáček et al., 1985). Larvy jsou následně fixovány v 80% ethylalkoholu (Rozkošný, 1980) a determinovány podle určovacích klíčů (Landa, 1969, Rozkošný, 1980). V období březen až září 1999 byly v Radíkovském potoce determinovány larvy druhů uvedených v tab.1. Vzhledem k tomu, že studie stále probíhá a odběry ani determinace nejsou zcela dokončeny, je možno vyslovit pouze předběžné závěry, týkající se závislosti výskytu druhů na faktorech prostředí. V rámci jednoho toku se jako naprosto dominantní faktor jeví charakter dna. Jednotlivé druhy vyžadují vždy jiný podklad. Tak například larvy druhu Leuctra nigra se ve sledovaném toku vyskytují téměř výhradně na měkkém, bahnitém podkladu. Oproti tomu larvy druhu Amphinemura sulcicollis zde preferují dno hustě porostlé vodní vegetací a jepice Baetis vernus obývá dno písčité a kamenité. Charakter dna má samozřejmě přímou souvislost s rychlostí proudu v daném místě (Landa, 1969).

190

Ostatní faktory se jeví méně závažné a zdá se, že stupeň zastínění nehraje v rámci lokalit na jednom potoce žádnou roli, neboť velká setrvačnost toku místní rozdíly vyrovnává. Úplné a přesné výsledky studie lze očekávat po jejím dokončení v dubnu 2001.

Tab. 1: Druhy nalezené v období březen až září 1999

Jepice Ameletus inopinatus Siphlonurus aestivalis Siphlonurus armatus Siphlonurus lacustris Baetis vernus Leptophlebia marginata Paraleptophlebia submarginata

Pošvatky Siphonoperla thorencium Brachyptera seticornis Amphinemura sulcicollis Protonemura lateralis Protonemura meyeri Nemurella picteti Nemoura cinerea Nemoura marginata Nemoura mortoni Leuctra inermis Leuctra nigra Leuctra teriolensis

Práce je součástí grantu 741/12/09300/0 uděleného FRVŠ.

Literatura: Landa, V.: 1969. Fauna ČSSR, str. 47, 48, 61, Academia, Praha Rozkošný, R.: 1980. Klíč vodních larev hmyzu, str. 35, Academia, Praha Sládeček, V. - Sládečková, A.: 1996. Atlas vodních organismů se zřetelem na vodárenství, povrchové vody a čistírny odpadních vod, 1. díl: Destruenti a producenti, str. 5-8, Česká vědeckotechnická vodohospodářská společnost, Praha Hrbáček, J. (ed.): 1985. Limnologické metody, str. 140, 2. vydání, Skriptum UK, SPN Praha

191

MEIOFAUNA OSÍDLUJÍCÍ VODNÍ MECH FONTINALIS ANTIPYRETICA: PŘEDBĚŽNÉ VÝSLEDKY Meiofauna inhabiting an aquatic moss Fontinalis antipyretica: Preliminary results Jakub Linhart, Michala Fiurášková, Šárka Vlčková Katedra zoologie a antropologie PřF UP, Tř. Svobody 26, 771 46 Olomouc [email protected] Abstract: During October 1999 – April 2000, so far, a monthly sampling was carried out at 2 stream localities to investigate the composition of meiofauna inhabiting an aquatic moss Fontinalis antipyretica and the surrounding mineral substrate and to evaluate an influence of the trapped FPOM. Mean abundances of total meiofauna have been as follows: moss at -1 locality 1 – 182,672 ind. per 100 ml of moss, gravel at locality 1 – 1,206 ind.100 ml substrate, -1 moss at locality 2 – 390,057 ind.100 ml moss. Moss clumps thus on average harboured 151times higher densities of meiofauna compared to the surrounding mineral substrate. The dominant group in moss was Bdelloidea (Rotatoria), though at locality 1 it represented only about 29 % of the total meiofauna compared to more than 74 % share at locality 2. The other abundant groups in moss at locality 1 were Monogononta (22.7%), Nematoda (22.1%) and Chironomidae (20.6%); at locality 2 these were Nematoda (10.9%) and Monogononta 2 (10.7%). Composition of moss-dwelling meiofauna at locality 1 and 2 significantly differed (χ , P<0,001). In the mineral bed Chironomidae (27.8%) and Nematoda (25.9%) dominated, followed by Bdelloidea (18.3%) and Monogononta (12.4%). In moss, 22 meiobenthic taxonomic units have been found compared to 18 ones in the gravel. Moss at locality 1 trapped on average 19-times and 3-times more FPOM (> 30 µm) than the gravel bed and moss at locality 2, respectively. So far, significant correlations of Chironomidae numbers and FPOM in moss 1 (r = 0,8657, α = 0,05) and of Bdelloidea abundances and FPOM in gravel (r = 0,7665, α = 0,05) have been found.

Úvod Meiofauna (též meiobentos) představuje skupinu bentických bezobratlých, kteří jsou obecně větší než mikrofauna (= prvoci) a zároveň menší než makrobentos. Velikostní hranice meiofauny je dána velikostí ok sít, používaných pro její separaci, se spodním limitem 30 (40, 50) µm a 500 (1000) µm jako horní hranicí (Giere, 1993). Poznatky o společenstvu meiofauny osídlující sladkovodní makrofyta, důležitý to ´mesohabitat´ (Armitage et al., 1995) nebo též ´funkční biotop´ (Harper, 1995) v ekosystémech tekoucích vod, jsou velice řídké (např. Badcock, 1949; Opravilová, 1990; Suren, 1992). Často se jedná o studie jedné konkrétní skupiny meiofauny, např. vířníků (Donner, 1964, 1970, 1972; Madaliński, 1961) nebo hlístic (Šály, 1983), nikoliv celého společenstva. Předkládaný příspěvek má tedy vnést více světla do této oblasti poznání ekosystémů tekoucích vod. Cílem bylo vyhodnotit složení společenstva meiofauny osídlující vodní mech Fontinalis antipyretica, porovnat jej s meiofaunou okolního minerálního substrátu a postihnout vztah živo čichů k zachycené FPOM. Materiál a metodika Odběry vzorků byly prováděny na 2 lokalitách: lokalita 1 - říčka Bystřice v Domašově nad Bystřicí (asi 30 km SV od Olomouce, nadm. výška asi 550

192

m), lokalita 2 - Mlýnský potok, asi 100 m po oddělení od hlavního toku Moravy u obce Hynkov (asi 15 km SZ od Olomouce, nadm. výška asi 220 m). Charakteristika lokality 1 v místě odběru vzorků: podhorský tok se štěrkopískovým dnem pokrytým většími kameny (dále jen ´štěrk´), pórovitost asi 30 %, široký 6-7 m, částečně zastíněný břehovou vegetací; abiotické parametry viz Tab.1.; mech vytváří jednotlivé samostatné trsy rostoucí na větších kamenech v trvale ponořené zóně. Charakteristika lokality 2 v místě odběrů: nezastíněný kanál, široký asi 15 m, břehy zpevněny kamenným záhozem; abiotické parametry viz Tab.1.; F. antipyretica porůstá v samostatných trsech hrubý zához při březích (zhruba v délce 100 m pod jezem), přičemž trsy rostou těsně pod hladinou. Vzorky byly odebírány v měsíčních intervalech, prozatím v období říjen 1999 – duben 2000. Na lokalitě 1 byla vzorkována meiofauna sdružená s trsy mechu a s okolním minerálním substrátem, na lokalitě 2 pouze mechosídlující meiofauna (pozn.: v lednu nebylo možno vzorek na lok. 2 odebrat kvůli povodni). Vzorky mechu (vždy 5 náhodně zvolených trsů) byly odebírány pomocí ruční síťky s velikostí ok 30 µm, vzorky z minerálního substrátu (vždy 2 náhodné vzorky) pomocí Hess-sampleru (kruhová odběrová plocha o průměru 20 cm, odběr do hloubky substrátu 3 cm, velikost ok sítě 30 µm). V laboratoři byl mech vyprán a změřen jeho objem. Živočichové ve vypraném sedimentu, kteří prošli 1 mm sítem, byli počítáni většinou zaživa pod mikroskopem v Sedgwick-Rafterových komůrkách. V odebraném sedimentu (z mechu i dna; velikost pod 1 mm) byl zjištěn obsah organické hmoty (AFDW). Jako FPOM je hodnocena organická hmota s velikostí částic 30 µm – 1 mm. Tab.1. Hodnoty abiotických parametrů v odběrovém období říjen 1999 – duben 2000 Kolísání Průměrná Průměrné hloubky hloubka rychlosti vody (cm) vody (cm) proudu (m.s-1) Lokalita 1

23 – 47

31

Lokalita 2

80 – 170

110

0,28 1,07 0,54 1,00

Průměrná Průměrné Průměrná Průměrná rychlost pH saturace vodivost ( proudu za rozp. µS. cm-1) celé kyslíkem období (%) 0,68 7,30 104 194 0,81

7,68

103

Výsledky Během uvedeného odběrového období byla na obou lokalitách zjišťována abundance následujících skupin meiobentosu: Microturbellaria, Monogononta, Bdelloidea, Gastrotricha, Nematoda, Aelosomata, Tardigrada, Hydracarina, Ostracoda, Cladocera (Chydoridae), Cyclopoida, Harpacticoida; dále Oligochaeta, larev Chironomidae, Simuliidae, Ceratopogonidae, Empididae a Ephemeroptera, jakožto zástupců ´přechodné meiofauny´. Celkem bylo v mechu nalezeno 22 vyšších taxonů, ve štěrku 18. Celkové abundance meiofauny při jednotlivých odběrech, vztažené na 100 ml odebraného substrátu, ukazuje graf č.1. Průměrné abundance meiobentosu na lokalitě 1 jsou 182672 jedinců.100 ml-1 mechu a 1206 jedinců.100 ml-1 štěrku, na lokalitě 2 potom 390057 jedinců.100 ml-1 mechu. Meiofauna mechu tedy dosahuje v průměru 151x vyšších hustot než v minerálním substrátu.

301

193

Mech na lokalitě 2 byl osídlován asi 2x více než mech na 1.lokalitě, což bylo způsobeno extrémní hustotou bdelloidních vířníků. Složení společenstev meiofauny mechu na lokalitě 1 a 2 se signifikantně liší (χ2, P<0,001). Relativní zastoupení dominantních skupin v jednotlivých substrátech ukazuje tabulka č.2. Pokud se týká množství FPOM, v mechu na lokalitě 1 bylo zachyceno v průměru 19x více jemné organické hmoty než v minerálním substrátu a téměř 3x více než v mechu na lokalitě 2. Konkrétní údaje jsou následující: mech 1 – 2,144 g.100 ml -1, štěrk – 0,111 g.100 ml -1, mech 2 – 0,746 g.100 ml 1 . Vzhledem k zatím malému počtu vzorků byly během odběrového období nalezeny signifikantní korelace pouze mezi abundancí larev pakomárů a FPOM v mechu 1 (r = 0,8657, α = 0,05) a mezi abundancí bdelloidních vířníků a FPOM ve štěrku (r = 0,7665, α = 0,05). Tab. 2. Poměrné zastoupení dominantních skupin meiofauny (v procentech) % Domašov – minerál Domašov – mech Hynkov – mech

Monogononta 12,4

Bdelloidea 18,3

Nematoda 25,9

Chironomidae 27,8

Celkem 84,4

22,7

28,8

22,1

20,6

94,2

10,7

74,4

10,9

3

99

900 000

1 600

800 000

1 400

700 000

1 200

600 000

1 000

500 000

800

400 000

600

300 000 200 000

400

100 000

200

0

ind./100 ml štěrku

ind./100 ml mechu

Graf 1. Abundance meiofauny na objem substrátu

0 X

XI

Domašov mech

XII

I

Hynkov mech

II

III

IV

Domašov štěrk

Diskuze Dosavadní výsledky tohoto projektu potvrzují některé v literatuře uváděné zákonitosti: 1. meiofauna osídlující vodní mechy je bohatší a mnohem početnější než v okolním minerálním substrátu (Badcock 1949; Suren, 1992); 2. dominantní skupinou meiofauny v malých tocích jsou Rotatoria (Palmer, 1990), příp. Rotatoria + Nematoda (Borchardt & Bott, 1995; Schmid-Araya, 1994), mezi dominantní patří též raná stadia larev Chironomidae (Palmer, 1990); 3. trsy mechů fungují jako účinná síta

194

zachycující množství unášených organických látek (např. Suren & Winterbourn, 1992). Co se týče vztahu meiofauny k zachycenému organickému materiálu, na základě publikovaných údajů se dala očekávat pozitivní korelace abundancí živočichů s FPOM (např. Suren, 1992; Suren & Winterbourn, 1992). Zatím byla zjištěna pouze pozitivní korelace počtu larev pakomárů s množstvím FPOM v mechu, což je ve shodě s předpoklady (Drake, 1982, 1983), a korelace počtu bdelloidních vířníků s FPOM ve štěrku. Literatura Armitage, P.D., Pardo, I. & Brown, A., 1995: Temporal constancy of faunal assemblages in ‘mesohabitats’: Application to management? Arch. Hydrobiol. 133 (3): 367-387. Badcock, R.M., 1949: Studies in stream life in tributaries of the Welsh Dee. J. Anim. Ecol. 18 (2): 193-208. Borchardt, M. A. & Bott, T. L., 1995: Meiofaunal grazing of bacteria and algae in a Piedmont stream. J. N. Am. Benthol. Soc. 14 (2): 278-298. Donner, P. J., 1964: Die Rotatorien-Synusien submerser Makrophyten der Donau bei Wien und mehrerer Alpenbäche. Arch. Hydrobiol./ Suppl. 27 (3): 227-324. Donner, P. J., 1970: Die Rädertierbestände submerser Moose der Salzach und anderer Wasser-Biotope des Flussgebietes. Arch. Hydrobiol./ Suppl. 36 (2/3): 109-254. Donner, P. J., 1972: Die Rädertierbestände submerser Moose und weiterer Merotope im Bereich der Stauräume der Donau an der deutschösterreichischen Landesgrenze. Arch. Hydrobiol./ Suppl. 44 (1): 49-114. Drake, C.M., 1982: Seasonal dynamics of Chironomidae (Diptera) on the bulrush Schoenoplectus lacustris in a chalk stream. Freshwat. Biol. 12: 225-240. Drake, C.M., 1983: Spatial distribution of chironomid larvae (Diptera) on leaves of the bulrush in a chalk stream. J. Anim. Ecol. 52: 421-437. Giere, O., 1993: Meiobenthology. The microscopic fauna in aquatic sediments. Springer-Verlag, Berlin, Heidelberg, New York, London, Paris, Tokyo, Hong Kong, Barcelona, Budapest. Harper, D. M., 1995: River bottom habitats: biological reality and practical value in river management. Folia Fac. Sci. Nat. Univ. Masarykianae Brunensis, Biologia 91: 35-45. Madaliński, K., 1961: Moss dwelling rotifers of Tatra streams. Polsk. Arch. Hydrobiol. 9: 243-263. Palmer, M. A., 1990: Temporal and spatial dynamics of meiofauna within the hyporeic zone of Goose Creek, Virginia. J. N. Am. Benthol. Soc. 9 (1): 17-25. Opravilová, V., 1990: Microzoobenthos of the River Jihlava after the construction of the Dalešice waterworks. Limnologica (Berlin) 21 (1): 243-250. Schmid-Araya, J.M., 1994: Temporal and spatial dynamics of meiofaunal assemblages in the hyporheic interstitial of a gravel stream. In Gibert, J., Mathieu, J. & Fournier, F. : Groundwater/surface ecotones: biological and hydrological interactions and management options. Cambridge University Press. pp. 29-36. Suren, A. M., 1992: Meiofaunal communities associated with bryophytes and gravels in shaded and unshaded alpine streams in New Zealand. New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research 26: 115-125. Suren, A.M. & Winterbourn, M.J., 1992: The influence of periphyton, detritus and shelter on invertebrate colonization of aquatic bryophytes. Freshwat. Biol. 27: 327-339. Šály, A., 1983: Vol'ne žijúce nematódy v SSR. Veda, vydavatel'stvo SAV, Bratislava.

195

MAKRONEMATOFAUNA VODNÍHO MECHU FONTINALIS ANTIPYRETICA A OKOLNÍHO ŠTĚRKOVITÉHO DNA Macronematofauna of an aquatic moss Fontinalis antipyretica and the surrounding gravel-bed material Jakub Linhart, Vladimír Uvíra, Petr Birklen Katedra zoologie a antropologie PřF UP, Tř. Svobody 26, 771 46 Olomouc [email protected] Abstract: Composition of the nematode fauna in a reach of a mountain brook Oberer Seebach (Lunz am See, Austria), both in clumps of an aquatic moss Fontinalis antipyretica and in the surrounding gravel, is presented in this poster. The term ´macronematofauna´ in the title has been used for the 100 µm mesh size was used for the sampling. In the years 1998-1999 49 individual samples of the moss or gravel macrozoobenthos were collected and 20 genera (plus family Mermithidae) of nematodes have been recorded. 6 genera were found only in the moss, 5 genera only in the gravel and 9 genera and family Mermithidae in both substrates. The most abundant genera were: Plectus, Tripyla, Tobrilus, Mononchus, Dorylaimus, Eudorylaimus. Dominance of these genera either in the moss or in the gravel can be explained on the basis of their feeding type: Plectus – bacteriophagous – moss, Tripyla, Tobrilus, Mononchus – predators – gravel, Eudorylaimus – plant feeders – moss, Dorylaimus – omnivorous – both substrates. Mean abundances of nematodes during the sampling period -2 -2 were 2,850 ind.m in the moss and 2,135 ind. m in the gravel. Úvod Volně žijící hlístice (Nematoda) jsou důležitou součástí terestrických, mořských a sladkovodních ekosystémů. Hrají významnou úlohu v potravních řetězcích, fungujíc zde jako bakterio-, myko-, fyto-, polyfágové či predátoři (Háněl, 1999; Prejs, 1970; Yeates et al., 1993). Často jsou nejpočetnější složkou společenstva bentických metazoí ve stojatých vodách, dosahujíc abundancí řádově stovek tisíc na m2 dna (např. Prejs, 1970; Strayer, 1985; Traunspurger, 1997). Přestože studie o společenstvech sladkovodních hlístic se objevují již v letech 1913-1925 (viz citace in Hyman, 1951), jsou znalosti o těchto komunitách stále nedostatečné (Háněl, 1999). Velmi málo jsou známa společenstva osídlující sladkovodní cévnatá makrofyta (Jensen, 1984; Prejs, 1987) nebo mechy (Micoletzky, 1914 in Hyman, 1951; Šály, 1983), p říp. terestrické mechy (Merrifield & Ingham, 1998; Šály, 1983). Cílem tohoto příspěvku je přiblížit složení společenstva hlístic osídlujících trsy vodního mechu Fontinalis antipyretica a okolního štěrkovitého substrátu v horském potoce Oberer Seebach (Lunz am See, Rakousko), kde bylo prováděno základní monitorovací sledování makrozoobentosu osídlujícího vodní mechy. Materiál a metodika Studovaná lokalita, horský alpský potok Oberer Seebach, se nachází poblíž Lunz am See (Dolní Rakousko), zhruba 150 km JZ od Vídně; leží v nadmořské výšce 600 m n.m. Jedná se o lidskou činností téměř nezasažený tok, protékající zalesněným údolím, s vápencovým štěrkovitým dnem (průměrná velikost zrn 23 mm, pórovitost 22-30 obj.%).

196

Charakteristické abiotické parametry toku uvádí např. Bretschko (1998). Sledovaný mech, Fontinalis antipyretica, se na odběrové lokalitě (asi 1,5 km proti proudu nad studijním úsekem Ritrodat-Lunz Biologické stanice v Lunz am See) vyskytuje ve formě jednotlivých samostatných trsů, přirůstajících na trvale ponořené větší kameny dna. Hloubka vody se při jednotlivých odběrech pohybovala v rozmezí 5 – 30 cm. V letech 1998-1999 bylo provedeno 8 odběrů makrozoobentosu osídlujícího trsy mechu a okolního štěrkovitého dna. Vzorky mechu byly spolu s asociovanou faunou odebírány pomocí ruční síťky s velikostí ok 100 µm. Makrobentos minerálního substrátu byl odebírán pomocí Hess-sampleru (průměr 20 cm, do hloubky 5 cm, velikost ok sítě 100 µm). V laboratoři byl mech vyprán, živočichové byli z vypraného materiálu a ze vzorků ze štěrkovitého substrátu (fix. 4% formaldehydem) vybráni pod lupou. Nematoda byla po převedení do trvalých preparátů (FMAD) určována do rodů (s vyjímkou čel. Mermithidae). Výsledky Během 8 odběrů bylo celkem získáno 49 jednotlivých vzorků. Průměrné abundance hlístic v průběhu vzorkování byly následující: mech 2850 jedinců.m-2, štěrk - 2135 jedinců.m-2. Nejhojněji zastoupené rody v jednotlivých substrátech, tj. s větším než 5 %-ním podílem na celkové abundanci, jsou uvedeny v grafu. Rody nalezené na odběrové lokalitě (systém dle Háněl, 1999): Řád: Monhysterida Xyalidae - Daptonema1 Monhysteridae – Monhystera1 Řád: Araeolaimida Plectidae – Plectus1, 2, Anaplectus1 Řád: Chromadorida Chromadoridae – Punctodora1 Řád: Tylenchida Tylenchidae – Tylenchus2 Criconematidae – Criconema2, Criconemoides1 Hoplolaimidae – Rotylenchus2 Řád: Enoplida Ironidae – Ironus1, 2 Tripylidae – Tripyla1, 2 Tobrilidae - Tobrilus1, 2 Řád: Mononchida Mononchidae - Mononchus1, 2, Prionchulus1, 2 Řád: Dorylaimida Dorylaimidae – Dorylaimus1, 2, Mesodorylaimus2 Aporcelaimidae – Aporcelaimus2, Aporcelaimellus1, 2 Qudsianematidae – Eudorylaimus s.l.1, 2 Longidoridae – Longidorus1 Mermithidae1, 2 Pozn.: 1 – nalezen v mechu, 2 – nalezen ve štěrku, 1, 2 – oba substráty

197

Poměrné zastoupení nejhojnějších rodů 40 35 30

Mech

25

Štěrk

% 20

M+Š

15 10 5 0

tus Plec

la Tripy

us us us ilus onch Dorylaim dorylaim Tobr n o M Eu

Diskuze Hlístice jsou jednou z hlavních složek společenstva meiobentosu ve stojatých i tekoucích vodách (Giere, 1993), ale s jejich zástupci se setkáme i při vzorkování makrozoobentosu. Materiál získaný výše popsanou odběrovou metodou (síto 100 µm) nelze hodnotit kvantitativně, též v něm nejsou zachyceny drobnější druhy hlístic; proto také označení ´makronematofauna´ v titulku. Přesto bylo během 8 odběrů (49 vzorků) zaznamenáno 20 rodů a zástupci čel. Mermithidae. Pro srovnání, Loof (1991) nalezl ve sledovaném potoce zástupce 30 rodů z řádu Dorylaimida, Mononchida a Tylenchida, přičemž zpracoval 2174 jednotlivých vzorků. Polovina jím nalezených rodů byla zachycena v hyporeálu v hloubce 10 – 100 cm, tedy v zóně, která nebyla v předkládané studii sledována. Rody Tylenchus, Criconemoides a čeleď Mermithidae Loof (1991) neuvádí. Výskyt zástupců rodu Eudorylaimus téměř výhradně v mechu není překvapivý, protože se jedná o převážně herbivorní hlístice (Yeates et al., 1993). Naproti tomu rozměrní dravci (Tripyla, Tobrilus, Mononchus) (Yeates et al., 1993) převažují ve štěrkovitém substrátu. Omnivorní Dorylaimus (Yeates et al., 1993) se vyskytuje nejhojněji v obou substrátech. Hojnější výskyt r. Plectus v mechu může být vysvětlen též potravními nároky. Yeates et al. (1993) hodnotí zástupce tohoto rodu jako bakteriofágy a trsy mech ů ve vodních ekosystémech výrazně zvětšují plochu kolonizovatelnou bakteriálními biofilmy a zachycují velké množství FPOM, jejichž součástí jsou i mikroorganismy (např. Suren, 1992). Poděkování Velký dík patří Dr. Ladislavu Hánělovi (Ústav půdní biologie AV ČR, České Budějovice) za konzultace při determinaci materiálu. Literatura Bretschko, G., 1998: The river bottom in gravel streams. In Bretschko, G. & Helešic, J. (eds.): Advances in river bottom ecology. Backhuys Publishers, Leiden, The Netherlands. pp. 1-11.

198

Giere, O., 1993: Meiobenthology. The microscopic fauna in aquatic sediments. Springer-Verlag, Berlin, Heidelberg, New York, London, Paris, Tokyo, Hong Kong, Barcelona, Budapest. Háněl, L., 1999: Nematoda. Folia Fac. Sci. Nat. Univ. Masaryk. Brun., Biol. 101: 67-77. Hyman, L.H., 1951: The invertebrates: Acanthocephala, Aschelmithes, and Entoprocta. The pseudocoelomate Bilateralia. Vol. III. McGraw-Hill Book Company, Inc., New York Toronto, London. Jensen, P., 1984: Ecology of benthic and epiphytic nematodes in brackish waters. Hydrobiologia 108: 201-217. Loof, P.A.A., 1991: Dorylaimida, Diphterophorida and Tylenchida – a first report. Jber. Biol. Stn Lunz 13: 67-73. Merrifield, K. & Ingham, R. E., 1998: Nematodes and other aquatic invertebrates in Eurhynchium oreganum from Mary’s Peak, Oregon Coast Range. The Bryologist 101 (4): 505-511. Prejs, K., 1970: Some problems of the ecology of benthic nematodes (Nematoda) of Mikolajskie Lake. Ekol. Pol. 18 (9): 225-242. Prejs, K., 1987: A field and laboratory study of the relation between some stylet-bearing nematodes and some aquatic vascular plants. Arch. Hydrobiol. 110 (2): 237-258. Strayer, D. L., 1985: The benthic micrometazoans of Mirror Lake, New Hampshire. Arch. Hydrobiol./ Suppl. 72 (3): 287 - 426. Suren, A.M., 1992: Enhancement of invertebrate food resources by bryophytes in New Zealand alpine headwater streams. New Zealand Journal of Marine & Freshwater Research 26: 229-239. Šály, A., 1983: Voľne žijúce nematódy v SSR. Veda, vydavateľstvo SAV, Bratislava. Traunspurger, W., 1997: Bathymetric, seasonal and vertical distribution of feeding-types of nematodes in an oligotrophic lake. Vie Milieu 47 (1): 17. Yeates, G.W., Bongers, T., de Goede, R.G.M., Freckman, D.W. & Georgieva, S.S., 1993: Feeding habits in soil nematode families and genera – an outline for soil ecologists. Journal of Nematology 25 (3): 315-331.

199

VZTAHY OVLIVŇUJÍCÍ ČETNOST BENTOSU V LITORÁLU Relationships influencing abundance of benthic macroinvertebrates in a littoral zone Markéta Marečková Botanický ústav AVČR, Dukelská 145, 37982 Třeboň Abstract: Benthic macroinvertebrates were studied in relationship to the presence or absence of roots of aquatic macrophytes. Manipulation experiment was performed to distinguish between the influence caused by crayfish predation, food availability and removal of macrophytes. Field observations were conducted to find out if the environmental conditions change the relationship between plant roots and macrozoobenthos. Finally, an experiment in tanks was designed to show whether the oxygen released by macrophyte roots can be the cause of higher numbers of benthic macroinvertebrates inside the macrophyte root-zone. The results confirmed that the presence of living plant roots is the most important factor influencing the abundance of benthic macroinvertebrates when compared with predation and food availability. Similarly, none of the followed environmental conditions, water flow, trophic status of the water body, plant species etc. changed the occurrence of higher numbers of benthic macroinvertebrates in the macrophyte root zone. Oxygen was found to influence the numbers of benthic macroinvertebrates in the macrophyte root zone, particularly in the sediment with higher organic matter content.

Úvod Výsledky týkající se porovnání četnosti bentických bezobratlých v porostech makrofyt a mimo ně byly dosud poněkud různorodé. Některé studie ukázaly, že více živočichů žije v porostech makrofyt než mimo ně (Beckett et Aartilla, 1992, Ságová et al., 1993) a v jiných se naopak objevilo více zvířat mimo porosty makrofyt (Schram and Jirka, 1989; Streever et al., 1995). Cílem této práce bylo vysvětlit, proč se tyto nesrovnalosti objevovaly a pokusit se najít některé z důvodů, pro které se bentičtí živočichové v porostech makrofyt zdržují. Jako nejdůležitější byly vybrány následující hypotézy: 1) kořeny rostlin mohou poskytovat úkryt před predátory. 2) kořeny rostlin mohou poskytovat potravu a nebo 3) bentičtí bezobratlí dokážou využívat kyslík uvolňovaný kořeny do okolního sedimentu. Zároveň bylo sledováno, zda mohou být všechny vztahy mezi makrofyty a bentosem ovlivňovány podmínkami okolního prostředí, případně zda mohou být výsledky pozměněny způsobem odběru. Místo sledování a zadání pokusů Pro zodpovězení výše popsaných otázek byly podniknuty tři studie. V první studii byl zhodnocen vliv predace, dostupnosti potravy a vliv přítomnosti živých kořenů na množství makrozoobentosu. Tyto faktory byly hodnoceny pomocí manipulačního pokusu na jezeře Trout Lake ve Wisconsinu v USA. Šest trojic skruží o průměru 1,5 m bylo ponořeno v litorálu do hloubky asi 4 m. Sediment na pokusném místě byl poměrně homogenní a dno bylo zarostlé ponořenými makrofyty (např. Potamogeton robinsii, P. richardsonii, Valisneria americana). Jedna skruž z trojice neměla stěny, druhé dvě měly plastové stěny asi 0,7 m vysoké. Do jedné skruže byly přidáni raci tak, aby jejich výsledná hustota byla třikrát vyšší než přirozená hustota, z jedné skruže

200

byly raci vyloveni a skruž bez stěn sloužila jako srovnání s přirozenou hustotou raků (2 raci/m2). Použité druhy raků byly Orconectes virilis, O. propinquus a O. rusticus v poměru 5:3:1. Každá skruž byla dále rozdělena na čtvrtiny. Do jedné poloviny každé skruže bylo přidáváno krmení (vločky pro rybičky Tetra Min). V každé polovině, krmené či nekrmené, byly rostliny v jedné čtvrtině skruže posekány těsně nad kořeny. Druhá studie směřovala ke získání přesnějších údajů o zvýšeném výskytu makrozoobentosu v kořenech rostlin za různých podmínek v okolním prostředí. Tato studie byla provedena na rybnících a pomalých tocích na Třeboňsku v České republice. Celkem bylo sledováno osm lokalit, které se lišily typem sedimentu a rostlinným druhem (např. Sparganium erectum, S. emersum, Potamogeton natans, P. berchtoldii atd.) v této studii byly také porovnány výsledky odběrů podniknutých dvěma různými způsoby, přímým odběrem bentosu z kořenů jednotlivých rostlin a náhodným odběrem bentosu v porostech makrofyt. Dalším cílem bylo zjistit, zda bentičtí živočichové mohou využívat kyslík vypouštěný kořeny rostlin do sedimentu. Kk tomu sloužil pokus v nádobách provedený v Botanickém ústavu AV ČR v Třeboni v letech 1997 a 1998. Čtyři nádrže o rozměrech 1,7 x 1,3 x 0,8 m byly naplněny dvěma různými sedimenty (směs písku a rybničního bahna v poměru 1:1 a 1:4) a osázeny čtyřmi, resp. pěti druhy vodních makrofyt ve dvou letech. Bentos byl odebrán najednou vždy v srpnu. V kořenové zóně rostlin byl průběžně měřen obsah kyslíku a v prvním roce i redox potenciál. Nakonec byl malým odběrem ověřen počet bakterií žijících v sedimentu mezi kořeny rostlin a v sedimentu bez kořenů. Patnáct vzorků z kořenů Sparganium emersum a patnáct vzorků z oblasti bez kořenů bylo odebráno v pokusném areálu Výzkumného ústavu rybářského ve Vodňanech. Metody Bentos byl odebírán trubicovým odběrákem o průměru 7,5 cm a délce 30 cm. Vzorky sedimentu byly konzervovány 2 % formaldehydem. Pozd ěji byly vzorky promyty na dvou sítech 5 mm a 0,2 mm. Kořeny byly omyty, usušeny a zváženy. Bentos byl oddělen od sedimentu a detritu pomocí cukerného roztoku (Kajak et al. 1976), vybrán a roztříděn do širších taxonomických skupin. Máloštětinatí červi a pakomáři, kteří tvořili většinu organismů, byly určeny do rodu nebo druhu (podle možností). Kyslík byl měřen mikroelektrodou od firmy Diamond General, Ann Arbor, MI, USA. Funkčnost elektrody byla kontrolována nejdéle po dvou hodinách, odchylka nikdy nepřesahovala 2%. Redox potenciál byl měřen platinovými elektrodami opakovaně, nejdříve však po 24 hodinách od jejich umístění. Kvalita sedimentu byla určována měřením usazenin v kádince a zařazením do jedné z deseti kategorií ustanovených podle zrnitosti a obsahu organických látek. Dodatečně byl stanoven organický uhlík spálením a zrnitost na sítech v podniku Stavební geologie a geotechnika v Praze. Podrobněji viz. Marečková, 1999. Výsledky První studie ukázala, že predace raky významně ovlivňuje početnost bentosu v sedimentu, ale přítomnost rostlin tento vztah nemění. Podobně i přidávání potravy způsobilo změny průměrné velikosti bentických bezobratlých (pakomárů), ale souvislost s makrofyty se neprokázala. Zásadní

201

rozdíly v počtech všech sledovaných skupin bentosu však způsobilo odstranění zelené části makrofyt. V kořenech živých rostlin byl vždy větší počet bentických bezobratlých než v místech bez rostlin (obr. 1). Druhá studie potvrdila výsledky první v tom smyslu, že v kořenech rostlin se zdržuje více organismů než mimo ně a to i nezávisle na typu makrofyt (emersní, submersní, s plovoucími listy). Zároveň bylo prokázáno, že pro získání stabilních výsledků je nutné odebírat vzorky selektivně ze středu kořenové zóny a že náhodné odběry z porostů makrofyt průkazné výsledky neposkytují. Ve třetí studii jsem zjistila, že vliv kyslíku vypouštěného makrofyty se patrně projevuje za určitých podmínek a pro určitou taxonomickou skupinu bentosu. V prvním roce se významný vliv kyslíku prokázal pro pakomáry, v druhém roce pro máloštětinaté červy (obr. 2). Diskuse Tato práce potvrdila předchozí výsledky (Ságová et al. 1993) tím, že ukázala, že v kořenech makrofyt žije větší množství bentosu než mimo ně i za různých podmínek prostředí - např. v tekoucí vodě, ve velmi eutrofní vodě a v přítomnosti kořenů různých typů makrofyt. Zároveň se podařilo ukázat, že nesrovnalosti ve výsledcích studií ostatních autorů jsou patrně způsobeny metodikou odběru a/nebo velikostí studovaného území. Například Kornijow (1997) odebíral vzorky náhodně a vetší počty bentosu objevil mimo porosty Nuphar lutea, nebo Jirka a Schram (1989), kteří srovnávaly velké území porostlé makrofyty s velkým územím bez rostlin, našli větší množství bentosu v písku než kdekoli pod porostem makrofyt. Naopak Beckett a Aartilla (1992), kteří porovnávaly vzorky ze sedimentu z porostu makrofyt se vzorky z malých děr v porostu a používaly podobný způsob odběru, také zjistili větší počty bentosu v porostech makrofyt než mimo ně (podrobněji viz. Marečková, 1999). Příčina vyššího výskytu bentosu v kořenech makrofyt byla zčásti vysvětlena využíváním kyslíku vypouštěného kořeny a typem sedimentu, ve kterém se bentos a makrofyta vyskytují. Výsledky ukazují, že zvýšené počty bentosu v kořenech makrofyt rostoucích v písku odráží spíš využívaní zdrojů potravy poskytované kořeny, zatímco v sedimentech organičtějších jde pravděpodobně o vliv uvolňovaného kyslíku. Tyto vztahy byly podobné v terénu i v pokusných podmínkách. Částečně je potvrdil i zvýšený počet bakterií v kořenech, protože bakterie by mohly být využity jako potrava. Literatura Beckett D. C., a T. P. Aartila (1992): Contrasts in density of benthic invertebrates between macrophyte beds and open littoral patches in Eau Galle Lake. Wisconsin. Am. Midl. Nat. 127: 77-90 Kornijow R. (1997): The impact of predation by perch on the size-structure of Chironomus larvae - the role of vertical distribution of the prey in the bottom sediments, and habitat complexity. Hydrobiologia 342/343: 207213 Marečková, M. (1999) Relationships influencing abundance of benthic macroinvertebrates in a littoral zone. Disertační práce. Katedra parasitologie a hydrobiologie, Přírodovědecká fakulta UK, Praha. Sagova M., M. S. Adams, a M. G. Butler (1993): Relationship between plant roots and benthic animals in three sediment types of a dimictic mesotrophic lake. Archiv für Hydrobiologie 128 (4): 423-436

202

Schram H. L., a K. J. Jirka (1989): Effects of aquatic macrophytes on benthic macroinvertebrates in two Florida lakes. J. Freshwater Ecology 5 (1): 1-12 Streever J. W., D. L. Evans, C. M. Keenan, a T. L. Crisman (1995): Chironomidae (Diptera) and vegetation in a created wetland and implications for sampling. Wetlands 15 (3): 285-289

CHIRONOMIDAE počet

8 6 4 2 0 0

5

10

15

kyslík [m g/l]

Obr. 1 Vztah mezi různými skupinami bentosu a přítomností kořenů makrofyt. BENTOS ve vztahu ke kořenům

kořeny bez kořenů

počet

12

8

4

0 Chironomidae

Oligochaeta

Amphipoda

Nematoda

Isopoda

Obr. 2 Vztah mezi počtem pakomárů a obsahem kyslíku v sedimentu kořenové zóny makrofyt

203

NOVÉ POZNATKY O RODU CHIRONOMUS V ČESKÉ REPUBLICE New data about the genus Chironomus in the Czech Republic Josef Matěna Hydrobiologický ústav AV ČR, Na sádkách 7, 370 05 České Budějovice Abstract: The distribution of the genus Chironomus has been investigated in the Czech Republic, with special attention to the South Bohemian Region, for 20 years. Species identification was based on cytological examination of larval salivary gland chromosomes. Twenty-five species have been found. The highest number of species was recorded in running waters and adjacent habitats to fishponds – Ch. plumosus, annularius, balatonicus, luridus, melanescens, obtusidens, piger, riparius, nuditarsis. Two species were found confined to reservoirs – Ch. anthracinus to the profundal and Ch. muratensis to the littoral zone. Small water bodies like sand pits, forest ponds or ditches along roads are inhabited by Ch. aberratus, sorrorius, commutatus, nuditarsis, parathummi. Ch. pseudothummi and holomelas were found in peaty habitats, only. Ch. dorsalis is a stenotopic species regularly found in astatic waters. Ch. nudiventris and Ch. crassimanus have been found in the Czech Republic for the first time.

Úvod Larvy rodu Chironomus Meig. jsou pro svou velikost a často masový výskyt významnými zástupci bentosu eutrofních stojatých a tekoucích vod. Druhová determinace je podle klasických morfologických znaků ve většině případů nemožná. Jedinou spolehlivou metodou je analýza polytenních chromosomů slinných žláz (Martin 1979, Michailova 1989). Cílem příspěvku je shrnout výskyt druhů rodu Chironomus v různých biotopech včetně nejnovějších poznatků. Materiál a metodika Během uplynulých 20 let byl studován výskyt druhů rodu Chironomus na více než 70 lokalitách, celkem bylo analyzováno cca 3000 larev. Biotopy lze rozdělit do následujících skupin: intenzívně obhospodařované kaprové rybníky (KR), čerstvě napuštěné rybníky během prvního měsíce, např. plůdkové (NN KR), biotopy přilehlé k rybníkům – vývařiště, napájecí stoky (BPKR), astatické habitaty – kaluže, dešťová voda (AST), tekoucí vody (TV), přehrady (ÚN), rašelinné vody (RB), malé stojaté vody – pískovny, lesní tůně, příkopy u cest (MN). Larvy byly rozděleny do morfologicky rozlišitelných skupin (Webb, Scholl 1985) a poté determinovány cytologicky. Preparáty chromosom ů v laktoaceto-orceinu byly zhotovovány podle Keyla (1962). Výsledky Přehled druhů rodu Chironomus nalezených v ČR spolu s frekvencí výskytu a jejich dominancí v jednotlivých biotopech je uveden v Tab. 1. Nejvíce druhů (10-12) bylo nalezeno v tekoucích vodách a biotopech přilehlých k rybníkům, podobně vysoký počet druhů pak byl nalezen v čerstvě napuštěných rybnících (8). Klastrová analýza ukázala několik zřetelných shluků charakterizovaných výskytem určitých druhů. Nejzřetelněji definovaná jsou druhová společenstva intenzívně obhospodařovaných kaprových rybníků s výraznou dominancí Ch. plumosus. Tento druh se v těchto rybnících

204

vyskytuje ve 100% frekvenci. V čerstvě napuštěných rybnících probíhá charakteristická sukcese druhů (Matěna 1990). Ch. melanescens a Ch. annularius jsou dominantními druhy bezprostředně po napuštění. Dále se v tomto období pravidelně vyskytují druhy Ch. piger, Ch. luridus a Ch. obtusidens. Všechny tyto druhy jsou po metamorfóze 1 kohorty nahrazeny druhem Ch. plumosus. Určujícím druhem pro taxocenózy astatických vod je Ch. dorsalis, který je za určitých podmínek doprovázen, nebo nahrazen druhy Ch. luridus a Ch. riparius (Obr. 1). Dva druhy jsou omezeny na údolní nádrže – Ch. anthracinus na profundální zónu a Ch. muratensis na litorál. Malé nádrže typu zatopených pískoven, lesních tůní a příkopů podél cest obývají druhy Ch. aberratus, sororius, commutatus, parathummi. Na rašelinné vody se zdají být omezeny druhy Ch. pseudothummi a holomelas. Centrem rozšíření rodu Chironomus v naší republice jsou malé přirozeně eutrofní nádrže permanentního charakteru v blízkosti tekoucích vod (řek, potoků) nebo související s rybníky. Lze spekulovat i o tom, že se celý rod fylogeneticky vyvinul v ekosystémech podobného typu. Tyto biotopy se v okolí tekoucích vod vyskytovaly i v raných geologických dobách. Naproti tomu jezera jsou geologicky mnohem mladší, o rybnících vůbec nemluvě. Druhy, které jsou pro tyto ekosystémy charakteristické můžeme považovat za recentní migranty z fylogenetického hlediska, kteří se přizpůsobili specifickým podmínkách. Čerstvě napuštěné rybníky představují podobný biotop jako tůně vznikající po záplavách v aluviu tekoucích vod. Tomu by odpovídala i masová kolonizace v prvním období po zatopení samicemi, které se líhnou v přilehlých „rezervoárových„ biotopech. Výše uvedené souhrnné hodnocení (Tab. 1) je třeba doplnit o nové výsledky. V roce 1999 byl studován výskyt rodu Chironomus v Novohradských horách a na Šumavě v povodí Křemelné. Pro obě oblasti byl charakteristický masový výskyt Ch. dorsalis. Tento fakt pravděpodobně souvisí s hojnější přítomností charakteristických biotopů (kaluží) v důsledku vyšších srážek. V Novohradských horách byly dále nalezeny druhy Ch. annularius, balatonicus, bernensis, commutatus, luridus, melanotus, piger, plumosus, pseudothummi. V rybníce u Veveří byl zaznamenán další druh z cytologického komplexu plumosus, který se nejvíce blíží druhu Ch. muratensis. Přesná determinace tohoto druhu zatím nebyla provedena. Ekologie ostatních druhů v Novohradských horách odpovídá dříve zjištěným skutečnostem. Rybníky, které byly v této oblasti zkoumány, jsou obhospodařovány pouze extenzívně, tomu odpovídají i taxocenózy rodu Chironomus – dominance Ch. plumosus není zdaleka tak výrazná jako v intenzivněji obhospodařovaných rybnících. Ve sledované oblasti Šumavy byl kromě hojného druhu Ch. dorsalis nalezen nehojně pouze Ch. pseudothummi v rašelinném biotopu. Absence rodu na ostatních potenciálně vhodných biotopech – rozlitiny a tůňky potoků lze vysvětlit výrazně nižší trofií šumavských lokalit. Na výsypkách Sokolovska byl nalezen Ch. crassimanus STRENZKE. Druh byl hojný i na lokalitách s extrémním chemismem – nap ř. Chlum sv. Máří (lgt. Přikryl a Chvojka). Přitom tento druh nebyl od originálního popisu v roce 1959 nikde nalezen. Ve Vltavě bylo na různých profilech nalezeno několik larev Ch. nudiventris RYSER, SCHOLL, W ÜLKER, druh se hojněji vyskytuje v Dunaji, např. lokality Bratislava, Chl’aba (lgt. Elexová).

205

Pro úplnost je nutno uvést ještě druh Ch. striatus STRENZKE, který byl sbírán Chvojkou ve Vysokých Tatrách (Jamské pleso, Trojrohé pleso). Z území České republiky nebyl prokázán Poděkování Děkuji za statistické vyhodnocení dat Dr. J. Frouzovi – ÚPB AV ČR. Průzkum Novohradských hor byl financován z výzkumného záměru MSM J06/98/124100001, průzkum Šumavy z grantu GAČR reg. č. 206/99/0405. Literatura Keyl, H.G., 1962: Chromosomenevolution bei Chironomus II. Chromosomenumbauten und phylogenetische Beziehungen der Arten. Chromosoma (Berl.) 13: 464-514. Martin, J., 1979: Chromosomes as tools in taxonomy and phylogeny of Chironomidae. Ent. Scand. Suppl. 10: 67-74. Matěna, J., 1990: Succession of Chironomus MEIGEN species (Diptera, Chironomidae) in newly filled ponds. Int. Revue ges. Hydrobiol. 75: 45-57. Michailova, P., 1989: The polytene chromosomes and their significance to the systematics of the family Chironomidae. Acta Zoologica Fennica 186: 1-107. Webb, C.J. a Scholl, A., 1985: Identification of larvae of European species of Chironomus MEIGEN (Diptera: Chironomidae) by morphological characters. Syst. Ent. 10: 353-372.

Obr. 1: Ordinační diagram taxocenóz rodu Chironomus podle PCA analýzy relativního výskytu druhů v různých biotopech.

206

Tab. 1: Přehled druhů rodu Chironomus zjištěných v ČR. Číslo před lomítkem znamená dominanci druhu, číslo za lomítkem frekvenci výskytu v daném biotopu. Zkratky viz Materiál a metodika.

Druh Ch. aberratus Ch. annularius Ch. anthracinus Ch. balatonicus Ch. bernensis Ch. cingulatus Ch. commutatus Ch. dorsalis Ch. entis Ch. holomelas Ch. luridus Ch. melanescens Ch. melanotus Ch. muratensis Ch. nuditarsis Ch. obtusidens Ch. parathummi Ch. piger Ch. plumosus Ch. pseudothummi Ch. riparius Ch. sororius Ch. uliginosus Celkem druhů

KR

NNKR BPKR

AST

TV

ÚN

RB

MN 13/40

1/10

19/57

6/57 58/60

4/50

3/20 <1/14 <1/14 1/7

1/14 1/14

<1/14 67/78

4/20

<1/10 <1/14 1/14

24/86

60/86

10/22

32/60

7/29

38/60

13/14

6/20

8/11 11/14

39/60 9/10

12/29 1/36

2/29

5/14

6/29

14/14 13/33

85/100

10/29

2/14

18/43

20/20 1/20

<1/14 7/21

19/43

2/22

62/80

57/71 <1/14

20/40

<1/10 5

8

10

5

12

4

2

6

207

PREDBEŽNÉ VÝSLEDKY VÝSKUMU VZŤAHU BENTICKÝCH ARTHROPODA A BENTICKÉHO ORGANICKÉHO MATERIÁLU (BOM) VO VYBRANÝCH TOKOCH VÝCHODNÝCH KARPÁT Preliminary results of the investigation of the relationship between benthic Arthropoda and benthic organic matter (BOM) in the selected streams of the Eastern Carpathians Milan Novikmec1, Tomáš Derka2, Ladislav Hamerlík3 1

Katedra biológie, FEE TU vo Zvolene, Masarykova 24, 960 53 Zvolen, e-mail: [email protected] 2 Katedra ekológie, PriFUK, Mlynská dolina B-II, 842 15 Bratislav, e-mail: [email protected] 3 Oddelenie hydrobiológie, ÚZ SAV, Dúbravska cesta 9, 842 06 Bratislava, e-mail: [email protected] Abstract: Preliminary results of the investigation of relationship between benthic Arthropoda and benthic organic matter in selected Eastern Carpathians streams are presented. Variability of abundance and biomass of Arthropoda in benthic samples was also studied. Weak relationship between abundance and biomass of Arthropoda and amount of benthic organic matter was found out. High variability of abundance and biomass of benthic Arthropoda is also documented.

Úvod Bentický organický materiál je pre organizmy žijúce na dne vodných tokov jednak životným substrátom ale slúži tiež ako významný zdroj potravy. Týmto prispieva k priestorovej diferenciácii spoločenstiev makrozoobentosu. Usporiadanie resp. rozmiestnenie makrozoobentosu do „plôšok„ je bežnou črtou vodných habitatov a pravdepodobne je výsledkom rôznorodosti substrátu (T OWNSEND, 1989). Takéto usporiadanie, resp. lokálna priestorová distribúcia, je zrejme aj hlavným faktorom ovplyvňujúcim variabilitu vzoriek bentických spoločenstiev konkrétnej lokality. Jedným z kľúčových problémov pri výskume spoločenstiev makrozoobentosu všeobecne je výber najvhodnejších postupov pre získanie pokiaľ možno najreprezentatívnejších údajov o abundancii resp. biomase alebo druhovej pestrosti spoločenstiev. Prehľad prác zaoberajúcich sa variabilitou vo vzorkách bentických spoločenstiev uvádzajú napr. CANTON & CHADWICK (1988). Cieľom práce bolo pomocou 30 vzoriek z dvoch sledovaných tokov orientačné zistenie vzťahu medzi biomasou bentických článkonožcov a množstvom bentického organického materiálu na sledovaných lokalitách. Ďalším cieľom bolo na základe získaných údajov o abundancii a biomase bentických článkonožcov zistiť variabilitu medzi hodnotami uvedených parametrov v jednotlivých vzorkách. Prezentované výsledky sú časťou komplexného výskumu uskutočňovaného v rámci projektu VEGA 1/6275/99 „Limnológia horských tokov Východných Karpát„. Materiál a metodika Odbery makrozoobentosu a BOM boli vykonané na dvoch vybraných tokoch Východných Karpát – Stužickej rieke a Hlubokom potoku. Tieto toky boli vybrané

208

predovšetkým na základe charakteru a pôvodnosti resp. poškodenia povodia. Stužická rieka predstavuje tok so zachovalým, človekom takmer nenarušeným povodím, ktoré je tvorené pôvodnými jedľovo-bukovými porastami. Rovnaký charakter majú aj brehové porasty na sledovanej lokalite Stužickej rieky. Hluboký potok má povodie devastované ťažbou, čiastočne odlesnené, čiastočne s mladými porastami. Brehové porasty na sledovanej lokalite sú viac-menej líniové, tvorené výmladkovými porastami buka s prímesou jelše. Bližšia charakteristika odberových lokalít je uvedená v tab. 1. Tab. 1. Charakteristika odberových lokalít (vybrané parametre) parameter Stužická rieka Hluboký potok Nadmorská výška (m n. m.) 640 540 o Teplota vody ( C) 13,2 15,0 -1 Rýchlosť toku (m.s ) 0,48 0,5 -1 Prietok (l.s ) 172,8 66 Priemerná šírka toku (cm) 400 313 Priem. hĺbka v Ľ; ˝; ľ šírky toku (cm) 16,7; 19; 15,5 8,8; 7,5; 7,2 Pomer fluviatilné: torentilné úseky 1 : 3,5 Pomerné zastúpenie substrátu (% piesok / 6,6/ 9,2/ 40,7/ 29/ 0/ 3,7/ 46,3/ 50/ 0 štrk / okrúhliaky / skaly / balvany) 14,5 Na oboch sledovaných lokalitách bolo 15. resp. 17. júna 1999 odobratých po 30 vzoriek BOM a makrozoobentosu. Na odber bentosu bol použitý modifi kovaný Hessov bentometer s vnútorným priemerom 205 mm, na odber BOM plastová rúra s ozubeným zakončením a s vnútorným priemerom 155 mm. Aby bol BOM aj makrozoobentos odobratý z totožného miesta, bol pri odbere do dna najprv zarazený plastový odberák na BOM, na ktorý bol potom nasunutý a do dna zarazený Hessov bentometer. Nasledoval odber vzorky BOM tak, že najprv bola odmeraná hĺbka vody v plastovom odberáku (kvôli zisteniu presného objemu, z ktorého sa vzorka odoberie), dno toku ohraničené odberákom bolo dôkladne rozvírené a následne bolo odobratých cca 250 ml vody na stanovenie BOM. Odberák na BOM bol odstránený a bentos bol odobratý štandardným postupom pomocou Hessovho odberáka. Vzorky bentosu i BOM boli v teréne konzervované 4% formaldehydom a prenesené do laboratória. BOM bol rozdeľovaný na jednotlivé frakcie (CBOM, FBOM, UFBOM) na zariadení zloženom zo sady dvoch sít (jedno s priemerom ôk 1 mm a druhé 0,05 mm) Množstvo jednotlivých frakcií organickej hmoty bolo vyjadrené ako bezpopolová sušina - AFDM (g.m -2), ktorá sa získala vysušením vzorky pri teplote 105 oC počas 3 - 4 hodín a následným vyžíhaním v muflovej peci pri teplote 550 oC a jej hmotnosť bola zistená vážením na analytických váhach. V laboratóriu boli z bentosu vytriedené Arthropoda, ktoré boli determinované na čo najnižšiu taxonomickú úroveň. Na určenie suchej hmotnosti boli použité dĺžkovo-hmotnostné vzťahy a indexy podľa prác SMOCK (1980) a BURGHERR & MEYER (1997). Pre obidva hodnotené toky bol korelačnou analýzou bol zisťovaný vzťah medzi množstvom celkového BOM a celkovou biomasou bentických článkonožcov a tiež medzi CBOM (hrubým organickým materiálom) a jeho konzumentami drvičmi. Vypočítané boli jednoduché štatistické charakteristiky stupňa rôznorodosti (variability) – smerodajná odchýlka a variačný koeficient a to pre údaje o abundancii

209

ako aj biomase bentických Arthropoda. Takisto bol pre každú vzorku zvláš ť vypočítany Menhinickov index (d = S/N 0,5 ) ako jednoduchý index diverzity spoločenstva, kde S – počet taxónov danej vzorky a N – celkový počet jedincov vzorky. Aj pre túto charakteristiku bol vypočítaný variačný koeficient. Výsledky a diskusia Na sledovaných tokoch bolo pri uvedených odberoch zistených celkom 76 taxónov bentických článkonožcov. Na Stužickej rieke 61 taxónov, na Hlubokom potoku 56 taxónov. Celková priemerná abundancia bentických Arthropoda a ich priemerná biomasa na m 2 je spolu s hodnotami Menhinickovho indexu a štatistickými charakteristikami spomínaných parametrov uvedená v tab. 2. Priemerné hodnoty vypočítaného Menhinickovho indexu a jeho variačný koeficient poukazujú na vyššiu diverzitu spoločenstiev Stužickej rieky a súčasne na jej nižšiu variabilitu v rámci sledovaných vzoriek. Je to zrejme spôsobené v pomere k ostatným taxónom vysokými početnosťami určitých taxónov (Gammarus sp. a Ephemerella ignita) vo vzorkách Hlubokého potoka. Vyššia druhová diverzita na lokalite Stužickej rieky bola predpokladaná vzhľadom na charakter a stupeň pôvodnosti povodia. Na základe hodnôt variačného koeficientu, ktorý je vhodnou a dôležitou mierou na posúdenie variability parametrov ako sú celková abundancia a druhová pestrosť (LAMBERTI & RESH, 1985), možno konštatovať, že variabilita hodnôt abundancie bentických článkonožcov vo vzťahu k priemernej hodnote abundancie je pomerne vysoká. Veľmi vysoká je variabilita hodnôt biomasy vyjadrenej vo forme suchej hmotnosti (tab. 2). Túto variabilitu je opäť možné vysvetliť prítomnosťou resp. absenciou určitých taxónov ktoré biomasu ovplyvňovali a v niektorých prípadoch ich biomasa tvorila veľmi vysoké percento celkovej biomasy tej ktorej vzorky. (najmä Gammarus sp., ďalej napr. Perla sp.) Tab. 2. Základné štatistické charakteristiky abundancie, biomasy a Menhinickovho indexu sledovaných lokalít (HP – Hluboký potok, SR – Stužická rieka) ar. priemer sm. odchýlka var. koeficient (%)

HP SR -2 abundancia (ex.m ) 1923 906 938 514 48,8 56,7

HP SR -2 biomasa (mg. m ) 1152 277 821 224 71,2 80,9

HP SR Menhinick index 1,69 2,29 0,41 0,44 24,2 19,23

Na základe korelačnej analýzy dát celkovej biomasy bentických článkonožcov a množstva celkového bentického organického materiálu možno konštatova ť, že na sledovaných tokoch existuje veľmi slabá závislosť medzi celkovou biomasou Arthropoda a množstvom bentickej organickej hmoty (obr. 1). Podobná a nalýza bola vykonaná aj pre údaje množstva hrubého organického bentického materiálu (CBOM) vyjadreného ako AFDM (bezpopolová sušina) a biomasy jeho konzumentov drvičov. Takisto bola zistená veľmi slabá resp. takmer žiadna závislosť (obr. 1). Pomerne silná závislosť medzi drvičmi a množstvom ich potravy je z literatúry známa (HAWKINS & SEDELL, 1971). Zo slovenských autorov pomerne silnú závislosť medzi uvedenými znakmi zistili K RNO a ŠPORKA (1996). Prezentované výsledky sú pravdepodobne ovplyvnené tým, že údaje pochádzali z . jedného odberu a predstavujú len predbežné zhodnotenie získaných údajov. Spolu bolo takýchto pozorovaní resp. odberov vykonaných 5 a kompletné výsledky snáď vnesú viac svetla do sledovaných vzťahov.

210

Literatúra BURGHERR, P., MEYER, E. I., 1997: Regression analysis of linear body dimensions vs. dry mass in stream macroinvertebrates. Arch. Hydrobiol. 139 (1): 101 – 112. CANTON, S.P., CHADWICK, J.W., 1988: Variability in Benthic Invertebrate Density Estimates from Stream Samples. J. Freshwat. Ecol. vol 4 (3): 291 – 297. HAWKINS, C., SEDELL, J. R., 1981: Longitudinal and seasonal changes in functional organization of macrozoobenthos communities in four Oregon streams. Ecology 62: 387 – 397. KRNO, I., ŠPORKA, F., 1996: River continuum concept. in K RNO, I.(ed.): Limnology of the Turiec river basin (West Carpathians, Slovakia). Biologia (Bratislava). 51/Supl. 2:81 – 91. LAMBERTI, G.C., RESH, V. H., 1985: Comparability of introduced tiles and natural substrates for sampling lotic bacteria, algae and macroinvertebrates. Freshwater Biol. 15: 21 – 30. SMOCK , L. A., 1980: Relationship between body size and biomass of aquatic insects. Freshwater Biology 10: 375 – 383. TOWNSEND, C. R., 1989: The patch dynamics concept of stream community ecology. J. N. Am. Benthol. Soc. 8(1): 36 – 50.

211

3500 SR

1200

HP 3000 y = 19,878x + 364,4

1000

R2 = 0,2237 2500 celková biomasa (mg.m-2)

celková biomasa (mg.m-2)

800 y = -0,0583x2 + 8,6695x + 55,438 2

600

R = 0,1195

400

200

2000

1500

1000

500

0

0 0

50

100 BOM (g.m-2 AFDM)

150

200

0

20

40 60 BOM (g.m-2AFDM)

SR

100

HP

20

120 y = 3,1136x + 18,363 biomasa (DW) drvičov (mg.m-2)

18 16 biomasa drvičov (mg.m-2)

80

14 y = 0,2807x + 2,2167

12

2

R = 0,0727

10 8 6 4

R2 = 0,0819

100

80

60

40

20

2 0

0 0

5

10

15

CBOM (g.m-2AFDM)

20

25

0

2

4

6

8

CBOM (g.m-2AFDM)

Obr. 1. Závislosť medzi množstvom BOM a celkovou biomasou Arthropoda (hore) a medzi množstvom CBOM a biomasou jeho konzumentov - drvi čov (dolu) na sledovaných lokalitách (SR - Stužická rieka; HP - Hluboký potok)

10

212

MAKROZOOBENTOS ŘÍČKY V MORAVSKÉM KRASU Bentic macroinvertebrates of the Říčka River in Moravian karst Yvonne Pořízková Katedra zoologie a ekologie PřF MU, Kotlářská 2, 61137 Brno Abstract: This work presents results of research project on macrozoobenthos originating from 6 localities on the river "Říčka" in Moravian karst. On the base of those results, there was made analysis of water quality and correlation with earlier results from this study area. At total, 5498 specimens belonging to 122 taxa were recorded. Biological analysis and chemical analysis of water indicate stable situation, witch is thanks to karstic phenomenon almost unchanged during last 25 years.

ÚVOD Cílem práce bylo provést výzkum makrozoobentosu na šesti profilech toku Říčka protékajícím jižní částí Moravského krasu a na základě tohoto výzkumu posoudit čistotu vody v toku. Výsledky byly též srovnány s dřívějšími výsledky prací z tohoto území. DŘÍVĚJŠÍ VÝZKUMY NA SLEDOVANÉM ÚZEMÍ Tématikou sledování změn kvality vody toků CHKO Moravský kras se zabývali např. Himmel (1975, 1995, 1996), Himmel a Kittner (1989), Kubí čková (1977), Adámek a Raušer (1977) a Adámek (1977). Saprobiologie je tématem prací Kovaříka a kol. (1989) a Sedláka (1991). Vodní zdroje CHKO Moravský kras obecně sledovali Vlček a Píše (1969). CHARAKTERISTIKA TOKU A LOKALIT Podle příslušnosti k jednotlivým povodím je Moravský kras členěn na tři základní části: severní (povodí Punkvy), střední (povodí Křtinského potoka), jižní (povodí Říčky). Sledované povodí Říčky je plošně nejmenší (144,9 km 2, z toho pouze 76 km 2 leží na území Moravského krasu), délka toku 36,5 km a průměrný průtok u ústí 0,28 m3⋅s-1 (Vlček, 1984). Říčka vzniká spojením tří pramenných potoků: Ochozského, Hostěnického a Říčky (=Hádecké Říčky, Hádeckého potoka). V dalším průběhu protéká Říčka nejprve zalesněným územím, později otevřenou zemědělskou krajinou až k ústí zprava do Litavy u Měnína v nadmořské výšce185 m n. m. Lokalita č. L1 – Nad nádrží Pod Hádkem Nadmořská výška 342 m n. m. Koryto ve středu písčito-kamenité, podél obou břehů písčité s nánosy bahna. Průměrná šířka: 233 cm, průměrná hloubka: 13 cm, rychlost proudu: 0,27 m.s -1, pH: 7,72, vodivost: 37,47 mS.m -1. Lokalita č. L2 – Pod nádrží Pod Hádkem Nadmořská výška 337 m n. m. Koryto kamenito-písčité, u břehů jsou místy písčité nánosy. Průměrná šířka: 282 cm, průměrná hloubka: 18 cm, rychlost proudu: 0,14 m.s-1, pH: 7,84, vodivost: 38,07 mS.m -1. Lokalita č. L3 – I. krasový vývěr Vyvěrají jím vody Hostěnického potoka, Hádecké Říčky a malá část vod Ochozského potoka, která se v nezřetelných ztratech ztratila do podzemí (Himmel,

213

1996). Vývěr I má průměrnou vydatnost 55 l/s (Vlček, Píše, 1969). Nadmořská výška 308 m n. m. Dno kamenito-balvanité, porostlé nárosty vodního mechu Fontinalis. Průměrná šířka: 296 cm, průměrná hloubka: 25 cm, rychlost proudu: 0,2 m.s -1, pH: 7,02, vodivost: 55,5 mS.m -1. Lokalita č. L4 - II. krasový vývěr Vyvěrají jím opět vody Hostěnického potoka, Hádecké Říčky a malá část vod Ochozského potoka s velkým podílem autochtonních vod. Vývěr II má průměrnou vydatnost 17 l/s (Vlček, Píše, 1969). Nadmořská výška 305 m n. m. Dno kamenité, porostlé mohutnými nárosty mechu Fontinalis. Koryto hluboké a úzké, se silně proudící vodou, má přírodní charakter. Průměrná šířka: 117 cm, průměrná hloubka: 18 cm, rychlost proudu: 0,36 m.s -1, pH: 6,98, vodivost: 57,9 mS.m -1. Lokalita č. L5 – Říčka pod vývěry Nadmořská výška 302 m n. m. Jsou zde již spojeny všechny povrchové i podzemní vody, které tvoří vlastní pramennou oblast. Dno je kamenito-písčité. Koryto i oba břehy mají přírodní charakter. Průměrná šířka: 359 cm, průměrná hloubka: 21 cm, rychlost proudu: 0,18 m.s -1, pH: 7,34, vodivost: 57,5 mS.m -1. Lokalita č. L6 – Mariánské údolí Již mimo území Moravského krasu. Nadmořská výška 247 m n. m. Koryto uměle zpevněné, dno kamenito-písčité. Průměrná šířka: 422 cm, průměrná hloubka: 14 cm, rychlost proudu: 0,39 m.s -1, pH: 8,06, vodivost: 48,2 mS.m -1. METODIKA Na šesti lokalitách toku Říčka bylo provedeno od října 1996 do srpna 1999 devět semikvantitativních odběrů makrozoobentosu pomocí kruhové síťky (velikost ok 0,5 mm). Odběry vodní fauny byly doplněny lovem imág vodního hmyzu smýkací sítí. Determinace byla provedena pomocí běžně dostupné determinační literatury. Na sledovaných lokalitách byla při každém odběru zaznamenána šířka a hloubka toku, charakter dna, koryta a břehů. Dále byla měřena rychlost proudu, pH a el. vodivost a příležitostně byly prováděny chemické analýzy vzorků vody. NUMERICKÉ VYHODNOCENÍ Při hodnocení byly použity tyto indexy: Dominance: index dominance (Losos a kol., 1985), diverzita: Shannon - Weanerův index diverzity (Odum, 1977), ekvitabilita: index E podle Pielou (Losos, 1992), frekvence (Losos a kol., 1985), faunistická podobnost: Sörensenův index dominance (Losos a kol., 1985), saprobita: saprobní index (Sládeček a kol., 1981) (ČSN 757716, 1998). Výpočet byl proveden pomocí programu „HOBENT„. DISKUZE - Srovnání s dřívějšími výsledky prací ze sledovaného území Na lokalitě L1 byl v dřívější době proveden jediný odběr Sedlákem (1991). Práce uvádí 10 nalezených taxonů, což je necelá čtvrtina počtu taxonů zjištěných při mých odběrech. To lze vysvětlit tím, že se vlastně jedná o srovnávání počtu taxonů zjištěných při jednom odběru a při devíti odběrech.

214

Autor Sedlák (1991) Pořízková (2000)

O značení Počet Počet lokality odb ěrů taxonů 19 L1

1 9

10 43

Stupeň saprobity

Společné taxony s L1

Sörensenův index

oligosaprobita oligosaprobita

8

0.302

Výzkum na lokalitě L2 uvádí tři práce: Himmel (1975) a (1995) a Sedlák (1989). Přitom Himmel (1995) uvádí pouze stupeň saprobity, ostatní práce navíc ještě přítomné taxony. Autor

Označení Počet Počet lokality odběrů taxonů

Himmel (1975)

C-2

3

21

Sedlák (1989)

1-A

5

27

betamezosaprobita oligosaprobita až betamezosaprobita

Společné taxony s L2

Sörensenův index

13

0.366

18

0.468

betamezosaprobita

Himmel (1995) Pořízková (2000)

Stupeň saprobity

L2

9

50

oligosaprobita

Himmel uvádí na této lokalitě při všech odběrech β−mezosaprobitu. Podobně Sedlák uvádí hodnoty saprobního indexu S=1,3 až S=1,7, což odpovídá rozhraní mezi oligo- a β-mezosaprobitou. V této práci uvádím průměrný saprobní index S=1,33, což odpovídá přibližně výsledkům Sedláka (1989) s mírným posunem k lepšímu. Může to být způsobeno i větší vzdálenosti lokality L2 od nádrže Pod Hádkem (přibližně o 200 m dál než uvádějí zmíněné práce), kde již tok není tolik ovlivněn nádrží jako těsně pod ní. Lokalita L3 – Tuto lokalitu lze srovnat s pracemi Sedláka (1989), Himmela (1975) Kubíčkové (1977). Himmel uvádí xenosaprobitu stejně jako Kubíčková, což potvrzuje i Sedlák (S=0,4). Průměrné hodnoty saprobních indexů uvedené v této práci jsou opět o něco vyšší (průměr 0,76 ) a indikují první čtvrtinu oligosaprobity. To může být způsobeno menší vzdáleností odběrového místa od ústí do koryta Říčky, což dokazuje přítomnost druhu Asellus aquaticus, který je indikátorem α-mezosaprobity a migruje sem pravděpodobně z koryta Říčky, kam se dostává ze znečištěného Ochozského potoka. Autor Himmel (1975) Kubíčková (1977) Sedlák (1989) Pořízková (2000)

Označení Počet Počet lokality odběrů taxonů C-4 4 1.D L3

3 9 1 9

11 15 10 42

Stupeň saprobity xenosaprobita xenosaprobita xenosaprobita oligosaprobita

Společné taxony Sörensenův s L3 index 8 8 7

0.302 0.281 0.269

Všímáme-li si nalezených taxonů v dřívějích pracích, zjistíme jejich ani ne poloviční počet ve srovnání s odběry nejnovějšími. V případě odběrů Himmela a Kubíčkové, které jsou staré více než 20 let, je to pravděpodobně způsobeno tím, že v té době ještě neexistovala spolehlivá determinační literatura. Sedlák zde prováděl pouze jediný odběr, což také vysvětluje nižší počet nalezených taxonů. Lokalita L4 – Také zde se objevují odlišné hodnoty saprobních indexů. Kubíčková (1977) uvádí xenosaprobitu po celý rok s mírnou převahou k oligosaprobitě. Sedlák (1989) uvádí vyšší saprobní index (průměr 0,58), tj. oligosaprobita těsně na hranici s xenosaprobitou. Hodnota průměrného saprobního

215

indexu uvedeného v této práci je ještě o něco vyšší (průměr 0,75). Odběrové místo bylo opět posunuto blíže ústí do koryta Říčky, proto i zde platí situace popsaná u předešlé lokality. Autor

Označení Počet Počet lokality odběrů taxonů 5

9

18

Sedlák (1989)

1.E

4

16

Pořízková (2000)

L4

9

35

Kubíčková (1977)

Stupeň saprobity

Společné Sörensenův taxony s L4 index

xenosaprobita xenosaprobita až oligosaprobita oligosaprobita

5

0.185

10

0.392

Lokalita L5 – Na tomto profilu jsou již spojeny všechny povrchové i podzemní vody, tvořící vlastní pramennou oblast Říčky. Své odběry makrozoobentosu zde prováděli opět Kubíčková (1977) a Sedlák (1989). Kubíčková zaznamenala kolísání saprobity od xeno- až po β-mezosaprobitu, Sedlák pak stabilní dobrou kvalitu vody odpovídající při všech odběrech oligosaprobitě (průměr 0,86). Také výsledky uvedené v této práci ukazují, že i při nových odběrech má tato lokalita stabilní index saprobity (průměr 0,8), který odpovídá lepší polovině oligosaprobity. Označení Počet Počet lokality odběrů taxonů

Autor Kubíčková (1977) Sedlák (1989) Pořízková (2000)

6 1.F L5

9 5 9

21 30 50

Stupeň saprobity

Společné taxony s L5

Sörensenův index

oligosaprobita oligosaprobita oligosaprobita

10 19

0.274 0.469

Lokalita L6 se nachází již mimo území Moravského krasu. Zde prováděli odběry v rámci diplomových prací Hartman (1971) a Savická (1969). Ani jeden z nich však nezkoumal saprobitu na této lokalitě. Autor Savická (1969) Hartman (1971) Pořízková (2000)

Označení Počet Počet lokality odběrů taxonů 2 L-1 L6

9 18 8

13 14 34

Společné taxony s L6

Sörensenův index

3 3

0.128 0.123

Závěr Na všech daných lokalitách bylo dohromady zachyceno 5498 jedinc ů, kteří byly později zařazeni do 122 taxonů. Jedinými čtyřmi taxonomickými skupinami, které se nacházejí na všech lokalitách, jsou kmen Mollusca, třída Crustacea a řády Ephemeroptera a Diptera. Z výsledků dominance plyne, že kmen Mollusca je eudominantní pouze na t řech lokalitách. Na lokalitě L4 dosahuje vysoké dominance druh Bythinella austriaca a na lokalitě L6 potom Bithynia tentaculata. Třída Crustacea je eudominantní na všech lokalitách kromě L6, především díky vysoké dominanci druhu Gammarus fossarum, který má všude kromě lokality L6 také stoprocentní frekvenci výskytu. Na lokalitě L6 se vůbec nevyskytuje a je nahrazen druhem Asellus aquaticus. Zástupci řádu Ephemeroptera všude kromě lokality L6 dosahovali výraznější dominance.

216

Druhová rozmanitost byla zkoumána pomocí Shannonova indexu. Její nejvyšší průměrné hodnoty byly zjištěny na lokalitě L2 pod nádrží Pod Hádkem. Naopak nejnižší průměrnou hodnotu diverzity vykazuje lokalita L6 v Mariánském údolí. Obecně lze říct, že při podzimních odběrech diverzita klesá, na většině lokalit je nejnižší 2.11.1997. Jarní a letní odběry potom vykazují vzestup diverzity. Druhou stránkou druhové diverzity je ekvitabilita, jejíž hodnoty byly vypočítány podle Pielou. Nejvyšší průměrnou hodnotu této charakteristiky vykazuje lokalita L2. Také hodnoty ekvitability byly nejnižší při podzimních odběrech a prudce stoupaly při odběrech jarních. To je na většině lokalit způsobeno vysokou dominancí jednoho taxonu v podzimních odběrech, což má za následek pokles ekvitability v tomto období. Co se týče saprobity, lze všechny hlavní lokality na území CHKO Moravský kras hodnotit jako oligosaprobní. Lokalita L6, která se nachází již mimo území CHKO Moravský kras, vykazovala b-mezosaprobitu. Na základě výsledků chemických rozborů můžeme konstatovat, že voda na sledovaných profilech Říčky na území CHKO Moravský Kras vykazovala dobrou kvalitu (I.-II. třída jakosti), zatímco voda jejích dvou přítoků, Ochozského a Hostěnického potoka, je velmi silně znečištěná (V. třída jakosti). Průchodem podzemím však dochází ke značnému zlepšení její kvality (opět na II. třídu). V Mariánském údolí po průchodu třemi nádržemi se její kvalita opět zhoršuje až na IV. třídu jakosti. Při porovnání lokalit pomocí Sörensenova indexu podobnosti se jako nejvíce podobné jevily lokality L2 a L5, L3 a L5. Naopak nejvíce odlišnou od všech ostatních lokalit byla lokalita L6, což potvrzují ve značné míře i všechny ostatní výše uvedené charakteristiky lokalit. Znečišťování toků Moravského krasu odpadními vodami obcí, zemědělských zařízení apod., je dnes již trvalým jevem. Saprobiální srovnání prokázalo dosud stabilní stav, který se i díky krasovému fenoménu po desítky let výrazn ě nezměnil. LITERATURA Adámek Z., 1977: Vliv pstruhařského závodu na zoobenthos a kvalitu vody v krasovém toku. Acta Univ. agric., Brno, Ser. A, 25: 195-207 pp. Adámek Z., Raušer J., 1977: Příspěvek k otázce čistoty vodních toků Moravského krasu na příkladě studia fauny jepic (Ephemeroptera) a pošvatek (Plecoptera). Speleol. Věst., Brno: 7-23 pp. ČSN 75 7716 – Biologický rozbor. Stanovení saprobního indexu Hartman P., 1971: Bentos potoka Říčka pod údolní nádrží v Líšni. Dipl. práce, Katedra zoologie a antropologie, MU Brno. Himmel J., 1975: Výzkum zoobiocenóz toků a stojatých vod Moravského krasu se zřetelem k indikaci změn kvality vody při průchodu krasem. Závěr. zpráva, Vědeckovýzkumný ústav vod. stavitelství a hospodářství v Brně–Kníničkách, 55 pp. Himmel J., Kittner Z., (1989): Vliv Moravského krasu na chemismus vody vodního zdroje Říčka. Závěr. zpráva ČSS ZO 6-11 VVÚVSH FAST VUT Brno. 40pp Himmel J., 1995: Vývoj čistoty alochtonních vod v CHKO Moravský kras v období let 1974-1994. Speleofórum ’95, 1995: 15-17 pp. Himmel J., 1996: Vliv velikosti průtoků na chemismus vody Říčky a jejích přítoků v Moravském krasu. Speleofórum ’96, 1996: 8-13 pp.

217

Kovařík M., Sukop I., Zahrádka J., 1989: Saprobiologie tekoucích vod na území CHKO Moravský kras. Regionální sborník okresu Blansko ’89, 1989: 34-43 pp Kubíčková J., 1997: K problematice znečišťování krasových vod. Scripta fac. sci. UJEP Brunensis, Biologia 3, 7:143-152 pp. Losos B., a kol, 1985: Ekologie živočichů. Vyd. SPN, Praha, 320 pp. Losos B. (ed), 1992: Cvičení z ekologie živočichů. Skriptum Př. F., MU Brno, 229 pp. Savická L., 1969: Život v potoce pod údolní nádrží. Dipl. práce, Katedra biologie živočichů a člověka, UJEP Brno. Sedlák E., 1989: Saprobiologické zhodnocení čistoty vody Hádecké Říčky a jejích přítoků v Moravském krasu na základě rozboru společenstev zoobentosu. Dílčí část úkolu VHČ „Zhodnocení vlivu antropogenních a přírodních faktorů na vývoj kvality vody vodního zdroje Říčka v Moravském krasu“. Česká speleologická společnost Brno,13 pp. Sedlák E., 1991: Biomonitoring toků Moravského krasu. Výzk. zpráva VHČ 30/91, Př. F. MU, Katedra zoologie a antropologie, 5 pp. Vlček V., Píše J., 1969: Vodní zdroje CHKO Moravský kras. Územně plánovací dokument Chráněné krajinné oblasti Moravský kras, Geografický ústav ČSAV Brno. Vlček V. a kol, 1984: Zeměpisný lexikon ČR – Vodní toky a nádrže. Academia, Praha Sládeček V., 1981: Stanovení saprobního indexu – část 6. Součást publikace vyd. Úřad pro normalizaci a měření, Biologický rozbor povrchové vody, Komentář k ČSN 83 0532, Praha, 186 pp.

218

VPLYV PRIRODZENÝCH A ANTROPICKÝCH FAKTOROV NA SPOLOČENSTVÁ PODENIEK (EPHEMEROPTERA) A POŠVATIEK (PLECOPTERA) POTOKA GIDRA Influence of natural and anthropic factors on mayfly ( Ephemeroptera) and stonefly (Plecoptera) communities of the Gidra stream (Slovakia, Malé Karpaty Mts.) Andrea Rodriguez, Tomáš Derka Katedra ekológie Prírodovedeckej fakulty UK, Mlynská dolina B2, 842 15 Bratislava Abstract: The Gidra Stream represents well-preserved stream passing from spring in the beech forest to lowland stream in the agriculturally exploited landscape. The mayfly and stonefly communities respond to changes of natural as well as anthropic factors. The alpha-diversity of mayflies and stoneflies increases along the stream continuum from spring to the bigger reaches in the beech forest zone. The alpha-diversity values of both groups decreases rapidly in the submontane zone and agriculturally exploited lowlands. Stoneflies are represented here only by a few species with low abundance values. Mayflies, which have a broader ecological range, are not affected so drastically. Species inhabiting rhithral zone are gradually replaced by potamal species. The relatively good state of benthic communities can be attributed to relatively low discharge variations and well-preserved riparian vegetation at the sites investigated, which reduces the primary production by shadowing the stream. This process reduces negative impact of increased nutrient inputs.

Úvod Makrozoobentos tvorí významnú súčasť ekosystémov podhorských vodných tokov. V týchto typoch tokov sú z hľadiska biomasy i druhovej početnosti podenky (Ephemeroptera) a pošvatky (Plecoptera) jednými z najvýznamnejších skupín makrozoobentosu. Viazanosť larválnych štádií na vodné prostredie, dostatočne dlhý vývinový cyklus, relatívne dobré vedomosti o ekológii a reakcii našich druhov na rôzne antropické vplyvy, spolu s nízkou vagilitou imág sú predpokladmi, ktoré ich predurčujú pre bioindikáciu kvality vôd (Rosenberg & Resh 1993). Pošvatky sú zvlášť citlivé na zmeny prostredia a teda sú veľmi vhodné na indikáciu aj začínajúcich zmien v skutočných centrách biodiverzity (napr. horských oblastiach), zatiaľ čo podenky, ktoré majú širšiu niku, nachádzame hojne v rozličnom prostredí od horských potôčikov po nížinné rieky (Soldán et al. 1998). Štúdium týchto skupín vo vzťahu k prirodzeným a antropickým faktorom prostredia bolo cieľom mnohých prác z územia Slovenska, aj v oblasti Malých Karpát (Krno 1984, 1986, Krno, Hullová 1988, Deván 1995). Práca Krna et al. (1994) o temporálnej faune Gidry sledovala horný úsek, podobne Bulánková et al. (2000) upozor ňuje na výskyt biotopov s mnohými vzácnymi a ohrozenými druhmi v hornom úseku Gidry. Predložená práca dokumentuje zmeny spoločenstiev podeniek a pošvatiek v súvislosti so zmenami prirodzených a antropických faktorov v pozdĺžnom profile toku Gidry od prameňa po nížinný tok. Charakteristika skúmaného územia Gidra sa nachádza v južnej časti Malých Karpát. Potok v hornej časti toku preteká viac-menej pôvodným prostredím bukových lesov, jediným výraznejším antropickým zásahom je menšia priehrada. Po opustení lesnatého masívu Malých Karpát preteká

219

poľnohospodársky využívanou krajinou a intravilánom viacerých obcí. Spoločenstvá makrozoobentosu sú ovplyvňované reguláciou toku a následným kolísaním prietokov, eutrofizáciou vody spôsobenou splachom živín z okolitých polí a vypúšťaním komunálnych odpadových vôd. Na celom toku bolo vybraných 11 lokalít tak, aby predstavovali reprezentatívnu vzorku spoločenstiev ovplyvňovaných prirodzenými faktormi súvisiacimi s nadmorskou výškou, prietokom, geologickým zložením povodia, skladbou substrátu ap., ako i antropickými faktormi (znečistenie, regulácia, erózia). Materiál a metodika Na všetkých lokalitách boli v pravidelných intervaloch (1997-1999) odoberané kvalitatívne vzorky „kicking„ technikou. Kvantitatívne vzorky boli odoberané na 5 lokalitách Kubíčkovym bentometrom. Vzorky boli priamo v teréne fixované 4% formaldehydom, preberané a determinované v laboratóriu. Počas výskumu boli odoberané vzorky na stanovenie množstva bentickej organickej hmoty (BOM), transportovanej organickej (TOM) a anorganickej (TAM) hmoty, pričom bola použitá metodika publikovaná v práci Krna et al. (1996). Odoberané boli aj kvantitatívne vzorky perifytónu a spracovávané podľa Punčochářa (1986). Výsledky a diskusia Na identifikáciu zmien prirodzených a antropických faktorov pozdĺž toku sme na 5tich lokalitách v rôznych ročných obdobiach stanovili hodnoty rozličných environmentálnych premenných. Vodivosť sa pozdĺž toku plynule zvyšuje, nepodlieha výrazným sezónnym ani lokálnym výkyvom. Množstvo transportovanej anorganickej hmoty (TAM) vykazuje výrazné sezónne aj lokálne výkyvy. V zimnom období je pomerne nízke a narastá pozdĺž toku. Výrazný nárast hodnôt indikujúci eróziu sme pozorovali vo vegetačnom období na lokalite nad nádržou. Pod nádržou množstvo TAM klesá, čo je spôsobené jej sedimentáciou v nádrži. Mierny nárast hodnôt TAM sme zaznamenali aj v spodnom úseku, čo je spôsobenné eróziou z priľahlých polí. Množstvo transportovanej organickej hmoty (TOM) takisto rastie s eróziou, ale naviac je dôležitým indikátorom retenčných schopností toku, ktoré sú najvyššie u prirodzených vodných tokov. Hodnoty TOM viac-menej kopírujú hodnoty TAM. Množstvo živín pozdĺž toku plynule stúpa, podobne ako vodivosť. Hodnoty nárastov vykazujú takisto rastúci trend smerom k dolnému toku, avšak s istými sezónnymi a lokálnymi výkyvmi. Mikrobiologický rozbor ukazuje predovšetkým na znečistenie pochádzajúce z priľahlých sídiel. Tu je evidentný nárast v strednom a dolnom úseku, maximá sa však sezónne a najmä lokálne menia. Zhoršujúcu sa kvalitu vody v spodnom úseku dokazujú aj hodnoty BSK5. Na zmeny environmentálnych faktorov reagujú spoločenstvá podeniek aj pošvatiek. Hodnoty alfa-diverzity podeniek a pošvatiek vykazujú pozdĺž toku rovnaké trendy, krivky sa prakticky kopírujú, s posunom k vyšším hodnotám u pošvatiek (obrázok). Až po lokalitu č. 6 prevyšujú jej hodnoty pre pošvatky hodnoty alfa-diverzity podeniek. Na lok. 7, 8 sa vyrovnávajú a ďalej smerom k ústiu prevládajú podenky, ktoré sú ako skupina plastickejšie. Na základe fauny podeniek môžeme na Gidre rozlíšiť niekoľko úsekov, ktorým zodpovedajú charakteristické a dominantné druhy.

220

25 počty druhov

20 pošvatky

15

podenky

10 5 0 1

2

3

4

5

6 7 lokalita

8

9

10 11

Obr. Hodnoty alfa-diverzity podeniek a pošvatiek v pozdĺžnom profile rieky Gidra . Úplne špecifická je lok.1, s prirodzene chudobným spoločenstvom pramenného toku. Charakteristickými druhmi sú Baetis alpinus a Rhithrogena ujhelyi. Vyskytujú sa tu spolu s ubikvistným druhom Baetis rhodani, ktorého sme nachádzali v celom toku až po ústie do Dudváhu. So zvyšujúcou sa vodnatos ťou toku stúpa aj počet druhov podeniek, pričom vrchol dosahuje na lok. 4 – 16 druhov. Napriek výrazným rozdielom v množstve TAM a TOM nad a pod nádržou sme nezaznamenali sme žiadny signifikantný rozdiel v počte ani skladbe druhov podeniek na týchto lokalitách. Výraznejší je vplyv nádrže na pošvatky, pozorujeme tu inverziu – na lok. 4 vypadávajú krenofilné druhy a objavujú sa teplomilnejšie druhy (Leuctra fusca, L. digitata, Siphonoperla taurica,Isoperla gramatica, I. tripartita ), studenomilnejšie druhy (Protonemura praecox, Leuctra prima) sa opäť objavujú na lok. 5, 6. Až po lok. 7 preteká Gidra viac-menej zachovalým povodím kde spoločenstvá podeniek dosahujú vysoké hodnoty alfa-diverzity. Od lok. 8 sme zaznamenali prudký pokles alfa-diverzity podeniek i pošvatiek. Druhy metaritrálu sú postupne nahrádzané hyporitrálovými a potamálovými, na znečistenie tolerantnejšími druhmi. Dominujú plastickejšie druhy čeľ. Baetidae a Ephemerella ignita. Napriek rastúcemu znečisteniu sme na lok. 9 zaznamenali výskyt až 12 druhov podeniek. Z toho usudzujeme, že pokles alfa-diverzity na lok. 8 je spôsobený reguláciou toku a znečistenie nehrá takú významnú úlohu. Po miernom náraste na lok. 9, klesá alfadiverzita podeniek i pošvatiek smerom k ústiu. Na lok. 9, 10 a predovšetkým lok. 11 sa objavujú typické potamálové druhy. Relatívne dobrý stav spolo čenstiev napriek značnému znečisteniu z priľahlých sídel a polí možno pripísať pomerne vyrovnaným prietokom a zachovaným brehovým porastom na sledovaných lokalitách, ktoré zatienením redukujú primárnu produkciu a bránia premnoženiu vláknitých zelených rias. Súhrn Potok Gidra predstavuje jeden z najlepšie zachovaných vodných tokov oblasti, s vyvinutým kontinuálnym prechodom od prameňa v pásme bučín k nížinnému toku v rovinatej, poľnohospodársky využívanej krajine. Po prechode do predhoria a poľnohospodársky intenzívne využívanej nížiny sa výraznejšie prejavuje negatívny vplyv znečistenia z priľahlých sídiel a polí. Alfa-diverzita podeniek klesá takmer na polovicu, významné zastúpenie v spoločenstvách tu majú euryékne, k znečisteniu tolerantnejšie druhy. V tejto časti toku sú pošvatky zastúpené len minimálne. Napriek

221

výraznému antropickému tlaku sme v dolnom úseku toku zaznamenali niektoré zriedkavejšie druhy podeniek nížinných tokov. Relatívne dobrý stav spoločenstiev možno pripísať pomerne vyrovnaným prietokom a zachovaným brehovým porastom na sledovaných lokalitách, ktoré zatienením redukujú primárnu produkciu, čím sa čiastočne tlmia negatívne dôsledky zvýšeného prísunu živín z povodia. Poďakovanie Práca bola podporená grantami VEGA č. 1/5013/98 a 1/7032/20. Literatúra BULÁNKOVÁ, E., HALGOŠ, J., KRNO, I. 2000: Význam a ochrana vzácnych biotopov v inundačnom území Moravy a horného úseku toku Gidry. Acta Envir. Univ. Comenianae, in press. DEVÁN, P. 1995: Fauna podeniek (Ephemeroptera) južnej časti Malých Karpát. Ochrana prírody, 13: 129-132. KRNO, I. 1984: Vplyv znečistenia na taxocenózu pošvatiek (Plecoptera) potoka Vydrice (Malé Karpaty). Acta F. R. N. Univ. Comen.. – Zool., 27: 41-56. KRNO, I. 1986: Stoneflies (Plecoptera) of the Bratislava forest-park (Little Carpathians). Biológia (Bratislava), 41: 115-125. KRNO, I. (ed.) et al. 1996: Limnology of the Turiec river basin (West Carpathians, Slovakia). Biológia (Bratislava), Suppl., 51, 122 pp. KRNO, I., HULLOVÁ, D. 1988: Influence of of the water pollution on the structure and dynamics of benthos in the stream Vydrica (Small Carpathians). Biológia (Bratislava), 43/6: 513-526. KRNO, I., ILLÉŠOVÁ, D., HALGOŠ, J. 1994: Temporal fauna of the Gidra Brook (Little Carpathians, Slovakia). Acta Zool. Univ. Comenianae, 38: 35-46. KRNO, I., ŠPORKA, F., TIRJAKOVÁ, E. 1996: Material and methods, pp. 10-13. In: KRNO, I. (ed.) et al.: Limnology of the Turiec river basin (West Carpathians, Slovakia). Biológia (Bratislava), Suppl., 51, 122 pp. PUNČOCHÁŘ, P., 1986: Hodnocení povrchu dna a jeho poměru k objemu vody v korytech toku, pp. 48-50. Sborník ref., Říční dno, jeho funkce, oživení a ochrana se zvláštním zřetelem na podpovrchovou část dna, Olomouc, 53 pp. ROSENBERG, D.M. & RESH, V.H. 1993: Freshwater biomonitoring and benthic macroinvertebrates. Chapman & Hall, NY, London, 487 pp. SOLDÁN, T., ZAHRÁDKOVÁ, S., HELEŠIC, J., DUŠEK, L. & LANDA, V. 1998: Distributional and Quantitative Patterns of Ephemeroptera and Plecoptera in the Czech Republic: A Possibility of Detection of Long-term Environmental Changes of Aquatic Biotopes. Folia Fac. Sci. Nat. Univ. Masarykianae Brunensis, Biologia, 98: 1- 305.

222

VODNÍ BEZOBRATLÍ JIŽNÍ MORAVY SE ZŘETELEM NA BIOSFÉRICKOU REZERVACI UNESCO PÁLAVA Aquatic invertebrates of southern Moravia with respect to the Pálava Biosphere Reserve of UNESCO Edmund Sedlák, Věra Opravilová Katedra zoologie a ekologie PřF MU, Kotlářská 2, 611 37 Brno Abstract: Brief review of the research of aquatic invertebrates in southern Moravia has been outlined.The prodrome Aquatic Invertebrates of the Pálava Biosphere Reserve of UNESCO (Opravilová, Vaňhara, Sukop 1999) has been commented in more detail. It was elaborated by 29 experts and includes 35 taxonomic groups with 1553 recorded species, i.e. nearly 36% of species known to live within the territory of the Czech Republic (Tab. 1). Rare and endangered species in each of the groups have been given particular attention.

Jižní Morava, krajina na soutoku řek Dyje, Jihlavy, Svratky a Moravy, je územím s výraznými terestrickými i vodními ekosystémy. Podél jmenovaných řek, majících zde již charakter metapotamalu, se vytvořil komplex zaplavovaných lužních lesů se známým výskytem periodických tůní s charakteristickou faunou. Především tyto astatické biotopy poutaly pozornost biologů již od r. 1900. Nálezy z počátku 20. století byly ale obvykle publikovány až později (Valoušek 1926, Japp 1930). První práce měly pouze inventarizační, faunistický charakter, později (např. Kapler 1938, 1939, 1940, 1943; Valoušek 1936) se zabývaly také specifickými podmínkami t ěchto biotopů a biologií jejich charakteristických obyvatel, např. Eubranchipus grubii, Lepidurus apus, Cyzicus tetracerus, Leptestheria dahalacensis a Hemidiaptomus amblyodon. V r. 1922 byla zřízena E. Bayerem, profesorem tehdejší Vysoké školy zemědělské v Brně, biologická stanice u Lednice. Jednou z prvních významných prací dokumentujících její činnost byla studie o planktonu Lednických rybníků (Bayer, Bajkov 1929) výrazně doplňujících přirozené vodní biotopy tohoto území. Kromě korýšů byli v tom-to předválečném období sledováni v rámci faunistického výzkumu např. máloštětinatci (Hrabě 1929), pakomáři (Zavřel 1941, 1943) aj. Po 2. světové válce vychází Valouškova práce „Periodická sněžní tůň jako biotop„ (1951) shrnující tehdejší znalosti o tomto prostředí a jeho fauně. Další studium vodních biocenóz jižní Moravy se intenzivně rozvíjelo na zoologické katedře MU pod vedením S. Hraběte, S. Obra a F. Kubíčka. Z této školy a za tohoto vedení vyšla série diplomových a dizertačních prací, které poskytly později výrazně využívanou hodnotnou databázi. Terénní práce studentů i učitelů byly usnadněny zřízením terénní hydrobiologické stanice nejdříve na hradě Bítově u Vranovské přehrady (1950 - 1963), později v Mušově - tato zanikla spolu s osadou při stavbě vodního díla Nové Mlýny. Ze systematicko-ekologických prací poválečného období je nutné připomenout mimo jiné studia o vodulích (Láska 1964), korýších čel. Cyclopidae a Harpacticidae (Štěrba 1955, 1964, 1965), dynamice zooplanktonu periodických t ůní (Ošmera 1973) a lednických rybníků (Losos, Heteša 1973). Poslední práce umožnila srovnání s dřívějším stavem (Bayer, Bajkov 1929) a také zhodnocení vlivu eutrofizace a inten-zivního chovu ryb na tyto ekosystémy. Vodní ekosystémy jižní Moravy byly v letech 1950 - 1965 rovněž sledovány v rámci celostátního výzkumného plánu vedeného V. Landou a S. Obrem. (Výzkumný plán se týkal řádů Ephemeroptera, Plecoptera a Trichoptera celého Československa). V pozdějších

223

letech byly faunistické údaje z tohoto výzkumu vícekrát využity jako srovnávací (nap ř. Landa & Soldán 1989, Soldán & al. 1998). Po výstavb ě vodního díla Nové Mlýny byly jednotlivé práce zaměřeny na vývoj biologických poměrů v nových nádržích (Heteša & Marvan 1984, Sukop 1990, Heteša & Sukop 1991) a na dopad vodního díla na inundační oblast (Adámek & Sukop 1992). V posledním případě byla zjištěna zlepšená kvalita vody v řece Dyji pod nádržemi a tím i návrat mnoha dříve vymizelých druhů. V důsledku výstavby vodního díla a dalších vodohospodářských úprav terénu bylo však na řadu let přerušeno periodické zaplavování lužních lesů a celé říční nivy a tím i vytváření periodických tůní s charakteristickými organismy. Po zavedení umělého povodňování došlo k částečné obnově mokřadních a temporálních biocenoz. V r. 1976 byla krajinářsky významná část regionu zahrnuta do CHKO Pálava a v r. 1986 vyhlášena jako Biosférická rezervace UNESCO. Tato rezervace, zahrnující Pavlovské vrchy, lesy u Milovic a SPR Křivé jezero, má rozlohu 83 km 2. Není v ní zahrnuta soustava nádrží vodního díla Nové Mlýny. Od r. 1990 je navrhováno podstatné rozšíření biosférické rezervace, které by zahrnovalo mimo jiné také lednicko-valtické rybníky a dolní toky Dyje a Moravy včetně jejich povodňového území a soutoku. Navrhovaného rozšířeného území Biosférické rezervace Pálava se týkala také poslední výzkumná aktivita, která vyústila v publikaci „Aquatic Invertebrates of the Pálava Biosphere Reserve of UNESCO„ pod editací V. Opravilové, J. Vaňhary a J. Sukopa (1999). Práce je završením dřívější série publikací o suchozemských bezobratlých tohoto území (Rozkošný & Vaňhara 199596, 1998-99). Celý soubor prací o fauně bezobratlých rozšířeného území Biosférické rezervace Pálava byl umožněn Grantovou agenturou ČR a granty MŠ ČR a MU. Všechny svazky komplexního díla obsahují kromě veškerých literárních údajů také současné znalosti o výskytu jednotlivých skupin živočichů. Pozornost je také věnována i jejich ekologickým charakteristikám, distribuci, možnému monitoringu a ochraně. Zmíněný komplexní výzkum vodních bezobratlých byl prováděn v letech 1997 - 99 a na jeho realizaci se podílelo 29 autorů z vysokých škol ČR a SR, pracovišť AV ČR a muzeí, včetně doktorandů a stu- dentů Katedry zoologie a ekologie MU. Materiál byl odebírán na 248 lokalitách, rozmístěných po celém zájmovém území a zahrnujících všechny typy vodních biotopů tohoto území. Celkem bylo zpracováno 35 taxonomických skupin živočichů (Tab. 1), ve kterých bylo zjištěno celkem 1553 druhů, tj. téměř 36% druhů vyskytujících se ve fauně ČR. Z celkového počtu se v rámci ČR 22 druhů vyskytuje pouze v biosférické rezervaci, více než 20 druhů bylo klasifikováno jako nové pro faunu ČR a 84 druhů je v různém stupni ohrožení. Druhově nejbohatšími skupinami jsou Diptera (568 druhů), Coleoptera (175), Nematoda (165), Rotifera (132), Cladocera (76), Mollusca (54), Annelida (45), Odonata (45), Trichoptera (43), Copepoda (42). Jednotlivé skupiny byly zpracovány v následujících kapitolách (v závorce uveden autor): Porifera (Opravilová), Hydrozoa (Opravilová), „Turbellaria„: Catenulida, Macrostomida, Neorhabdocoela (Kubíček, Opravilová), „Turbellaria„:Tricladida (Kubíček, Opravilová), Rotifera (Vařecha, Kubíček), Gastrotricha (Opravilová), Nematoda (Háněl), Mollusca (Beran, Horsák), Annelida: Aeolosomata, Oligochaeta (Wohlgemuth, Schenková), Annelida: Hirudinea (Košel), Tardigrada (Opravilová, Kubíček), Araneida (Bryja), Acari (Opravilová, Kubíček), Anostraca (Sukop, Sedlák), Notostraca (Sukop, Sedlák), Spinicaudata (Sukop, Sedlák), Cladocera (Sukop, Kopecký), Ostracoda (Kopecký), Copepoda (Kopecký, Omesová, Sukop), Isopoda (Kubíček, Opravilová), Amphipoda (Sukop, Sedlák), Decapoda (Sukop, Sedlák), Ephemeroptera (Zahrádková), Odonata (Uvíra, Jeziorski, Hanel), Plecoptera

224

(Helešic), Heteroptera (Kment), Megaloptera (Vaňhara), Neuroptera (Ševčík), Trichoptera (Sedlák), Lepido-ptera (Laštůvka), Diptera (Rozkošný), Coleoptera: Hydradephaga (Šťastný, Boukal M., Boukal D. S., Hájek), Coleoptera: Hydrophiloidea (Trávníček, Boukal D. S., Boukal M.), Coleoptera: Dryopoidea, Eu-cinetoidea (Boukal D. S.), Bryozoa (Opravilová, Kubíček). Stručný komentář k některým významnějším skupinám: Nematoda: zjištěno 8 druhů nových pro ČR. Mollusca: potvrzen výskyt pontických druhů Theodoxus danubialis, Lithoglyphus naticoides, Viviparus acerosus na jižní Moravě; první nález zavlečeného asijského druhu Sinanodonta woodiana. Hirudinea: pouze v biosférické rezervaci žijí v ČR Caspiobdella fadejewi, Erpobdella nigricollis, Glossiphonia nebulosa, G. slovaca, Batracobdella paludosa a pravděpodobně také Hirudo medicinalis; první 4 druhy jsou poprvé uváděny pro ČR. Anostraca: Eubranchipus grubii - ohrožený druh. Notostraca: Triops cancriformis - kriticky ohrožený druh, Lepidurus apus - ohrožený druh. Spinicaudata: kriticky ohrožené druhy Cyzicus tetracerus a Leptestheria dahalacensis. Ostracoda: Candona sanoicensis - nový druh pro ČR. Copepoda: Hemidiaptomus hungaricus - nový druh pro ČR, ohrožený; H. amblyodon - ohrožený druh. Isopoda: vedle výrazně převládajícího Asellus aquaticus nalezen také submediteránní druh Proasellus coxalis, známý z několika lokalit v ČR ale běžně dosud nerozlišovaný. Amphipoda: submediteránní druhy Gammarus roeselii a Stygobromus ambulans. Ephemeroptera: kriticky ohrožený druh Ephoron virgo. Odonata: ze 45 zjištěných druhů je více než polovina klasifikována v různém stupni ohrožení. Trichoptera: Tricholeiochiton fagesii - kriticky ohrožený, Ernodes articularis - ohrožený a nový pro ČR. Diptera: více vzácných druhů nacházených v rámci ČR pouze v biosférické rezervaci Pálava, např. Aedes nigrinus, Culex martinii a mediteránní druh Uranotaenia unguiculata z čel. Culicidae; 14 druhů z čel. Ceratopogonidae; Metriocnemus hirticollis a M. martinii z čel. Chironomidae, jejichž larvy žijí ve fytotelmách. Coleoptera: pro ČR 5 nových druhů, série druhů ohrožených. Počet druhů vodních bezobratlých zjištěných v Biosférické rezervaci Pálava a uvedený v tomto komentovaném prodromu není zcela jistě konečný. Je možné očekávat další změny ve společenstvech, způsobené zvláště migracemi z panonské oblasti. Toto výjimečné území jižní Moravy si zaslouží další ochranu, která by byla lépe realizovatelná po navrhovaném rozšíření stávající biosférické rezervace. Zvláště je nutné udržet v přirozeném stavu jednotlivé biotopy v inundační oblasti, tzn. i nadále provádět povodňování v době optimální pro rozvoj biocenóz, v období přirozených, zvláště jarních záplav. Zcela zamezit kontaminaci prostředí agrochemikáliemi a vyloučit další meliorační úpravy bude pravděpodobně možné až po schválení plánovaného rozšíření Biosférické rezervace Pálava. Veškerá citovaná literatura je uvedena v jednotlivých kapitolách práce: Opravilová V., Vaňhara J., Sukop I. (eds), 1999: Aquatic Invertebrates of the Pálava Biosphere Reserve of UNESCO. Folia Fac. Sci. Nat. Univ. Masaryk. Brun., Biol., 101: 1 - 279.

225

Tab. 1. Faunistic research of aquatic invertebrates in the Czech Republic and the Pálava B.R., and their conservation. (C.R. - number of species (and/or subspecies) of the Czech Republic, B.R. - no. of species recorded in the Pálava B.R, * - no. of species occurring exclusively in the Pálava B.R. (within the Czech Republic), CR - no. of critically endangered spp., EN - no. of endangered spp., VU - no. of vulnerable spp.)

NO Taxon 1. Porifera 2. Hydrozoa 3. „Turbellaria“: Catenulida, Macrostomida, Neorhabdocoela 4. „Turbellaria“: Tricladida 5. Rotifera 6. Gastrotricha 7. Nematoda 8. Mollusca 9. Annelida: Aeolosomata, Oligochaeta 10. Annelida: Hirudinea 11. Tardigrada 12. Araneida 13. Acari 14. Anostraca 15. Notostraca 16. Spinicaudata 17. Cladocera 18. Ostracoda 19. Copepoda 20. Isopoda 21 Amphipoda 22. Decapoda 23. Ephemeroptera 24. Odonata 25. Plecoptera 26. Heteroptera 27. Megaloptera 28. Neuroptera 29. Trichoptera 30. Lepidoptera 31. Diptera 32. Coleoptera: Hydradephaga 33. Coleoptera: Hydrophiloidea 34. Coleoptera: Dryopoidea, Eucinetoidea 35. Bryozoa Total:

C.R. 11 4 17

B.R. 3 3 18

14 500 24 501 73 81 15 100 3 432 5 2 4 105 74 82 2 8 6 97 69 115 60 3 4 239 6 1360 150 109 46 10 4331

6 132 7 165 54 45 19 3 1 30 1 2 2 76 26 42 2 2 2 25 45 2 37 1 3 43 5 568 81 74 20 8 1553

*

V

4

7

6

1

1 2 3 1

3 3 1

9

1 1

1 1 2 1 3 10 12 1

1

1

1

4 3

3 5

8 5 1

22 15 33 36

Převzato a upraveno podle: OPRAVILOVÁ V., VAŇHARA J. & SUKOP I. (eds), 1999: Aquatic Invertebrates of the Pálava Biosphere Reserve of UNESCO. Folia Fac. Sci. Nat. Univ. Masaryk. Brun., Biol., 101: 1-279.

226

VLIV ÚPRAV POTOKA STAVIŠTĚ NA ZOOBENTOS Impact of regulations of the Staviště Brook on the zoobenthos Vladislav Stehno Katedra zoologie a ekologie PřF MU, Kotlářská 2, 611 37 Brno, e-mail: [email protected] Abstract: This study of the zoobenthos documented important impact of different types of stream regulations on its structure. The occurence of the zoobenthos in the regulated part of the brook was supported by the presence of bedsediments and by the conection of surface benthic layer with hyporheic zone. The research of the zoobenthos some hundereds of metres downstream from the regulated part of the brook showed the fall in the presence of species and in the diversity of the zoobenthos after the stream regulation.

ÚVOD Předkládaná práce byla vypracována v rámci diplomové práce na Katedře ekologie UP v Olomouci. Povodí studovaného potoka Staviště se nachází východně od města Žďár nad Sázavou. V povodí jsou dvě obce, jejichž odpadní vody jsou zaústěny do toku (obec Lhotka), resp. jeho přítoku (obec Veselíčko). Vlastní tok, který má vyjma pramenné části charakter epiritrálu, je dlouhý asi 9,5 km a je levostranným přítokem řeky Sázavy. Hlavní tok stejně jako přítoky jsou nad vodárenskou nádrží Staviště, která se nachází na spodní části toku (ř. km 1,0), upraveny zhruba ze 40% své délky. Vzhledem k tomu, že velká část tohoto vodárenského toku náleží do I. zóny CHKO Žďárské vrchy, vzniká mnoho konfliktních situací ve využívání tohoto povodí (úpravy toku, odpadní vody, zemědělská činnost atd.). Cílem práce tedy bylo určení míry vlivů různě starých úprav koryta toku a organického znečištění na přirozenou druhovou a trofickou skladbu a sezónní změny zoobentosu daných úseků toku. Touto či podobnou problematikou se v poslední době zabývala i řada zahraničních odborníků. Získané výsledky jsou dostupné např. v pracích STATZNER & HIGLER (1986), PETTS (1994), KUBÍČEK et al. (1995), HARPER & EVERARD (1998). POPIS LOKALIT Lokalita 1 - Pod prameništěm, ř. km 7,8 • charakter koryta: upravené (v r. 1990), opevněné ve dně a březích polovegetačními tvárnicemi (PVT), lichoběžníkovitého příčného profilu; šířka: 3,7 m, hloubka: 1,1 m; rychlost proudu: 0,3 m.s -1 • granulometrie: PVT 30%, hrubý štěrk 40%, drobný štěrk 20%, písek 10%, (15% plochy vodní hladiny zabírá porost Cardamine amara) Lokalita 2 - Nad Lhotkou, ř. km 7,1 • charakter koryta: přirozený s nepravidelným příčným profilem; šířka: 3-4 m, hloubka: 0,5-0,7 m; rychlost proudu: 0,5 m.s -1 • granulometrie: balvany 10%, kameny 70% (z toho 15% pokrývá Fontinalis antipyretica a Scapania sp.), hrubý štěrk 20% Lokalita 3 - Pod Lhotkou, ř. km 6,9 • charakter koryta: upravené (asi v r. 1930), opevněné ve dně a břehových patách kamennou dlažbou na sucho, nepravidelného až lichob ěžníkovitého příčného

227

profilu, ovlivněné odpadními vodami z obce; šířka: 2,5-3 m, hloubka: 0,5-0,8 m; rychlost proudu: 0,6 m.s -1 • granulometrie: kamenná dlažba 60% (z toho 60% je porostlé vodním mechem Fontinalis antipyretica), hrubý a drobný štěrk 20%, písek 20% Lokalita 4 - Les, ř. km 4,6 • charakter koryta: přirozený s nepravidelným příčným profilem; šířka: 1,5-3 m, hloubka: 0,7-1 m; rychlost proudu: 0,5 m.s -1 • granulometrie: balvany 1%, kameny 6% (z toho 10% pokrývá Fontinalis antipyretica a Pellia sp.), hrubý štěrk 70%, drobný štěrk 15%, písek a jíl 8% • pozn.: květen/červen 1998 - napřímení, prohloubení a rozšíření koryta 700 m nad touto lokalitou, důsledkem toho vznik nezpevněného stupně na toku a následné protiproudové vyrovnávání nivelety dna koryta (zpětná eroze) Lokalita 5 - Plíčky, ř. km 2,8 • charakter koryta: přirozený s nepravidelným příčným profilem; šířka: 3-4 m, hloubka: 0,6-0,7 m; rychlost proudu: 0,5 m.s -1 • granulometrie: balvany 1%, kameny 65% (z toho 5% pokrývá Fontinalis antipyretica), hrubý štěrk 25%, drobný štěrk 5%, písek 4% • pozn.: leden 1998 - prohloubení a rozšíření koryta 350 m nad touto lokalitou METODIKA Potok Staviště byl zkoumán po dobu jednoho roku od listopadu 1997 do listopadu 1998. Vzorkování bylo prováděno 1x za 2 měsíce. Na každé lokalitě byly měřeny zvolené fyzikální a chemické parametry a provedeno semikvantitativní vzorkování zoobentosu podle standardních metod (LOSOS 1992). Zoobentos byl určen pomocí determinačních klíčů: BUCHAR a kol. (1995), KOŠEL (1988), KOŠEL & SLÁDEČEK (1988), LOSOS (1996), ROZKOŠNÝ ed. (1980) a SOLDÁN & ZAHRÁDKOVÁ (1998) a nápomocí několika specialistů. Celkem bylo určeno 10 297 jedinců zoobentosu. Pro odhad granulometrie dnového substrátu byla použita stupnice podle ABSOLONA (1994). Získaná data byla vyhodnocena pomocí faunistické podobnosti (Jaccard ův, Sörensenův a Moristův index), diverzity (podle Shannona a Weavera), ekvitability (LOSOS 1992) a saprobního indexu (SLÁDEČEK a kol. 1981). Při výpočtu indexu diverzity a ekvitability byl použit přirozený logaritmus (ln). VÝSLEDKY A DISKUSE Fyzikální a chemické parametry vody jsou pro přehled uvedeny v tab. 1. Tab. 1: Hodnoty mediánů fyzikálních a chemických parametrů na lokalitách PARAMETR / LOKALITA Teplota (°C) Kyslík (mg/l) BSK5 (mg/l) pH Konduktivita (µS/cm)

1 5,3 11,4 7,08 120

2 5,3 12,4 2,1 7,06 130

3 5,3 12,4 2,6 7,04 150

4 5,7 11,1 2,3 7,19 160

5 4,6 11,9 2,5 6,32 180

Na pěti lokalitách potoka Staviště bylo celkem nalezeno 134 taxonů zoobentosu, které náležely do 17 vyšších taxonomických skupin. Nejvíce taxon ů bylo zastoupeno v řádech Diptera (34), Plecoptera (31), Trichoptera (25), Ephemeroptera (15) a Coleoptera (13). Těchto 5 řádů tvoří 88% celkového počtu taxonů. V

228

podélném profilu toku byl patrný mírný nárůst počtu taxonů řádů Ephemeroptera a Trichoptera od pramene k ústí, naopak pokles byl zaznamenán u řádů Plecoptera a Coleoptera. Zastoupení počtu taxonů řádu Diptera bylo v podélném profilu toku téměř konstantní. Přísun odpadních vod do toku v obci Lhotka se u řádu Diptera projevil ve znatelném zvětšení jinak poměrně konstantní relativní abundance. Nejhojnější taxony tohoto řádu byly z čeledi Chironomidae, které společně s jepicí druhu Baetis rhodani byly v upravené a organicky zatížené části toku (lokalita 3) zastoupeny 40%. Poněkud větší procento těchto dvou taxonů ve vydlážděném toku uvádí KUČEROVÁ (1998), STEHNO (1997), KUBÍČEK et al. (1995) a VÁLEK (1979) in KUBÍČEK et al. (1995), podle něhož malé larvy rodu Baetis a čeledí Chironomidae a Simuliidae tvoří v panelovém korytě toku více než 88% abundance zoobentosu. Tento rozdíl je zejména způsoben přítomností substrátu na dně vydlážděného toku, který narušuje uniformní ráz úpravy a poskytuje tak větší škálu mikrobiotopů vhodných i pro ostatní taxony zoobentosu. Vzhledem k tomu, že upravené koryto z PVT na lokalit ě 1 nevykazuje zřejmé rozdíly při srovnání s přirozenými úseky toků, se domnívám, že na této lokalitě se oproti lokalitě 3 pozitivně projevuje možnost komunikace zoobentosu s hyporeálem, který je pro něj významným ekologickým refugiem. Zjištěná trofická struktura zoobentosu byla velice blízká modelu konceptu říčního kontinua (VANNOTE et al. 1980). Pouze v upravené části toku na lokalitě 3 byl redukován výskyt kouskovačů (shredders) a mírně se zvýšilo zastoupení škrabačů (scrapers). K podobným výsledkům dospěl KUBÍČEK et al. (1995). Zvýšený podíl sběračů (collectors) na téže lokalitě byl způsoben zejména zvýšením podílu CPOM v toku vlivem zaústění odpadních vod z obce do toku. Celkový počet taxonů stejně jako Shannonův index druhové diverzity a ekvitabilita vypovídá o nejlepších podmínkách pro výskyt zoobentosu na lokalitách 1 a 5. Nižší hodnoty těchto ukazatelů na lokalitě 2 si vysvětluji menší heterogenitou převážně kamenitého substrátu dna toku. Nejnižší hodnoty byly nam ěřeny na lokalitě 3, kde absence kontaktu s hyporeálem a zvýšený přísun znečištění měl negativní dopad na zoobentos. Ve své práci (STEHNO 1997) uvádím tém ěř poloviční počet taxonů, nižší druhovou diverzitu a ekvitabilitu a pětkrát nižší abundanci zoobentosu v částečně znečištěném, vydlážděném úseku toku oproti úseku přirozenému. Na základě toho se domnívám, že menší rozdíly v hodnotách těchto ukazatelů byly při tomto výzkumu způsobeny přítomností naplavených sedimentů na dně vydlážděného koryta toku. Také z mých výsledků (STEHNO 1997) je zřejmá preference tišin vydlážděného toku zoobentosem, kde dochází ke zvýšené sedimentaci splavenin a detritu. Nižší hodnoty diverzity a ekvitability na lokalitě 4 byly pravděpodobně způsobeny projevem zbytkového znečištění z obce Lhotka, větší homogenitou převážně štěrkovitého dna a regulačním zásahem do toku nad touto lokalitou. Vliv regulačních zásahů do toku nad lokalitami 4 a 5 je patrný z grafu 1, kde je zřejmý pokles počtu taxonů a druhové diverzity zoobentosu po zásahu do toku. Z hlediska saprobity náleží potok Staviště do horšího oligosaprobního stupně. Hodnoty indexů saprobity vypovídají o plošném zatížení povodí organickými látkami, zejména již v pramenné části toku (S=1,19). Obec Lhotka (lokalita 3: S=1,69) a Veselíčko se podílí na citelném bodovém znečištění tohoto vodárenského toku. Z průběhu saprobity v podélném profilu toku je patrná samočistící schopnost toku (lokalita 4: S=1,18), která vzrůstá především s heterogenitou ekosystému vodního toku. Z určení míry podobnosti lokalit mezi listopadovými odběry roků 1997 a 1998 je možno vypozorovat vliv antropogenního působení na ekosystém vodního toku.

229

Hodnoty indexů podobnosti v horní části toku (lokalita 1 a 2) jsou oproti nejníže položené lokalitě 5 nižší, čehož je pravděpodobně příčinou větší míra působení zemědělské činnosti v horní části povodí. Nejnižší hodnoty podobnosti byly zjištěny na lokalitách 3 a 4. Na lokalitě 3 byla malá podobnost způsobena nestabilními podmínkami vydlážděného toku ovlivněného odpadními vodami. Regulační zásah do toku 700 m nad lokalitou 4 zapříčinil malou podobnost zoobentosu na této lokalitě. Ze srovnání dvou typů indexů podobnosti (Ja, Sö - Mo) je zřejmé, že regulační zásah způsobil vymizení méně početných taxonů na lokalitě, u nichž je menší pravděpodobnost návratu při rekolonizaci. Ze získaných výsledků vyplývá, že regulační zásah do toku nad lokalitou 5 měl podstatně menší negativní dopad na zoobentos i přesto, že byl proveden pouze 350 m nad touto lokalitou. P říčinou toho je s největší pravděpodobností časový rozdíl mezi prováděnými regulačními zásahy, kdy lokalita 4 měla asi o čtyři měsíce kratší časové rozmezí na rekolonizaci zoobentosem. Určitý vliv mohl mít také větší permanentní transport splavenin způsobený zpětnou erozí, když došlo k vytvoření nové dílčí erozní báze po regulačním zásahu nad lokalitou 4.

60

4 3,5

50

3

N

40

2,5

30

2 1,5

20

Počet taxonů lok. 4 Počet taxonů lok. 5 Druhová diverzita lok.4 Druhová diverzita lok.5

1 10

0,5

0

0 XI/97

I/98

regulace

III/98 Datum

V/98 VII/98 IX/98 XI/98 regulace

Graf 1: Vývoj počtu taxonů a druhové diverzity na lokalitě 4 a 5 ZÁVĚR V období XI/1997 až XI/1998 byl na vodárenském toku Staviště v CHKO ŽV proveden výzkum zoobentosu. Na jeho základě byla zhodnocena míra vlivů antropogenních faktorů na ekosystém vodního toku. Na pěti lokalitách bylo celkem zjištěno 134 taxonů zoobentosu. Tok náleží z hlediska saprobity do horšího oligosaprobního stupně a pod obcí Lhotka dokonce do lepší beta-mezosaprobity (S=1,69). Z výzkumu upravených částí toku vyplývá nutnost zachování kontaktu dna toku s hyporeálem a je patrný pozitivní vliv sedimentů dna opevněného koryta na přítomnost zoobentosu. Regulační zásahy na dolním úseku toku zredukovaly výskyt méně četných taxonů až 700 m pod profilem regulace. Indexy podobnosti prozradily, že nejvíce proměnlivým faktorem působícím na zoobentos bylo zaústění odpadních vod do celistvě vydlážděného toku, dále nepřímý vliv výše situovaných regulačních zásahů a nakonec zemědělská činnost v povodí.

230

PODĚKOVÁNÍ Děkuji Prof. RNDr. Františku Kubíčkovi, CSc. za pomoc při determinaci některých skupin bezobratlých a mnoho podnětných rad. Dále děkuji pracovníkům Správy CHKO Žďárské vrchy za pomoc při terénních pracích.

LITERATURA ABSOLON K. 1994: Metodika sběru dat pro biomonitoring v chráněných územích. ČÚOP, Praha, 70 pp. BUCHAR J., DUCHÁČ V., HŮRKA K., LELLÁK J. 1995: Klíč k určování bezobratlých. Scientia, Praha, 285 pp. HARPER D., EVERARD M. 1998: Why should the habitat - level approach underspin holistic river survey and managment? Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems 8, Wiley and Sons Ltd., Chichester, pp. 395-413. KOŠEL V. 1988: Pijavice (Hirudinea) ČSSR a ich využitie v bioindikácii saprobity. Hodnocení bentosu tekoucích vod, MLVH ČSR, Praha, pp. 45-60. KOŠEL V., SLÁDEČEK V. 1988: Snadno určitelná Oligochaeta. Hodnocení bentosu tekoucích vod, MLVH ČSR, Praha, pp. 34-44. KUBÍČEK F., HELEŠIC J., KOMÁREK O. 1995: The bentic community in artificial concrete channels. Folia Fac. Sci. Nat. Univ. Masarykianae Brunensis, Biologia 91: 63-76. KUČEROVÁ H. 1998: Srovnání zoobentosu na lokalitách s různým stupněm antropogenního ovlivnění. Dipl. práce, Katedra ekologie PřF UP Olomouc, 65 pp. LOSOS B. ed. 1992: Cvičení z ekologie živočichů. Masarykova univerzita, Brno, 229 pp. LOSOS B. 1996: Klíč k určování larev pakomárovitých (Chironomidae). Masarykova univerzita, Brno, 176 pp. PETTS G. E. 1994: Rivers: dynamic components of catchment ecosystems. In: Calow, P. and Petts, G., E. (Eds): The River Handbook. Hydrological and Ecological Principles, Vol. 2. Blackwell Scientific Publications, Oxford, pp. 322. ROZKOŠNÝ R. (ed.) 1980: Klíč vodních larev hmyzu. ČSAV, Praha, 521 pp. SLÁDEČEK V., ZELINKA M., ROTHSCHEIN J., MORAVCOVÁ V. 1981: Biologický rozbor povrchové vody. Komentář k ČSN 83 0532 – části 6: Stanovení saprobního indexu, Úřad pro normalizaci a měření, Praha, 186 pp. SOLDÁN T., ZAHRÁDKOVÁ S. 1998: Ephemeroptera. Determina ční kurz makrozoobentosu II/2, VÚV a MU, Brno, 30 pp. STATZNER B., HIGLER B. 1986: Stream hydraulics as a major determinant of bentic invertebrate zonation patterns. Freshwat. Biol., 16, pp. 127-139. STEHNO V. 1997: Zoobentos přirozené a zregulované části malého vodního toku. Bakalářská práce, Katedra ekologie PřF UP Olomouc, 61 pp. VANNOTE R. L., MINSHALL G. W., CUMMINS K.W., SEDELL J. R., CUSHING C. E. 1980: The river continuum concept. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 37, pp. 130137.

231

HYDROFAUNA DOLNÍHO PODYJÍ NA PŘELOMU TISÍCILETÍ Hydrofauna of lower part of river Dyje on a break of millenium Ivo Sukop Ústav rybářství a hydrobiologie AF MZLU Brno, Nejdecká 600, 691 44 Lednice Abstract: In this contribution results of twelve -year studies of changes in the quantity of zoobenthos in a lower part of the Dyje-River are presented. Ower 120 taxons were found during investigations. This paper presented also historical data about hydrological regime and ichtyological investigations. The wetlands of lower part of the Dyje-River belong to most valuable not only in Czech Republic but also in the central Europe.

Území dolního Podyjí je osídleno nepřetržitě již 25 000 let, kdy pod úpatím Pálavy vznikala první sídla lovců mamutů. Relativně husté zemědělské osídlení se rozvíjelo od 4. století př.n.l., kdy zde žili Keltové a později Kvádové. Od 5. století n.l. do tohoto území přicházejí Slované. V této době ještě nebyly nivy Dyje a Moravy pravidelně zaplavované. Tato skutečnost umožnila, že právě v tomto prostoru vznikala v období Velkomoravské říše (9. stol.) opevněná centra a hradiště jako př. Mikulčice a Pohansko. V raném středověku docházelo ke kolonizaci pohraničních oblastí i vnitrozemí a les, který původně pokrýval 90 % našeho území začal ustupovat. Odlesňováním vyšších poloh povodí Jihlavy, Svratky a Dyje docházelo ke splavování půdy, která se ukládala v dolních úsecích toků, dna řek se zvedala, toky ztratily spád a výsledkem byly povodně nebývalého rozsahu. Každoroční záplavy postihující 25 000 ha půdy působily značné škody na zemědělské produkci. Proto již v minulosti byla v tomto území vybudována hydromeliora ční síť. Systémem kanálů se rozlitá voda rychle odvedla zpět do koryta řeky. V místech, kam sahala voda pravidelně, bývaly dříve lužní louky, poskytující vysokou produkci sena. Obce na Dyji měly meliorační družstva, která udržovala ochranné hráze. Po roce 1948 však tato družstva byla zrušena a následné zanášení koryta Dyje dosáhlo takového stupn ě, že i menší srážky v povodí znamenaly přeliv přes neudržované a poškozené hráze. K výši škod vznikající v důsledku povodní sehrálo svoji roli i masové zornění bývalých lučních porostů a jejich následné osetí obilninami. Zatímco pro lužní lesy a louky měly záplavy spíše pozitivní účinek v podobě přirozeného nahnojení pozemků, na zemědělských plodinách vznikaly při záplavách velké škody. Na základě rozhodnutí vlády vznikla v roce 1961 výhledová studie úprav řeky Moravy a Dyje. Záplavy v roce 1965, kdy rozlitiny stály v údolních nivách skoro čtyři měsíce přispěly k tomu, že výhrady přírodovědců proti výstavbě nádrží pod Pálavou byly opominuty a počátkem 70. let bylo s konečnou platností rozhodnuto o realizaci vodohospodá řských úprav na jižní Moravě. Řeka Dyje bývala v minulosti známa svým značným rybím bohatstvím. Dolní tok Dyje se svým inundačním územím poskytoval rybám optimální podmínky pro život i rozmnožování. Vodní systém tvořený vlastní řekou, četnými tůněmi a rameny byl každoročně spojen velkými vodami v jednu velkou vodní plochu. Při jarních záplavách v inundačním území Dyje docházelo k přirozenému rozmnožování štiky, kapra i dalších druhů ryb, jejichž plůdek podmiňoval dobré zarybnění řeky. První údaje o výskytu hydrofauny dolního Podyjí pocházejí z konce minulého století a týkají se právě výskytu ryb. Klvaňa (1884) uvádí drska většího za běžnou rybu Dyje u Břeclavi, z roku 1893 existuje údaj o ulovení hlavatky podunajské u Lednice. Ješt ě v

232

tomto století byla v Lanžhotě ulovena vyza velká o délce 2 m. Hochman, Jirásek (1958) uvádějí z Dyje 39 druhů ryb, s možností výskytu dalších 8 druhů. V současné době se uvádí z tohoto území až 54 druhů ryb. Od 50. let se čistota vody v Dyji začala podstatně zhoršovat v důsledku znečištění organickými i toxickými látkami. Následně došlo k řadě velkých i menších havarijních úhynů ryb. V roce 1976 odhadl Ústav pro výzkum obratlovců tehdejší rybí osídlení asi na 10 % původního stavu. V letech 1978-1989 došlo k postupnému dobudování a napušt ění všech tří nádrží VD Nové Mlýny. Po uvedení VD Nové Mlýny do provozu se zlepšila následně kvalita vody v dolním úseku Dyje. Zlepšení kvality vody se projevilo i úlovky několika desítek jedinců pstruha duhového, rostoucí kusovou hmotností ryb ulovených v jednotlivých letech v Dyji pod nádržemi, možností vysazování hlavatky. V úseku toku pod nádržemi se objevují raci, byl zjištěn výskyt ostruchy křivočaré, ježdíka žlutého, je signalizován výskyt jesetera malého v dolním úseku Dyje pod Břeclaví. Výrazné zlepšení kvality vody v dolní Dyji tak umožňuje postupné obnovení původní ichtyofauny. Zatímco údajů o rybím osídlení dolního Podyjí existuje celá řada, podobné údaje o výskytu zoobentosu dolního toku Dyje do 70.let jsou jen velmi kusé. Kapler (1963) uvádí silný výskyt plže Theodoxus danubialis z Dyje u Lednice. Sukop (1990) provedl kvalitativní a kvantitativní průzkum dvou ramen řeky Dyje u Lednice v letech 1977-1984, tedy v období před výstavbou VD Nové Mlýny a po dokončení horní a střední nádrže. Během sledování bylo zjištěno 120 taxonů zoobentosu. V období před výstavbou nádrží VD Nové Mlýny (1977-1978) dosáhla průměrná abundance zoobentosu v novém rameni Dyje hodnot 10 000 ind. m -2, hodnota biomasy 49,4 g. m-2, v původním starém rameni řeky pak obdobné hodnoty činily: abundance 18 120 ind. m-2 a biomasa 470,6 g. m -2 (včetně měkkýšů), resp. 174,1 g. m-2 (bez měkkýšů). Po dokončení horní nádrže (1979-1982) byly průměrné hodnoty abundance v novém rameni řeky 7 900 ind. m -2, biomasy 67,7 g. m -2, obdobné hodnoty ve starém rameni ve stejném období činily: abundance 7 467 ind. m -2, biomasa 664,3 g. m -2 (včetně měkkýšů), resp. 104,8 g. m-2 (bez měkkýšů). Po dokončení střední nádrže (19831984) byly průměrné hodnoty abundance v novém rameni 6 073 ind. m -2, biomasy 40,8 g. m-2. Obdobné hodnoty pro staré rameno byly následující: abundance 5 958 ind. m-2, biomasa 1 827,4 g. m -2 (včetně měkkýšů), resp. 86,4 g. m -2 (bez měkkýšů). Posouzení rozvoje zoobentosu dolní Dyje v dalším období po dokončení VD Nové Mlýny bylo řešeno formou diplomních prací. Bielik (1992) sledoval rozvoj zoobentosu v novém rameni Dyje v období (1987-1989), tedy v dob ě dokončování dolní nádrže VD Nové Mlýny. Průměrná abundance zoobentosu v tomto období činila 6 060 ind. m -2, průměrná biomasa 18,8 g. m -2. Oproti předchozímu období sledování byly zjištěny některé nové druhy př. Ephemera danica, Caenis robusta, Hydropsyche pellucidula. Brychta (1999) studoval rozvoj zoobentosu v novém rameni Dyje v období (1997-1998), tedy 8-9 let po dokončení celého vodního díla Nové Mlýny. Průměrná hodnota abundance zoobentosu v tomto období činila 9 280 ind. m-2 a biomasa 98,5 g. m -2. Také v tomto období byly zjištěny další nové druhy : Pisidium amnicum, Anabolia laevis, Conchopelopia sp., Diamesa sk. insignipes, Limonia sp. Přehled kvantitativních hodnot zoobentosu v novém rameni Dyje vzniklém p ři vodohospodářských úpravách v 70. letech viz tab. 1. (A -abundance ind. m -2, Bbiomasa g.m-2, období I (1977-78) před výstavbou VDNM, období II (1979-82) po dokončení horní nádrže VDNM, období III (1983-84) po dokončení střední nádrže VDNM, období IV (1987-89) dokončování dolní nádrže VDNM, období V (1997-98) 89 let po dokončení celého VDNM.

233

období A B

I 10 000 49,4

II III IV V 7900 6073 6060 9280 67,7 40,8 18,8 98,5

V nově vybudovaném rameni řeky Dyje kolísal v jednotlivých letech i počet zjištěných druhů zoobentosu: 1977- 14 taxonů, 1978- 10, 1981- 19, 1982- 20, 198317, 1984- 20, 1987- 19, 1988- 23, 1989- 18, 1997- 21, 1998- 34. Vybudováním VD Nové Mlýny se značně změnilo i množství driftujících organismů v dolním toku řeky Dyje. Před uvedením vodního díla do provozu byla kvantita driftu poměrně nízká. V roce 1977 činila průměrná hodnota driftu 8 520 ind. m-3, v roce 1978 pak 7 920 ind.m -3. Po dokončení horní a střední nádrže se kvantita driftujících organismů podstatně zvýšila. V roce 1981 dosáhla průměrná hodnota driftu hodnoty 16 320 ind. m -3, v roce 1982 hodnoty 197 540 ind. m -3. Po uvedení celého vodního díla do provozu byly v jednotlivých letech zjištěny následné průměrné hodnoty driftu: 1990- 29 000 ind.m -3, 1991- 370 120 ind.m -3, 1992- 102 780 ind. m -3. Zvýšená potravní nabídka v podobě zooplanktonu vyplavovaného z nádrží (dolní nádrž je vzdálena asi 5 km od sledované lokality v novém rameni řeky) vedla jak je patrno z tab. 1, ke zvýšení biomasy zoobentosu v řece. Značnou část zoobentosu na sledované lokalitě tvoří pasivní filtrátoři, především chrostíci rodů Hydropsyche a Neureclipsis, méně pak muchničky a někteří pakomáři. V letech 1996-1997 byl v mokřadech dolního Podyjí i v Dyji samotné proveden podrobnější průzkum výskytu vodních měkkýšů, př. Beran (1997), Beran, Horsák (1998). Z jejich výsledků vyplývá, že na tomto území se vyskytuje řada vzácných druhů, takže tato oblast patří k nejcennějším v ČR. Tento fakt podporuje i skutečnost, že v dolním Podyjí bylo v poslední době nalezeno i několik druhů, jejichž výskyt nebyl dosud jinde na území ČR zaznamenán př. čolek dunajský, škeble asijská. Během našeho výzkumu v letech 1994-1999 byli v daném území po prve zjištěni př. ploštěnka Polycelis nigra, pijavka Batracobdella paludosa, vodní pavouci Argyroneta aquatica, Dolomedes fimbriatus, vznášivka Hemidiaptomus hungaricus, brouci Hydrophilus piceus, Dytiscus semisulcatus, Dytiscus circumflexus. Z dalších vzácnějších zástupců fauny se v tomto území vyskytují př. pijavka Hirudo medicinalis, vznášivka Hemidiaptomus amblyodon, želva bahenní (Emys orbicularis), bobr evropský (Fiber castor). Po propojení Dunaje s Rýnem bylo ve slovenském úseku Dunaje i v dolní Moravě nalezeno několik nových invazních druhů. Lze proto předpokládat, že v budoucnu některé tyto druhy proniknou až do dolního Podyjí. Všechny uvedené skutečnosti svědčí o neobyčejné hodnotě oblasti dolního Podyjí a nutnosti jejího dalšího hydrobiologického průzkumu. Zatím nejúplnější seznam vodních bezobratlých živočichů zájmového území uvádí publikace Opravilová, Vaňhara, Sukop (1999), kde je uvedeno několik set taxonů. Literatura Beran, L. 1997: Poslední lokalita? Ochrana přírody 52,9: 274-276. Beran,L., Horsák,M. 1998: Aquatic mollusc (Gastropoda,Bivalvia) of the Dolnomoravský úval lowland, Czech Republic. Acta Soc. Zool. Bohem. 62: 723. Bielik,I. 1992: Dynamika rozvoja prorodzenej potravy rýb v rieke Dyji pod Novomlýnskými nádržami. Diplomní práce VŠZ Brno, 32 s. Brychta,M. 1999: Fauna dolního toku Dyje a přilehlých říčních ramen. Diplomní práce MZLU Brno, 50 s.

234

Hochman,L., Jirásek,J. 1958: Příspěvek k současnému stavu zarybnění řeky Dyje. Sborník VŠZ Brno, řada A, 6,2:245-265. Kapler, O. 1963: Vodní měkkýši a akvaristika. Akvárium a terárium, 6,2:22-25. Klvaňa,J. 1884: Ryby okounovité v řece Moravě. Čas. vl. spol. mus. v Olomouci, 50. Opravilová,V., Vaňhara,J., Sukop,I. 1999: Aquatic Invertebrates of the Pálava Biosphere Reserve of UNESCO. Folia Fac. Sci. Nat. Univ. Masaryk. Brun., Biol., 101, 279 s. Sukop,I. 1990: Influence of the water works at Nové Mlýny on macrozoobenthos of the Dyje River in the vicinity of biosphere reserve Pálava (southern Moravia). Ekológia (ČSSR), 9,1: 73-86.

235

Pošvatky (Plecoptera) Krkonoš Stoneflies (Plecoptera) of the Krkonoše Mts. Jan Špaček Katedra učitelství a didaktiky biologie PřF UK, Viničná 7, 128 43 Praha 2 Abstract: Fiftyfive stonefly species were found in the streams and bogs in Krkonoše Mts in years 1996 – 1999 . One locality with very rare species Arcynopteryx compacta and nine species Nemoura marginata, N. fluviceps, N. flexuosa, Isoperla rivulorum, Leuctra alpina, L. leptogaster, L. mortoni, L. teriolensis, Rhabdiopteryx sp. were found for the first time in this area.

Úvod Krkonoše jsou bezesporu velice pozoruhodnou oblastí naší republiky a to jak po stránce floristické tak i faunistické. Přestože byla a je tato oblast středem zájmu mnoha odborníků botaniků, zoologů, entomologů a dalších, a v řadě oborů je tato oblast velmi podrobně probádána, výzkum makrozoobentosu zde byl doposud tém ěř opomíjen, nebo byl velmi nesystematický. To platí konkrétně i o výzkumu pošvatek na tomto území. První zmínky o pošvatkách v Krkonoších uvádí Klapálek (1905), další vlastní výsledky potom Raušer (1956,1959,1980), Winkler (1957,1977) a Křelinová (1962). Další zmínky jsou v literatuře Obenberger (1952), Fanta (1969), Sýkora (1983). Systematický výzkum provedla pouze Křelinová, avšak vzhledem k rozsahu její práce nebyl ani tento výzkum dostatečný. I tak uvádí z Krkonoš 46 druhů pošvatek. Celkově je výše uvedenými autory uváděno 50 druhů pošvatek. V osmdesátých letech se výzkumem pošvatek v Krkonoších zabývali J.Dvořák a V. Vávra , bohužel výzkum nedokončili a ani dílčí výsledky nezveřejnili. Proto si dovoluji v tomto příspěvku zveřejnit výsledky výzkumu, na kterém v Krkonoších pracuji od roku 1996. Materiál a metodika V letech 1996 – 1999 bylo na území Krkonoš sledováno 89 lokalit ve výškovém rozmezí 420 – 1430m n.m. Sledovány byly především tekoucí vody, ale také rašeliny a dvě umělé nádrže. Sbírány byly larvy, imaga a exuvie pošvatek. Larvy byly získány běžnými hydrobiologickými metodami pomocí hydrobiologické síťky a síta, imaga smýkáním a individuálními sběry. Imaga byla fixována 70% etanolem, larvy 4% formaldehydem. Celkem bylo determinováno 4265 kus ů larev a 1028 kusů imag. Přehled druhů zjištěných v letech 1996 – 1999: 1. čeleď Perlodidae 1. Arcynopteryx compacta (Mc Lachlan, 1872) 2. Diura bicaudata (Linnaeus, 1758) 3. Isoperla grammatica (Poda, 1761) 4. Isoperla oxylepis (Despax, 1936) 5. Isoperla rivulorum (Pictet, 1841) 6. Isoperla sudetica (Kolenati, 1859) 7. Perlodes microcephalus (Pictet, 1833) 2. čeleď Chloroperlidae 8. Siphonoperla neglecta (Rostock, 1881)

236

9. Siphonoperla torrentium (Pictet, 1841) 3. čeleď Perlidae 10. Dinocras cephalotes (Curtis, 1827) 11. Perla marginata (Panzer, 1799) 4. čeleď Taeniopterygidae 12. Brachyptera risi (Morton, 1896) 13. Brachyptera seticornis (Klapálek, 1902) 14. Rhabdiopteryx sp. 15. Taeniopteryx hubaulti Aubert, 1946 5. čeleď Nemouridae 16. Amphinemura borealis (Morton, 1894) 17. Amphinemura standfussi Ris, 1902 18. Amphinemura sulcicollis (Stephens, 1833) 19. Nemoura avicularis Morton, 1894 20. Nemoura cambrica Stephens, 1835 21. Nemoura cinerea (Retzius, 1783) 22. Nemoura flexuosa Aubert, 1949 23. Nemoura fluviceps Klapálek, 1902 24. Nemoura marginata Pictet, 1836 25. Nemoura mortoni Ris, 1902 26. Nemurella picteti Klapálek, 1909 27. Protonemura auberti Illies, 1954 28. Protonemura brevistyla Ris, 1902 29. Protonemura hrabei Raušer, 1957 30. Protonemura intricata Ris, 1902 31. Protonemura lateralis (Pictet, 1836) 32. Protonemura meyeri (Pictet, 1842) 33. Protonemura montana Kimmins, 1941 34. Protonemura nitida (Stephens, 1835) 35. Protonemura praecox (Morton, 1894) 6. čeleď Capniidae 36. Capnia vidua Klapálek, 1904 7. čeleď Leuctridae 37. Leuctra albida Kempny, 1899 38. Leuctra cf. alpina Kuhtreiber, 1934 39. Leuctra aurita Navás, 1919 40. Leuctra autumnalis Aubert, 1948 41. Leuctra braueri Kempny, 1898 42. Leuctra fusca (Linnaeus, 1758) 43. Leuctra handlirschi Kempny, 1899 44. Leuctra hippopus Kempny, 1899 45. Leuctra inermis Kempny, 1899 46. Leuctra leptogaster Aubert, 1949 47. Leuctra major Brinck, 1949 48. Leuctra cf. mortoni Kempny, 1899 49. Leuctra nigra (Olivier, 1811) 50. Leuctra prima Kempny, 1899 51. Leuctra pseudocingulata Mendl, 1968 52. Leuctra pseudosignifera Aubert, 1954 53. Leuctra rauscheri Aubert, 1957

237

54. Leuctra rosinae Kempny, 1900 55. Leuctra teriolensis Kempny, 1900 Diskuze a závěr Celkem je z let 1905 – 1980 uváděno z Krkonoš 51 druhů pošvatek. Výskyt 5 druhů se v letech 1996 – 1999 nepodařilo potvrdit. Jsou to druhy Amphinemura triangularis, Chloroperla tripunctata, Perla burmeisteriana, Leuctra cingulata a Perla maxima. Druh Leuctra cingulata byl pravděpodobně zaměňován s druhem Leuctra pseudocingulata. U druhu Perla maxima jde pravděpodobně o chybnou determinaci, synonymie druhu je nejasná. V letech 1996 – 1999 bylo nalezeno 55 druhů. Z Krkonoš doposud neuváděné druhy jsou Leuctra teriolensis, Leuctra leptogaster, Nemoura marginata, Nemoura fluviceps, Nemoura flexuosa, Isoperla rivulorum. Druhy Leuctra alpina, Leuctra mortoni a rod Rhabdiopteryx, byly determinovány pouze podle larev a determinace zatím nebyla ověřena podle imag. Významný je nález druhu Arcynopteryx compacta, který se vyskytuje pravděpodobně na jediné lokalitě v České republice. Literatura Fanta, J. a kol. (1969): Příroda Krkonošského národního parku. SZN, Praha. Illies, J.(ed.)(1978): Limnofauna Europea. G.Fischer Verlag. Sttutgart. Klapálek, F. (1905): Conspestus Plecopterorum Bohemiae. Čas. Čes. spol. ent., 2: 29-31. Křelinová, E. (1962): K poznání českých pošvatek (Plecoptera). Studie o bionomii a zoogeografii bentické české zvířeny. Kand. Disert. Práce, Entomologický ústav ČSAV Praha, 265 str. Obenberger, J. (1952): Krkonoše a jejich zvířena. Praha, 290 str. Raušer, J. (1956): K poznání rodu Leuctra Stephens ve Slezku. Spisy Přír. fak. MU v Brně. č.372:1-54. Raušer, J. (1959): Řád pošvatky – Plecoptera. – In: Kratochvíl J. (ed.): Klíč zvířeny ČSR III, NČSAV, Praha, 169 – 181. Raušer, J. (1980): Řád pošvatky – Plecoptera. – In: Rozkošný R. (ed.): Klíč vodních larev hmyzu, Academia, praha, 86 – 132.. Raušer, J. (1992): Pošvatky - In: Škapec L. (ed.): Červená kniha ohrožených a vzácných druhů rostlin a živočichů 3, Bezobratlí, Príroda, Bratislava, 66-69. Sýkora, B. a kol. (1983): Krkonošský národní park. SZN, Praha, 276 str. Winkler, O. (1957): Plecoptera Slovenska. Biologické práce SAV, III/7: 196.Bratislava. Winkler, O. (1977): Příspěvek k poznání potoční entomofauny v Krkonoších. Opera Corcontica 14: 143 - 153. Praha.

238

K POZNÁNÍ ZOOBENTOSU HUČIVÉ A DIVOKÉ DESNÉ To the zoobenthos of the Hučivá Desná River and the Divoká Desná River Ivan Tuša1, Renata Šubrtová2 1

2

Okresní vlastivědné muzeum v Šumperku, Hlavní tř. 22, 787 31 Šumperk Katedra ekologie, Přírodovědecká fakulta UP, Šlechtitelů 11, 783 71 Olomouc

Abstract: Present paper gives short information on the first results of investigation of the rivers under study in the 2000. Both rivers were also studied during years l969 and l978 (see Table 1 and 2 as well as paper by Tuša l987). In summer l997 both rivers were influenced by a big flood. On the Divoká Desná River has been built a pumped storage plant (l978-l995).The Hučivá Desná and the Divoká Desná are mountain stony rivers with cold and pure water. The investigated sites are situated at about 650m above sea level. In the early spring of the year 2000 quantitative relations of benthic invertebrates were found to be relatively lower in both rivers than those from the early spring in the year l978. In the years l969 and l970 relations of benthic invertebrates in the Hučivá Desná and the Divoká Desná were, of course, similar to those in the year 2000 (see Table 1 and 2). But relatively low abundance of the zoobenthos in the years 1969 and 1970 were found under relatively normal conditions in the rivers.

Hučivá a Divoká Desná jsou horské kamenité, chladné řeky s velmi čistou vodou. Sledované lokality leží v nadmořské výšce kolem 650 m. Z Hučivé Desné se odebírá voda pro šumperský vodovod, na horním toku Divoké Desné byla vybudována v letech l978-l995 přečerpávací vodní elektrárna Dlouhé Stráně. Zoobentos Hučivé a Divoké Desné byl již v minulých letech dvakrát sledován, vždy v průběhu celého roku: v roce l969 a v roce l978, blíže viz Tuša ( 1980, 1987) a Baženov, Homola l984, zde je také uvedena metodika sb ěrů a zpracování materiálu a výsledků. V létě roku l997 byly obě řeky silně zasaženy povodní. Od počátku roku 2000 jsou obě uvedené řeky opět pravidelně sledovány: jsou odebírány vzorky zoobentosu, měřena teplota vody a při některých odběrech je sledován i chemismus vody. Rozbory vody není třeba provádět pravidelně při sledování zoobentosu, protože jej v Divoké Desné sledují firmy pověřené ČEZ, spravujícími elektrárnu a na Hučivé Desné OHS v Šumperku. Kvalita vody v Divoké Desné se zatím jeví jako elektrárnou neovlivněná. Pokud jde o zoobentos z nových sběrů z roku 2000, jsou zatím k dispozici rozbory pouze z předjaří roku 2000 (únor-březen). Z předcházejících sledování v letech 1969 a 1978 vyplývá, že Hučivá i Divoká Desná jsou toky, jejichž kvantitativní poměry zoobentosu jsou v zimě a v předjaří velmi vysoké, v některých letech i nejvyšší především s dominantními larvami pošvatek Brachyptera seticornis, Protonemura , Leuctra , larvami jepic Baetis aj. Proto se srovnání předjarních poměrů zoobentosu z různých let v těchto řekách jeví jako relativně spolehlivé, i když jde vždy pouze o informace z jednoho vzorku. Z výše uvedeného je zřejmé, že abundance zoobentosu Hučivé i Divoké Desné byly v předjaří roku 2000, asi 2,5 roku po povodni v létě roku l997 poněkud nižší než v předjaří roku l978, ovšem obdobné, nebo dokonce vyšší než v předjaří roku 1969 a 1970. Charakter podmínek ve sledovaných tocích před rokem l969 není bohužel znám a tak nelze říci, zda relativně nízké hodnoty početnosti zoobentosu v letech 1969 a 1970 byly zapříčiněny nějakým narušením toku v předcházejících letech nebo

239

zda jde o přirozené kolísání početnosti cenozy bez výrazného negativního vlivu. Někteteré nižší hodnoty v březnu mohou být zapříčiněny výletem imag v období předchájejícím sběrům. Naopak vysoká abundance i biomasa zoobentosu v roce l978 může být výjimečná, daná souhrou příznivých podmínek, nebo vnitřním rytmem cenozy, které ovšem nejsou blíže známy. Jaká je nejčastější situace v kvantitativních poměrech popisovaných toků, by bylo možné získat jen soustavným mnohaletým sledováním. Při porovnávání kvantitativních hodnot z jedntolivých sběrů nutno také vzít v úvahu nepřesnost sběru. S ohledem na výše uvedené lze říci, že zoobentos v Hučivé i v Divoké Desné je v předjaří roku 2000, tj. asi 2, 5 roku po povodni řádově u dolní hranice rozsahu hodnot známých z několika minulých let, z období l969-2000, kdy tok nebyl narušen povodní takového rozsahu jako v roce l997. Je nepochybné, že posun a narušení dna, které b ěhem povodně v roce l997 nastaly, usmrtily mnoho tisíc larev, kukel i imag hmyzu, žijících v těchto tocích. Je velmi pravděpodobné, že početnost i biomasa v prvních dvou letech po povodni byla nižší a zjištěný současný stav dokumentuje zcela zjevně postupné obnovování cenozy dna. Pokud jde o taxonomickou strukturu, lze z předjarních a jarních vzorků roku 2000 říci, že je v hlavních rysech obdobná jako byla v letech před povodní. U některých taxonů sice vidíme značné rozdíly v kvantitě, ovšem to zatím vzhledem k tomu, že jde o jednotlivé vzorky, nikoliv roční průměr, nemůžeme vyhodnocovat. Literatura Baženov V., Homola L. (l984) : K poznání zoobentosu Divoké Desné. Soutěžní práce Středoškolské odborné činnosti, Gymnázium Šumperk, Okr. vlast. muzeum v Šumperku. 17pp. Tuša I. (l980): Struktura a dynamika zoobentosu pstruhového toku. Kandidátská disertační práce PřF UK Praha. 90 pp. Tuša I.(l987): Struktura, dynamika a produkce zoobentosu pstruhového toku (Hu čivá Desná, Hrubý Jeseník). – Čas. Slez. Muz. Opava (A), 36:l93-218.

240

Tab. 1. Srovnání zoobentosu Hučivé Desné (dolní úsek, 1 km nad Kouty n. Des.) z předjaří a jara 1969, 1970, 1978 a 2000 (ks/m2 – n/m2) Datum Taxony Baetis Rhithrogena Brachyptera seticornis Protonmemura Amphinemura Leuctra Micrasema aj. Celkem abundance ks - n /m2

březen 1969 March 1969

únor 1970 březen 1978 February 1970 March l978

8,8 13,1 26,8 71,3 6,9 133,4 12,9

336,0 78,4 253,0 209,0 11,2 235,0 308,0

562,5 0 987,5 682,5 215,0 782,5 0

374,0

1674,4

3400,0

březen 2000 March 2000 277,5 277,5 259,0 85,1 55,5 444,0 0 1561,4

Tab. 2 Srovnání zoobentosu Divoké Desné (dolní úsek, Kouty a. Des.) z března l969, února l970 , března l978 a února 2000 (ks/m2 - n/m2) Datum březen 1969 únor l970 březen 1978 únor 2000 Taxony March 1969 February l970 March 1978 February 2000 Baetis Rhithrogena Epeorus assimilis Brachyptera seticornis Protonemura Amphinemura Leuctra Isoperla Hydropsyche aj. Celkem abundance ks – n /m2

292,0 11,4 16,5 232,0 16,5 10,0 187,0 10,2 1,3

280,5 23,1 42,9 171,6 36,1 7,5 141,9 23,1 3,3

1191,5 7,4 3,7 623,6 1299,2 85,4 1150,7 0 0

338,4 286,0 74,8 35,2 22,0 39,4 180,4 84,8 35,2

814,8

894,7

4892,3

1275,8

Pozn. 1) Zoobentos z února 1978 z Divoké Desné není ještě podrobně zpracován, ovšem jeho kvantita je ještě vyšší než v v březnu l978, uvedená v této tabulce. 2) Do tabulek jsou zařazeny pouze ty taxony, které jsou alespoň v některém z uvedených sběrů hojnější.

241

SEZÓNNÍ DYNAMIKA PRAMÉNKY RAKOUSKÉ (Bythinella austriaca) (GASTROPODA: HYDROBIIDAE) V HYPORHEÁLU HORSKÉHO POTOKA Seasonal Dynamics of Bythinella austriaca (Gastropoda: Hydrobiidae) in Hyporheic Zone of a Mountain Stream Ivona Velecká Katedra zoologie a antropologie PřF, Univerzita Palackého, Tř. Svobody 26, CZ - 771 46, Olomouc, e-mail: [email protected] Abstract: The seasonal dynamics, life history and the vertical distribution of Bythinella austriaca population in bedsediments of mountain gravel stream Oberer Seebach (Lunz am See, Austria) are characterized in this paper. The method of stand pipe traps was used. In different seasons between July 1982 and April 1985 45 samples of invertebrates from the hyporheic zone were taken, each from four layers - 0, 20, 40 and 60 cm of bedsediment depth. B. austriaca was the only snail present there. Typical features of its population dynamics were studied: changes in size structure of the population over the year, the speed of growth, the length of reproduction period etc. Snails were concentrated mainly in bedsediment layers below 40 cm under the surface of the river bottom. Individuals of different ages (which means different size categories) were present over the whole year. Except the hatching period the adult snails prevailed there forming as much as 70 % of the whole population, during the hatching period their number decreased to 45 %. New-born snails appeared during summer, autumn till the beginning of winter. Good adaptability of B. austriaca to life conditions in interstitial spaces of river bedsediments is mentioned and other aspects of its life strategy are discussed.

Úvod Bythinella austriaca – praménka rakouská. Český název mnohé napovídá ale také zavádí. Praménka je skutečně typickým obyvatelem pramenišť – zejména krasových vyvěraček – a české rodové jméno tak odráží výhradní specifitu biotopu, ve kterém se s tímto reliktem glaciální fauny setkáváme nejčastěji. Druhové označení rakouská pak dobře vystihuje fakt, že se jedná o prvek východoalpsko-karpatský. Ovšem právě zde, v rozsáhlých oblastech vápencových pohoří, se výskyt druhu zdaleka neomezuje na krenon a hypokrenon, jak jsme zvyklí z našeho území. Vyrovnaný teplotní režim chladných alpských potoků nabízí druhu vhodné životní podmínky v podstatně delším úseku podélného profilu toku a praménka se tak stává běžnou součástí zoobentosu ritronu. Významná část populace přitom obývá intersticiální prostory hyporheálu. Přiblížit životní strategii B. austriaca na základě výsledků sledování populace plže v typickém alpském potoce je cílem tohoto příspěvku. Materiál a metoda Praménka rakouská je drobný předožábrý plž s velikostí ulity přibližně 3 mm. Jedná se o druh steno-oligotermní, vyžadující stanoviště s průměrnou roční teplotou vody do 10 ºC (Piechocki 1979). Je vázána na vápencové podloží. Přes svoji malou velikost jsou tak plži často nápadní, neboť černým rmutem potažená ulita ostře kontrastuje s bílou barvou dna toku. Jedinci se soustřeďují na kamenech, mezi opadaným listím, ale i na vodních makrofytech. Ve vhodných podmínkách vytvá ří praménka silné populace (Ložek 1956), a to jak v pramenech a potocích, tak v

242

chladných horských jezerech (Hadl 1967). Jako většina dalších vodních plžů se praménky živí spásáním biofilmu a perifytonu s pomocí raduly. Ačkoliv je druh v současnosti intenzivně studován z hlediska taxonomického (Boeters 1998), bližší informace o jeho biologii nejsou k dispozici. Sledovaná populace obývá zvodnělé sedimenty alpského potoka Oberer Seebach, tekoucího ve vápencové oblasti v blízkosti Lunz am See (Dolní Rakousko, asi 100 km JZ od Vídně) v nadmořské výšce 600 m n.m. Jedná se o typický čistý horský tok s výraznou variabilitou průtoků (celoroční průměr 720 l⋅s-1) a vyrovnaným teplotním režimem (roční průměr 6,5 ºC, letní maximum 11,8 ºC, roční amplituda nepřesahuje 10,5 ºC). Štěrkovité sedimenty dna (průměrná velikost zrn 23 mm, porozita 24 – 35 %) jsou poměrně homogenní z hlediska abiotických parametrů a to jak ve vertikálním, tak v horizontálním směru. Jsou oživeny epigeickou faunou až do hloubky 60 cm mj. díky vysokému obsahu kyslíku v intersticiální vodě (80 – 100 %). Praménka je jediným zástupcem měkkýšů zdejšího společenstva vodních bezobratlých. Podrobnou charakteristiku lokality podává nap ř. Bretschko (1991). Populace B. austriaca byla sledována z hlediska vertikální distribuce a populační dynamiky na základě změn relativního zastoupení jednotlivých velikostních kategorií plžů v sedimentech v průběhu roku. Pro vzorkování fauny hyporheálu byla použita metoda trvale instalovaných pastí (stand pipe traps). Takto získané výsledky vyjadřují aktivitu a abundanci sledovaných živočichů. Past je tvořena plastovou rourou s průměrem 7 cm, která je po obvodu opatřena prstencem lapacích otvorů. Ty mohu být otevírány a zavírány z povrchu a past je do dna zapuštěna tak, aby se otvory nacházely ve vzorkované hloubce sedimentu. Při odběru vzorku je nejprve při zavřených otvorech z roury vypumpována voda, pak jsou otvory otevřeny a takto je past ponechána 3 dny. Poté jsou otvory opět uzavřeny, voda s živočichy vypumpována a vzorek konzervován. Plži byli po vytřídění rozděleni podle velikosti ulity do 6 velikostních kategorií po 0,5 mm. Pasti byly instalovány v prostoru experimentálního areálu RITRODAT - asi stometrový úsek toku v blízkosti Biologické stanice v Lunz am See. Pracovníky stanice pod vedením Univ. Prof. Dr. G. Bretschka bylo takto v různých částech roku v období červenec 1982 – duben 1985 odebráno 45 vzorků intersticiální fauny, každý z hloubek 0, 20, 40 a 60 cm. Detailní popis metodiky viz Bretschko & Klemens (1986). Výsledky Vertikální distribuce B. austriaca v sedimentech dna vykazuje jen malé sezónní změny a její charakteristický průběh ukazuje graf č. 1. Většina populace obývá hlubší vrstvy hyporheálu, největší koncentrace jedinců byla zaznamenána v nejhlubší vzorkované vrstvě 60 cm pod povrchem. Přes 70 % všech plžů bylo získáno z vrstev hlubších než 40 cm a pouze 10 % se nacházelo na povrchu. Vzhledem k jasnému trendu nárůstu abundance se vzrůstající hloubkou lze předpokládat výskyt praménky i v hlubších horizontech hyporheálu. Také z hlediska sezónních změn velikostní struktury je sledovaná populace poměrně stabilní, jak je zřejmé z grafu č. 2. Během celého roku jsou na lokalitě přítomny praménky všech velikostních kategorií. Líhnutí plžů ze snůšek probíhá celé

243

hloubka (cm)

Graf 1. Vertikální distribuce populace B. austriaca v dnových sedimentech

0 -20 -40 -60 0%

10%

20%

30%

40%

50%

léto a podzim a vrcholí na jeho konci (listopad, prosinec). Mladí jedinci intenzivně rostou až do velikosti přibližně 2 mm, poté se tempo růstu zvolňuje. Z velké části je proto populace trvale tvořena dospělými plži s velikostí ulity 2 – 3 mm. Největší exempláře s ulitou přesahující 3 mm se vyskytují pouze sporadicky. Graf 2. Změny relativního zastoupení velikostních kategorií v průběhu roku dospělí jedinci

100%

Velikost ulity

80%

3,0 mm 2,5 mm 2,0 mm 1,5 mm 1,0 mm 0,5 mm

60% 40% 20% 0% jaro (IV)

léto (VII, VIII)

podzim (XI, XII)

zima (II)

jaro (IV)

Jak se relativní množství dospělých plžů v populaci mění v závislosti na životním cyklu ukazuje graf č. 3. V době líhnutí nové generace (A) klesá podíl dospělých jedinců na 45 – 50 %. V zimních měsících a během jara (B) je výskyt čerstvě vylíhnutých jedinců výjimečný, růst plžů všech velikostních kategorií stagnuje, velikostní struktura populace se téměř nemění (viz graf č. 2) a podíl dospělých pramének na celkové abundanci se ustálí kolem 70 %.

244

Graf 3. Závislost velikostní struktury populace B. austriaca na životním cyklu A: v období reprodukce B: mimo období reprodukce

B

A 40%

40%

30%

30%

20%

20%

10%

10%

0%

0% 0,5

1

1,5

2

2,5

Velikost ulity (mm)

3

0,5

1

1,5

2

2,5

3

Velikost ulity (mm)

Diskuse Výsledky získané použitou metodou pastí jsou ovlivněny pohybovou aktivitou živočichů. Ta je ve zvodnělých sedimentech dna velmi variabilní v závislosti na druhu, ročním období a dané hloubce (Panek 1991). Přesnější údaje o abundanci epigeické fauny podává metoda freeze-core (Bretschko & Klemens 1986), která je v současnosti preferována. Jak ale vyplynulo z experimentů Bretschka (1998) poskytují v případě praménky obě metody srovnatelné výsledky vertikální distribuce a autor proto řadí druh B. austriaca k fauně hypogeické. Také naše studie ze stejné lokality potvrdily dobrou adaptaci praménky pro životní podmínky v intersticiálních prostorách dnových sedimentů a to nejen na základě vertikální distribuce, shodné s výše citovanou prací Bretschka, ale také z hlediska průběhu životního cyklu. Ten je charakteristický rozložením období rozmnožování do velké části roku (zřejmý důsledek stenotermních nároků druhu, neboť teplota je určujícím faktorem reprodukce) a soustředěním reprodukce do hlubších vrstev hyporheálu. Abundance ostatních druhů intersticiálního společenstva bezobratlých přitom v tomto horizontu prudce klesá za současného extrémního nárůstu pohybové aktivity jedinců, která je projevem únikové reakce epigeických živočichů z oblasti kde se životní podmínky dostávají pod přímý vliv podzemní vody (Bretschko 1992). Populační dynamika B. austriaca vykazuje některá další specifika ve srovnání s životním cyklem typicky epigeických předožábrých plžů. Nápadný je relativně nízký počet jedinců nové generace, a to i v období vrcholného líhnutí snůšek. Tehdy počet mladých jedinců zpravidla řádově převyšuje jedince dospělé, jak ukázala např. Velecká (1996) na příkladu Bithynia tentaculata. Otevřené zůstávají mj. otázky délky života pramének a stanovení období páření, neboť délka embryonálního vývoje je značně variabilní v závislosti na teplotě vody, jak upozornil Piechocki (1979). Poděkování Velký dík patří Univ. Prof. Dr. Gernotu Bretschkovi a Dr. Marii Leichtfriedové (Biologická stanice ÖAW v Lunz am See, Rakousko) za poskytnutí vzorků získaných

245

v rámci projektu RITRODAT–LUNZ a za řadu inspirativních postřehů k jejich vyhodnocení. Literatura Boeters, H. D. (1998): Mollusca: Gastropoda: Superfamilie Rissooidea. – Süßwasserfauna von Mitteleuropa 5/1-2. Gustav Fischer, Stuttgart, 76pp. Bretschko, G. (1981): Vertical distribution of zoobenthos in an alpine brook of the Ritrodat-Lunz study area. - Verh. Internat. Verein. Limnol., 21: 873-876. Bretschko, G. (1991): The limnology of a low order alpine gravel stream (RitrodatLunz study area, Austria). - Verh. Internat. Verein. Limnol., 24: 1908-1912. Bretschko, G. (1992): Differentiation between epigeic and hypogeic fauna in gravel streams. – Regulated Rivers: Research & Management, 7: 17-22. Bretschko, G. (1998): The river bottom in gravel streams. – In: Bretschko, G. & Helešic, J. (eds.): Advances in river bottom ecology. Backhuys Publ., Leiden: 1-11. Bretschko, G. & Klemens, W. E. (1986): Quantitative methods and aspects in study of the interstitial fauna of running waters. - Stygologia, 2: 297-316. Hadl, G. (1967): Bythinella austriaca als Bewohnerin eines Voralpensees (Prosobranchia, Hydrobiidae). – Arch. Moll., 96: 167-168. Leichtfried, M. (1991): POM in bed sediments of a gravel stream (Ritrodat-Lunz study area, Austria). - Verh. Internat. Verein. Limnol., 24: 1921-1925. Ložek, V. (1956): Klíč československých měkkýšů. SAV, Bratislava, 436 pp. Panek, K. (1991): Aktivitätsmaße des zoobenthos in den bettsedimenten eines gebirgsbaches (Ritrodat–Lunz). – Jber. Biol. Stn Lunz, 13: 105-111. Piechocki, A. (1979): Mieczaki (Mollusca), Slimaki (Gastropoda). Fauna Slodkowodna Polski. Panstwowe Wydaw. Naukowe, Warszawa – Poznan, 186 pp. Velecká, I. (1996): Contribution to the knowledge of population dynamics of Bithynia tentaculata (Linné, 1758) (Gastropoda, Prosobranchiata). Acta Univ. Palacki. Olomuc., Fac. rer. nat., Biologica 34, 47-55.

VÝVOJ A TESTOVÁNÍ EVROPSKÉHO SYSTÉMU HODNOCENÍ EKOLOGICKÉHO STAVU TOKŮ PODLE

246

MAKROZOOBENTOSU The Development and Testing of an Integrated Assessment System for the Ecological Quality of Streams and Rivers throughout Europe using Benthic Macroinvertebrates Denisa Vojtíšková2, Světlana Zahrádková1, Karel Brabec1, Jiří Kokeš2, Ilja Bernardová2, Yvonne Pořízková1 1

Masarykova univerzita v Brně, Katedra zoologie a ekologie, Kotlářská 2, 611 37 Brno Výzkumný ústav vodohospodářský T.G.M. Praha, pobočka Brno, Dřevařská 12, 657 57 Brno

2

Abstract: The aim of the project is to develop and test an assessment procedure for streams and rivers which meets the demands of the EU Water Framework Directive using benthic macroinvertebrates. In all, partners from 8 EU member states participate. Therefore, the method developed will be tested in many parts of Europe and will, hence, be applicable for selected stream types in most ecoregions in Europe. The assessment system will be based on the outlines of a European stream typology and on the fauna of near-natural reference streams. For 30 of approximately 150 European stream types data on the macroinvertebrate fauna of near-natural reference streams and of stream sections representing different stages of degradation will be collected. The method developed will be adapted to the specific conditions of the stream types in order to allow comparable use in all EU member states. It will be combined with selected methods for stream assessment and indication currently used in the EU member states. Data bases on European macroinvertebrate taxa used for the assessment system will be generated. Finally, the transfer of the developed method into water management application will be started, via a manual and a PC program.

Cíle a přístup Cílem projektu je vyvinout a testovat metodiku hodnocení tekoucích vod podle makrozoobentosu, která vychází z požadavků rámcové směrnice Evropské unie o vodách. Projekt byl započat v březnu letošního roku a účastní se jej celkem 8 evropských zemí (Německo, Rakousko, Česká republika, Itálie, Nizozemí, Portugalsko, Řecko, Švédsko). Řešitelská pracoviště jsou tedy po Evropě rozmístěna ve dvou transektech (viz obr.), a to ze severu na jih (od Skandinávie do střední středomořské oblasti) a ze západu na východ (od Apeninského poloostrova do východního středomoří).Vzhledem k tomu bude vyvíjená metoda testována v mnoha částech Evropy a bude ji možno použít pro hodnocené typy toků většiny ekoregionů Evropy (Illies, 1978). Hodnotící systém je založen na návrhu evropské typologie toků a na fauně referenčních (minimálně antropogenně ovlivněných) úseků toků (ISO/DIS 8689-1). Na 30 evropských typech toků z celkových zhruba 150 byly odebrány vzorky makrozoobentosu na referenčních úsecích toků a na úsecích toků reprezentující rozdílné stupně degradace (ovlivnění) ekosystému. Soubor biologických a abiotických dat z referenčních lokalit a z ovlivněných úseků musí být zcela srovnatelný, proto bylo nezbytné odebrat nový soubor dat. Navíc, severo-jižní a východo-západní vzorkovací transekty umožní vnitřní srovnání metodiky a přístupu hodnocení mezi jednotlivými ekoregiony.

247

Vyvíjená metoda 3 Uppsala bude přihlížet ke 11 Stockholm specifickým vlastnostem jednotlivých typů toků 1 Essen tak, aby umožňovala 9 Wiesbaden srovnatelné použití ve všech zemích Evropy. 8 Wageningen Dále bude kombinována s dalšími vybranými 4, 12 Brno metodami hodnocení toků, které jsou v současné době 2, 10 Wien používané v zemích 6 Milano Evropské Unie. V 14 Bolzano případě, že vybrané 15 Torino metody dodají další informace pro určitý 7 Évora, 16 Lisboa region (saprobní index v ČR, Rakousku a 5, 13 Athens Německu, ekologický profil v Rakousku, atd.) bude začleněna tato metoda jako další modul hodnotícího systému. Během projektu bude vytvořena databáze evropských taxonů makrozoobentosu, které budou zaznamenány v hodnotícím systému. Na závěr (v I. čtvrtletí roku 2002) bude započato s procesem převodu systému hodnocení do vodohospodářské praxe uživatelskou příručkou a PC programem. Řešení problému Rámcová směrnice EU o vodách definuje systém pro hodnocení vodních těles v budoucnu, nicméně jednotná metodika na určení ekologického stavu stále ještě čeká na svou definici. Z tohoto důvodu byl dán požadavek a současně příležitost v 5. rámcovém programu EU vytvořit jednotnou metodu pro hodnocení ekologického stavu tekoucích vod a obecněji definovat cílovou stav v evropském měřítku. Hodnotící systém by měl brát v úvahu nejrozličnější vlivy tak, aby se umožnil holistický přístup k hodnocení toků. V tomto projektu jsme si dali za cíl položit vědecké základy takovéto metody založené na makrozoobentosu, vyvinout tuto metodu pro sledované typy evropských toků a začít s její aplikací do praxe. Očekávaný přínos Navržený projekt nabízí přesnou a dlouhodobou implementaci politiky evropské unie v oblasti vodního hospodářství a ochrany povrchových. Ochrana a udržování vysokého (výborného) ekologického stavu toků, zlepšování kvality a prevence dalšího negativního ovlivňování jsou významnými cíly EU, jak je definováno v článku 1 Rámcové směrnice EU o vodách. Tyto cíle musí být podloženy standardizovanými metodami hodnocení ekologického stavu. Tento projekt dá evropským zemím nástroj pro hodnocení ekologické kvality toků. Jedním z významných cílů projektu je převod metody ze základního výzkumu do vodohospodářské praxe. Vzhledem k tomu je konsorcium projektu sestaveno jak z

248

vědeckých institucí tak z institucí, které se zabývají praktickou aplikací. Projekt dále pomůže definovat a sjednotit požadavky na cílový stav toků v Evropě, což je důležité vzhledem k tomu, že říční ekosystémy jsou často situovány ve více než v jednom státě, a také transport znečišťujících látek často probíhá z jednoho státu do druhého. V poslední době se v evropských zemích zaměřuje pozornost na ekologické funkce vodních ekosystémů. Přirozené toky a jejich úseky mají vedle svého významu jako zdroje biodiverzity i další funkce s přímým vlivem na společnost, tj. zdroj vody, samočištění, rekreace, retence vody a sedimentu. Tyto funkce jsou převážně zajišťovány neznečištěnými toky s přirozenou morfologií koryta. Vysoká ekologická kvalita je přímo úměrná dobré funkčnosti ekosystému. Jsme přesvědčeni, že vyvíjená metoda bude schopna měřit tyto aspekty funkčnosti toků a že dlouhodobé, trvale udržitelné využívání říčních ekosystémů vyžaduje definování cílového stavu. Řešení projektu v České republice V rámci řešení projektu se pracoviště v České republice podílejí na řešení několika dílčích úkolů. Jedná se především o (i) návrh typologie evropských toků, (ii) terénní a laboratorní práce, (iii) sestavení druhových seznamů makrozoobentosu a na závěr (iv) sestavení uživatelské příručky. V ČR je hodnoceno téměř 40 odběrových profilů, a to v hercynském ekoregionu na středních tocích (velikost povodí 100 - 1000 km 2) a v karpatském ekoregionu na malých (velikost povodí 10 - 100 km 2) a středních tocích. Lokality byly vybírány s ohledem na podchycení jednoho dominantního faktoru, ovliv ňujícího ekologický stav toků, kterým bylo v našem případě znečištění lehce odbouratelnými organickými látkami. Vlivy jiných faktorů, jako jsou změny v morfologii koryta, v hydrologickém režimu, acidifikační, toxické a pod. jsou sledovány dalšími spoluřešitelskými pracovišti v Evropě. Stav řešení projektu: byl vypracován návrh základní typologie toků ČR; terénní práce byly dokončeny, probíhá laboratorní zpracování odebraných vzorků; druhové seznamy za ČR byly sestaveny a nyní probíhá jejich kompletace v evropském měřítku. První konkrétní výsledky budou publikovány ve formě průběžné zprávy po roce řešení projektu.

Literatura ISO/DIS 8689.1,2: Draft International Standard. Water Quality - Biological classification of rivers. Part 1: Guidance on the interpretation Part 2: Guidance on the presentation of biological quality data from surveys of benthic macroinvertebrates COUNCIL DIRECTIVE establishing a framework for Community action in the field of water policy (Směrnice Rady ustavující rámec pro činnosti Společenství v oblasti vodohospodářské politiky), Brusel, 29 Juny 2000 ILLIES, J. (Ed.), 1978: Limnofauna Europaea. G. Fischer Verlag, Stuttgart, pp. 474

249

JAKÝ PRACÍ PROSTŘEDEK BY ZVOLIL DRUH ANCYLUS FLUVIATILIS (MOLLUSCA: GASTROPODA: ANCYLIDAE)? What kind of detergent would choose Ancylus fluviatilis (Mollusca: Gastropoda: Ancylidae)? Vladimír Vrabec & Jan Fechtner Katedra zoologie a rybářství AF, Česká zemědělská univerzita, CZ - 165 21, Praha 6 Suchdol, kontaktní e-mail: [email protected] Vypracováno s podporou interního grantu AF ČZU Praha číslo 239/10/24898/10. Abstract: A laboratory test has been performed to find out the impact of different concentrations of four kinds of detergents (Arial, Timi, Palmex a Persil) on the mortality of Ancylus fluviatilis O. F. Müller, 1774 (Mollusca: Gastropoda: Ancylidae). The anticipated result has been proved - higher concentration of the detergent in water increases the speed of mortality and such mortality is mostly faster than mortality of a sample without any detergent. Based on the preliminary results, which we can deal with, we can state that detergent Persil causes the quickest increase of mortality of Ancylus fluviatilis while detergent Palmex is most environmentally compatible.

1973, STREIT 1975, 1981). Velmi zajímavé výsledky z našich přírodních podmínek podává též Druh Ancylus fluviatilis O. F. Müller, 1774 patří díky své přílipkovité ulitě mezi poměrně snadno determinovatelné plže (VRABEC a kol. 1999). Lze se s ním nejčastěji setkat v rychle proudících, kyslíkem bohatých vodách, většinou betamesosaprobního charakteru, znám je též z prameniš ť a dokonce i z krasových vývěrů. Zpočátku byl považován za druh poměrně citlivý vůči znečištění, nicméně v současnosti jsou názory na něj revidovány, díky jeho nálezům na jezech (a jiných rychle proudících a prokysličených místech) i ve znečištěných tocích (viz. VRABEC a kol. 1998). V nedávné době byl druh předmětem řady ekologicko bionomických studií (např. SCHWENK & SCHWOERBEL KAŇOK (1999), který potvrzuje, že "jakost vody, postupně se zhoršující od pramene k ústí, nemá vliv na jeho (rozuměj druhu A. fluviatilis) výskyt v toku". Nicméně, pokud je nám známo, konkrétní meze odolnosti druhu vůči znečištění dosud studovány nebyly a proto je tato tématika na katedře zoologie a rybářství řešena v rámci diplomové práce. V tomto příspěvku si dovolujeme stručně referovat o výsledcích prvních testů tolerance A. fluviatilis vůči pracím prostředkům, které byly na tomto druhu provedeny. Metodika a materiál Pro provedení testů byla zvolena modifikace běžně užívaných metod, které již v ČR byly aplikovány např. na zjišťování odolnosti vodních organismů vůči výluhům elektrárenského popílku, kde jedním z testovaných organismů byl i plž druhu Physella acuta (WINKLER 1980). K testování byly použity nízké lepené skleněné nádrže experimentálního pracoviště KZR o rozměrech 39,5 x 53,0 x 25,0 cm, každá naplněná 30 l vody (to znamená vodní sloupec o výšce cca 15 cm). Voda byla použita běžná z pražské vodovodní sítě a po jejím naplnění do dobře vypláchnutých akvárií (po předchozích pokusech) před zahájením pokusu i během něho byla intenzivně vzduchována, aby byl zajištěn dostatek kyslíku ve vodě a zároveň docházelo k neustálému proudění a promíchávání. Záměrně nebyla použita filtrace. Zhruba po dvoudenní pauze po napuštění nádrží nutné kvůli vyprchání chlóru, byly nádrže osazeny vždy stejným počtem exemplářů druhu Ancylus fluviatilis získaných

250

v přírodě, kterým byla ponechána další dvoudenní aklimatizační pauza, abychom eliminovali mortalitu způsobenou případným transportním stresem nebo poškozením jednotlivých jedinců při manipulaci s nimi. Mortalita byla zaznamenána. Současně s plži bylo do nádrže přidáno vždy i několik kamenů z lokality odkud byli dovezeni za účelem zajištění potravy. Po aklimatizaci byl do vody všech nádrží s výjimkou jedné (slepý vzorek pro zachycení přirozené mortality v daných laboratorních podmínkách) nadávkován prací prostředek. Testovali jsme Ariel, ekologický prací prostředek Timi, Persil a Palmex v různých koncentracích, které jsou patrny z tabulek (viz. tabulky 1, 2, 3, 4). Vzhledem k tomu, že prací prostředky jsou dávkovány odměrkou (určitá hmotnost na daný objem vody), použili jsme v našich experimentech rovn ěž určité hmotnostní množství prostředku na objem nádrže a rozhodli se zanedbat přepočet na koncentrace různých účinných složek, který by znamenal velký podíl časově náročné laboratorní práce při jejich stanovení. V intervalu jednotlivých dnů po aplikaci pracího prostředku bylo dále sledováno množství uhynulých jedinců (viz. grafy 1, 2, 3, 4). Při odběru experimentálního materiálu v přírodě i jednotlivé dny pokusu byla pečlivě zaznamenávána teplota vody. Během experimentů po aplikaci pracího prostředku byly pozorovány celkem tři typy reakce druhu Ancylus fluviatilis na tuto látku a to: a) to co považujeme za více - méně přirozený průběh úhynu - tj. dojde k zastavení pohybu, tělo plže se samovolně oddělí od schránky a zřetelně se rozkládá b) jedinci, kteří se nepohybují, avšak bez doteku nedošlo k samovolnému odd ělení od schránky, živočich se postupně pokrývá jakousi vatou, či vlákénky (sliz, plíseň ? nebylo dále analyzováno) c) jedinci se nepohybují, vypadají jakoby byli v jakési křeči (zkroucení nohy apod.), působí jinak živým dojmem, k rozkladu nedochází. Ani po přelovení takto postižených jedinců však nedochází k jejich "obživnutí". Pro účely vyhodnocení byly všechny tři tyto typy reakce považovány za úhyn. Plži použití v jednotlivých experimentech byli získáni individuálním odběrem z povrchu kamenů z volné přírody ze dvou lokalit a to: 1. Potok Loděnice v obci Poteply (cca 20 km Z od Prahy), zeměpisné souřadnice 50.03N/14.04E. 2. Řeka Lomnice (cca 2 km S od Vráže u Písku), zeměpisné souřadnice 49.24N/14.07E. Při sběru A. fluviatilis pro účely experimentů jsme upřednostňovali dospělé jedince (snazší sběr i počítání při vyhodnocování experimentů). Výsledky Základní informace o průběhu experimentů, teplotě vody a množství uhynulých jedinců poskytují tabulky (viz. tabulka 1 - 4). Přehledně ukazují mortalitu jednotlivé grafy (viz. graf 1- 4). Kromě dat uvedených v tabulkách a grafech jsme vypozorovali i některé další skutečnosti, které považujeme za vhodné zaznamenat. Nap ř. z tabulky 1 vyplývá, že dávka 3,0 g Arielu na 30 l vody představuje prakticky 100% letální dávku pro všechny jedince druhu A. fluviatilis v tu dobu přítomné v nádrži. Tato dávka byla aplikována dne 31.5. 2000 a vedla k okamžitému úhynu všech jedinc ů. Nicméně když jsme po 14 dnech (13.6. 2000) do nádrže umístili 5 aklimatizovaných jedinc ů A. fluviatilis z lokality 1, tito přežívali, což je poměrně zajímavé pozorování z hlediska rychlosti odbourávání tohoto pracího prostředku z prostředí.

251

Tabulka 1: Výsledky testování přípravku Ariel. Čísla ve sloupcích udávají počet živých jedinců. Bylo testováno více koncentrací prostředku než v ostatních případech (monitorovací pokus), abychom zjistili mezní hranice za kterých se znečištění projevuje u druhu A. fluviatilis mortalitou. Materiál k pokusu byl získán z lokality 1 (viz. metodika), 28.5. 2000, teplota vody v době odběru činila 14 °C. Slepý vzorek testu (bez pracího prostředku) má číslo 0. "*" značí, že do vody nebyl přidán žádný prací prostředek, pouze bylo zhruba na 1/2 sníženo vzduchování nádrže, "x" zastavení pokusu z provozních důvodů. No.

0 1 2 3 4 5 6 7

Ne 28.5. 17 °C 30 30 30 30 30 30 30 30

Po 29.5. 16 °C 25 26 20 27 25 27 27 27

Út 30.5. 16 °C 24 22 20 23 22 21 22 22

Ariel v g

0 0,25 0,5 1,0 1,5 2,0 0* 0*

St 31.5. 17 °C 20 20 15 20 9 6 21 20

Ariel v g

0 0 0 0 0 0 0 3,0

Čt 1.6. 15 °C 16 17 13 18 5 5 20 0

Pá 2.6. 17 °C 13 13 10 18 3 4 17 0

So 3.6. 19 °C 12 12 5 11 x x x 0

Tabulka 2: Výsledky testování ekologického mýdlového pracího prostředku Timi. Čísla ve sloupcích udávají počet živých jedinců. Materiál k pokusu byl získán z lokality 2 (viz. metodika), 2.6. 2000, teplota vody v době odběru činila 12 °C. Slepý vzorek testu (bez pracího prostředku) má číslo 0. No.

0 1 2 3

Pá 2.6. So 3.6. Timi g 19 °C 19 °C 30 24 0 30 26 1,0 30 19 1,5 30 19 2,0

v Ne 4.6. Po 5.6. Út 6.6. 20 °C 17 17 13 11

21 °C 17 15 12 7

21 °C 16 12 9 7

St 7.6. Čt 8.6.

Pá 9.6.

20 °C 15 8 5 4

19 °C 13 6 2 3

19 °C 13 6 2 3

Tabulka 3: Výsledky testování přípravku Persil. Čísla ve sloupcích udávají počet živých jedinců. Materiál k pokusu byl získán z lokality 1 (viz. metodika), 11.6. 2000, teplota vody v době odběru činila 14 °C. Slepý vzorek testu (bez pracího prostředku) má číslo 0. "*" značí úpravu počtu jedinců ve všech akváriích na shodný počet 17 z důvodů velké rozkolísanosti mortality v jednotlivých nádržích v průběhu aklimatizace, "**" značí zajímavý stav při kterém došlo k zastavení pohybu jedinců A. fluviatilis (nezanechávali žádnou stopu v pracím prostředku usazeném na stěnách, po násilném odtržení nebyli schopni se znovu přichytit), avšak další den došlo u většiny dosud přeživších jedinců k obnovení aktivity.

252

No.

0 1 2 3

Ne 11.6. 22°C 30 30 30 30

Po 12.6. 22 °C 26 24 24 20

Út 13.6. 21,5°C 22 17 16 15

*

Persil v g

17 17 17 17

0 1,5 2,0 2,5

St 14.6. 22 °C 17 11 ** 0 0

Čt 15.6. 22 °C 15 8 0 0

Pá 16.6. 20,5°C 13 6 0 0

So 17.6. 19 °C 11 3 0 0

Tabulka 4: Výsledky testování přípravku Palmex. Čísla ve sloupcích udávají počet živých jedinců. Materiál k pokusu byl získán z lokality 1 (viz. metodika), 22.6. 2000, teplota vody v době odběru činila 15 °C. Slepý vzorek testu (bez pracího prostředku) má číslo 0. No.

0 1 2 3

Čt 22.6. 23°C 25 25 25 25

Pá 23.6. 22°C 20 19 21 18

So 24.6. 21 °C 16 18 19 18

Palmex Ne vg 5.6. 21°C 0 15 1,5 16 2,0 14 2,5 14

Po 26.6. 19°C 15 14 12 7

Út 27.6. 18°C 15 12 12 6

St 28.6. 18°C 14 11 11 4

Čt 29.6. 18°C 14 10 10 4

35 30

var 0 var 1

25

var 2 20

var 3 var 4

15

var 5 10

var 6 var 7

5 0 0

2

4

6

8

Graf 1: Mortalita jedinců druhu Ancylus fluviatilis při aplikaci přípravku Ariel. Osa x = dny pozorování, osa y = počet jedinců. Bližší informace viz. tabulka 1.

Po ukončení experimentů jsme zaznamenali i delší dobu přežití některých jedinců. Např. při nízké koncentraci 0,25 g Arielu na 30 l vody přežilo 8 jedinců z původních 22 v době přidání prostředku ještě 15 den po aplikaci, bez aplikace Arielu pouze se sníženým vzduchováním jsme zjistili přežití 6 jedinců z 30 ještě 11 den od jeho snížení.

253

35 30 25

var 0 var 1

20

var 2 15

var 3

10 5 0 0

2

4

6

8

10

Graf 2: Mortalita jedinců druhu Ancylus fluviatilis při aplikaci přípravku Timi. Osa x = dny pozorování, osa y = počet jedinců. Bližší informace viz. tabulka 2. 35 30 25

var 0

20

var 1

15

var 2 var 3

10 5 0 0

2

4

6

8

10

Graf 3: Mortalita jedinců druhu Ancylus fluviatilis při aplikaci přípravku Persil. Osa x = dny pozorování, osa y = počet jedinců. Bližší informace viz. tabulka 3.

254

30 25 var 0

20

var 1

15

var 2

10

var 3

5 0 0

2

4

6

8

10

Graf 4: Mortalita jedinců druhu Ancylus fluviatilis při aplikaci přípravku Palmex. Osa x = dny pozorování, osa y = počet jedinců. Bližší informace viz. tabulka 4. Bez zajímavosti není ani fakt, že i přes aplikaci pracích prostředků do vody s jedinci druhu A. fluviatilis v některých případech nedošlo k omezení normálních životních projevů druhu. Při určitých koncentracích plži nadále kopulují a dochází i ke kladení vajíček. Zůstává otázkou, zda nízká koncentrace znečišťující látky nebo vysoká teplota vody (srov. STREIT 1975) v experimentálních nádržích nepůsobí jako stresový stimul rozmnožovacího chování. Poslední skutečností na kterou zde chceme upozornit je to, že podle našich dosavadních pozorování se zdá, že juvenilní (menší) jedinci jeví vyšší odolnost vůči pracím prostředkům, protože na rozdíl od větších (a tedy i starších exemplářů, kteří byli pro experimenty preferováni - viz. metodika) přežívají déle. Všechny zde nastolené problémy a možné změny v chování plžů by měly být předmětem dalšího výzkumu. Diskuse a vyhodnocení výsledků Nenalezli jsme žádné literární údaje o toxicitě testovaných pracích prostředků na vodní plže, o které bychom se mohli opřít. Abychom odhadli vhodné množství pracího prostředku, při kterém se mortalita začne projevovat, museli jsme provést šířeji koncipovaný experiment v 8 nádržích s prostředkem Ariel (viz. tabulka 1). Závěr tohoto experimentu nám umožnil konstatovat následující: 1. Zanedbáme-li jistá zkreslení způsobená zejména vysokými teplotami vody při probíhajících experimentech v porovnání s přírodou (předpokládáme, že na poměrně vysoké mortalitě slepého vzorku u tohoto i u dalších experimentů se podílela nezvykle vysoká teplota, kterou nebylo v našich silách snížit), je z tabulky 1 a grafu 1 zhruba patrný trend, postupného zvyšování rychlosti mortality jedinc ů druhu Ancylus fluviatilis se zvyšující se koncentrací pracího prostředku, kterážto mortalita byla v případě aplikace pracího prostředku většinou vyšší než mortalita slepého vzorku. Pouze v případě nízkých koncentrací Arielu (zejména při koncentraci 0,25 g na 30 l vody) je zjištěný rozdíl i bez statistického vyhodnocení určitě neprůkazný. V dalších experimentech s jinými prostředky jsme proto již dávkovali koncentrace vyšší a to od 1,0 g do 2,5 g na 30 l vody, aby vliv pracího prostředku na plže Ancylus fluviatilis byl patrný. 2. Při testování Arielu byly zaznamenány zajímavé výsledky i u koncentrace 1,0 g na 30 l vody, kde množství přežívajících jedinců bylo dokonce výrazně vyšší

255

než ve slepém vzorku. Možným vysvětlením tohoto jevu je to, že jsme "trefili" mezní koncentraci prostředku, která vedla k vyhubení mikrofauny podílející se na hynutí druhu Ancylus fluviatilis (Ariel fungoval vlastně jako dezinfekce prostředí), aniž by vážněji poškodila jedince plže, kteří pak přežívali déle. Pro toto vysvětlení (řekněme teorii dezinfekčního účinku podprahového množství Arielu) svědčí i pozorované přežívání 8 jedinců z 22 ještě 15. den po aplikaci tohoto prostředku v koncentraci 0,25 g na 30 l. Druhým možným vysvětlením této náhodné výchylky, které je nutno brát v potaz mohou být také velké rozdíly v individuální odolnosti jedinců A. fluviatilis získaných v přírodě. 3. Díky výsledkům z nádrží č. 6 a 7 se můžeme domnívat, že na mortalitu nemá vliv případný nedostatek kyslíku v našich experimentálních podmínkách, protože ani snížení vzduchování o zhruba 1/2 nevyvolalo výrazný úhyn a množství přežívajících jedinců bylo shodné se slepým vzorkem. Domníváme se tedy, že vzduchování bylo postačující a že hlavním limitním faktorem významným pro úspěšné přežití jedinců Ancylus fluviatilis v našich chovech nezatížených aplikací pracích prostředků byla teplota vody v nádržích, která dík venkovním klimatickým podmínkám byla nezvykle vysoká. Další tři provedené experimenty (tabulky 2, 3, 4 a grafy 2, 3, 4) byli již organizovány na základě závěrů z pokusu s Arielem a prakticky potvrzují závěry o vzrůstu rychlosti mortality se vzrůstající koncentrací pracího prostředku. Statistické vyhodnocení zatím vzhledem k malému množství realizovaných experiment ů nebylo provedeno, nicméně jednoznačně nejrychlejší vymření všech jedinců bylo z testovaných prostředků zaznamenáno v případě Persilu kde už koncentrace 2 g na 30 l vody vedla k úhynu všech jedinců v experimentu do následujícího dne po aplikaci (i když právě tento experiment byl realizován za poměrně velmi vysokých teplot, které pravděpodobně také měly na přežívání vliv). Naopak jako nejšetrnější se nám zatím jeví Palmex a to i ve srovnání s údajně "ekologickým" mýdlovým prostředkem Timi. Timi ve srovnání s ostatními byl ve vodě vizuálně patrný ještě velmi dlouho po aplikaci. Zatímco okamžitě po použití prostředků Ariel, Palmex a Persil došlo k napěnění a mléčnému zakalení vody, kterýžto zákal postupně během experimentu (řádově za asi 2 - 4 dny) mizel až do úplné čirosti, po prostředku Timi zůstávala po předchozím napěnění vyvločkovaná sraženina usazená všude po nádrži po celých 9 dnů experimentu. Sraženina velmi ztěžovala pohyb plžů, kteří jí byli obaleni i při poměrně malém množství aplikovaného přípravku. Z hlediska vzhledu nádrží nutno ještě podotknout, že aplikace prostředků typu Ariel a Persil výrazně podpořila růst řas. Závěr Na základě několika provedených orientačních pokusů s pracími prostředky nemůžeme samozřejmě vyvozovat dalekosáhlé závěry o odolnosti plžů druhu Ancylus fluviatilis vůči znečištění, zvláště když nám chybí podobná data i o jiných druzích měkkýšů. Nemůžeme tedy stanovit míru jeho odolnosti a konstatovat, že druh A. fluviatilis je odolnější než..., nebo méně odolný než... Jediné co můžeme s určitou pravděpodobností říci je odpověď na otázku v nadpisu tohoto sdělení: Pokud bychom tedy byli příslušníky druhu Ancylus fluviatilis a byli odsouzeni ke koupeli v dané koncentraci nějakého pracího prostředku z testovaných výrobků, pak na základě výsledků dosud provedených orientačních experimentů bychom volili koupel v Palmexu.

256

Literatura KAŇOK P. 1999: Výskyt a ochrana populace kamomila říčního v ekosystému štěrkonosné řeky Morávky. Závěrečná práce. Vyšší odborná škola vodního hospodářství a ekologie, Vodňany, (msc.), 33 pp. + 18 pls. SCHWENK W. SCHWOERBEL J. 1973: Untersuchungen zur Erähruhsbiologie und Lebensweise der Flussmützenschneke Ancylus fluviatilis (O. F. Müller, 1774; Gastropoda Basommatophora). Arch. Hydrobiol., (Suppl.) 42(2): 190 - 231. STREIT B. 1975: Experimentelle Untersuchungen zum Stoffhaushalt von Ancylus fluviatilis (Gastropoda - Basommatophora). Arch. Hydrobiol., (Suppl.) 47(4): 458 - 514. STREIT B. 1981: Food Searching and Exploitation by a Primary Consumer (Ancylus fluviatilis) in a Stochastic Environment: Nonrandom Movement Patterns. Revue Suisse Zool., 88(4): 887 - 895. VRABEC V., VELECKÁ I. & SLÁDEČEK V. 1998: Plži (Gastropoda) ve vodárenských tocích a nádržích České republiky a jejich individuální saprobní index. In Aktuální otázky vodárenské biologie. Sborník příspěvků 14. semináře, 4. a 5. února 1998 v Praze, ČVVS, Národní komitéty IWSA ČR a SR, Ústav technologie vody a prostředí VŠCHT Praha, ČLS, str. 108 - 118. VRABEC V., VELECKÁ I. & SLÁDEČEK V. 1999: Plži (Gastropoda) ve vodárenských tocích a nádržích II - klíč k určování. In Aktuální otázky vodárenské biologie. Sborník příspěvků 15. semináře, 3. a 4. února 1999 v Praze, ČVVS, Ústav technologie vody a prostředí VŠCHT Praha, ČLS, str. 83 93. WINKLER O. 1980: Pokusy s účinkem hnědouhelného elektrárenského popílku na některé organismy stojatých vod. 1. Asellus aquaticus (L.), Physa acuta (Drap.), Cypridopsis vidua O. F. M.. Sborník Okres. Muzea v Mostě, řada přírodovědná, 2: 7 - 22.

257

BIOINDIKAČNÍ VÝZNAM VODNÍCH MĚKKÝŠŮ (MOLLUSCA) Significance of Water Molluscs as Bioindicators Vladimír Vrabec1), Ivona Velecká2) & Vladimír Sládeček3) 1)

Katedra zoologie a rybářství AF, Česká zemědělská univerzita, CZ - 165 21, Praha 6 Suchdol, kontaktní e-mail: [email protected] 2) Katedra zoologie a antropologie PřF, Univerzita Palackého, Tř. Svobody 26, CZ - 771 46, Olomouc, e-mail: [email protected] 3) Havlovického 3, CZ - 147 00, Praha 4 - Hodkovičky Vypracováno s podporou interního grantu AF ČZU Praha číslo 239/10/24898/10. Abstract: Molluscs react on changes in life conditions of their habitats very sensitively, their mobility is low and their shells are resistant to damaging for a long time, which makes them a favourable group for bioindication. This paper deals with the possibility of using water molluscs as bioindicators of environmental changes. The accuracy of the results depends on several factors – the following ones are considered to be the most important: 1 – the researcher’s abilities of species determination; 2 – methods of field observation; 3 – suitability and accuracy of the evaluation methods. The most frequent problems concerning these three factors are discussed and their possible solution based on a number of references is suggested. Further targets in this field of research are proposed. The authors are just preparing a more extensive publication on water molluscs as bioindicators.

Úvod Malakofauna našich zeměpisných šířek je považována za skupinu živočichů s velkou citlivostí vůči změnám přírodního prostředí. Měkkýší společenstva reagují i na malé zásahy změnou své druhové skladby, nejčastěji jejím ochuzením extinkcí stenoekních druhů a jejich částečným nahrazením druhy euryekními. Většina druhů si vytváří pevné vápenité schránky, které v půdě dlouho přetrvávají a poskytují nám poměrně přesný obraz o vývoji malakocenóz dané lokality v nedávné minulosti. Uvážíme-li malou mobilitu měkkýšů můžeme ze znalosti recentního výskytu druhů a následným srovnáním s druhovou skladbou v minulosti poměrně přesně usuzovat na změny probíhající na daném biotopu. Tato problematika je rozpracována v nepřeberné řadě studií Dr. Ložka. Ze zásadních prací nutno citovat LOŽKA (1964), ve které byli naši měkkýši rozděleni na 10 ekologických skupin, nebo novější studii VAŠÁTKA (1995), který se pokusil roztřídit měkkýše podle jejich příslušnosti k jednotlivým vegetačním asociacím. Tyto práce se však týkají zejména druhů suchozemských. Vodní měkkýši stáli až donedávna na okraji zájmu, ačkoliv tvoří nápadnou složku limnických ekosystémů našich vod. Přitom je zřejmé, že mohou být využiti jak k indikaci narušení biotopu na základě pouhé přítomnosti či nepřítomnosti určitých druhů (např. PECINA 1991, BERAN 1993, 1995), tak k určení míry tohoto narušení přímým stanovením obsahu polutantů v jejich schránkách či tělech (např. SALÁNKI & BALOGH 1989, PIOTROWSKI 1991). Pokoušíme se proto již delší dobu upozorňovat na tuto neprávem opomíjenou skupinu a vypracovat zp řesňující kritéria, která by umožnila intenzivnější využití měkkýšů při posuzování kvality vodního prostředí. V tomto příspěvku chceme upozornit na některé problémy, které je v tomto směru nutno řešit. Bioindikační využití vodních měkkýšů je závislé na několika faktorech. Nejdůležitějším z nich věnujeme následující odstavce.

258

1. Determinační schopnosti hodnotitele Determinace většiny druhů naší vodní malakofauny je možná na základě konchyologických znaků s použitím známé knihy LOŽKA (1956) nebo novější příručky BERANA (1998). Nicméně vzhledem k velké variabilitě řady druhů je třeba získat v determinaci určitou praxi. Např. barva a kresba schránek je kromě genetických faktorů ovlivněna potravní nabídkou a látkami rozpuštěnými ve vodě, na tvar a velikost schránek řady druhů má vliv případná infikace jedinců parazitickými motolicemi popř. rychlost proudění vody, tloušťka stěn často závisí na obsahu vápníku apod. Nezbytnou pomůckou při determinaci je kvalitní lupa. Menší počet druhů nelze určit podle vnějších znaků a je nutno přistoupit k pitvě genitálií nebo k preparaci sevřených lasturek louhem. Pokud na takový druh praktický limnolog narazí je lépe odebrat více exemplářů než je obvykle dokladováno, konzervovat je ve vhodném médiu (doporučujeme líh, protože delší expozicí ve formaldehydu dochází k rozpouštění schránek) a zaslat je k určení odborníkům v současnosti sdruženým v České zoologické společnosti. Problémy může působit také neustálý vývoj fauny našeho území (některé druhy úplně vymizely, zároveň se šíří druhy nové, nejčastěji zavlečené ze zoogeograficky cizích oblastí). Seznam vodních měkkýšů České republiky se tak stále rozšiřuje. Charakteristiky mnoha nepůvodních druhů na našem území nově zaznamenaných, popř. druhů očekávaných je možno dohledat v práci VRABEC & BERAN (1997). Zatím nejúplnější názorné obrazové klíče vodních měkkýšů, zahrnující i druhy, jejichž nález na území ČR je pravděpodobný, jsme sestavili pro potřeby vodohospodářů (VRABEC, VELECKÁ & SLÁDEČEK 1999, 2000). Přitom očekávané nálezy některých druhů se již podařilo potvrdit (nejnověji např. BERAN 2000). Lze tedy předpokládat, že intenzivnějšímu využití vodních měkkýšů pro bioindikaci nebudou determinační problémy bránit. A to nejen díky výše citovaným klíčům v českém jazyce, ale také díky výchově nových odborníků – determinátorů, neboť problematice měkkýšů je v současné době věnována pozornost na řadě vysokých škol (např. v rámci předmětu „malakozoologie“ - na PřF UK Praha přednáší Dr. Juřičková, na PřF UP Olomouc Mgr. Velecká, dále na BF JU České Budějovice v rámci předmětu "biologie vodních organismů" - Mgr. Vrabec a částečně též na AF ČZU Praha v rámci předmětů "chov bezobratlých živočichů" a "akvaristika a teraristika" - Mgr. Vrabec). 2. Terénní odběrové metody a jejich standardizace Problematika realizace odběrů vodní malakofauny se zřetelem na bioindikaci je dosud málo propracována. Vodní prostředí je stanovištně velmi různorodé a jednotlivé části vodních ploch a toků jsou často osídleny odlišnými druhy měkkýšů. Standardní bioindikační odběrová metoda (nebo kombinace metod) pro vodní měkkýše není k dispozici, metody doporučené pro provádění monitoringu hydrobiologického (např. v rámci metodiky ČÚOP - viz. ABSOLON et al. 1994) nejsou dosud pro odběr měkkýšů optimalizovány. Při screeningových výzkumech (omezených většinou na kvalitativní charakteristiku společenstva) vystačíme s určitým zjednodušením. Např. rybník je považován za jedno odběrové místo (BERAN & VRABEC 1995, VRABEC 1997a,b atd.), přičemž ale průzkum není prováděn bodově, ale vždy na více místech po obvodu nádrže. V tekoucích vodách je vzorkována jak proudnice, tak tišiny v příbřežní zóně a i v tomto případě volíme více odběrových míst v podélném profilu toku. U obou typů vod se s nejbohatším společenstvem měkkýšů setkáme zpravidla

259

na porostech vodních makrofyt v litorálním pásmu. Vždy se však snažíme postihnout všechny mikrobiotopy, které daná lokalita nabízí. Pro podrobnější analýzu je vhodné zvolit odběry kvantitativní. Ty poskytují informace nejenom o druhové skladbě daného společenstva, ale při následné revizi postihnou i intenzitu změn v početním zastoupení jedinců jednotlivých druhů. Odběry je pak nutno provádět z přesně definované plochy a výsledky vyhodnotit např. některou ze synekologicko - matematických metod. Cenné informace o mí ře ovlivnění sledované lokality negativními faktory přináší i studium modifikací životního cyklu dominantních druhů měkkýšů, založené na pravidelném kvantitativním vzorkování vybraných populací (např. VELECKÁ 1996b). Je však třeba upozornit, že jak kvalitativní, tak především kvantitativní odběry mohou být zatíženy značnou subjektivní chybou, neboť vždy hraje velkou roli terénní zkušenost autora a metody je často nutné přizpůsobit konkrétním podmínkám stanoviště. O to více zaráží, že v řadě prací často i velmi zkušených a erudovaných malakozoologů, které operují s kvantitativními výsledky, je metodika popsána jen velmi okrajově, eventuálně není popsána vůbec, což návaznost dalších výzkumů značně komplikuje. Považujeme proto za účelné upozornit na fakt, že podrobný a názorný popis metodiky je podstatnou součástí vlastní práce a je nezbytný pro správnou interpretaci výsledků (viz. např. VRABEC 1999a,b). V zájmu rozšíření metod užití vodních měkkýšů pro bioindikační účely doporučujeme v dohledné době vypracovat návrh kombinace vhodných kvantitativních odběrových metod a jejich modifikací a předložit jej k otestování a k vědecké diskusi nejen malakozoologům, ale též praktickým limnologům. Po jeho konsenzuálním přijetí navrhujeme zavést jej jako standard pro odběr vzorků malakofauny určených k bioindikačnímu vyhodnocení. 3. Vhodnost a přesnost vyhodnocovacích metod Z hlediska hodnocení vodních ekosystémů je obecně známa a užívána metoda stanovení saprobity na základě znalosti individuálních saprobních indexů zjištěných živočichů (např. SLÁDEČEK et al. 1981, SLÁDEČKOVÁ & SLÁDEČEK 1998). V příspěvcích VRABEC, VELECKÁ & SLÁDEČEK (1998, 2000) jsme se dle známé metodiky pokusili korigovat (popř. tam, kde dosud nebyly stanoveny navrhnout) saprobní valence, indikační váhu druhů a individuální saprobní indexy pro všechny druhy našich vodních měkkýšů. Vzhledem k nedostatku údajů o některých vzácných nebo nově se šířících druzích očekáváme ještě další korekci tohoto návrhu, změny významnějšího rozsahu však již nepředpokládáme. Možné bioindikační využití vodních měkkýšů se však zdaleka neomezuje na stanovení saprobního indexu sledované lokality. Velmi přínosné by bylo provést jejich klasifikaci také podle dalších kritérií, např. dle "stupně reliktnosti" užívaného v arachnologii (BUCHAR 1983a,b, 1991) a v entomologii (BOHÁČ 1988, 1990 HŮRKA, VESELÝ & FARKAČ 1996) nebo dále rozpracovat charakterizaci vodních druhů podle ekologických kritérií (viz. výše citované práce LOŽKA a VAŠÁTKA). Podobná klasifikace umožňuje lepší srovnávání lokalit mezi sebou a usnadňuje též vyhodnocení pomocí synekologických analýz včetně počítačového modelování trendů a prognóz vývoje. U suchozemských druhů je k dispozici již dostatek podkladů. Vodní druhy však stále stojí poněkud stranou, i v ekologické klasifikaci LOŽKA (1964) byly shrnuti do jediné skupiny: č. 10 - vodní druhy. Dnes se již daří tuto mezeru zaplňovat zejména díky záslužné práci kolegy Berana (bibliografii svých prací cituje BERAN 1998). Kromě přesných údajů o rozšíření jednotlivých prvků naší vodní malakofauny považujeme dále za zásadní upřesnit charakteristiku biotopických nároků druhů na základě hlubšího poznání jejich biologie (např.

260

VELECKÁ 1996a, 1997) a získat alespoň základní představu o mezích tolerance jednotlivých druhů vůči nejčastějším znečisťujícím látkám. Zejména posledně zmíněné otázce je na rozdíl např. od hmyzu věnováno jen velmi málo studií (u nás např. WINKLER 1980), a proto byl s podporou interní grantové agentury AF ČZU Praha zahájen program přímého testování odolnosti některých druhů vodních měkkýšů vůči vybraným polutantům. Závěr Přes některé výše nastíněné problémy lze vodní měkkýše považovat za perspektivní skupinu organismů z hlediska bioindikačního využití. Jako příspěvek ke zpřesnění jak hodnotících kritérií, tak hodnocení samotného jsme se rozhodli připravit dopracované knižní vydání našich předchozích příspěvků (VRABEC, VELECKÁ & SLÁDEČEK 1998, 1999, 2000) včetně názorných obrazových klíčů a dát ho k dispozici odborníkům - specialistům, praktickým limnologům i hobby přírodovědcům koncem roku 2000. Literatura ABSOLON K., BENDA P., CHRUDINA Z., KLAUDISOVÁ A., MARTIŠKO J., PAŘIL P. & ŘIČÁNEK M. 1994: Metodika sběru dat pro biomonitoring v chráněných územích. Český ústav ochrany přírody, Praha, 70 str. BERAN L. 1993: Vyhynou v našich vodách velcí mlži? Ochrana přírody, 48(10): 301-304. BERAN L. 1995: Návrh Červeného seznamu měkkýšů České republiky. Ochrana přírody, Praha, 50(1): 41-44. BERAN L. 1998: Vodní měkkýši ČR. Metodika ČSOP č. 17. ZO ČSOP Vlašim, 113 str. BERAN L. 2000: First record of Corbicula fluminea (Mollusca: Bivalvia) in the Czech Republic. Acta Soc. Zool. Bohem., 64: 1-2. BERAN L. & VRABEC V. 1995: Vodní měkkýši řeky Cidliny. Práce muzea v Kolíně - řada přírodovědná, Kolín, 1(1994): 33-58. BOHÁČ J. 1988: Využití společenstev drabčíkovitých (Coleoptera, Staphylinidae) k bioindikaci kvality životního prostředí. Zprávy Čs. Spol. Entomol. ČSAV, Praha, 24: 15-23. BOHÁČ J. 1990: Využití společenstev drabčíkovitých (Coleoptera, Staphylinidae) pro indikaci kvality životního prostředí. Zprávy Čs. Spol. Entomol. ČSAV, Praha, 26: 119-125. BUCHAR J. 1983a: Bioindikační využití pavouků. Nika, Praha, 4(3): 11-14. BUCHAR J. 1983b: Die Klassifikation der Spinnenarten Böhmens als ein Hilfsmittel für die Bioindikation der Umwelt. Fauna Bohemiae Septentrionalis, Ústí nad Labem, 8: 119-135. BUCHAR J. 1991: The use of faunistical data for biomonitoring. Bull. Soc. Neuchatel. Sci. Nat., 116(1): 49-57. HŮRKA K., VESELÝ P. & FARKAČ J. 1996: Využití střevlíkovitých (Coleoptera: Carabidae) k indikaci kvality prostředí. Klapalekiana, Praha, 32: 15-26. LOŽEK V. 1956: Klíč československých měkkýšů. SAV, Bratislava, 437 str. LOŽEK V. 1964: Quartärmollusken der Tschechoslowakei. Rozpravy Ústř. úst. geol., Praha, 31: 1-74. PECINA P. 1991: Skupiny a druhy živočichů významné pro bioindikaci a biomonitoring. Památky a příroda, 8: 481-485. PIOTROWSKI S. 1991: Zawartoceci chemicznych skladnikow organicznych i nieorganicznych zawartych w muszlach populacji Dreissena polymorpha (Pall.) jeziora Dabie. Zesz. Nauk. Uniwers. Szczecińskiego. Marine Sciences, 86(1): 87-104.

261

SALÁNKI J. & BALOGH K. C. 1989: Mussels as indicators of heavy metal pollution in the region of lake Balaton (Hungary). Proc. of the V. Internat. Confer. "Bioindicatores deteriorisationis regionis". Inst. of Landscape Ecology ČSAV, České Budějovice, str. 327-330. SLÁDEČEK V., ZELINKA M., ROTHSCHEIN J., MORAVCOVÁ V. 1981: Biologický rozbor povrchové vody. Komentář k ČSN 83 0532 - části 6: Stanovení saprobního indexu. Vydavatelství Úřadu pro normalizaci a měření, Praha, 186 str. SLÁDEČKOVÁ A. & SLÁDEČEK V. 1998: Jakost vod. - Biologický rozbor. - Stanovení saprobního indexu. - ČSN 75 7716. Český normalizační institut Praha, 174 str. VAŠÁTKO J. 1995: On possibility to use the mollusc component of geobiocenoses for delimitation of the framework of lanscape stability. Geolines, Praha, 2: 17-21. VELECKÁ I. 1996a: Contribution to the knowledge of population dynamics of Bithynia tentaculata (Linné, 1758) (Gastropoda, Prosobranchia). Acta Univ. Palacki. Olomuc., Fac. rer. nat., Biologica, 34: 47-55. VELECKÁ I. 1996b: The life cycle of Bithynia tentaculata (Linné, 1758) in the river below the dam. Proc. of the International Symposium RIVER BOTTOM IV, MU Brno, str. 88. VELECKÁ I. 1997: Výskyt člunice jezerní (Acroloxus lacustris) a kamomila říčního (Ancylus fluviatilis) na společném stanovišti. Sborník referátů XI. konference ČLS a SLS, Třeboň, str. 213. VRABEC V. 1997a: Vodní měkkýši (Mollusca) Jevanského potoka a Jevanské rybniční soustavy. Práce muzea Kolíně - řada přírodovědná, Kolín, 2(1996): 35-56. VRABEC V. 1997b: Vodní měkkýši (Mollusca) povodí Sobočického potoka u Zásmuk. Studie a Zprávy Okresního muzea Praha-východ, Brandýs nad Labem - Stará Boleslav, 12(1996): 161-175. VRABEC V. 1999a: Příspěvek k poznání fauny měkkýšů (Mollusca) CHKO Bílé Karpaty. Sborník Přírodovědného klubu v Uh. Hradišti, 3(1998): 12-22. VRABEC 1999b: Rozbor měkkýšího společenstva Semické hůry a jeho srovnání s obdobnými společenstvy ve středním Polabí. Studie a Zprávy Okresního muzea Praha-východ, Brandýs nad Labem - Stará Boleslav, 13(1998): 155-173. VRABEC V. & BERAN L. 1997: Vodní měkkýši nepůvodní pro českou faunu a jejich výskyt. Sborník ze semináře "Ochrana biodiverzity drobných stojatých vod" v Jizbici u Vlašimi, ZO ČSOP Vlašim, str. 75-90. VRABEC V., VELECKÁ I. & SLÁDEČEK V. 1998: Plži (Gastropoda) ve vodárenských tocích a nádržích České republiky a jejich individuální saprobní index. Sborník ze 14. semináře „Aktuální otázky vodárenské biologie“, ČVVS, Národní komitéty IWSA ČR a SR, ÚTV VŠCHT Praha, ČLS, Praha, str. 108-118. VRABEC V., VELECKÁ I. & SLÁDEČEK, V. 1999: Plži (Gastropoda) ve vodárenských tocích a nádržích II - klíč k určování. Sborník referátů z 15. semináře „Aktuální otázky vodárenské biologie“, ČVVS, Národní komitéty IWSA ČR a SR, ÚTV VŠCHT Praha, ČLS, str. 83 - 93. VRABEC V., VELECKÁ I. & SLÁDEČEK V. 2000: Klíč k určování mlžů (Bivalvia) z vodárenských toků ČR a jejich individuální saprobní index. Sborník příspěvků 16. semináře "Aktuální otázky vodárenské biologie", ČVVS, ÚTV VŠCHT Praha, ČLS, str. 143-159. WINKLER O. 1980: Pokusy s účinky hnědouhelného elektrárenského popílku na některé organizmy stojatých vod. I. Asellus aquaticus (L.). Physa acuta (Drap.), Cypridopsis vidua O.F.M. Sborník Okres. Muzea v Mostě, řada přírodověd., 2: 7-22.

262

PREDIKČNÍ SYSTÉM PERLA Prediction system Perla Světlana Zahrádková1, Jiří Kokeš2, Jan Hodovský3, Denisa Vojtíšková2, Daniela Scheibová3, Yvonne Pořízková1, Jana Schenková1, Jan Helešic1 1

2

Masarykova univerzita v Brně, Katedra zoologie a ekologie, Kotlářská 2, 611 37 Brno Výzkumný ústav vodohospodářský T.G.M. Praha, pobočka Brno, Dřevařská 12, 657 57Brno 3 Státní meliorační správa, Řídící a vyhodnocovací středisko monitoringu, Hlinky 60, 60300 Brno

Abstract: Prediction system PERLA is a newly developed tool for ecological quality evaluation of rivers based on benthic macroinvertebrates in the Czech Republic. The Masaryk University, the Water Research Institute and the State Amelioration Administration have set up the PERLA system since 1996. The idea and statistic apparatus is based on the British RIVPAC system principles and corresponds with the approach included into the “Amended proposal for a Council Directive establishing a framework for Community action in the field of water policy”. It means a comparison of the actual macroinvertebrate community at particular place with a respective target community. Target community is derived from the database of the reference sites with no or minimal human-mediated environmental stress. Database comprises data gathered from 1996 to 2000 at nearly 350 sites. Each site was investigated in three seasons, where semi-quantitative samplings of macroinvertebrate fauna, physico-chemical and chemical analyses of water and sediments were done. For each site, further environmental variables (altitude, slope, distance from source, mean current velocity, mean substratum, mean water width, mean water depth etc.) were measured or obtained from the maps. The most important tool of the system is software HOBENT. It allows the prediction of the target community for any site based on the several environmental variables (e.g. altitude, distance from source, slope), which characterise the site. Then, the predicted community can be compared with the fauna observed at the same site. The comparison enables evaluation of the extent of disturbance, expressed by index B. Besides index B and the basic ecological indices, the ASPT index was calibrated for the Czech Republic conditions and together with index of saprobity was incorporated into the software as well.

Úvod Významnou součástí přírodního prostředí jsou akvatické ekosystémy a tedy i ekosystémy povrchových tekoucích vod. V současnosti je věnována pozornost hodnocení (i) habitatů, (ii) fyzikálně-chemických a chemických vlastností vody a sedimentů a (iii) biotické složky. Tyto tři přístupy se navzájem doplňují a jejich zastupitelnost je z hlediska vypovídací hodnoty omezená. Ve vodním hospodářství, stejně jako v ostatních oblastech, je samozřejmě potřebné, aby se naše normy a metodiky co nejvíce blížily normám a metodikám Evropského společenství. Jejich přístup při hodnocení ekologického stavu toků je založen na srovnávání referenčního a aktuálního stavu. V České republice byl tento přístup akceptován se značným předstihem a již v první polovině devadesátých let existovaly snahy o vytvoření metodiky biologického hodnocení stavu povrchových tekoucích vod, který by vyhovoval výše uvedeným kriteriím a který ideově vycházel z predikčního systému vyvinutého ve Velké Británii pod názvem RIVPACS (River InVertebrate Prediction and Classification System (Armitage et al. 1983, Wright 1995). Systém je založen na predikci skladby referenčních společenstev makrozoobentosu na konkrétních lokalitách na základě proměnných prostředí a následném srovnání se společenstvem aktuálně zjištěným na hodnocené lokalitě. V druhé polovině 90. let bylo zahájeno řešení souboru úkolů, jejichž cílem bylo vytvoření systému splňujícího výše uvedená kriteria. Tento systém se nazývá PERLA. Po obsahové stránce zahrnuje především 4 hlavní okruhy, které jsou řešeny v několika úkolech: (i) vytvoření sítě referenčních lokalit a jejich výzkum, (ii) vytvoření software pro hodnocení (HOBENT), (iii) validace a verifikace systému, (iv) jeho zavedení do praxe (Kokeš a Vojtíšková, 1998). Na řešení podílí: Výzkumný ústav vodohospodářský T.G.M.,

263

pobočka Brno, Státní meliorační správa, pracoviště Brno a Masarykova univerzita v Brně. Cíle projektu v vytvořit účinný komplexní systém pro hodnocení stavu povrchových tekoucích vod pomocí makrozoobentosu v souladu s aktuálními trendy v Evropě, který bude sloužit jako v nový nástroj pro management vodního hospodářství i životního prostředí, vypovídající nejen o konkrétním stavu na hodnocené lokalitě, ale i o velikosti odchylky od stavu cílového a umožní v detekovat rozdíly dané jak organickým znečištěním, tak i vlivy nesaprobní, jako jsou hydrotechnické úpravy koryt toků, acidifikace, toxické vlivy a do určité míry i eutrofizaci, což má zcela zásadní význam pro v posílení informační a metodické základny managementu životního prostředí při vytváření podmínek pro ochranu a revitalizaci akvatických systémů a v umožnění sledování efektivnosti aktivit, které mají vést ke snižování znečištění nebo degradace akvatické složky životního prostředí Metodika Referenční lokality Referenční lokalita je taková, na které se uplatňují pouze přirozené, nikoliv antropogenní vlivy. Společenstvo organismů zde se vyskytující je ovlivňováno pouze přirozenými stresy a vliv zásahů člověka je nevýznamný (ISO/DIS 8689-1,2). Najít takové lokality je pro určité úseky toků v ČR problematické. Za referenční lokalitu jsme proto považovali takovou, která vykazovala dosažitelné optimum charakteristické pro danou oblast a typ toku. Cílem je přiměřené pokrytí celého území republiky dostatečně hustou sítí referenčních lokalit. Prostorová distribuce lokalit má reflektovat ekoregionální principy. Ekoregiony v evropském měřítku odpovídají oblastem podle Illiese (1978). Pro podrobnější členění bylo využito kombinace ploch povodí 3. řádu a biogeografického členění podle Culka (1996), takže jednotlivé plochy povodí byly dále rozčleněny, pokud jimi procházela významná biogeografická hranice. Dále byly zohledňovány parametry jako je nadmořská výška, vzdálenost od pramene, průměrná hloubka a šířka toku, charakter substrátu dna a spád. Pro největší řeky (dolní tok Moravy, Labe) nebylo možné nalézt vhodné referenční lokality. V těchto případech je řešením rekonstrukce cílového stavu s použitím důvěryhodných historických údajů. Proměnné prostředí Byly hodnoceny fyzikální ukazatele: vzdálenost od pramene, nadmořská výška, spád, šířka toku, hloubka toku, substrát, rychlost proudu. V jarním, letním a podzimním období byly ve vzorcích vody hodnoceny tyto fyzikálně-chemické a chemické ukazatele: teplota vody, rozpuštěný kyslík, vodivost, pH, zákal, alkalita, celk. tvrdost, amonné ionty, dusitany, dusičnany, dusík dle Kjeldahla, fosforečnany celkové a rozpuštěné, celkový fosfor, ostatní ionty (sírany, chloridy, vápník, hořčík), biochemická spotřeba kyslíku, chemická spotřeba kyslíku, celkový organický uhlík, rozpuštěný organický uhlík, absorbance, stanovení kovů a metaloidů (olovo, kadmium, nikl, chrom, arsen, rtuť, hliník, měď, zinek, železo, mangan, nepolární extrahovatelné látky, adsorbovatelné organické halogeny, koncentrace chlorofylu a - pouze u větších toků. Dále byly prováděny jedenkrát na každé lokalitě fyzikálněchemické analýzy sedimentů, kde byly stanovovány kovy a metaloidy: olovo, kadmium, nikl chrom, arsen, rtuť, hliník, měď, zinek, železo, mangan); dále speciální organické polutanty (polychlorované bifenyly, organochlorové pesticidy, polycyklické aromatické uhlovodíky). Makrozoobentos Hlavním cílem bylo získat co nejúplnější seznam druhů makrozoobentosu pro každou lokalitu. Současně by vzorky měly umožnit odhad relativní abundance a vzájemnou srovnatelnost vzorků. Tyto cíle jsou nejlépe dosaženy tím, že vzorkování je prováděno na všech typech habitatů v odběrovém úseku toku a doba strávená na jednotlivém typu habitatu odpovídá jeho procentickému zastoupení v odběrovém úseku. Celková čistá doba

264

odběru na všech lokalitách byla stejná – 3 minuty. Pro odběr byla používána standardní metoda odběru použitím ruční sítí (ČSN EN 27828). Determinace biologických vzorků byla prováděna kolektivem specialistů do co nejnižší, obvykle druhové úrovně. Hodnocení dat Data jsou postupně po určitých celcích vyhodnocována. Proměnné prostředí jsou hodnoceny pomocí shlukové analýzy a analýzy hlavních komponent. Výsledky taxonomických analýz makrozoobentosu jsou hodnoceny pomocí divizivní hierarchické klasifikace TWINSPAN (Hill, 1979) a detrendované korespondenční analýzy DCA. Oba typy dat společně pak kanonickou korespondenční analýzou (CCA) a mnohonásobnou diskriminační analýzou (MDA). K transformaci dat do podoby využitelné programem HOBENT byly použity programy ze statistického software SPSS a speciálně vytvořené programy. Po kompletaci dat z celého projektu proběhne podrobné statistické hodnocení na specializovaném pracovišti. Výsledky V rámci projektu byla dosud zpracováno 350 lokalit. V současnosti probíhá kompletní vyhodnocení dat z jarního aspektu. Při zpracování vzorků z hodnocených lokalit bylo dosud zjištěno téměř 500 taxonů. Pod pojmem taxon se skrývají převážně druhy, pouze výjimečně byly ponechány vyšší taxony (obvykle rod) - u juvenilních kusů, popř. u druhů v larválním stadiu obtížně odlišitelných. Vzhledem k rozsahu a charakteru výzkumu a vzhledem k maximální možné přesnosti determinace podle současných klíčů má zpracovaný materiál značný význam i z hlediska faunistického a taxonomického. Data jsou postupně zpracovávána a budou využita pro definici ekologických profilů druhů. Upřesňuje se rozšíření jednotlivých druhů na území ČR. Byly zjištěny i druhy vzácně se vyskytující, např. Choroterpes picteti, Ephemerella notata, Isoptena serricornis, Siphonoperla montana, Rhyacophila moscaryi aj. Data o proměnných prostředí, především pak výsledky fyz.-chemických analýz slouží jednak k ověření vhodnosti (tj. nenarušenosti) jednotlivých lokalit, jednak budou využity pro typologii toků – definici referenčního stavu abiotických podmínek. Program HOBENT Program HOBENT byl vyvíjen v rámci úkolů VÚV č. 233 ”Hodnocení dopadu antropogenních faktorů na vybrané složky biocenóz povrchových vod”, a to dílčího úkolu č. 327 ”Nové metody hodnocení makrozoobentosu tekoucích vod a ověření jejich využitelnosti v praxi”. Přístup je obdobný metodě RIVPACS, vyvinuté ve Velké Británii (Armitage et al. 1983, Wright 1995). Program vychází z podkladové databáze bentických společenstev a proměnných prostředí. S použitím diskriminační analýzy zařazuje na základě hodnot proměnných prostředí hodnocenou lokalitu do skupin podkladové databáze. Tyto skupiny byly stanoveny na základě složení společenstev makrozoobentosu klasifikací programem TWINSPAN. Program zařadí hodnocenou lokalitu do všech skupin, avšak s různou pravděpodobností. Do několika (velmi často pouze do jedné) je lokalita zařazena s vysokou pravděpodobností, do zbývajících s nepatrnou. S použitím pravděpodobností příslušnosti hodnocené lokality do skupin podkladové databáze a pravděpodobností výskytu taxonů ve skupinách jsou pak vypočítány pravděpodobnosti očekávaného výskytu taxonů na hodnocené lokalitě. Z těchto pravděpodobností je pak vypočítán očekávaný počet taxonů na hodnocené lokalitě. Základním hodnotícím kriteriem je index B, které je podílem skutečného a očekávaného počtu taxonů. Při jeho výpočtu nejsou brány v úvahu všechny taxony, ale pouze ty, jejichž očekávaná pravděpodobnost výskytu je vyšší nebo rovna volitelné hodnotě (obvykle 50 %). Díky tomu není index B prostým podílem dvou počtů taxonů, ale jedná se vlastně o typ indexu podobnosti, který podává informaci o tom, kolik z očekávaných taxonů se na lokalitě skutečně vyskytuje. Je-li B = 1, má hodnocená lokalita podobné složení jako standard v podkladové databázi, je-li B < 1, chybí na hodnocené lokalitě některé taxony tam očekávané. Seznam taxonů s vypočítanými

265

pravděpodobnostmi očekávaného výskytu a vyznačením skutečného výskytu program také vypisuje přímo. Kromě indexu B lze použít i jiné indexy. Ty lze pomocí podkladů v podkladové databázi simulovat a tuto simulovanou hodnotu srovnat s hodnotou zjištěnou na hodnocené lokalitě. V současné době je program schopen simulovat index ASPT. Srovnávacím kriteriem může být opět podíl zjištěného a simulovaného indexu ASPT. Ten lze také nazývat EQIASPT (Ecological Quality Index, kriterium B lze tak nazvat EQT taxonů). Tyto výpočty lze samozřejmě provádět pouze pro lokality z území pokrytém podkladovou databází, jinak by výsledky byly zkreslené. Naopak pro kteroukoliv hodnocenou lokalitu lze počítat až čtyři indexy diversity, index vyrovnanosti a dominance. Program také spočítá počet jedinců, taxonů (druhů), rodů a čeledí. Z biotických indexů vypočítá BMWP skóre a ASPT index, Belgian Biotic Index, Extended Biotic Index a Index Biologique Global Normalisé. Je schopen počítat rovněž saprobní index podle staré i nové ČSN a jeho disperzi. Program má vlastní databázi pro uchovávání dat. Pomocí HOBENTu je možné pracovat i s MS EXCELem, takže je možné počítat indexy v EXCELu aniž by bylo nutné data převádět. Využití v praxi Metoda má všeobecné použití v biomonitorovacích programech říčních ekosystémů, hodnocení dílčích povodí, toků i jednotlivých lokalit; pro biologická hodnocení podle zákona č. 114 Sb. i pro hodnocení EIA a ERA. Finálním praktickým výstupem z projektu budou dvě varianty software, lišící se taxonomickou náročností – jedna bude pracovat převážně na druhové úrovni a bude určena pro náročnější hodnocení a druhá bude zjednodušena pro potřeby běžné praxe. Metoda je vhodná pro hydrobiologická pracoviště podniků povodí, Státní meliorační správy, Agentury ochrany přírody a krajiny, všechna pracoviště podávající návrhy a hodnocení projektů revitalizace říčních systémů a další subjekty zabývající se ekologickým honocením toků. Metoda má širší vypovídací schopnost než dosud rutinně využívaný saprobiologický přístup. Umožňuje provést hodnocení jak pomocí koeficientu "B" (predikční model), tak pomocí saprobního a dalších ekologických indexů, doporučovaných ISO normami. Vzhledem k přednostem nově vyvinuté metody a dlouhodobé existenci saprobiologického monitorovacího programu je nejvýše žádoucí propojení obou systémů tak, aby predikční model byl postupně zapojován do tohoto celorepublikového monitoringu. V letošním roce bylo zahájeno řešení multilaterálního mezinárodního projektu v rámci 5. programu RTD Evropského společenství s názvem The Development and Testing of an Integrated Assessment System for the Ecological Quality of Streams and Rivers throughout Europe using Macroinvertebrates (akronym AQEM). Výše uvedená česká pracoviště byla, s ohledem na značný rozsah již provedených výzkumů, koordinátorem grantu AQEM vyzvána k zapojení se do projektu. Výzkumný ústav vodohospodářský a Katedra zoologie a ekologie Masarykovy univerzity tedy participují při řešení grantu, jehož cílem je vytvoření jednotné evropské metodiky hodnocení ekologické kvality toků, založené na makrozoobentosu, která odpovídá požadavkům výše citované Směrnice EU. Závěr

Spojení výsledků řešení několika úkolů dvou resortů během dvou tříletých cyklů vyústí v jednotnou, na území ČR obecně použitelnou metodiku hodnocení ekologického stavu říčních ekosystémů, založenou na hodnocení makrozoobentosu, kompatibilní s normami a metodami EU. Koordinace úsilí a vynaložených prostředků umožní vytvořit vyvážený systém hodnocení všech typů toků a to nejen po biologické stránce, ale do určité míry také z hlediska proměnných prostředí. Získaná data tedy budou využita pro základní i aplikovaný výzkum, v rámci evropské spolupráce jako vstupy pro vývoj jednotných metod EU, ale především jako nástroj pro management vodohospodářské praxe a ochrany přírody.

266

Literatura Armitage P.D., Moss D., Wright J.F. & Furse M.T., 1983: The performance of a new biological water quality score system based on macroinvertebrates over a wide range of unpolluted running-water sites. Water Res. 17 (3): 333-347. Culek M. (ed.), 1996: Biogeografické členění České republiky. Enigma s.r.o., Praha, 348 pp. Hill M.O., 1979: TWINSPAN - a FORTRAN program for arranging multivariate in an ordered two-way table by classification of the individuals and attributes. Cornell Univ. Press, Ithaca, N.Y. Illies, J. (Ed.), 1978: Limnofauna Europaea. G. Fischer Verlag, Stuttgart, pp. 474 Kokeš J. & Vojtíšková D., 1998: Nové metody hodnocení makrozoobentosu tekoucích vod a ověření jejich využitelnosti v praxi. Výzkumný ústav vodohospodářský, zpráva k výzkumnému úkolu 233/224. Wright J.F., 1995: Development and use of a system for predicting the macroinvertebrate fauna in flowing waters. Australian Journal of Ecology. 20: 181-197. COUNCIL DIRECTIVE establishing a framework for Community action in the field of water policy (Směrnice Rady ustavující rámec pro činnosti Společenství v oblasti vodohospodářské politiky), Brusel, 29 Juny 2000 ČSN EN 27828 (757703) Jakost vod – Metody odběrů biologických vzorků - Pokyny pro odběr vzorků makrozoobentosu ruční síťkou ISO/DIS 8689.1: Draft International Standard. Water Quality - Biological classification of rivers. Part 1: Guidance on the interpretation Part 2: Guidance on the presentation of biological quality data from surveys of benthic macroinvertebrates. Tab. č. 1: Přehled počtu referenčních lokalit systému PERLA (1996-2000)

povodí

VÚV

SMS

celkem

Labe

91

111

202

Odra

11

25

36

Morava

60

52

109

celkem

162

188

350

¨¨¨

Obr. č.1: Prediční systém PERLA – síť referenčních lokalit

APLIKOVANÁ HYDROBIOLOGIE, HYDROCHEMIE (Applied hydrobiology, hydrochemistry)

TOXICITA A VÝSKYT PIKOPLANKTONNÍ SINICE SYNECHOCOCCUS CAPITATUS NA ÚDOLNÍ NÁDRŽI JANOV Toxicity and occurrence of picoplanktic cyanobacterium Synechococcus capitatus at the Janov Reservoir Mgr. Jana Ambrožová, Ph.D. Ústav technologie vody a prostředí VŠCHT, Trojanova 13, 120 00 Praha 2 Abstract: The occurrence of hardly separable picoplanktic cyanobacterium which easily pass through the filters into treated water and the investigation of presupposed toxicity was the stimulation for the solution these problems. In this thesis is described the characterisation of picoplankton and the cyanobacterium Synechococcus capitatus. The effective methods of separation small picoplanktic species and concentration of its biomass needed for acute and chronic toxicity tests on Daphnia magna were elaborate. It was proved, that the acute and chronic toxicity tests are negative in both cases.

ÚVOD Koncem 80. let se v surové vodě údolní nádrže Janov v okrese Most začal objevovat velmi drobný tyčinkovitý mikroorganismus, který byl nesprávně považován za baktérii nebo rozpadlá vlákna sinice Limnothrix redekei. Drobný mikroorganismus z nádrže Janov byl v roce 1991 popsán jako pikoplanktonní sinice Synechococcus capitatus BAILEY-WATTS et KOMÁREK (Bailey-Watts, Komárek, 1991). Pikoplankton, dříve označovaný jako „µ - algae“ nebo „algae of bacterial size“, je představován jednobuněčnými jednotlivě žijícími organismy o velikosti 3 µm v průměru (BaileyWatts, Bindloss, 1968). Technologie úpravy vody klasického typu není na separaci těchto drobných organismů připravena. Výskyt pikoplanktonní sinice Synechococcus capitatus na údolní nádrži Janov s sebou přinesl řadu problémů spojených s jeho separací při úpravě vody. Typ separační technologie (rychlofiltrace) na úpravně vyhovoval několik let po vybudování. Nález biologického oživení nádrže Janov splňoval požadavky normy ČSN 75 7111 (Pitná voda) do 90. let. V roce 1995 došlo k přemnožení sinice, která procházela pískovými filtry až do upravené vody v počtech 103-104 buněk v 1 ml. Úpravna vody nebyla schopna vyrábět vodu v požadované kvalitě. Havarijní situace byla řešena tříměsíčním odstavením úpravny (Micka, Holleová, 1997). Problematika separace mikroorganismu spočívá v jeho drobných rozměrech, díky nimž je z hlediska vodárenské úpravy zařazován mezi organismy obtížně odstranitelné (Sládečková, 1997). Úpravna vody je soustavně ve vegetačním období odstavována z důvodu neúčinné separace biologického oživení (Hubáčková, Matulová, Sládečková, 1996). CHARAKTERISTIKA MIKROORGANISMU A PROBLEMATIKA SPOJENÁ S JEHO VÝSKYTEM Sinice Synechococcus capitatus (protáhlé buňky o šířce 0,7 - 0,9 µm a délce v rozmezí 5,5 – 27,3 µm) z údolní nádrže Janov byla taxonomicky určena na základě jejího masového výskytu ve skotském jezeře Loch Leven, kde byla poprvé zaznamenána v roce 1967. Jedná se o psychrofilní druh, který se začíná

pomnožovat již při teplotě vody 5 - 6°C. Původ sinice na údolní nádrži Janov je přisuzován přenosu buněk na nohách a peří polární mořské potápky, každoročně přilétající na lokalitu. Na našem území je nádrž Janov zatím jedinou lokalitou, na které byla objevena. Toxicita a přítomnost toxinů v buňkách sinic byla dosud spojována s tvorbou vodního květu a vázána na eutrofní typ jezer. Počátkem 80. let byla toxicita zaznamenána v oligotrofních alpských jezerech. Toxicita v oligotrofním typu jezer a nádrží je pravděpodobně způsobena přítomností drobných pikoplanktonních druhů (Maršálek, Dolejš, Sládečková, 1997). Toxiny (cyanotoxiny) jsou produkty sekundárního metabolismu uvolňované sinicemi do okolního prostředí. Jako biologicky aktivní látky ovlivňují fyzikální a chemické vlastnosti vody. Nejčastěji sledovanými toxiny jsou hepatotoxiny, neurotoxiny (anatoxin-a, microcystin) a cytotoxiny (embryo-, imuno- a genotoxiny). Toxiny nejsou přímo využívány sinicí pro primární metabolismus, bývají daleko toxičtější než toxiny vyšších rostlin a hub. O důvodu jejich přítomnosti v buňkách se mnoho neví (Maršálek, Keršner, Marvan, 1996). V případě výskytu pikoplanktonních sinic v povrchové vodě nastává problém, týkající se možné přítomnosti toxinů v buňkách. Do jaké míry je výskyt sinice Synechococcus capitatus v surové vodě v údolní nádrži Janov a její následný průnik do upravené vody nebezpečný, nebyl zatím sledován. Pro zjištění případné toxicity sinice Synechococcus capitatus bylo potřeba získat dostatečné množství biomasy, které mohlo být dále použito k testům toxicity. Jelikož je organismus velmi drobný a při běžných metodách odběru uniká, bylo potřeba zvolit metodu separace umožňující jeho zachycení a zahuštění. METODIKA Separace pikoplanktonní sinice Jako účinná metoda separace byla použita vícestupňová tlaková filtrace. Postup metody byl založen na znalosti morfologie buněk sinice. Vícestupňová tlaková filtrace spočívá v oddělení jednotlivých velikostních frakcí fytoplanktonu ze surové vody za použití několika typů filtrů. Za tímto účelem bylo sestrojeno filtrační zařízení složené ze tří nástavců s možností výměny filtrů (Ambrožová a Říha, 1998). Pro ověření účinné frakcionace fytoplanktonu vícestupňovou filtrací, byly prováděny mikroskopické rozbory vzorků vody nad filtry a filtrátů. Na základě těchto rozborů byly zvoleny tři velikostní kombinace filtrů o velikosti pórů 30 µm, 10 µm a 5 µm, které byly v tomto sledu umístěny nad sebou ve filtračním zařízení. Pro případný výskyt houbových hyf, rostlinných vláken a hrubozrnného abiosestonu v surové vodě, který by ucpával první filtr, byl před filtrační zařízení umístěn filtr s náplní skelné vaty s 5 mm výškou filtrační náplně. Aplikací filtru se skelnou vatou poklesl v prvním filtrátu i výskyt větších planktonních organismů. Uchovávání vzorku a příprava výluhu Nafiltrovaná a zakoncentrovaná biomasa sinice byla ihned zamražena při teplotě 20°C. Zamražením biomasy byla nahrazena sonifikace buněk. Po rozmrazení došlo k rozbití buněk a k uvolnění buněčného obsahu. Tento biologický materiál, byl dále použit pro přípravu výluhu. Zmražení sloužilo dále ke konzervaci biologického materiálu. Použití konzervačních roztoků je v případě biologických testů nepřípustné. Konzervační prostředek samotný průběh testu znehodnocuje. Příprava výluhu probíhala při laboratorní teplotě 20 ± 2°C. Spočívala v několika

metodických krocích, složených z mixování, sedimentace a filtrace. Rozmražená biomasa sinice Synechococcus capitatus byla vložena na dobu 5 minut do mixeru s nastavením otáček 15 000 ot.min-1. Namixovaný vzorek byl přelit do skleněného válce, kde po sedimentaci došlo k oddělení kapalné a pevné fáze. Usazený sediment z válce byl mikroskopicky posouzen. Z mikroskopického obrazu bylo zjištěno, že zvolená doba mixování nebyla dostatečná pro úplné rozbití buněk sinice. Z tohoto důvodu byl celý postup mixování opakován po dobu dalších 5 minut při zachování původního nastavení otáček. Účinnost mixování byla zkontrolována pomocí mikroskopu. Obsah nerozpuštěných látek v mg.l-1 byl zjištěn pomocí metodiky na kvantitativní stanovení nerozpuštěných látek (Horáková, Lischke, Pekárková, Grünwald, 1981). Výluh byl dále upraven, na 1 litr vodného výluhu bylo nadávkováno po 2,5 ml z každého zásobního roztoku solí připravených dle mezinárodní normy ISO 7346. Testy toxicity V souladu s metodikou ekotoxikologických testů (Máchová, Svobodová, Vykusová, 1994) byly provedeny testy akutní toxicity na testovacím organismu Daphnia magna. Těmito testy byl zjišťován vliv vyluhovatelných látek z biomasy sinice Synechococcus capitatus na imobilizaci a mortalitu vodního korýše. Dále byly provedeny testy chronické toxicity pro zjištění vlivu vyluhovatelných látek z biomasy sinice na reprodukci nasazených organismů (Kooijman, Bedaux, 1996, Draft OECD test guidelines 202, part II. – Daphnia magna Reproduction test, 1996). VÝSLEDKY A ZÁVĚRY Po dvou stupních vícestupňové tlakové filtrace bylo možné odebrat vzorek se zahuštěnou biomasou s 90 % zastoupením sinice Synechococcus capitatus. Procentuální zbytek ve vzorku tvořily drobné druhy rozsivek a chlorokokálních řas. Procentuální podíl sinice v získaném vzorku byl zjištěn pomocí mikroskopického rozboru. Ve vzorku bylo obsaženo 20892.10 6 b.ml-1 (odpovídající 117 mg.l-1 sušiny sinice). tab.1 Akutní test na Daphnia magna (výsledky ze 3 paralelních sledování) Podíl výluhu Dávkovaný objem Sušina Mortalita(ks)/počet nasazených -1 v testovaném výluhu (mg.l ) organismů vzorku (ml) (%) Po 24 hod po 48 hod 100 50 117 0/30 1/30 75 37,5 87,75 0/30 0/30 50 25 58,5 0/30 1/30 25 12,5 29,25 0/30 0/30 12,5 6,25 14,63 0/30 0/30 6,25 3,125 7,31 0/30 0/30 3,125 1,56 3,66 0/30 0/30 1,56 0,78 1,83 0/30 0/30 Kontrola 0 0 0/30 0/30

Zahuštěný vzorek s biomasou sinice zachycený na membránovém filtru sloužil jako výchozí biologický materiál pro testy akutní a chronické toxicity na testovacím organismu Daphnia magna. Výsledky testů akutní toxicity na vodním korýši Daphnia magna lze hodnotit jako

negativní. Mortalita a imobilizace byla nižší než 10 % v porovnání s kontrolou. Nebyla prokázána akutní toxicita pikoplanktonní sinice Synechococcus capitatus. Chronický test toxicity, který probíhal po dobu 21 dní prokázal negativní toxicitu sledovaného biologického materiálu (tab.2). Inhibice, popř. stimulace porodnosti ve sledovaných koncentracích byla v porovnání s kontrolou v intervalu 10 %. tab.2 Reprodukční test na Daphnia magna (výsledky po 21 dnech sledování) Dávkovaný objem Sušina Počet Inhibice Podíl výluhu -1 výluhu (mg.l ) narozených porodnosti v testovaném (ml) jedinců po dobu (%) vzorku 21 dní (%) 100 50 117 1 215 9,8 75 37,5 87,75 1 248 7,4 50 25 58,5 1 277 5,2 25 12,5 29,25 1 300 3,5 12,5 6,25 14,63 1 325 1,7 6,25 3,125 7,31 1 332 1,2 * 3,125 1,56 3,66 1 380 - 2,4 * 1,56 0,78 1,83 1 433 - 6,3 Kontrola 0 0 1 348 0 *

stimulace porodnosti LITERATURA

Ambrožová, J. a Říha, J. (1998): Metodika separace pikoplanktonních organismů ve vodárenských zdrojích.- Sbor.sem.Akt.ot.vodáren.biol. 1998, Praha:51-54. Bailey-Watts, A.E., Bindloss, M.E. (1968): Freshwater primary production by a bluegreen alga of bacterial size.- Nature 220: 1344-1345. Bailey-Watts, A.E., Komárek, J. (1991): Towards a formal description of a new species of Synechococcus (Cyanobacteria / Cyanophyceae) from the freshwater picoplankton.- Algological Studies 61: 5-19. Horáková, M., Lischke, P., Pekárková, K., Grünwald, A. (1981): Metody chemické analýzy vod.- VŠCHT Praha: 272 str. Kooijman, S.A.L.M., Bedaux, J.J.M. (1996): Analysis of toxicity tests on Daphnia survival and reproduction.- Wat.Res. 30, No 7:1711-1723. Máchová, J., Svobodová, Z., Vykusová, B. (1994): Ekotoxikologické hodnocení výluhů tuhých průmyslových odpadů.- VÚRH Vodňany: 50 str. Maršálek, B., Dolejš, P., Sládečková, A. (1997): Algal toxins in Czech drinking water resources and treatment plants.- Algal toxins in surface waters: origins and removal during drinking water treatment processes. In: Blackwell Science Ltd., IWSA World Congress 1997: SS 18: 6-9. Maršálek, B., Keršner, V., Marvan, P. (1996): Vodní květy sinic.- Nadatio flos-aquae, Brno:142 str. Micka, J., Holleová, J. (1997): Biologické problémy při úpravě vody z nádrže Janov.Sbor. sem. Akt. ot. vodáren. biol. 1997, Praha: 45-48. OECD (1996) Draft OECD test guidelines 202 part II. Daphnia magna Reproduction test:22pp. Sládečková, A. (1997): Kategorizace mikroorganismů podle upravitelnosti a návrhy na následné změny norem.- Sbor. sem. Akt. ot. vodáren. biol. 1997, Praha: 80-85.

BIOLOGICKÉ A EKOLOGICKÉ KRITÉRIÁ HODNOTENIA KVALITY VODY V SLOVENSKOM ÚSEKU DUNAJA Biological and ecological criteria of water quality assessment in the River Danube slovak section Emília Elexová Výskumný ústav vodného hospodárstva, Nábr. arm. gen. L. Svobodu 5, 812 49 Bratislava Abstract: Macrozoobenthos community was used to water quality assessment in the Danube river Slovak stretch. The saprobic system, according direct numbers or abundance values, is usually used in Danubian countries. The ecological assessment is performed by diversity and equitability indices as well. Several ways of complex water quality aseessment are known in other european countries. Biotic indices are considered quite exact, the most eeffective is Belgium biotic index. The others - less appropriate for Danubian conditions, can be mentioned: Trent-biotic index (TBI), Extended TBI and Global biological index. From the score systems is commonly used the Chandler's Score and the more applicable Hungarian BMWP score, which is adapted for the Danube river basin. Average score per taxon and Quality index can be derived from BMWP score.

V rámci sledovania kvality vody Dunaja sa v podunajských krajinách sleduje kvalitatívne zloženie vybraných spoločenstiev. Spočíva v zostavení zoznamu taxónov, využívaného k numerickým a štatistickým hodnoteniam kvality vody. Veľmi vhodným spoločenstvom, indikujúcim kvalitu je makrozoobentos. V slovenskom úseku Dunaja sa sledovala jeho kvalita v starom koryte (1.Hainburg-Rakúsko, 2.Slovnaft, 3.Radvaň, 4.Chľaba, Zebegény-Maďarsko). Vzorky makrozoobentosu boli v rokoch 1997 a 1998, odoberané kvantitatívne zo štrkového dna ripálnej zóny pomocou Kubíčkovho bentometra, s veľkosťou ôk 0,3mm. V podunajských štátoch sa bežne v hodnotení kvality vody používa Sládečkov sapróbny systém, založený na zozname sapróbií - indikátorov určitého stupňa rozkladu. Výsledný sapróbny index (SI) sa vyrátava jednak z priamych počtov ale aj z odvodených stupňov hojnosti (podľa STN 83 0532-6). Na základe sapróbneho indexu charakterizujeme vodu stupňom saprobity. V praxi dochádza niekedy k malým odchýlkam vo výsledných hodnotách v dôsledku používania rôznych zdrojov so zoznamami sapróbií. Uvedený systém vyžaduje determináciu na úrovni druhov, len ojedinele vyšších systematických jednotiek, čo je v bežnej hydrobiologickej praxi náročné. V prípade neistoty dochádza častokrát k chybnej determinácii organizmu, čo vedie k nesprávnemu výslednku SI. Ide o presné hodnotenie kvality vody, kde záleží aj na počtoch prítomných indikátorov toho ktorého stupňa čistoty, a na ich indikačnej váhe. Na základe tohto hodnotenia sa voda v sledovaných profiloch pohybovala v medziach β−mesosaprobity, len v 2.Slovnafte zasahuje viackrát do α−mesosaprobity. Došlo tu k redukcii celkového počtu taxónov, a to najmä náročných (s nižšími individuálnymi sapróbnymi indexami - s i) a naopak k premnoženiu tolerantných taxónov s vyššími s i, čo vedie k vyššiemu výslednému SI. Medzi oboma spôsobmi výpočtu nie je výrazný rozdiel, ktorý by mal za následok priradenie rozličných stupňov saprobity (obr.1 z Hainburgu). Bežne sa v praxi menej často využíva štatisticko-ekologické hodnotenie bohatosti, druhovej rozmanitosti a vyrovnanosti (rovnomernosť rozdelenia) spoločenstva v toku. V našom prípade sme z priamych počtov vypočítali ShannonWeaver indexy diverzity (H') a Pielou indexy equitability (E1), ktoré sa najčastejšie

používajú. Diverzita sumárne vyjadruje pomery relatívnych početností všetkých zistených taxónov v odobratej zoocenóze. Čím je H' vyšší, tým je vo vzorke väčší počet taxónov a celkový počet jedincov je rozdelený medzi viac taxónov. Pri equitabilite ide o pomerné rozdelenie všetkých jedincov medzi nájdené taxóny. Odvádza sa z predchádzajúceho H', jeho vydelením H max (=index diverzity pri maximálnej rovnosti početností všetkých taxónov). Výsledné hodnoty equitability sa pohybujú v interavale (0;1), pričom najvyššia hodnota je dosiahnutá, ak sú všetky taxóny zastúpené rovnakým počtom jedincov. I keď diverzita sa pohybuje vo väčšom rozsahu (obr.2), oba parametre vzájemne korelujú (obr.3a,b). Z hľadiska hodnotenia kvality vody v sledovaných profiloch nemajú uvedené 2 parametre (H' a E1) veľkú vypovedaciu hodnotu, pretože najvyššie hodnoty dosahovali práve v najznečistenejšom, druhovo aj početne chudobnom 2.Slovnafte (H'=3 až 4;E1 nad 0,8) len vďaka nízkym celkovým počtom zistených taxónov, ktoré boli rovnomerne zastúpené po 1-3 jedincoch. Výrazným protikladom je profil 4.Chľaba, kde napriek vysokým celkovým počtom (20 až 30) sú oba indexy nízke (H' okolo 1-2; E1 okolo 0,5). Dôvodom je masový výskyt ulitníka Lithoglyphus naticoides, príp. rakovca Dikerogammarus bispinosus (Elexová, 1998) na úkor ojedinelých a zriedkavých výskytov ostatných organizmov. V súčasnom období existuje viacero odlišných škôl hodnotenia komplexnej kvality vôd (De Paw a kol., 1996). Pomerne presne hodnotia spoločenstvá tzv. biotické indexy, ktoré sú časovo nenáročné. Uvedieme Belgický biotický index BBI, Trent-biotický index - TBI, zaužívaný v povodí rieky Trent v Anglicku, neskôr modifikovaný rozšírený -Extended TBI (E-TBI), aplikovaný na talianske rieky. V princípe podobný, ale podrobnejšie spracovaný je francúzsky Globálny biologický index - IBG. Pri výpočte BBI je podkladom zoznam kľúčových čeľadí alebo rodov spolu s príslušným skóre (od 1-náročné po 7-tolerantné). Výsledná hodnota BBI celého spoločenstva zodpovedá najnižšiemu skóre, ktoré je pridelené taxónu prítomnému v minimálnom počte 2 jedincov, záleží aj na počte výskytu tohto skóre a na celkovom počte nájdených taxónov. Je to rýchla a efektívna metóda, pričom berie do úvahy aj počet zistených taxónov a zohľadňuje pravidelnosť ich výskytu. Napr. v 1.Hainburgu s najvyššími hodnotami boli v júni 1997 a v januári 1998 zistené BBI=10 (obr.4) vďaka vysokému celkovému počtu taxónov (nad 16) a výskytu lariev Heptagenia a Leuctra, ktoré sú podmienkou k dosiahnutiu tak vysokého BBI. V marci 1998 tu síce boli prítomné larvy Heptagenia, ale celkový počet taxónov bol medzi 6-10, čo znížilo výsledný index na 7. Okrem číselného vyjadrenia BBI sa podľa Belgickej národnej normy klasifikuje voda na základe indexu do piatich tried. Voda v uvedenom profile je podľa toho I.-II. triedy kvality, t.j. neznečistená, resp. slabo znečistená, v Slovnafte stredne až silne znečistená (III-IV) a v ostatných profiloch slabo až stredne znečistená (II-III). Ešte rýchlejšie sa dopracujeme k výsledku pri TBI a E-TBI, pričom vo väčšine prípadov boli ich hodnoty totožné. Nie sú však také presné ako BBI, lebo tabuľky obsahujú len "kľúčové skupiny", ktoré majú presne definovanú systematickú úroveň, nutnú k determinácii. Výsledný TBI/E-TBI závisí od počtu zo skupiny kľúčových indikátorov a od celkového počtu kľúčových skupín. V porovnaní s BBI vychádzajú niekedy nižšie výsledné hodnoty, lebo napr. pri definovanej úrovni na čeľade, tu zarátame viac druhov len raz. Zreteľný pokles TBI/E-TBI oproti BBI je v Hainburgu v júni 1997 len vďaka malému počtu kľúčových indikátorov. Za nedostatok sa dá považovať aj menej presná diferenciácia skupín, napr. Trichoptera ani Ephemeroptera nie su rozdelené na náročnejšie a tolerantnejšie. Ulitníky nie sú

zaradené medzi kľúčové indikátory. E-TBI má širší rozsah hodnôt indexov (až po 14) oproti TBI (len po 10), a preto tu niekedy možno dosiahnuť pri vyššom počte prítomných kľúčových skupín vyššie hodnoty (spravidla max. o 1). IBG je založený na podobnom princípe ako BBI, výsledný index sa odvádza od najcitlivejšieho taxónu, do úvahy sa berie aj celkový počet taxónov. Tu však vždy ide o čeľaď, zastúpenú minimálne tromi jedincami, čo je v našom prípade často nevýhodou. Napr. v Hainburgu v júni 1997 (obr.4) pri výskyte jednej Leuctra a jednej Heptagenia pri počte 20 taxónov musíme kvôli nesplneniu kritéria (3 jedince) klesať z hodnoty 12 na 8, lebo až tu nachádzame v zozname čeľade zastúpené minimálne tromi jedincami. Rovnako v auguste 1997 kvôli výskytu len 2 ks podeniek Heptagenia sa pri danom počte nájdených taxónov posúvame z hodnoty 10 na 6, ktorá zodpovedá hojnejšiemu zastúpeniu čeľade Gammaridae. Tento index je teda menej výhodný pri nízkych abundanciách. Stáva sa že je vôbec problém určiť IBG, ak ide síce o druhovo pomerne pestrú vzorku, ale prítomné druhy sú zastúpené len 1-2 jedincami. Dokonca hydrobiológ, ktorý pomery v profile pozná, môže mať tendenciu pri výskyte citlivých organizmov v nízkom počte prikloniť sa k vyššej hodnote alebo hodnoty, ktorými postupne prechádza, v krajnom prípade zpriemerovať. Takýto prístup by nebol korektný a môže viesť k nepresným výsledkom. Chandlerov Score (CH-S) systém bol založený v Škótsku. Ide o zdokonalenie TBI pridaním semikvantity (počet jedincov indikátorov) a zároveň vypracovaním podrobnejšieho zoznamu kľúčových taxónov. Vysoké skóre je priradené náročným taxónom (max. 100) a postupne sa znižuje zvyšujúcou toleranciou organizmov. Výsledné skóre je sumou všetkých individuálnych skóre, priradených každému zaznamenanému indikátoru. Je zdĺhavejší ale presnejší ako TBI, a tiež ovplyvnený počtami prítomných kľúčových taxónov. Napr. podľa obr.5 je v júni 1997 napriek prítomnosti náročnej pošvatky a podenky (len po 1 kuse) pomerne nízke celkové skóre. Princíp priradenia individuálnych skóre spočíva v tom, že náročné organizmy majú pri zvyšujúcich sa abundanciách aj vyššie skóre, naopak tolerantným sa pri zvyšujúcom počte jedincov skóre znižuje. Výsledné skóre je preto najvyššie pri veľkom počte náročných organizmov a naopak najnižšie pri málo početnom zastúpení tolerantných taxónov. Nevýhodou pre Dunaj je, že niektoré bežné taxóny v tabuľke nie sú zahrnuté a pravdepodobne by podstatne zvýšili výslednú hodnotu (Hypania invalida, Lumbriculidae - Stylodrilus heringianus), resp. skupiny nie sú podrobnejšie členené (Diptera). Podobný priebeh výsledkov je zaznamenaný u BMWP (Biological Monitoring working Party) Score (obr.6), ktorý je platný v Anglicku podľa národnej normy. Jeho výpočet je jednoduchý, spočíva v priradení skóre (od 1-10) prítomným čeľadiam. Výsledkom je súčet všetkých zistených skóre. Keďže v pôvodnej verzii chýbajú mnohé taxóny bežné v našej faune (najmä tzv. Ponto-kaspické z Dunaja), výhodnejšie je požívať modifikovaný maďarský BMWP score systém, v ktorom sú zahrnuté (Literathy (ed.), 1997). Mnohé pôvodné taxóny majú priradené odlišné skóre, ktoré viac zodpovedá podmienkam v stredoeurópskom regióne. Vydelením BMWP počtom skórovaných taxónov dostaneme desatinné číslo ASPT (Average score per taxon) - priemerné skóre na taxón. Na základe BMWP a ASPT je možné klasifikovať vzorky vody indexom kvality (QI) od 1 do 7 (Literathy (ed.), 1997): Časové priebehy oboch výsledných hodnôt v Hainburgu sú znázornené na obr.7.

Nevýhodou je, že QI niekedy nie je jednoznačný, lebo jeho výsledná hodnota je rozdielna podľa BMWP a ASPT, alebo je na rozhraní. Podobne ako v prípade BBI aj podľa QI sa dá vyhodnotiť stupeň kvality vody (Literathy (ed.), 1997), pričom stupne kvality sa niekedy triedia ešte na podstupne - triedy kvality (I-V). Na základe tohto hodnotenia je voda v sledovaných profiloch Dunaja väčšinou stredného stupňa kvality až na Slovnaft kde dosahuje až zlú kvalitu. Popri bežne zaužívanom sapróbnom systéme hodnotenia kvality vody nám pre podobné účely zdalo najvhodnejšie používanie BBI, ktorý je rýchly a zároveň pomerne presný. Zvlášť vhodný je maďarský BMWP score systém, ktorý je prispôsobený na podmienky povodia Dunaja. Najmenej vhodné sa zdalo byť v našom prípade používanie IBG kvôli príliš nízkym abundanciám a Chandlerovho Score systému pre absenciu mnohých dunajských druhov.

Literatúra: De Pauw, N., Van Damme, D. & Bij de Vaate, A. (1996): Manual for macroinvertebrate identification and water quality assessment, First draft. - Riza: 226 s. Elexová, E. (1998): Interaction of the Danube river and its left side tributaries in Slovak stretch from benthic fauna point of view. - Biologia, Bratislava, 53/5: 621632. Literathy, P. (ed.). (1997): Quality of sediment and biomonitoring, Final report of Project EU/AR., Danube River Basin Environmental Programme: 91 s. STN 83 0532-6: Biologický rozbor povrchovej vody. Stanovenie sapróbneho indexu podľa Pantleho a Bucka Obr.1: Hainburg-Saprobita SI-priamo

2,6 2,4

SI-zo stupňa "h"

2,2 2 1,8 I/97

IV/97 VI/97 VIII/97 IX/97

X/97

XI/97

I/98

III/98

V/98 VII/98 XI/98

Obr.2: Hainburg:Diverzita a Equitabilita 4 3 2

H'

1

E1

0 I/97

IV/97

VI/97 VIII/97 IX/97

X/97

XI/97

I/98

III/98

V/98

VII/98

XI/98

Obr.3a: Hainburg-H'

4

Obr.3b:Hainburg-E1

1,2 0,9 0,6 0,3 0

2 0

Obr.4: Biotické inde x y 13 BBI 11 TBI/ E-TBI

9 7

IBG

5 3

I/97

IV /97

V I/97

V III/97

IX/97

X/97

XI/97

I/98

III/98

V /98

V II/98

XI/98

Obr. 5: Chandlerov score 1000 800 600 400 200 I/97

IV/97

VI/97

VIII/97

IX/97

X/97

XI/97

I/98

III/98

V/98

VII/98

I/98

III/98

V/98

VII/98

XI/98

Obr. 6: BMWP score 80 70 60 50 40 30 I/97

IV/97

VI/97

VIII/97

IX/97

X/97

XI/97

XI/98

Obr.7: ASPT a QI

5,5 5 4,5 4 3,5 3 2,5

ASPT QI I/97

IV/97 VI/97 VIII/97 IX/97 X/97 XI/97

I/98

III/98

V/98 VII/98 XI/98

KONTAMINACE MLŽŮ DREISSENA POLYMORPHA EXPONOVANÝCH VE VYBRANÝCH PROFILECH LABE Contamination of zebra mussel exposed in some Elbe river profiles Ladislav Havel Výzkumný ústav vodohospodářský T.G.Masaryka, Podbabská 30, 160 62 Praha 6 Abstract: Zebra mussel (Dreissena polymorpha) has been used for monitoring of bioaccumulation of heavy metals and organic compounds at some Elbe river profiles. This biomonitoring is based on comparison of chemical properties of mussels which have been collected from one population and which have been exposed to different conditions at monitoring sites. The results of two approaches are presented: 1. Exposure of mussels in automatic monitoring stations at 7 profiles of the Elbe river from Obříství (the Czech Republic) to Blankenese (Germany) 2. Exposure of mussels directly in the stream at 10 profiles of the Elbe river from Verdek to Hřensko (the Czech Republic)

Úvod Za optimální indikátory kontaminace biomasy škodlivinami jsou obecně považovány přisedlé filtrující organismy, především měkkýši. Pro biomonitoring se ve vnitrozemských vodách často využívá mlž Dreissena polymorpha, a to jak pro monitoring bioakumulace (de Kock, Kramer, 1994), tak pro zkoušky toxicity (Rao, Khan, 2000) a signální monitoring (Kramer a kol., 1989). Dreissena polymorpha byla jako testovací organismus pro aktivní biomonitoring škodlivin (t.j. monitoring založený na porovnání chemických a/nebo biologických vlastností organismů pocházejících ze stejné lokality, které byly vystaveny různým podmínkám prostředí na monitorovaných lokalitách) zavedena na Labi v SRN na základě úvodního sledování ARGE ELBE (ARGE ELBE, 1991), v současné době je provozován na šesti profilech (ARGE ELBE, 1998). V České republice bylo sledování bioakumulace těžkých kovů a vybraných organických látek zavedeno do monitorovacího systému Labe na základě výsledků řešení výzkumného úkolu (Havel, 1996, 1997; Fuksa a kol., 1998) v monitorovací stanici Povodí Labe v profilu Obříství a bylo navázáno na již existující systém využívaný v SRN. Materiál a metody Monitoring bioakumulace těžkých kovů a vybraných organických látek v biomase Dreissena polymorpha probíhal dvěma způsoby: 1. Biomonitoring provozovaný trvale od roku 1995 v automatické monitorovací stanici Obříství (říční km 114,0). Provozní podmínky těchto expozičních testů jsou shodné s monitorovacím systémem používaným na německé části Labe v šesti profilech: Schmilka (hraniční profil s ČR, ř. km 4,1) Dommitzsch (ř. km 172,6), Magdeburg (ř. km 318,1), Schnackenburg (ř. km 474,5), Blankenese (ř. km 634,3) a ve stanici Dessau na levobřežním přítoku Labe Mulde (ř. km 7,6). Výsledky jsou pak plně srovnatelné a lze je využít pro hodnocení kontaminace biomasy a jejích změn v celém podélném profilu Labe. 2. Biomonitoring expozicí mlžů na plovácích přímo ve sledovaném profilu toku. Tento způsob odstraňuje hlavní nevýhodu předchozího: nevyžaduje speciální

testovací zařízení umístěné v trvalé stavbě. Plováky s mlži byly v roce 1999 exponovány v Labi v 10 lokalitách: Verdek (ř. km 314), Žireč (ř. km 302), Hořenice (ř. km 292), Němčice (ř. km 252), Srnojedy (ř. km 239), Valy (ř. km 226), Chvaletice (ř. km 211), Lysá (ř. km 150), Obříství (ř. km 114), Hřensko - státní hranice (ř. km 0). Pro monitorování bioakumulace škodlivin v monitorovací stanici Obříství byla použita standardní populace Dreissena polymorpha z jezera Gartower See v SRN, která se dlouhodobě používá ke sledování kontaminace biomasy na německém úseku Labe. Úroveň kontaminace této referenční populace je dobře dokumentována a je ověřována rozbory v každém pracovním cyklu. Pro monitorování bioakumulace škodlivin v ostatních profilech Labe byla jako referenční použita populace Dreissena polymorpha z písníku Předměřice, jejíž kontaminace byla sledována podnikem Povodí Vltavy, a.s. Doba expozice mlžů v lokalitě je standardně 8 týdnů. Případný vliv heterogenity ve sledované populaci (velikost, fyziologický stav) se eliminuje analýzou cca 60 ks mlžů o známé velikosti lastur. Bioakumulace byla sledována pro standardní spektrum škodlivin: a) těžké kovy (mg/kg biomasy): As, Cd, Cr, Cu, Hg, Pb, Zn b) organické látky (mg/kg biomasy, mg/kg tuku): HCB, α-HCH, β-HCH, χ-HCH, δ-HCH, 4,4´-DDE, 4,4´-DDD, 4,4´-DDT, octachlorstyrol, PCB 28, PCB 52, PCB 101, PCB 118, PCB 138, PCB 153, PCB 180, PCB 194. Analýzy vzorků z monitorovací stanice v Obříství spolu s analýzami vzorků z německých monitorovacích stanic standardně provádí laboratoř v Cuxhavenu. Analýzy biomasy mlžů po expozici na ostatních profilech v ČR provedla laboratoř Povodí Vltavy, a.s. Výsledky a diskuse Z porovnání výsledků dlouhodobého sledování v profilu Obříství vyplývá, že obsah kovů v biomase referenční populace vzrostl po dvouměsíční expozici mlžů u rtuti a kadmia obvykle 2 - 4x, mědi 1,5 - 2x. Koncentrace olova a zinku vzrůstaly v průměru pouze nepatrně, koncentrace chrómu a arsenu ve většině případů naopak poklesly. Mnohem výrazněji se v profilu Obříství zvyšovala kontaminace organickými látkami. Nárůst koncentrace některých sledovaných organických škodlivin byl v určitých obdobích až stonásobný (α-HCH, PCB 52), výrazně se zvýšily i koncentrace HCB, δ-HCH, p,p-DDT, PCB 28, PCB 118. Příklad výsledků tohoto typu biomonitoringu je na obr. 1 a 2. Na základě experimentálních údajů, dlouhodobého sledování změn koncentrace škodlivin v biomase Dreissena polymorpha a vyhodnocení pozaďových koncentrací škodlivin v biomase analýzami referenční populace byl pro Labe vyvinut systém hodnocení zátěže biomasy mlžů (ARGE ELBE, 1998). Byly definovány limitní koncentrace jednotlivých sledovaných škodlivin a vytvořeny čtyři hlavní a tři přechodné třídy zatížení. Třída I odpovídá hodnotám pozadí odvozeným z analýz referenční populace Dreissena polymorpha z Gartower See. Z praktického hlediska se jeví jako obecně přijatelný cílový záměr dosáhnout perspektivně zatížení biomasy klasifikované maximálně třídou II. Vzhledem k tomu, že monitoring bioakumulace probíhá v profilu Obříství již od roku 1995, je možno posoudit vývoj zatížení v čase. Ve sledovaném období nebyl problém s kontaminací biomasy kovy (s výjimkou kadmia – trvalý problém v celém sledovaném úseku Labe), kontaminace organickými škodlivinami byla v letech 1996 a 1997 v tomto profilu nejvyšší, hodnocena třídami III a III – IV (především p,p-DDD,

p,p-DDE, HCB, HCH). V roce 1999 byla situace výrazně lepší – cílový záměr (třídu II) překračovala pouze kontaminace HCH a PCB 153 a to pouze do třídy II – III a profil Obříství vykazoval nejnižší kontaminaci organickými látkami z celého podélného profilu Labe. V roce 1999 bylo provedeno jednorázové sledování kontaminace biomasy expozicí Dreissena polymorpha na plovácích přímo v toku na 10 profilech českého úseku Labe. Příklad výsledků tohoto typu biomonitoringu je na obr. 3 a 4. S výjimkou Cr, Cd a HCH došlo po dvouměsíční expozici ve všech sledovaných parametrech k více či méně výraznému nárůstu obsahu škodlivin v biomase oproti referenční populaci. Nejvíce vzrostl obsah Cd, Pb, většiny kongenerů PCB a p,p-DDD. Pokud se týká sledovaných profilů, největší nárůst kontaminace většinou organických látek byl zjištěn v profilu Chvaletice, zatímco kovy byla biomasa mlžů kontaminována již v horních profilech (Verdek, Žireč). Ze srovnání bioakumulace různých typů polutantů v mlžích a biofilmu (na plovácích byly zároveň exponovány desky pro vzorkování biofilmu) vyplývá (Fuksa a kol., 1998), že Dreissena polymorpha více akumuluje organické látky, zatímco biofilm více akumuluje kovy. Závěr Aktivní monitoring bioakumulace škodlivin v biomase Dreissena polymorpha byl na Labi prováděn dvěma způsoby: expozicí referenční populace v automatických monitorovacích stanicích a expozicí na plovácích přímo v toku. Druhý způsob odstraňuje hlavní nevýhodu prvního (tj. vazbu na pevné stavby), je operativnější, zároveň je však více zranitelný (plovoucí předměty, vandalismus apod.). Hodnocení výsledků pětiletého sledování ve spolupráci se SRN indikuje snížení kontaminace biomasy Dreissena polymorpha v celém podélném profilu Labe včetně profilu Obříství v roce 1999 oproti situaci v letech 1996 – 1997. V profilech sledovaných pomocí plovákové metody na českém úseku Labe (Verdek až Hřensko) docházelo k největšímu nárůstu kontaminace organickými látkami v profilu Chvaletice, kontaminace většinou kovů již v profilu Verdek. Zjištěné rozdíly v mechanismu, rychlosti a úrovni akumulace kovů a organických látek v mlžích a biofilmech poukazují na nutnost používat v biomonitoringu oba systémy. Literatura ARGE ELBE, 1991: Biologisches Effektmonitoring mit der Dreikantmuschel Dreissena polymorpha in der Messtation Schnackenburg. Wassergütestelle Elbe, Hamburg, 104 pp. ARGE ELBE, 1998: Schadstoffüberwachung der Elbe bei Schnackenburg mit der Dreikantmuschel. Ein Klassifizierungssystem 1990 - 1997. Wassergütestelle Elbe, Hamburg, 44 pp. Fuksa, J. a kol, 1998: Vliv znečištění na další složky ekosystému toku. Závěrečná zpráva etapového úkolu 124/220, VÚV TGM Praha, 79 pp. Kramer, K.J.M., Jenner, H.A., Zwart, de D., 1989: The valve movement response of mussels. A tool for biological monitoring. Hydrobiologia (Den Haag), 188/189: 433 - 443. Havel, L., 1996: Metody monitoringu bioakumulace škodlivin a podmínky pro jejich uplatňování v praxi. Zpráva DÚ 326, VÚV TGM Praha, 15 pp. + příl.

Havel, L., 1997: Monitoring bioakumulace škodlivin pomocí Dreissena polymorpha. In: Lukavský, J., Švehlová, D. (eds.): Sb. referátů XI. konference ČLS, Třeboň: 34 - 37. de Kock, W.C., Kramer, K.J.M., 1994: Active biomonitoring (ABM) by translocation of bivalve molluscs. In: Kramer, K.J.M. (ed.): Biomonitoring of coastal waters and estuaries. Gustav Fischer Verlag, Stuttgart, Jena, New York: 51 - 84. Rao, Prasada, D.G.V., Khan, M.A.Q., 2000: Zebra mussels: Enhancement of copper toxicity by high temperature and its relationship with respiration and metabolism. Water Environ. Res., 72: 175 - 178.

Hg ug/kg

350 300 250 200 150 100 50 BLANK

SCHN

MAGD

MULD

DOMM

SCHM

OBRIST

GART

BLANK

SCHN

MAGD

MULD

DOMM

SCHM

OBRIST

0 GART

ug/kg

p,p-DDD 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0

Obr. 1, 2: Kontaminace biomasy Dreissena polymorpha v podélném profilu Labe (měřicí stanice)

Obr. 3, 4: Kontaminace biomasy Dreissena polymorpha v podélném profilu českého úseku Labe (expozice v toku)

HREN

OBRIST

LYSA

CHVAL

VALY

SRNOJ

HOR

ZIR

VERD

NEMC

Hg

200 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 PŘED

ug/kg HREN

OBRIST

LYSA

CHVAL

VALY

SRNOJ

NEMC

HOR

ZIR

VERD

PŘED

ug/kg

p,p-DDD 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0

VÝVOJ BIOLOGICKÝCH FAKTORŮ KVALITY VODY DOLNÍ NÁDRŽE DLOUHÉ STRÁNĚ V PRVNÍCH LETECH PO NAPUŠTĚNÍ Development of biological Factors of Water Quality in the lower Basin Dlouhé Stráně in the first Years after the Filling Jan Himmel

621 00 Brno, Úprkova 15 Abstract: Author studied the main basin for the water-transfer power station in a mountain milieu for the time 5 years after the filling. It was found the increase of the primary production and the number of cells of the fytoplnkton and the increase of chlorophyl -a (tab. 1). Contemporary sinked the number of species of fytoplankton (tab. 2) and zooplankton; his biomass sinked too.

Dolní nádrž Dlouhé Stráně ( 822,7 m n.m., obsah 3,45 mil. m3) je hlavním zásobním prostorem vody pro PVE. Horní nádrž (1348,0 m n.m., obsah 2,72 mil. m 3) se nachází na vrchu Mravenečník (1343 m n.m.) v úrovni hřebenu Hrubého Jeseníku. Po napuštění a opětovném vypuštění dolní nádrže byl rok 1995 prvním rokem trvalého napuštění. Nádrž se v tomto roce nacházela v režimu stagnace, první zkoušky s přečerpáváním a provoz PVE byl zahájen až v polovině následujícího roku. Dolní nádrž Dlouhé Stráně byla autorem sledována od roku 1995, kdy byly stanovovány tyto hydrobiologické ukazatele kvality vody : druhová a kvantitativní skladba fytoplanktonu a zooplanktonu, determinace kvality vody saprobními indexy oběma planktonními společenstvy, primární produkce fytoplanktonu, biomasa fytoplanktonu jako chlorofyl -a , biomasa zooplanktonu, průhlednost a teplota vody, obsah rozpuštěného kyslíku. Na vtokovém a výtokovém profilu byla stanovována druhová skladba biosestonu a jeho saprobní index (S). Determinaci fytosložek a jeho S provedla RNDr. Z. Žáková, CSc. Primární produkce byla měřena na plováku in situ půldenní (odpolední) expozicí. Fytoplankton byl zpracováván v průměrném vzorku 0 7 (8) m hloubky. Zooplankton odebírán kvantitativně planktonní sítí s hustotou ok č. 8 xxx. Výsledky ročních průměrů naměřených hodnot shrnuje tab. 1. V průběhu prvních pěti let po trvalém napuštění dolní nádrže a 3,5 let s přečerpávacím provozem destratifikujícím její vodní obsah jsou patrné některé vývojové trendy (tab. 1). U fytoplanktonu se poněkud zvyšuje počet buněk, množství chlorofylu -a a vzrůstá primární produkce. Počet druhů klesá i při přihlédnutí ke skutečnosti, že nalezený počet druhů je funkcí počtu provedených šetření v roce (tab. 2). Tabelárně uspořádaný přehled všech osmdesáti šesti druhů fytoplanktonu a devíti druhů zooplanktonu za období pěti let je uveden ve zprávě o výzkumu za rok 1999, uložené u provozovatele VD.

Tab. 1. Summary of everage Worths in the lower Basin Dlouhé Stráně 1995

1996

1997

1998

1999

BPP mg.dm-2.den-102

19,1

29,78

29,47

11,82

73,2

průhlednost cm

445

177,5

270

220

325

Chlorofyl -a µg.l-1

0,53

1,41

1,17

1,23

1,23

Fytoplankton indiv.ml-1

921

3611

1072

2548

1812

Zooplankton mg.dm-2 bílk. N

0,25

0,11

0,043

0,055

0,20

S biosestonu - přítok

1,9

1,65

1,83

0,89

1,58

S fytoplanktonu - nádrž

2,2

1,7

2,83

1,36

1,47

S biosestonu - odtok

1,67

1,60

1,35

1,12

1,3

S zooplanktonu - nádrž

1,59

1,7

1,62

1,55

1,65

Počet druhů fytoplanktonu

48

44

26

17

12

Počet druhů zooplanktonu

6

5

4

2

2

Počet odběrů v roce

6

6

4

1

2

BPP - brutto primární produkce Tab. 2. The Changes of the Numbers of Species of the Phytoplankton in the lower Basin Dlouhé Stráně in the Years 1995-1999 years

95 96 97 98 99

95 96 97 98 99

Cyanophyceae

3

1

1

-

-

Bacillariophyceae

15 12 9

8

-

Chrysophyceae

6

5

6

3

5

Conjugales

1

2

1

-

-

Ulotrichales

2

1

-

1

-

Euglenophyceae

2

4

-

-

-

Chlorophyceae

12 12 6

2

2

Dinophyceae

1

1

2

1

2

Cryptophyceae

1

1

1

1

-

Volvocales

2

2

1

1

1

Xanthophyceae

1

1

-

-

-

Klesá rovněž diverzita zooplanktonu za současného poklesu jeho biomasy, která je vzhledem k primární produkci nápadně nízká. V období stagnace vodního obsahu v roce 1995 se ze zooplanktonu ze skupiny Cladocera mimo malé druhy Bosmina longirostris a Ceriodaphnia quadrangula vyskytoval též středně velký druh Daphnia longispina, který však po roce 1996 již nebyl nalezen. Také ostatní druhy Cladocer do pátého roku po napuštění z dolní nádrže vymizely a zůstala jen Bosmina longirostris m. candida, jejichž četnost se mírně zvyšovala. Z Copepodů se průběžně stabilně vyskytuje jen Acanthocyclops vernalis. V roce 1999 byla v polovině července v planktonu nalezena též Ostracoda. Výskyt skupiny Rotatoria byl nepatrný.

Primární produkce dolní nádrže Dlouhé Stráně patří svou hodnotou 32,7 mg.dm-2.den-102 z hlediska trofie k vodám mesotrofním, přestože leží v nejhořejší horské části povodí toku. Podle primární produkce je např. srovnatelná s nádrží Vír (HIMMEL 1994a), která však leží v povodí zemědělsky obhospodařovaném a osídleném. Zvyšování primární produkce v dolní nádrži lze zřejmě připsat dvěma vlivům, a to trendu zvyšování celkového fosforu v nádrži (VIRGL 1998, HIMMEL 1996) a poklesu biomasy zooplanktonu, zejména absenci větších druhů Cladocer. Jak zjistil autor v roce 1996, bylo ve vodě dolní nádrže v letním období přítomno průměrně 0,01 (max. 0,035) mg.l-1 PO43- a 4,86 (max. 6,2) mg.l-1 NO3-, obě hodnoty překračují spodní koncentrační limit pro nadprodukci fytoplanktonu s předpokladem pro vyvolání vodních květů. V roce 1999 byla primární produkce utilizována sekundární produkcí zooplanktonu pouze z 1/1000. Celková čistá primární produkce za vegetační sezonu činila 20 320 mg.dm-2 bíllk. N, sekundární produkce zooplanktonu jen 2,04 mg.dm-2 bíllk. N. Decimující vliv rybího hejna na přítomný zooplankton v nádrži se však podle názoru ichtyologů nepředpokládá. Jistý vliv na klesající množství zooplanktonu může mít přečerpávací provoz elektrárny. Tab.3. Summary of the Worths of the Primary Production in the lower Basin Dlouhé Stráně in the Years 1995-1999 (mg.dm-2.day-1O2) Months V 1995

VI

VII

VIII IX

31,6 14,5 15,5 18,0 -

X

V

VI

VII

VIII IX

15,5 1996 22,3 11,6 33,7 67,4 -

19,6

X 22,5

21,3

1997

-

-

45,4 38,1 19,0 -

1998 -

1999

-

-

61,5 -

Aver. 27,0 15,8 39,0 35,8 38,6 19,0

85,0 -

-

-

-

11,8 -

Rozdělení primární produkce během vegetační periody květen - říjen v dolní nádrži podává tab. 3. Primární produkce zde má dvě maxima, první v květnu a druhé, vyšší a časově delší v červenci až září. Vysoké hodnoty primární produkce byly naměřeny v roce 1999 (průměrně 73,2 mg.dm-2.den-102). Saprobní index (S) fytoplanktonu volné vody dolní nádrže se v průběhu let snižuje z lepší β-mesosaprobity na horší oligosaprobitu, kdežto společenstvo zooplanktonu indikuje stále lepší β-mesosaprobitu. S biosestonu přítoku Divoké Desné do nádrže (u limnigrafu) byl nejvyšší v prvním roce, v dalších letech se mírně snížil, ale stále indikuje vodu na rozhraní β-meso a oligosaprobity. Bioseston odtoku z nádrže (u limnigrafu) indikoval první dva roky po napuštění lepší β-mesosaprobitu, od třetího roku trvalého napuštění indikuje horší oligosaprobitu. Vliv velkého průtoku při povodních 7. - 8.7.1997 se projevil výrazným zvýšením saprobního indexu, který 20 dní po povodňové kulminaci byl na profilu Desná - přítok S = 3,11 a v nádrži 3,14 (tj. α - mesosaprobita), v odtoku jen 1,80. Ještě dva měsíce po povodni byly v biosestonu přítoku Desné nalezeny bakterie splaškových vod (Beggiatoa alba a Sphaerotilus natans). Primární produkce v nádrži byla nadprůměrná. Po povodni byla nižší biomasa zooplanktonu, jeho S v průběhu vegetačního období klesal.

Závěr Provozem PVE je obsah nádrže destratifikován; existuje neustálý přísun živin k fytoplanktonu, jehož primární produkce je překvapivě vysoká se vzestupným trendem. Podmínky pro rozvoj zooplanktonu jsou nepříznivé. Literatura HIMMEL J. (1996) : Sledování hydrobiologických ukazatelů kvality vody v dolní nádrži Dlouhé Stráně v roce 1996. Zpráva o výzk. ÚVV FAST VUT Brno, 22 s., 6 tab. HIMMEL J. (1994a) : Primární produkce pěti přehradních nádrží na Moravě. Sborník vědeckých a odborných prací FAST VUT Brno 1, 95-105. HIMMEL J. (1994b) : Vliv PVE Dalešice na kyslíkové poměry v horní a spodní nádrži. Sborník mezinárod. konference „Vplyv vodohospodár. stavieb na tvorbu a ochranu životného prostredia“. Bobrovník, 42-47. VIRGL B. (1998) : Sledování jakosti vody v Divoké Desné a DN Dlouhé Stráně 1998. Zpráva o výzkumu. Aquatis Brno, 7 s., 7 tab., 11 s. grafů.

KVALITA VODY PRÍRODNÝCH KÚPACÍCH LOKALÍT NA SLOVENSKU Water quality of natural bathing areas in Slovakia Mária Horecká, Viera Nagyová Štátny zdravotný ústav Slovenskej republiky Trnavská 52, 826 45 Bratislava Abstract: In the years 1997–1999 a monitoring programme of water quality and natural bathing areas was implemented in Slovakia. Water bodies like gravel-pit lakes and dams on the rivers in which bathing is explicitly authorised by the competent authorities or bathing is not prohibited and traditionally practised by a large number of bathers were involved in the project. Equipment of bathing areas with sanitary accommodation, the quality of their management and the chemical, microbiological, biological and radiological parameters of the water quality were monitored in almost 60 areas in Slovakia. Based on the results of the monitoring programme a guide of Chief Hygienist of Slovak Republic for controlling and valuation of water quality was issued.

Úvod V rokoch 1997-1999 sa na Slovensku realizoval monitoring kvality vôd prírodných kúpacích lokalít, s cieľom získať podklady pre tvorbu predpisu na sledovanie a hodnotenie kvality vody na prírodných kúpacích oblastiach a zároveň využiť výsledky sledovania na hodnotenie kvality vody pri vydávaní povolenia na rekreáciu ako aj zistiť zdroje znečistenia na jednotlivých lokalitách a zhodnotiť jednak vplyv rekreácie na kvalitu vody ale aj vplyv kvality vody na zdravie obyvate ľstva. Materiál a metódy Do sledovania boli zaradené najvýznamnejšie prírodné kúpacie oblasti s organizovanou rekreáciu, kde je známy prevádzkovateľ a vybudované príslušné prevádzkové a hygienické zariadenia, ale aj lokality využívané obyvate ľstvom spontánne, zväčša bez sociálno-hygienického zázemia, pretože práve tieto môžu byť väčším zdrojom ochorení a nákaz. Bolo medzi nimi 23 lokalít charakteru štrkovísk, ktoré vznikajú bagrovaním štrku alebo piesku a sú naplnené podpovrchovou vodou a 37 lokalít typu hradených vodných nádrží a 16 ich prítokov. Monitoring vykonávalo 24 štátnych zdravotných ústavov na Slovensku. Kvalita vody sa sledovala komplexným fyzikálno-chemickým, biologickým, mikrobiologickým a rádiologickým rozborom. Na hodnotenie kvality rekreačnej vody neexistuje v súčasnosti žiadny samostatný predpis, preto sa kvalita vody vyhodnocovala podľa STN 75 7221 „Klasifikácia kvality povrchových vôd“ a za vhodnú na kúpanie sa považovala voda spĺňajúca limity III. triedy čistoty tejto STN. V priebehu monitoringu, konkrétne v roku 1999 bola táto norma novelizovaná, pričom došlo k zmene niektorých medzných hodnôt ukazovateľov kvality vody. Výsledky Z vybraných lokalít celoslovenského, regionálneho alebo miestneho významu sa získali údaje o technických parametroch nádrží, o vybavenosti areálov a spôsobe ich prevádzky, o návštevnosti a kapacite pláží a kempingov, o sociálno-hygienickom vybavení, o chatovej zástavbe, o zdrojoch znečistenia, o rozsahu pásiem hygienickej ochrany, o veľkosti lesoparkov, o výskyte makrofýt a sinicových vodných kvetov, o rybárskom obhospodarovaní a o kvalite vody.

Obr. 1. Počet prírodných kúpacích lokalít Slovenska zaradených do tried čistoty: a) podľa chemických ukazovateľov

Počet lokalít

25 20 15 1997

10

1998 1999

5 0 I

II

III

IV

V

Triedy čistoty

Počet lokalít

b) podľa mikrobiologických ukazovateľov 40 35 30 25 20 15 10 5 0

1997 1998 1999 I

II

III

IV

V

Triedy čistoty

Počet lokalít

c) podľa biologických ukazovateľov 45 40 35 30 25 20 15 10 5 0

1997 1998 1999 I

II

III

IV

Triedy čistoty

V

Z celkového počtu 60 lokalít podľa chemických ukazovateľov bolo zaradených do I.-III. triedy čistoty v období troch rokov 24 až 29 lokalít (Obr.1a). Najčastejšie boli prekračované medzné hodnoty N-NO2-, obsah síranov a ortuti, nepolárne extrahovateľné látky (NEL), CHSKCr a hodnoty kyslíkového režimu (BSK 5, O2, % nasýtenia vody kyslíkom). V štrkoviskách, ktoré sa nachádzajú väčšinou v oblastiach s poľnohospodársky obrábanou pôdou boli najčastejšie prekračované hodnoty dusíka a fosforu. V hradených nádržiach znečisťovaných aj priemyselným znečistením prekračovali hodnoty III. triedy čistoty nepolárne extrahovateľné látky, olovo, meď, ortuť, kadmium, kobalt, aniónové tenzidy ale aj chloridy a sírany charakterizujúce komunálne znečistenie. Z mikrobiologického hľadiska sa v roku 1997 zistilo prekročenie medzných hodnôt III. triedy čistoty na 27 lokalitách, v roku 1998 na 22 lokalitách a v roku 1999 na 14 lokalitách (Obr. 1b). Kvalita vody z mikrobiologického hľadiska sa v priebehu jednej sezóny pohybovala na tej istej lokalite často v rozmedzí dvoch až troch tried čistoty, pričom počet vzoriek s prekročením limitov bol od 6 do 50 % analyzovaných vzoriek. Medzné hodnoty najčastejšie prekračovali počty koliformných a termotolerantných koliformných baktérií. Z biologických ukazovateľov prekračoval na monitorovaných lokalitách limit III. triedy čistoty obsah chlorofylu-a. Sinicový vodný kvet sa vyskytol v roku 1997 na štrkovisku Čaňa, v nádrži Zemplínska Šírava, Ružiná a Ľadovo. Vysoká abundancia planktónu bola zistená aj na nádržiach Počúvadlo v okrese Žiar nad Hronom a Kurinec v okrese Rimavská Sobota. V roku 1998 bol vodný kvet zaznamenaný na bratislavskej Kuchajde, seneckých Slnečných jazerách, na Jazere v Košiciach a opäť na Zemplínskej Šírave a v nádrži Ľadovo pri Lučenci. Na všetkých lokalitách boli najviac zastúpené druhy Microcystis aeruginosa, M. flosaquae, M. wesenbergii, M. viridis. V roku 1999 sa vodný kvet vyskytol opäť koncom júla až začiatkom septembra na Kuchajde, Zemplínskej Šírave, v Ľadove a Ružinnej. Vysoké počty planktónových rias a chlorofylu boli zistené aj na nádrži Liptovská Mara, kde sa zistila aj prítomnosť druhov rodu Microcystis. V priebehu trojročného monitoringu spĺňalo limity III. triedy čistoty biologických ukazovateľov 44 – 54 lokalít (Obr. 1c). Vo vzorkách vody sa stanovovala celková objemová aktivita alfa a celková objemová aktivita beta. Vo vzorkách sedimentov sa vykonala gamaspektrometrická analýza a na plážach sa vykonali série meraní príkonu dávkového ekvivalentu. Z vykonaných rádiologických analýz a meraní vyplýva, že v rámci nehomogenity rozloženia rádioaktívnych látok v ovzduší, zemskej kôre a v hydrosfére a pri porovnávaní s prípustnou dávkovou záťažou jednotlivca z populácie, je možné považovať všetky sledované rekreačné vody za rádiologicky nezávadné. Počas trojročného sledovania kvality vody rekreačných lokalít a zdrojov znečistenia sa nevyskytla žiadna epidémia v súvislosti s pobytom alebo kúpaním sa v prírodných kúpacích lokalitách. Diskusia Zo získaných výsledkov možno konštatovať, že kvalita vody na prírodných kúpacích oblastiach nevyhovuje limitom III. triedy čistoty najmä v chemických ukazovateľoch. Podľa mikrobiologických ukazovateľov bol počet nevyhovujúcich lokalít menší. K zníženiu tohoto počtu došlo najmä po novelizácii STN 75 7221, keď sa zvýšila medzná hodnota psychrofilných baktérií, aj keď tento trend zlepšovania mikrobiologickej kvality vody sme zaznamenali čiastočne už v roku 1998 (Obr.1b). Podľa biologických ukazovateľov bola kvalita vody na viacerých lokalitách v roku 1999 zaradená do horšej triedy čistoty než v predchádzajúcich rokoch, v dôsledku

začlenenia aj obsahu chlorofylu-a medzi sledované ukazovatele v rámci novelizácie normy (Obr. 1c). Najväčšie problémy v biologickom oživení vody predstavuje výskyt sinicového vodného kvetu s jeho možnými toxickými a alergickými účinkami. Nakoľko monitoring poukázal na jeho stále častejší výskyt na sledovaných lokalitách, do odborného usmernenia HH SR na sledovanie a posudzovanie kvality vody v prírodných kúpacích oblastiach bol pre hodnotenie zaradený limit 100 000 buniek cyanobaktérií v ml a 50 μg/l obsahu chlorofylu-a pri dominancii siníc. Obrázok 2 ukazuje zlepšujúci sa vývoj celkovej kvality vody na sledovaných lokalitách, čiastočne spôsobený aj zavedením nových limitov do hodnotiacej normy. Obr. 2. Percentuálne vyjadrenie počtu vyhovujúcich a nevyhovujúcich kúpacích lokalít v rokoch 1997 – 1999 podľa III. triedy čistoty STN 75 7221. 100% 80% 60% Nevyhovuje Vyhovuje

40% 20% 0% 1997

1998

1999

Rok

Záver Počas monitoringu sa odobralo 3213 vzoriek vôd, v ktorých laboratóriá štátnych zdravotných ústavov zanalyzovali 82738 chemických, mikrobiologických a biologických ukazovateľov, urobilo sa 4495 analýz príkonu dávkového ekvivalentu a 563 analýz trofického potenciálu. Na základe zistených skutočností a získaných skúseností z monitoringu prírodných rekreačných vôd a v súlade so Smernicou rady 76/160/EHS z 8.decembra 1975 týkajúcou sa kvality vody určenej na kúpanie vydal Hlavný hygienik SR odborné usmernenie na sledovanie a posudzovanie kvality prírodných kúpacích oblastí platné od 15.apríla 2000. Získané výsledky jednotlivých chemických a biologických ukazovateľov dávajú obraz o kvalite rekreačných vôd na území Slovenska, čo umožňuje posúdenie reálnosti dosiahnutia požadovaných limitov vyššie citovanej medzinárodnej smernice o kvalite vody na kúpanie. Na základe výsledkov z monitoringu sa vypracovali vecné podklady pre Kódex ochrany zdravia časť „Voda na kúpanie“, ktorá pojednáva o kvalite vody, hygienických požiadavkách na prevádzku areálov a povinnostiach prevádzkovateľov prírodných kúpacích oblastí.

Literatúra 1. Odborné usmernenie na sledovanie a posudzovanie kvality vôd prírodných kúpacích oblastí, Vestník MZ SR, ročník 48, čiastka 10-12 z 12.apríla 2000. 2. STN 75 7221, Klasifikácia kvality povrchových vôd. SÚTN, Bratislava 1999. 3. Maršálek, B. a kol. (1996): Vodní květy sinic. Nadatio flos-aquae.Brno, pp 142.

VPLYV VODNEJ NÁDRŽE ZEMPLÍNSKA ŠÍRAVA NA FORMOVANIE KVALITY VODY Influence of the Zemplínska Šírava water reservoir on water quality forming Pavel Hucko1, Igor Hudec2, Svetozár Luther1 1

Výskumný ústav vodného hospodárstva, Nábr. arm. gen. L. Svobodu 5, 812 49 Bratislava 1, Slovenská republika 2 Ústav zoológie SAV, Oddelenie ekológie poľnohospodárskej krajiny, Löfflerova 10, 040 10 Košice, Slovenská republika Abstract: The Zemplínska Šírava water reservoir is poor-stratified partially polymictic reservoir. It plays an important role on water quality forming. The aim of this paper is to explain influence of water reservoir on water quality. In the present paper changes of some chemical and biological parameters are discussed.

Úvod Znečistenie vypúšťané do povrchových tokov sa viaže na pevné častice - plaveniny. Tie sa neskôr ako sedimenty usadzujú na dne tokov a nádrží a zohrávajú dôležitú úlohu pri formovaní kvality povrchových vôd. Prítomnosť chemických indivíduí vo vode, plaveninách a v akumulovaných sedimentoch závisí od systému ich distribúcie medzi jednotlivé fázy (voda - pevná látka). V príspevku sú prezentované výsledky sledovania vplyvu vodnej nádrže Zemplínska Šírava na kvalitu vody v nej, ktoré sme získali pri riešení etapovej úlohy štátneho vedecko-technického projektu č. 514-78 [1]. Práca tiež nadväzuje na výsledky publikované v roku 1999 [2]. Metodika Vodná nádrž Zemplínska Šírava (Vihorlat) sa nachádza na Laborci na južnom úpätí pohoria Vihorlat. Funkciou nádrže je zabezpečiť dostatok vody pre tepelnú elektráreň Vojany a závlahy, ako aj priaznivé ovplyvnenie povodňového režimu na Laborci a čiastočne aj v oblasti celej Východoslovenskej nížiny. Ďalej sa nádrž intenzívne využíva na rekreačné účely. Vzorky vody z vodnej nádrže sme odoberali celoročne v mesačných intervaloch z dvoch prítokov do nádrže (prítok 1 - Laborec - Šíravský kanál - západná časť nádrže a prítok 2 - Jovsiansky potok - východná časť nádrže), odtoku a od apríla do októbra v troch odberových miestach na nádrži situovaných v pozdĺžnom profile nádrže, ktoré boli súčasne aj miestami odberov vzoriek sedimentov. Vo vzorkách vody sme sledovali základné chemické, mikrobiologické a biologické ukazovatele a vybrané organické látky a ťažké kovy. V sedimentoch sa stanovili rovnaké skupiny organických látok a ťažkých kovov ako vo vode. Výsledky a diskusia Z priestorových dôvodov prezentujeme výsledky, ktoré sú významné pre formovanie kvality vody v nádrži - živiny (P-PO4, P-celk. a N-anorg.), ťažké kovy, organické látky, mikrobiologické a biologické oživenie vody (biosestón a zooplanktón), ako aj ťažké kovy a organické látky v sedimentoch za obdobie rokov 1997 - 1999.

Chemické ukazovatele kvality vody V tabuľkách 1 a 2 sú uvedené výsledky stanovenia vybraných chemických ukazovateľov vo vodách a sedimentoch (priemerné hodnoty). Organické látky (PCB, PAU, chlórované pesticídy) vo vodách a sedimentoch nádrže Zemplínska Šírava sú uvedené v tabuľke 1. Vo vodách sa ich hodnoty v prevažnej miere vyskytujú v blízkosti detekčných limitov. Významnejšie sú výskyty PCB v sedimentoch v roku 1997 a 1999, ich zvýšené obsahy sa však neprejavili na kvalite vody v nádrži. Zo sledovaných organických látok si vo vodách a sedimentoch zasluhujú pozornosť PCB a PAU. PCB hlavne z toho dôvodu, že nádrž Zemplínska Šírava bola po dlhé roky zaťažovaná odpadovými látkami z chemickej výroby v podniku Chemko Strážske, kde sa vyrábali PCB pre priemyselné účely ako prídavok do náterových hmôt, teplonosných médií do transformátorov a pre ďalšie účely. Tabuľka 1. Priemerné hodnoty obsahu organických látok vo vode a VN Zemplínska Šírava -1

Ukazovateľ ,

PCB (D-103) PCB (D-106) ΣPCB Lindan Fenantrén Fluorantén Benzo/a/pyrén

Priemer 97 <0,010 <0,010 0,0008 <0,005 <0,001 <0,0016 <0,0006

Voda (µg.l ) , , Priemer 98 Priemer 99 <0,010 <0,010 <0,010 <0,0101 <0,005 <0,0057 <0,007 <0,005 <0,001 <0,001 <0,0020 <0,0016 <0,0004 <0,0004

sedimentoch -1

Sediment (mg.kg ) , , Priemer 97 Priemer 98 Priemer 99 250,2 <13,9 389,12 174,5 <5,0 530,79 113,86 23,84 521,49 <2,500 <2,500 <2,500 <30 <30 <31 <45 <20 56 <13,3 <11 24 ,

ΣPCB (suma kongenérov PCB č. 8, 28, 52, 101, 118, 138, 153, 180, 203, 209) Ťažké kovy (Hg, Cd, Pb, As, Cu, Cr-celk., Ni a Zn) sa vo vodách nádrže, tabuľka 2, vyskytovali pod detekčným limitom len v prípade Hg. Ostatné ťažké kovy aspoň v jednej vzorke prekračovali príslušný detekčný limit analytickej metódy. V sedimentoch sa všetky sledované ťažké kovy vyskytujú v hodnotách nad detekčný limit analytickej metódy, významný je výskyt Hg, Cd, As, Cu a Cr. Zvýšený výskyt Cu môže byť dôsledkom aplikácie algicídneho prostriedku CuSO4.5H2O na potlačenie eutrofizácie nádrže v 80-tych rokoch. Ostatné kovy sú dôsledkom činností v povodí Laborca - chemická výroba, strojárska výroba a pod. Pri vzájomnej interakcii voda sediment sme pozorovali istú závislosť medzi výskytom prvku v sedimente a vo vode. Tabuľka 2. Priemerné hodnoty obsahu ťažkých kovov vo vode a sedimentoch VN Zemplínska Šírava -1

Ukazovateľ ,

Hg Cd Pb As Cu Cr-celk. Ni Zn

Priemer 97 <0,100 0,035 <0,130 1,880 3,580 <0,280 1,980 <20,330

Voda (µg.l ) , Priemer 98 <0,100 <0,072 <2,016 <1,417 3,266 1,017 1,925 39,170

-1

,

Priemer 99 <0,100 0,045 3,660 <1,010 6,500 0,450 1,780 17,250

Sediment (mg.kg ) , , Priemer 97 Priemer 98 Priemer 99 0,116 0,195 0,245 1,663 0,940 0,860 36,670 31,210 28,640 4,770 2,750 4,087 30,930 27,380 30,545 40,110 20,080 31,460 44,200 41,470 40,840 10,900 96,970 102,050 ,

Ostatné chemické ukazovatele - uvádzame tu len živiny vyjadrené vo forme P-PO 4, P-celk. a N-anorg., ktoré majú vplyv na eutrofizačné procesy prebiehajúce v nádrži. Z výsledkov vyplýva, že najvyššie priemerné hodnoty P-PO 4 boli zistené na prítoku 1 do nádrže, okrem roku 1999, kedy boli zistené najvyššie hodnoty v prítoku 2. Najvyššie priemerné hodnoty P-celk. boli zistené v prítoku 2 počas celého sledovaného obdobia. Medzi odberovými miestami v nádrži (na hladine a na dne) A, B a C sme zistili najvyššie hodnoty P-PO 4 prevažne na dne. Anorganické formy dusíka (N-anorg.) reprezentujú sumu N-NH 4, N-NO2 a N-NO3. Vo všetkých odberových miestach, okrem niekoľkých výnimiek, sa ich vyššia suma vyskytuje v dnových odberoch. V porovnaní s prítokmi sú hodnoty v nádrži nižšie a predstavujú približne 30 - 45 % z prítoku. Medzi jednotlivými mesiacmi tieto hodnoty kolíšu, čo závisí aj od oživenia nádrže. Zvýšené výskyty živín pri dne môžu súvisieť s ich obsahom v dnovom sedimente, z ktorého sa postupným uvoľňovaním môžu dostať do vodného prostredia. Mikrobiologické hodnotenie kvality vody Pri mikrobiologickom hodnotení funkcie nádrže sme sa zamerali na výskyt jednotlivých ukazovateľov v prítokoch do nádrže a v samotnej nádrži. Z výsledkov vyplýva, že nádrž je zaťažovaná vysokým mikrobiálnym znečistením z východného prítoku 2 - Jovsianskeho potoka. Všetky sledované ukazovatele prekračujú hodnoty v prítoku 1 z Laborca. V samotnej nádrži dochádza k poklesu obsahu jednotlivých baktérií pomerne radikálne, nádrž pôsobí pozitívne na ich odstraňovanie. Z hľadiska psychrofilných a mezofilných baktérií sme pozorovali vyššie hodnoty pri odberoch vzoriek z dna nádrže. Tu sa môže na zvýšenom obsahu prejavovať vplyv obsahu týchto baktérií v dnových sedimentoch. Ovšem rad ďalších faktorov môže vplývať na rozdiel medzi odberom z hladiny a dna nádrže. Biosestón vo vodnej nádrži Pre porovnanie kvantitatívneho a kvalitatívneho zloženia biosestónu z oblasti nádrže Zemplínska Šírava v rokoch 1997 – 1999 sme odoberali kvantitatívne vzorky vody v mesačných intervaloch, v nádrži od apríla do októbra. Pri porovnávaní priemernej početnosti mikroorganizmov je zreteľná značná prevaha producentov, a to najmä v prípade nádrže. V prítokoch a v odtoku z nádrže mierne stúpa počet konzumentov v porovnaní s fytoplanktónom, vďaka ústupu rias v zimných a jesenných mesiacoch. Medzi prevládajúcimi producentmi sme zaznamenávali najmä zástupcov Chromophyta, Chlorophyta a siníc. Ojedinele sa vyskytli aj červenoočká a panciernatky. Z konzumentov boli najčastejšie prítomné bezfarebné bičíkovce, len občas sa vyskytli brvavce (Ciliata), meňavkovce (Testacea, Amoebina a Heliozoa) a vírniky (Rotatoria). Zooplanktón vo vodnej nádrži Stredový (pelagiálny) zooplanktón sa zo Zemplínskej Šíravy odoberal v rokoch 1997 - 1999 z troch odberových miest na nádrži. V roku 1997 sa odobrali dve kvantitatívne vzorky (august a september). Kvalitatívne je stredový zooplanktón druhovo bohatší oproti doposiaľ sledovaným vodárenským nádržiam, ale aj oproti vodnej nádrži Veľká Domaša. Vyskytovali sa tu dva druhy rodu Diaphanosoma. Kde D. lacustris sme na Slovensku zaznamenali prvýkrát z takéhoto druhu nádrže. Ďalšie druhy, ktoré boli zistené v stredovom planktóne tejto nádrže (Simocephus vetulus, Scapholeberis rammneri, Leydigia

leydigi, Chydrous sphaericus, Alona quadrangularis) nepatria medzi pelagiálne druhy a ani sa na filtrácii fytoplanktónu výraznejšie nepodieľajú. Ich prítomnosť v zooplanktóne v Zemplínskej Šírave bola sporadická. Je predpoklad, že sa sem dostali počas intenzívnych vetrov, pre túto oblasť typickú, z okrajových častí nádrže. Oproti roku 1998 sme zaznamenali ďalší druh Bosmina cf. coregoni, ktorý musel byť do nádrže zavlečený buď vtákmi [3] alebo ako vedľajší produkt zarybňovania [4]. Kvantita zooplanktónu v nádrži v roku 1998 a 1999 (priemerná vlhká biomasa 4309,89 a 1783,08 µg.l-1) je v porovnaní s hodnotami vo vodárenskej nádrži Klenovec (976,93 µg.l-1) viac ako 4-krát, resp. 1,8-krát vyššia. Viac ako polovicu vlhkej biomasy predstavovali veľké až stredne veľké perloočky r. Daphnia. Táto hodnota biomasy je doposiaľ absolútne najvyššou hodnotou, ktorú sme kedy zaznamenali v dosiaľ sledovaných nádržiach na Slovensku [5]. Závery Výskyt sledovaných organických látok v sedimentoch a vo vode nie je v priamej súvislosti. Vysoké obsahy PCB v sedimente nekorešpondujú svojim obsahom vo vode. Ťažké kovy prítomné vo vodách a sedimetoch nádrže vykazujú určitú príčinnú závislosť. Ich obsah závisí od aktivít v povodí nádrže, od prírodných podmienok, ako aj od aktivít vykonávaných priamo na samotnej nádrži. Zvýšené obsahy As a Cr-celk. v sedimentoch a vodách sú dôsledkom aktivít v povodí nádrže. Živiny vo vode nádrže a v jej prítokoch umožňujú za priaznivých klimatických podmienok rozvoj eutorfizačných procesov. Z hľadiska taxonomických skupín biosestónu prevládali vo vodnej nádrži producenty tvorené fytoplanktónom s početným zastúpením siníc. Stredový zooplanktón je v nádrži druhovo bohatší oproti doposiaľ sledovaným vodárenským nádržiam, ako aj nádrži Veľká Domaša, hlavne o dva druhy rodu Diaphanosoma. D. monolianum bola prvýkrát zaznamenaná z takéhoto druhu nádrže. Hodnota biomasy zooplanktónu je vo vodnej nádrži Zemplínska Šírava absolútne najvyššou zistenou hodnotou, ktorú sme kedy zaznamenali v dosiaľ sledovaných nádržiach na Slovensku. Literatúra [1] HUCKO, P. a kol.: VTP č. 514-78. Výskum upraviteľnosti pitnej vody a environmentálne aspekty vodných tokov. Záverečná správa etapy 03.05 Vplyv režimu splavenín a plavenín v oblastiach ovplyvnených vodnými dielami na kvalitu vôd, VÚVH Bratislava 1999. [2] HUCKO, P., LUTHER, S., ELEXOVÁ, E., TÓTHOVÁ, L., HUDEC, I.: Aktuálny stav kvality vody a sedimentov VN Zemplínska Šírava. Zborník zo seminára "Aktuální otázky vodárenské biologie". Pobočka Čs. vědeckotechnické vodohospodářské společnosti, Praha 1999, 94 - 98. [3] HUDEC, I.: Rozšírenie a biológia čeľade Bosminidae (Crustacea, Cladocera) na Slovensku. Biológia, Bratislava 1989, 44, 10: 995-1006. [4] HUDEC, I.: Pôvod a cesty prenikania perloočiek (Crustacea, Branchiopoda) na Slovensko. Ochrana prírody 16: 125 - 129, 1998. [5] HUDEC, I. - HOLOBRADÁ, M. - HUCKO, P. - MIKLISOVÁ, D.: Vplyv hospodárenia s vodou na štruktúru zooplanktónu vo VN Klenovec. Sbor. "Pitná voda z údolních nádrží 1995". Tábor W&ET Team České Budějovice 1995, 3: 156-161.

STATISTICKÉ HODNOCENÍ ŘASOVÝCH BIOTESTŮ Statistical interpretation of algal bioassays Vladimír Kočí Ústav chemie ochrany prostředí, VŠCHT, Technická 5, 166 28 Praha 6. E-mail: [email protected] Abstract: This contribution recommends ecotoxicological coefficients EC50/NOEC and EC50/LOEC as a very useful tool for comparison of toxic effects of different samples. These numbers describe how the toxicity changes with concentration i.e. they are much more adequate in the field of ecology and ecotoxicology, which deals with real (low) environmental concentrations.

Úvod Cílem všech ekotoxikologických rozborů látek je získat určité parametry, podle kterých lze toxické účinky různých vzorků vzájemně odlišit. Tyto parametry zároveň slouží k odpovědi na nerovnici PEC>PNEC. Nejčastěji používaným parametrem v řasových testech toxicity je IC50, méně často ještě IC5, IC10 či IC90. Vhodným a z ekologického hlediska relevantnějším parametrem je hodnota NOEC eventuelně LOEC. Tyto hodnoty popisují jaké toxické účinky má látka v nižších koncentracích, tedy v koncentracích, jež se blíží reálným podmínkám. Jako u všech testů toxicity je i u řasových testů cílem experimentu získat křivku závislosti odezvy, zde inhibice (ať už nárůstu biomasy či růstové rychlosti), na koncentraci toxické látky. Taková závislost pak slouží k výpočtu výše zmíněných parametrů. Pro srovnávání toxických účinků různých látek mezi sebou se pak nejčastěji používá IC50, NOEC někdy i LOEC. Častým nešvarem však ještě i v dnešní době je neuvádějí intervalů spolehlivosti pro IC50. Výpovědní hodnota takových výsledků je však přinejmenším sporná. [1] Důležitým faktorem při posuzování toxických účinků látek je vedle IC50 i strmost křivky závislosti účinku na koncentraci. Dvě různé látky mající stejné IC50 nemusí být z hlediska ekotoxikologie stejně závažné, neboť jedna z nich může při nižších koncentracích být již neškodná, zatímco druhá může stále způsobovat úhyn značného množství organizmů. Tato vlastnost látek může mít rozhodující význam při hodnocení rizik v ŽP. Používání směrnice regresního modelu účinek (log)koncentrace není vždy vhodné a ani se zatím neujalo. Vhodnějším parametrem se jeví poměr IC50/NOEC.[2] Stejně může sloužit i parametr IC50/LOEC, který má v oblasti řasových testů několik výhod. Praktický příklad Praktické použití výše zmíněných koeficientů je uvedeno na následujícím příkladu srovnání toxických účinků dvou podobných látek. Šlo o srovnání toxického nebo naopak stimulujícího účinku fosforečnanové a zeolitické modifikace pracího prostředku Colon. Pro testování byla použita řasa zelenivka, Chlorella kessleri. Jednalo se o dlouhodobý, chronický test [3,4] a byl očekáván výrazný rozdíl v působení na nárůst řasové biomasy. Původní představa o působení látek na řasy byla taková, že po prvotním stresu způsobeném toxickými účinky tenzidů a dalších biologicky rozložitelných látek, dojde k rychlému nárůstu řas ve vzorcích s fosforečnanovými prostředky. Ve vzorcích zeolitických detergentů byla očekávána další inhibice růstu v důsledku odčerpávání živin zeolitem.

Výsledky byly následující. Hodnoty IC50 obou vzorků jsou srovnatelné. IC50/NOEC fosforečnanové modifikace je výrazně vyšší. To je způsobeno tím, že fosofrečnanová modifikace způsobuje při nižších koncentracích stimulaci růstu. Tabulka: Srovnání toxických účinků zeolitického a fosforečnanového pracího prostředku Colon na řase zelenivce Chlorella kessleri. Colon Z

Colon P

-1

100

30

-1

300

300

858

932

(560; 1393)

(829; 1044)

8,58

31,06

NOEC, mg.l LOEC, mg.l -1

IC50, mg.l

IC50/NOEC

Obrázek: Inhibice růstu řas, Colon fosforečnanový (P) a colon zeolitický (Z).

100

Inhibice růstové rychlosti, % .. .

50 0 -50 -100 -150 -200 -250 1

10

100 c, mg.l-1

1000

10000

Z

P

Důvodem, že řasy ve fosforečnanové modifikaci nezpůsobovaly podle očekávání ještě větší stimulaci růstu byl patrně fakt, že v roztocích řasám chyběly další látky nezbytné pro jejich růst. Bylo by proto dobré provést testování trofie s testy na limitní prvky tj. s přídavky P a N případně dalších živin. Předpokládám, že s přídavkem dusíku by fosforečnanový prací prostředek byl výrazně stimulující. To by odpovídalo i reálným podmínkám, kdy je v životním prostředí vlivem lidské činnosti dostatečné množství dusíku, jež je schopno pokrýt potřeby autotrofních organizmů v případě jejich vyššího nárůstu způsobeného vyšší koncentrací fosforu.

Co se týče toxického působení na řasy lze hodnotit podle IC50 obě formy pracích prostředků jako srovnatelné. Fosforečnanová modifikace způsobovala v nižších koncentracích nadměrnou stimulaci. Hodnota IC50/NOEC je u tohoto vzorku výrazně vyšší. Závěr Mnohé látky způsobují při nižších koncentracích stimulaci růstu. To samozřejmě nelze do hodnoty IC50 zahrnout. U řasových testů je diskutabilní určení hodnoty NOEC. Z hlediska toxikologie se jedná o hodnotu, která již nevykazuje inhibiční účinky, hodnota inhibice klesla pod předem stanovenou mez. Takovou mez je však přesnější označit jako LOEC. Interval koncentrací mezi NOEC a LOEC může představovat nezanedbatelné stimulační účinky. Pro rychlou orientaci v účincích srovnávaných látek pak nejlépe slouží uvedení vedle IC50 i NOEC a LOEC, případně pro praktické účely i rychle srovnatelné koeficienty IC50/NOEC a IC50/LOEC. Literatura 1 KOČÍ, V.(2000) Prezentace výsledků ekotoxikologických dat. ERA 2000. RECETOX. Brno. 2 GUILHERMINO, L., DIAMANTINO, T.C., RIBEIRO, R., GONCALVES, F., SOARES, A.M.V.M.: Suitability of test media containing EDTA for the evaluation of acute metal toxicity to Daphnia magna. Ecotoxicology and environmental safety 38, (1997), pp.292-295. 3 LUKAVSKÝ, J.: The evaluation of algal growth potential and toxicity of water by miniaturized bioassay, in immunological plates. - Water Research 26:14091413. (1992) 4 LUKAVSKÝ, J.: Mikrometoda stanovení trofického potenciálu a toxicity vody řasovým testem. - Vodní hospodářství B 3:79-83. (1984)

DLOUHODOBÝ VÝVOJ CHEMICKÝCH POMĚRŮ V HRANIČNÍCH ÚSECÍCH ŘEKY DYJE Long-term development of chemical parameters in border sections of the Dyje (Thaya) River Eva Kočková Výzkumný ústav vodohospodářský T.G.Masaryka Praha, pobočka Brno Dřevařská 12, 657 57 Brno Abstract: Long-term water quality changes of the Dyje (Thaya) River in the Czech-Austrian border sections has been monitored for 40 years in co-operation of experts from these countries (T.G.Masaryk Water Research Institute, Brno Branch Office and Institut für Wassergüte Vienna). The results are passed on the Czech-Austrian Commission of Border Waters.

ÚVOD Mezi Českou republikou a Rakouskem vytváří řeka Dyje na několika úsecích společnou státní hranici. První úsek je nad nádrží Vranov n.Dyjí pod soutokem Moravské a Rakouské Dyje. Pod nádrží Vranov n. Dyjí vtéká do významné oblasti Národního parku PODYJÍ. Pod vyrovnávací nádrží Znojmo protéká cca 30 km úsekem převážně zemědělské oblasti až nad ústí pravostranného rakouského přítoku Pulkavy, přivádějícího silně znečištěnou vodu ze závodu na výrobu kyseliny citronové v Pernhofenu. Tato oblast je mnoho roků středem pozornosti vodohospodářů, odborníků a veřejnosti. Přes výstavbu ČOV v závodě, zůstává celá řada problémů s intenzitou znečištění, jeho komponentami a především s temně hnědočerveným zbarvením vody. Ani cca 15 km dlouhý úsek toku po ústí do horní nádrže vodního díla Nové Mlýny zbarvení vody nestačí eliminovat. Po průtoku všemi třemi nádržemi vodního díla vtéká řeka Dyje pod Břeclaví do 16 km dlouhého hraničního úseku až po ústí do Moravy. MATERIÁL A METODIKA Dlouhodobá terénní šetření probíhají na těchto hraničních úsecích : n nad nádrží Vranov n. Dyjí v profilu Drosendorf (1988-1999), n nad a pod ústím Pulkavy (cca od roku 1960), n v hraničním profilu Bernhardsthal - ústí (cca od roku 1960). Vzorky pro chemické analýzy jsou vždy odebírány do velké nádoby a děleny pro obě zpracovatelské laboratoře. Odběry jsou prováděny bodově, pouze nad a pod Pulkavou jsou vzorky odebírány po dobu 8 hodin v hodinových intervalech jako bodové a současně i slévané, spolu s průtokovými poměry. Část chemických a fyzikálně chemických stanovení se provádí na místě odběru, analýzy pak v laboratořích obou ústavů. Zpracovávání vzorků vod vychází ze „Společné metodiky sledování stavu jakosti česko-rakouských hraničních vod „. VÝSLEDKY Kvalita vody v řece Dyji pod Drosendorfem nad česko-rakouskou státní hranicí nad nádrží Vranov n.Dyjí je ovlivňována zemědělským i komunálním znečištěním z obou větví řeky Dyje. Přesto hodnoty parametrů kyslíkového režimu jsou příznivé.

Koncentrace rozpuštěného kyslíku byla trvale velmi vysoká. Hodnota BSK 5 bývá ovlivněna vysokým oživením vody, které současně převádí hodnotu pH do alkalické oblasti. Během sledovaného období se jakost vody pohybovala z hlediska tohoto parametru ve II.-IV. třídě jakosti (ČSN 75 7221). Obdobný stav byl zjištěn i u hodnot oxidovatelnosti vody. Koncentrace amonných iontů se pohybovala v rozpětí I.-II. třídy jakosti (ČSN 75 7221). Zvýšená bývá koncentrace celkových fosforečnanů, potvrzující přinášené znečištění. Kolísajícímu zatížení vtokového profilu nasvědčuje také konduktivita vody, resp. přítomnost minerálních rozpuštěných látek. Řeka Dyje nad ústím Pulkavy si trvale podržuje velmi příznivou jakost vody. Výrazný zlom nastával vždy vlivem zaústěných odpadních vod ze zmíněného závodu v Pernhofenu. Zatížení toku pod ústím Pulkavy bývalo mimořádně vysoké a nebyly výjimkou hodnoty BSK 5 dosahující až 1000 mg.l-1. Z grafu vyjadřujícího minimomaximální přinášené zatížení dle výsledků společných dlouhodobých českorakouských šetření je vidět s jak vysokým zatížením se musela Dyje vyrovnávat. Po výstavbě I. stupně mechanicko-biologické čistírny v závodě (od roku 1987 v provozu) a výstavbě II. stupně pro čištění technologických vod (v provozu od roku 1990) se zatížení začalo postupně snižovat. V současné době setrvává organické zatížení většinou pod 1 tunou BSK5 za den. Zůstává však trvale temné zbarvení vody, které zvláště při nižších průtocích poznamenává tok až do vtoku do horní nádrže Nových Mlýnů. V současné době se tedy organické znečištění snížilo, ale přistupuje jiný problém, kterým jsou celkové kyanidy, měď a zinek. Probíhají též jednání ohledně průtokových poměrů. Z dlouhodobých výsledků analýz prováděných v profilu Dyje Bernhardsthal (16,2 km) vyplývá, že v předchozích obdobích se silně projevoval vliv kampaňových zdrojů, především cukrovarů v Hrušovanech n.Jev. a Břeclavi. Také až sem dozníval vliv znečištění přinášeného Pulkavou. Po výstavbě nádrží vodního díla Nové Mlýny a zrušení cukrovaru v Břeclavi se stav natolik zlepšil, že se téměř neprojevují rozdíly mezi oběma obdobími.

ZÁVĚR Znečištění přinášené Pulkavou zůstává dominantním problémem, který je nutno řešit i z hlediska mezistátních jednání - je nutná eliminace zbarvení vody a snížení přinášeného znečištění - organického i anorganického. V dolním úseku Dyje nutno zachovat dosavadní příznivý trend a vytvářet na nádržích u Nových Mlýnů trvale příznivé podmínky i z hlediska eliminace znečištění přinášeného z povodí přítoků. V celém podélném profilu Dyje obsahují dnové sedimenty zvýšené koncentrace těžkých kovů a dalších polutantů. Sledováním jakosti vody i sedimentů na společné státní hranici je třeba věnovat trvalou pozornost.

1999

1998

1997

35,0

1996

40,0

1995

1994

1993

1992

1991

1990

1989

1988

1987

1986

1985

1984

1983

1982

1981

1980

BSK5 [t.d-1]

1999

1998

1997

1996

1995

1994

1993

1992

1991

1990

1989

1988

BSK5 (mg/l) 10,0

Řeka DYJE - Drosendorf

9,0

8,0

7,0

6,0

5,0

4,0

3,0

2,0

1,0

0,0

Přísun Pulkavou - BSK5 (t/den)

45,0

min. max.

30,0

25,0

20,0

15,0

10,0

5,0

0,0

Řeka Dyje 16,2 km 18,0 16,0

BSK5 (mg/l)

14,0 12,0 10,0 8,0 6,0 4,0 2,0

mimo kampaň

kampaň

Polynomický (kampaň)

1998

1996

1994

1992

1990

1988

1986

1984

1982

1980

1978

1976

1974

1972

1967

1965

1962

0,0 Polynomický (mimo kampaň)

LITERATURA Kunst, Z., Kreitner, P. (1993): Společná metodika sledování stavu jakosti českorakouských hraničních vod. Česko-rakouská komise pro hraniční vody, PrahaVídeň 1993. Kočková, E., Žáková, Z., Mlejnková, H.: Výsledné zprávy pro Komisi hraničních vod. VÚV TGM, pobočka Brno.

POUŽITÍ NOVÝCH BIOMARKERŮ TĚŽKÝCH KOVŮ, PCB A OCP V ŘEKÁCH ČECH A MORAVY Use of new biomarkers of heavy metals, PCB and OCP in Czech and Moravian rivers Marek Liška Povodí Vltavy a.s., vodohospodářské laboratoře Na Hutmance 5a/596 Praha 5, 158 00 e-mail: [email protected] Abstract: The makrozoobentos, fish and biofilms were sampled on the 8 sampling points in the Czech and Moravian rivers (Labe - Verdek and Hřensko, Vltava - Zelčín, Berounka - Srbsko, Dyje Pohansko, Morava - Kroměříž, Odra - Bohumín and Olše - Věřňovice). There were instalated cages with Dreissena polymorpha inside on the six rivers. The highest concentration of mercury was analysed in fish tissue in Hřensko and Zelčín. The most cadmium contaminated locality is Verdek on the upper part of the Labe river. All biomarkers show, that the highest contamination of DDE is in the south Moravia in Dyje river on the Czech – Austrian border.

Pro sledování kontaminace říčního ekosystému těžkými kovy (Cd, Pb, Hg a As), PCB a OCP byly vybrány následující organismy: Asellus aquaticus, Erpobdella octoculata, Bithynia tentaculata, Sphaerium corneum, r. Hydropsyche, Dreissena polymorpha (expoziční pokus – bioakumulace látek v referentní populaci), ryby jelec tloušť (Leuciscus cephalus) a cejn velký (Abramis brama). Dále jsou uvedené látky sledovány v nárostu, tj. biofilmu utvořeném na expozičních deskách. V roce 1999 probíhalo sledování na osmi profilech řek Čech a Moravy, tj. Labe – Verdek, Labe – Hřensko, Vltava – Zelčín, Berounka – Srbsko, Morava – Kroměříž, Dyje – Pohansko, Odra – Bohumín a Olše – Věřňovice. V roce 2000 byla síť sledování rozšířena o dalších 9 profilů. Pro expoziční monitoring, využívající bioakumulační schopnosti organismů Dreissena polymorpha, byl proveden screening kvality přirozeně se vyskytujících populací v českých pískovnách a přehradách. Vzorky byly odebrány z následujících lokalit; pískovny - Oplatil (u Pardubic), Předměřice (u Hradec Králové), Velké Žernoseky, Račice (u Štětí), Starý Kolín (u Kolína) a vodárenská nádrž Želivka. Pro vzájemnou interkalibraci s výsledky z německé části toku Labe byla také provedena analýza německé referentní populace z jezera Gartower see. Celé sledování je prováděno v rámci státního monitoringu jakosti vody ČHMÚ Praha. Metodika Makrozoobentos Na zvolených profilech bylo v květnu a v září odebráno pět výše uvedených signálních druhů bentických organismů. Odběr byl proveden kombinací následujících metod: ”kick sampling” metoda (ČSN EN 27828, ČSN EN 28265), pomocí síta a bentické dredže, v místech s bahnitým dnem za pomoci drapáku typu Ekmann a organismy z kamenů v příbřežním litorálu byly získány sběrem entomologickou pinzetou. Organismy byly na lokalitě vybírány a rozděleny do skupin podle taxonomické příslušnosti. Takto připravené vzorky byly opláchnuty vodou z lokality a v kryogenních zkumavkách uloženy do suchého ledu.

Po rozmrazení byla provedena homogenizace s následující lyofilizací. U suchého vzorku byla stanovena suchá hmotnost a vypočtena průměrná hmotnost jedince. Navážený vzorek homogenátu byl pro analýzu olova, kadmia a arsenu mineralizován mikrovlnným rozkladným systémem (Millestone) v prostředí superčisté kyseliny dusičné. Analýza rtuti byla provedena bez předchozí mineralizace. Pro analýzu PCB a chlorovaných pesticidů byla po navážení provedena extrakce organickým rozpouštědlem (n-hexan) a přečištění extraktu na koloně. Prvky - olovo, kadmium a arsen byly analyzovány metodou AAS - ETA, rtuť byla analyzována na přístroji AMA 254. Analýza PCB a chlorovaných pesticidů byla provedena metodou plynové chromatografie. Pro kontrolu analýz bylo použito komerčního certifikovaného referenčního materiálu (Mytilus edulis) a vnitřního standardu laboratoře, tj. homogenát raka Orconectes limosus. Slávička mnohotvará Dreissena polymorpha (expozice na plovácích) Na výše uvedených profilech byly v průběhu září a října v plastových koších zavěšených na plováku umístěny modelové organismy druhu Dreissena polymorpha pocházející z referentní populace z pískového lomu Předměřice u Hradce Králové. Po dvouměsíční expozici byly slávičky vyjmuty a převezeny do laboratoře a zamrazeny. Po rozmrazení byla z každého jedince vypreparována tělní tkáň. Vzorky tkání byly homogenizovány a lyofilizovány a dále zpracovány shodně jako vzorky makrozoobentosu. Nárosty (expozice na plovácích) Na instalované plováky se slávičkami byly umístěny eternitové desky o celkové expoziční ploše 0,5m2. Po dvouměsíční expozici byly z desek pomocí široké špachtle odděleny nárosty a zamrazeny. Příprava materiálu pro analýzu a vlastní analýza byla shodná jako u předchozích materiálů. Ryby Na uvedených profilech byl rybářským specialistou proveden odchyt pěti exemplářů cejna velkého (Abramis brama) nebo jelce tlouště (Leuciscus cephalus). Získané ryby byly zamrazeny a převezeny k analýze. U získaných ryb byla vypreparována svalovina a játra. K vlastní analýze byl připraven průměrný vzorek ze všech 5 exemplářů ve vzájemném hmotnostním poměru jednotlivých jedinců. Příprava materiálu pro analýzu a vlastní analýzu byla shodná jako u výše uvedených organismů. Výsledky Na osmi sledovaných profilech byly zaznamenány výrazné rozdíly v koncentracích sledovaných látek mezi jednotlivými profily a také mezi jednotlivými indikátorovými organismy. Rtuť Obecně lze kontaminaci sledovaných profilů rtutí hodnotit jako vysokou, avšak pouze podle jediného indikátoru, kterým jsou ryby. Nejvyšší koncentrace (více než 2 mg/kg sušiny) byly zjištěny ve svalovině jelce tlouště a cejna velkého na profilech Vltava – Zelčín a Labe – Hřensko (obr. 1). Stejně tak v biomase pijavek Erpobdella octoculata byl na uvedených profilech vyšší obsah rtuti. Mlži Dreissena polymorpha nejsou pro monitoring rtuti vhodní, nebyly zjištěny vyšší koncentrace oproti referentní populaci, nemají pro rtuť pravděpodobně bioakumulační schopnost.

Na všech sledovaných profilech byl překročen hygienický limit pro obsah rtuti ve svalovině pro nedravé druhy ryb (dle vyhlášky MZ ČR 298/1997 Sb.). Kadmium Nejvyšší obsah kadmia byl u většiny sledovaných indikátorů zaznamenán na profilu Labe – Verdek. Výsledky potvrzují i sledování provedená v dřívějších letech, kdy na horním úseku Labe byly zjištěny v biomase bentických organismů nejvyšší koncentrace kadmia. U bentických organismů a mlžů Dreissena polymorpha byly zaznamenány koncentrace mezi 1 – 2 mg/kg sušiny. Vyšší hodnoty jsou důsledkem acidifikace Krkonoš a dřívější důlní činnosti v uvedené oblasti. U ryb nebyly zaznamenány žádné výrazné koncentrace, avšak na profilu Verdek nebyl cejn velký ani jelec tloušť odchycen. Olovo a Arsen Nejvyšší koncentrace olova a arsenu byly zjištěny v biofilmu, tj. nárostu, který byl oddělen z expozičních desek. Vyšší obsah olova byl prokázán také u pijavek Erpobdella octoculata a larev chrostíků r. Hydropsyche (10,5 mg/kg - profil Vltava Zelčín). Vysoká koncentrace olova a arzenu v nárostu a sedimentu a nízká koncentrace v biologických indikátorech napovídá, že olovo není dobře ”akumulovatelné” organismy, tj. má nízkou biologickou dostupnost. Vyšší obsah olova u pijavek a larev chrostíků je pravděpodobně způsoben bentofágním příjmem potravy, tj. vysokým podílem střevního obsahu na celkové hmotnosti jedince. PCB Polychlorované bifenyly byly stanoveny jako kongenery 28, 52, 101, 138, 153 a 180. Z hlediska kontaminace lze za více kontaminované považovat profily Dyje Pohansko, Labe - Hřensko a Vltava – Zelčín (obr. 1). U mlžů Dreissena polymorpha byl zaznamenán 2 až 5 násobný nárůst koncentrace PCB v biomase oproti referentní populaci. Vzhledem k vyššímu obsahu tuku v těle, lze za vhodné indikátory považovat larvy chrostíků rodu Hydropsyche; nejvyšší hodnoty byly zjištěny na profilu Hřensko, u kongenerů 138, 153 a 180, více než 80 µg/kg sušiny. U ryb byly nejvyšší hodnoty zaznamenány na profilu Dyje - Pohansko. Pesticidy - DDT, DDD, DDE Ze skupiny metabolitů DDT lze za nejvýznamnější označit metabolit 4,4´ DDE (obr.1). Za nejvíce kontaminované lze považovat obě jihomoravské lokality Dyje – Pohansko a Morava – Kroměříž. Nejvyšší koncentrace byla zjištěna v biomase cejnů velkých, odlovených z profilu Dyje – Pohansko, 400 µg/kg. I u ostatních indikátorových organismů byla prokázána nejvyšší kontaminace na Dyji v Pohansku (obr.1).

VÝSLEDKY BIOMANIPULACE NÁDRŽE STAVIŠTĚ Results of biomanipulation Staviště reservoir Marek Liška, Libor Růžička a Jindřich Duras* Povodí Vltavy a.s., vodohospodářské laboratoře Na Hutmance 5a/ 596 Praha 5 Jinonice, 158 00 *Denisovo nábřeží 14, Plzeň, 304 20 e-mail: [email protected], [email protected] Abstract: The biomanipulation of the Staviště reservoir was realised since 1997 to 1999. The reservoir was exposed to high predation pressure of fish during the first year of observation. In the October 1997 were fish out 2 800 kg (1000 kg Hypophthalmichthys molithrix, 1500 kg Abramis brama, 200 kg Rutilus rutilus). The average value of trasparency raised from 1,8 to 3,8 m and the concentration of chlorofyl a was expressively decreased. A Community of zooplankton changed the structure in the second year of experiment. The average part of great zooplankton (fraction > 710 µm) was 11% in the year 1998. In the third year of the experiment conditions in the reservoir went downhill, in a view of growth the perch (Perca fluviatilis) population.

V letech 1997 – 1999 byl na nádrži Staviště experimentálně sledován vliv biomanipulace rybí obsádky na kvalitu vody v nádrži. První rok sledování (1997) byla v nádrži standardní, pro nádrž typická rybí obsádka. V říjnu téhož roku byla nádrž vypuštěna a veškeré ryby byly odloveny, po následující dva měsíce byla nádrž napouštěna. Sledování účinku odstranění rybí obsádky probíhalo v roce 1998 a 1999. Vzorky vody byly odebírány na přítoku a na odtoku nádrže, dále byl odebírán směsný vzorek z epilimnia, z oblasti termokliny a z vrstvy vody nad dnem nádrže. Pozornost byla zaměřena zejména na živiny (TP, P - PO4, NO3, NO2 a NH4), chlorofyl a, kvantitativní a kvalitativní složení fytoplanktonu a zooplanktonu. Vypuštění nádrže bylo umožněno okolnostmi, kdy město Žďár nad Sázavou změnilo dodavatele pitné vody a nádrž Staviště tak pozbyla svého původního účelu. Výlov nádrže byl naplánován v souvislosti s technicko-bezpečnostní prohlídkou tělesa hráze. Charakteristika nádrže Nádrž Staviště leží na východním okraji města Žďár nad Sázavou, je napájena potokem Staviště o celkové délce toku cca 20 km. Podrobnější charakteristiku nádrže a jejího povodí uvádí tab.1. Tab. 1. Základní charakteristika nádrže a povodí rok naplnění 1959 maximální hloubka plocha nádrže 12,7 ha průměrná hloubka objem vody v nádrži 378,7 tis. m3 doba zdržení nadm. výška kóty přelivu 581,0 m.n.m plocha povodí

9m cca 3m cca 60 dnů 19,1 km2

Voda nádrže Staviště má nízký obsah hlavních iontů (SO4, Cl, Ca, Mg, tab. 2), průměrná hodnota vodivosti je přibližně 19 mS/m. Po zhodnocení patnáctileté řady dat lze konstatovat výrazný pokles koncentrace síranových, chloridových a dusičnanových iontů. Průměrná roční koncentrace celkového fosforu je přibližně 40 µg/l a dusičnanového dusíku 3,3 – 5,0 mg/kg. V nádrži se pravidelně po všechny roky vytvářela kyslíková a teplotní

stratifikace s výraznou anoxií v hypolimniu nádrže, která nastala v průběhu června a přetrvávala do počátku září. V období letních anoxií byly ve vrstvě vody nade dnem naměřeny maximální koncentrace amonných iontů 1,3 mg/l a manganu 2,2 mg/l. Tab. 2. Základní parametry kvality vody v nádrži Staviště ve sledovaném období 1997 – 1999 (roční průměry)

Průhlednost BSK 5 CHSK Cr TOC DOC PH Konduktivita N-NH4 N-NO2 N-NO3 P-PO4 P – veškerý Chloridy Sírany Chlorofyl a

m mg/l mg/l mg/l mg/l mS/cm mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l ug/ml

1997 1998 průměr min. max. průměr 1,5 2,4 1,8 3,8 1,7 5,4 2,9 2,0 10,0 22,0 15,0 17,9 6,5 5,1 6,9 7,4 7,1 7,4 17,6 24,5 19,5 19,3 0,04 0,21 0,08 0,07 0,012 0,005 0,014 0,028 3,6 6,8 5,0 4,4 0,009 0,005 0,012 0,011 0,039 0,030 0,050 0,038 7,0 15,0 9,8 11,7 35,0 42,0 38,9 38,3 1,5 19,7 8,5 5,9

min. 1,5 1,1 15,0 5,1 3,9 7,1 18,7 0,03 0,014 2,9 0,005 0,022 11,0 35,0 1,2

1999 max. průměr min. max. 5,6 1,7 3,2 2,5 3,6 1,7 4,3 2,4 24,0 14,0 22,0 18,3 8,0 6,0 16,0 10,5 6,3 5,0 15,0 8,7 7,6 7,2 8,1 7,7 20,0 17,6 20,4 18,6 0,10 0,03 0,08 0,05 0,041 0,027 0,021 0,008 6,3 1,7 5,4 3,3 0,018 0,013 0,008 0,006 0,054 0,078 0,040 0,020 13,0 6,0 11,0 8,0 43,0 29,0 38,0 33,1 14,8 4,1 9,9 7,0

Skladba rybího společenstva nádrže V říjnu prvního roku experimentu byl proveden výlov ryb při úplném vypuštění nádrže. Celkem bylo z nádrže odloveno 2 800 kg ryb: z toho 1000 kg tolstolobika (Hypophthalmichthys molithrix) (průměrná hmotnost jedince 8kg), 1500kg cejna velkého (Abramis brama), 200 kg plotice obecné (Rutilus rutilus). Rybí obsádka v roce 1997, před započetím experimentu, odpovídala přibližně 250 kg/ha. V prvním roce po napuštění nebyly v nádrži pozorovány žádné ryby, ichtyologický průzkum však proveden nebyl. Po dvou letech, v roce 1999 byl proveden řádný ichtyologický průzkum nádrže pracovníky Hydrobiologického ústavu AV ČR za pomoci vědeckého echolotu a odchytu do tenatových sítí. Abundance všech druhů ryb v části nádrže, kde byly provedeny síťové odlovy, byla odhadnuta na 2305,6 ks/ha a biomasa na 84 kg/ha. Výsledkem hydroakustického měření ve volné vodě nádrže byl odhad celkové biomasy 4,2 – 22,2 kg/ha (Frouzová a kol. 1999). Dle autorů měření lze předpokládat, že biomasa ryb je spíše při dolní hranici rozmezí, neboť použitá hydroakustická technika neodliší přesně malé ryby od jiných cílů, kterými jsou např. larvy r. Chaoborus vyskytující se v nádrži. Výsledky experimentu Vliv biomanipulačního zásahu lze hodnotit jako výrazný a průkazný i když nádrž Staviště není pro uvedený typ experimentu ideální vzhledem k nízkému stupni eutrofizace. Výrazný vliv odstranění rybí obsádky byl pozorován zejména v prvním roce po odlovu ryb. V dalším roce sledování se i přes dosazování dravých druhů ryb nepodařilo nádrž udržet v původním stavu, neboť došlo k výraznému rozvoji populace okouna říčního (Perca fluviatilis), který se v nádrži vyskytoval v několika věkových kohortách.

V druhém roce sledování průměrné hodnoty průhlednosti vody výrazně vzrostly, v období čisté vody až na hodnoty 5,5 m (obr.1), roční průměr 3,8 m. V roce 1999 po rozvoji populace okouna průhlednost vody výrazně klesla na průměrnou hodnotu cca 2,5 m. V jarním fytoplanktonu převládaly ve všech letech chrysokokální řasy r. Chrysococcus a rozsivky Asterionella formosa, doplňkově zelené řasy r. Chlamydomonas sp., Scenedesmus sp. a Pediastrum sp. Výrazné maximum se v roce 1997 vytvořilo v červenci (19,7 ug/l chl. a), souviselo především s rozvojem kryptomonád r. Cryptomonas sp, chrysomonád r. Mallomonas sp. a zelených řas Chlamydomonas sp., Coelastrum microporum, Tetraedron minimum a Scenedesmus sp. Léto roku 1998 bylo charakterizováno velmi nízkými počty buněk (max. 600 buněk/ml) bez výrazného maxima některého druhu, pravděpodobně jako důsledek výrazné kontroly zooplanktonem, koncentrace chlorofylu a nepřesáhla 6 ug/l. Obdobné složení s poněkud vyššími počty organismů a rostoucí koncentrací chlorofylu a se vyskytovalo i v roce 1999. V průběhu tříletého sledování se ve složení společenstva zooplanktonu projevily výrazné rozdíly (obr.3). V prvním roce sledování byla silně zastoupena frakce perlooček r. Daphnia < 710 µm, která byla tvořena především druhy Daphnia galeata , Daphnia cuculata. Hojně se rovněž vyskytovaly drobné perloočky Bosmina longirostris, Diaphanosoma brachyurum a Ceriodaphnia sp., nádrž byla pod vysokým predačním tlakem planktonofágních ryb. Větší frakce tvořila v prvním (referenčním) roce pokusu v průměru 3% z celkové abundance rodu Daphnia. V následném roce po odstranění ryb se výrazně změnil procentuální podíl v zastoupení perlooček ve frakci >710 µm a <710 µm. Průměrné zastoupení větší frakce představovalo v roce 1998 11%, s maximem v červnovém období čisté vody. Vyšší procentuální zastoupení větší frakce bylo způsobeno především snížením abundance malých filtrátorů, nebyla zaznamenána Daphnia cucculata a r. Ceriodaphnia se vyskytoval pouze v nízkých počtech. Větší filtrátoři byli zastoupeni několika jedinci Daphnia pulicaria a Daphnia longispina a vyšším počtem dospělců Daphnia galeata (ve srovnání s předešlým rokem). V roce 1999 v zooplanktonu nádrže opět začal narůstat podíl malých filtrátorů, pravděpodobně jako důsledek přítomnosti rostoucí několikakohortové populace okouna. Větší filtrátoři byli zastoupeni pouze druhem Daphnia galeata. Po dobu prvních dvou let byly prováděny koagulační testy upravitelnosti vody. Nádrž Staviště je v závislosti na průtocích více ovlivněna přísunem allochtonních organických látek z povodí než důsledky primární produkce, kvalita vody z vodárenského hlediska je zde více ovlivňována vnějšími jevy než důsledky biomanipulace. Poděkování Naše poděkování patří Dr. Petru Kavalírovi ze společnosti Vodovody a kanalizace Chrudim za provádění koagulačních testů a jejich vyhodnocení. Literatura Frouzová, J., Hladík, M. a Kubečka, J: 1999. Ichtyologický průzkum nádrže Staviště – červenec 1999. Zpráva HbÚ AV ČR. České Budějovice. 7s

PROBLÉMY SÚVISIACE S KVALITOU VÔD V CHLADIACICH OKRUHOCH JADROVEJ ELEKTRÁRNE MOCHOVCE Ing. Pavol Marcinský1, Ing. Jozef Šolc2, RNDr. Vlasta Onderíková, CSc2 1

Jadrová elektráreň Mochovce o.z, 2Hydrotechnológia Bratislava s.r.o.

Jadrová elektráreň Mochovce je situovaná v juhozápadnom regione Slovenskej republiky, a to na lokalite – obec Mochovce, vzdialenej 120 km od Bratislavy. Koncepčne je riešená formou dvoch dvojblokov, z ktorých je v súčasnosti v prevádzke 1. dvojblok, t.j. bloky o inštalovanom elektrickom výkone 880 MW (obr. č. 1).

Obr. č. 1 – Jadrová elektráreň Mochovce V poslednom období sa častejšie diskutuje o výhodách jadrovej elektrárne, a tiež o jej prípadnom negatívnom vplyve na okolité životné prostredie. Predpokladaný príspevok nezapadá priamo ani do jednej z uvedených diskusných oblastí, pričom ale s nimi úzko súvisí. Hodnotí sa v ňom kvalita užitkovej chladiacej vody, jej úprava prípadný negatívny vplyv na funkčnosť chladiacich veží i daného životného prostredia. Chladiaca voda je odoberaná z rieky Hron, a to cez umelo vytvorenú hať Malé Kozmálovce, s prietokom 3000 m 3 /hod. Hlavný prúd vody, s prietokom cca 2600 m 3 /hod. pre dva bloky je určený na doplňovanie prídavnej vody do chladiacich okruhov upravovanej chladiacej vody. V prevažnej časti roka má rieka Hron eutrofný charakter. Za reprodukovanosť biomasy zodpovedajú v prvom rade makroživiny – fosfor a dusík, o hodnotách celkového fosforu od 0,46 mg.l -1 do 0,9 mg.l-1 a celkového dusíka od 12,4 mg.l-1 do 15,8 mg.l-1. Pri týchto procesoch má nezastupiteľnú úlohu svetlo a jeho výrazná intenzita v danom prostredí. V oživení vody Hrona prevládajú riasy a sinice. Kvalitatívne a kvantitatívne zastúpenie týchto organizmov sa sezónne mení. Najaktívnejšie sa prejavujú v teplejších ročných obdobiach, kedy ich počet buniek – jedincov je častejšie väčší ako 10 000 v 1 ml, čo je prekročenie limitu, ktorý udáva Bartoníček (1981) v doporučených požiadavkách na akosť prídavných a cirkulačných vôd. Pri monitorovaní tohto oživenia sa venuje pozornosť hlavne zisteným

nárastovým organizmom, a to rozsievkám (Bacillariophyceae) s druhmi Melosira varians, Aulacoseira granulata a Fragilaria capucina. V tomto smere sú dôležití aj zástupcovia zelených rias, najmä vláknitý druh Cladophora glomerata, Oedogonium sociale a Stigeoclonium flagelliferum. Okrem uvedených rias sú problematické tiež sinice (Cyanophyceae) - Oscillatoria limosa, Geitherinema splendida alebo Leptolyngbia perelegans, ktoré po prechode do chladiacich okruhov vyvolávajú zarastenie chladiacich veží (Kováčik, 1999,2000) a s ním súvisiace znížené ochladzovanie vody i korozívne prejavy z nahromadeného asimilačného kyslíka a z metabolitov, ktoré produkujú vláknité baktérie a mikromycety, nachádzajúce sa pod riasovými a sinicovými povlakmi. Z vláknitých baktérií dominujú v týchto vodách sírne baktérie Beggiatoa alba a železité Gallionella ferruginea. Mikromycety sú zastúpené rodmi Alternaria, Cladosporidum a Rhizopus. Na potlačenie nežiadúceho rozvoja uvedených organizmov vo vode z rieky Hron a vylepšenie celkovej kvality vody určenej pre doplňovanie prídavnej vody do chladiacich okruhov, slúži úprava vody (ÚCHV). Táto úprava spočíva v alkalickom čírení za súčasnej dekarbonizácii surovej vody na číričoch Binár-Bělsky, umiestnených v otvorených priestoroch. Na dekarbonizáciu sa používa vápenatý hydrát vo forme 3-6% vápenatého mlieka a 10% roztok koagulantu Fe 2(SO4)3, v dávke 0,4 mval/l -1. Pre zlepšenie vločkovania sa do číričov pridáva pomocný organický flokulant POF, čo je v súčasnosti 0,3 % roztok prípravku KOARET, v dávke 0,3 g/m3. Oživenie vôd v okruhoch technickej vody dôležitej (TVD) sa znižuje aj dávkovaním biocidu, a to AKTIBROMU v kombinácii s NaClO a v okruhoch cirkulačnej chladiacej vody (CCHV) i technickej vody nedôležitej (TVN) len pomocou NaClO. Keďže sa zistilo, že v upravených vodách je dosiahnutý výrazný efekt hlavne z hľadiska fyzikálnochemického a menej biologického plánuje sa pristúpiť k aplikácii iných biocídov, ktorých účinnosť sa predom otestuje. Kvalitu vody v chladiacich okruhoch, konkrétne v okruhoch TVD je možné vylepšiť mechanickou filtráciou, pomocou tlakových pieskových filtrov s prietokom 100 m3 /hod., čo je zatiaľ však reálne len v okruhoch TVD. Z doterajších prevádzkových skúseností vyplýva tiež ďalší poznatok, a to nutnosť dokonalého odkaľovania zberných bazénov, nachádzajúcich sa pod chladiacimi vežami. Ak sa kal neodstráni, potom sa časť znova dostane do celého okruhu. Dôležitým zásahom je likvidácia nárastov na chladiacich vežiach, a to mechanicky prúdom vody alebo chemicky, použitím chemikálií. Pri výbere chemikálií je nutné dbať na životné prostredie v širšom okruhu elektrárne, čo však vyžaduje ďalší monitoring a testy. Záverom možno povedať, že opísané problémy, ktoré vznikajú pri udržaní potrebnej kvality vody v chladiacich okruhoch vyžadujú jej nepretržitý monitoring, laboratórne a poloprevádzkové biotesty tiež inštaláciu zariadenia na sledovanie korózie a kontrolu nárastov na umelých podkladoch i kontakt s novými poznatkami v danom smere. V súčasnosti sa tento postup v Jadrovej elektrárni dôsledne rešpektuje a tak sa očakáva zvládnutie všetkých aj zatiaľ neriešených prevádzkových problémov s kvalitou vody v chladiacich okruhoch. Literatúra R. Bartoníček a kol.: Protikorózní ochrana chladících okruhů. - Tech. Předpis SVÚOMP 09681, 106 st. Praha, 1981 A. Sládečková: Biologie chladících okruhů. Sborník-Konference Chemie energetických oběhů, st. 193-197, Praha, 1996 M. Kováčik: Determinácia siníc v nárastoch chladiacich veží JE v Mochovciach, Bratislava, 1999 a 2000

LIMNOLOGICKÉ ZMĚNY ZPŮSOBENÉ AMUREM BÍLÝM (CTENOPHARYNGODON IDELLA) Limnological Changes Caused By Grass Carp (Ctenopharyngodon idela) Irena Pípalová Botanický ústav AVČR; Dukelská 135; 379 82 Třeboň; [email protected] -1

Abstract: Grass carp (Ctenopharyngodon idella) stocked (29 kg ha ) in a small fishpond significantly -4 [F (1, 176) = 16.47, p = 10 ] reduced the biomass of aquatic macrophytes and especially of the filamentous alga Cladophora globulina. The grass carp except for a decrease of pH did not influence hydrochemical parameters. The amount of organic matter and nitrate concentration in the upper sediment layer increased in both fishponds in 1999 but this increase was smaller in the fishpond stocked with grass carp. The impact of grass carp on phytoplankton biomass (chl-a concentration) was not recorded.

Úvod Schopnost amura bílého (Ctenopharyngodon idella) konzumovat většinu druhů vodních makrofyt je dobře známa (Krupauer 1968; Opuszyński, 1972; atd.). S poměrně úspěšným a rozšířeným využíváním amura bílého pro redukci nebo eliminaci vodních makrofyt kontrastuje nedostatečná znalost podstaty jeho působení na společenstva těchto rostlin, stejně jako znalost ekologických důsledků jeho býložravosti pro naše vodní ekosystémy. Cílem terénního pokusu bylo odpovědět na otázky: Jak se změní společenstvo vodních rostlin v rybniční nádrži s amurem? Způsobí amur uvolněním minerálních živin původně vázaných ve vodních rostlinách vzrůst obsahu živin ve vodě či v sedimentu nebo dojde k nadměrnému rozvoji fytoplanktonu?

Materiál a metodika V průběhu vegetačních sezón (květen-září) 1998 a1999 jsem odhadovala biomasu druhů vodních rostlin přítomných ve dvou 0,08 ha nádržích o průměrné hloubce vody 0,5 m v pokusném areálu JU - VÚRH Vodňany. Každý měsíc byla chemicky analyzována voda (alkalita, acidita, BSK 5, ChSKMn, NO3-N, NO2-N, NH4-N, celk. N, PO4-P a celk. P) podle metod Horákové a kol. (1989). Z každé nádrže jsem 3 x za sezónu odebírala 4 vzorky sedimentu, které jsem rozdělila podle zabarvení na horní „organickou“ část (tmavá barva, do hloubky asi 5 cm) a spodní světlejší „minerální“ část (do hloubky 20 cm). Ve vzorcích bylo změřeno pH, stanoven obsah sušiny (105 °C), ztráta žíháním (550 °C), celkové obsahy P, C a N, iontové formy dusíku (NH4-N a NO3-N) a volně přístupný fosfor. Chemické analýzy sedimentu provedl Hydrobiologický ústavu AV ČR v Českých Budějovicích. Koncentraci chlorofylu-a (chl-a) jsem stanovovala měsíčně spektrofotometrickou metodou (Lorenzen, 1966). V prvním roce pokusu 1998 byly obě nádrže bez ryb. V polovině dubna 1999 bylo do jedné z nádrží nasazeno 10 ks dvouletých amurů bílých o průměrné kusové hmotnosti 230 g. Druhá nádrž zůstala bez ryb. Pokus měl kontrolu v čase (1998 a 1999) a v prostoru (nádrž s amurem a kontrolní nádrž) (BACI design). Data jsem

vyhodnotila v programu Statistica (5.1) trojcestnou analýzou variance (ANOVA), kde klasifikačními proměnnými byly nádrž, rok a měsíc. Výsledky Společenstvo vodních makrofyt Amur bílý o obsádce 29 kg ha-1 statisticky významně snížil biomasu vodních makrofyt [F (1, 176) = 16,47; p = 10-4], zvláště vláknité řasy Cladophora globulina, a změnil druhové složení společenstva vyšších vodních rostlin v malé nádrži rybničního typu. Druhy dominantní v roce 1998 (Eleocharis acicularis, Potamogeton pusillus a P. pectinatus) byly po nasazení amura v roce 1999 nahrazeny druhy Myriophyllum spicatum, Ceratophyllum demersum a rostlinami z čeledi Lemnaceae (Spirodela polyrhiza + Lemna minor). Hydrochemické parametry Na kvalitu vody (alkalita, acidita, BSK 5, ChSKMn, NH4-N, NO2-N, NO3-N, celk. N, PO4-P a celk. P) neměla přítomnost amura vliv. Statisticky průkazný rozdíl [F(1,337) = 7,35; p = 0,01] mezi oběma nádržemi způsobený amurem byl zjištěn jen pro hodnoty pH. Průměrná hodnota pH se v nádrži s amurem snížila z 9,34 v roce 1998 na 8,39 v roce 1999. V důsledku rozdílného charakteru vegetačních sezón v roce 1998 a 1999 (statisticky průkazný vliv roku) se v obou nádržích zvýšila v roce 1999 průměrná koncentrace NO3-N (z 0,16 mg l-1 na 0,44 mg l-1 v r. 1999) a koncentrace celkového P (0,08 mg l-1 v r.1998 a 0,15 mg l-1 v r. 1999).

Chemické složení sedimentu Obsah organických látek (ztráta žíháním [F(1,32) = 8,23, p < 0,01], koncentrace celkového uhlíku [F(1,32) =14,57, p< 0,001]) a koncentrace dusičnanového dusíku [F(1,32) = 5,55, p = 0,02] v horní vrstvě sedimentu byly nasazením amura statisticky významně změněny. Ztráta žíháním, koncentrace celkového uhlíku a koncentrace NO3-N byly v roce 1999 vyšší než v roce 1998 v obou nádržích, ale toto zvýšení bylo výraznější v kontrolní nádrži. Sledované obsahy se ve spodní vrstvě sedimentu nezměnily.

Koncentrace chlorofylu Průměrná koncentrace chl-a v nádrži s amurem se sice po nasazení amura mírně zvýšila z 12,70 mg m-3 v kontrolním roce (1998) na 20,86 mg m-3 v roce 1999, ale vliv amura na koncentraci chl-a nebyl statisticky průkazný [F(1,76)=0,42; p=0,52]. Průměrná koncentrace chl-a v kontrolní nádrži byla v obou sledovaných rocích podobná (20,56 mg m-3 v r. 1998 a 24,20 mg m-3 v r. 1999). Diskuze Trávení rostlinné potravy amurem je neúplné, přibližně polovinu přijaté potravy amur vylučuje v podobě výkalů do vody (Hickling, 1966). Tímto způsobem se dostává okolo 50 % fosforu a dusíku vázaného v rostlinách zpátky do vodního p rostředí (Fischer & Lyakhnovich, 1973), což může vést k eutrofizaci nádrže. Přes tyto předpoklady jsem změny v koncentraci celkového fosforu, fosforečnanů, dusíku a

jeho forem ve vodě ani nadměrný rozvoj fytoplanktonu neprokázala. Důvody rozporů, týkajících se změn koncentrací jednotlivých živin, jsou dány rozdílnými hustotami obsádky amura, odlišnou délkou doby jeho působení, rozdílnými klimatickými podmínkami a množstvím rostlin, které amur zkonzumoval. Tyto vlivy téměř znemožňují jakékoliv srovnání s literaturou. Snížení pH vody v nádrži s amurem bylo pravděpodobně způsobeno postupným vyžíráním vyšších vodních rostlin, a zejména vláknitých řas, které se největší měrou podílejí na zvyšování hodnot pH nad 10. Vliv amura na koncentraci NO3-N a celkový P ve vodě nebyl statisticky průkazný, neboť tyto hydrochemické parametry vzrostly v obou nádržích. Důvody vzrůstu koncentrací těchto živin byly ale odlišné v obou nádržích. Zatímco v kontrolní nádrži byly tyto živiny pravděpodobně vázány v biomase vláknitých řas a posléze všechny uvolněny zpět do vody, v nádrži s amurem byly vláknité řasy zkonzumovány a s výkaly amura se jich uvolnila jen část zpět do ekosystému. Druhá část se zabudovala do rybího masa. Výraznější nárůst organických látek a koncentrace NO 3-N v horní vrstvě sedimentu v kontrolní nádrži byl pravděpodobně způsoben hromaděním odumírající vláknité řasy (Cladophora globulina) v povrchové vrstvě sedimentu od poloviny vegetační sezóny. Jelikož tato vláknitá řasa díky amurovi ubývala postupně a byla amurem částečně využita, zvýšení obsahu organických látek a dusičnanového dusíku v sedimentu této nádrže bylo v roce 1999 oproti roku 1998 nepatrné. Závěr Amur bílý při obsádce 29 kg ha-1 výrazně omezil především biomasu vláknitých řas, aniž by se změnila koncentrace chl-a ve vodě. Změny v chemickém složení vody a sedimentu byly nepatrné. Z hydrochemických parametrů amur způsobil pokles pH. V nádrži s amurem nevzrostla koncentrace organických látek a koncentrace NO3-N v sedimentu tak jako v kontrolní nádrži bez amura. Biomeliorační schopnost amura bílého se projevila i při nízké obsádce, a to bez negativních nepřímých změn ekosystému malé vodní nádrže. Poděkování Za vedení celé práce a cenné připomínky děkuji RNDr. Janu Květovi CSc. a Doc. RNDr. Zdeňkovi Adámkovi CSc. Za finanční podporu děkuji především Fondu rozvoji vysokých škol (granty 463/98 a 148/99) a Mattoniho grantu na JU-BF. Literatura Fischer, Z. & V. P. Lyakhnovich, 1973. Biology and bioenergetics of grass carp (Ctenopharyngodon idella Val.) Pol. Arch. Hydrobiol., 20: 521-557 Hickling, C. F., 1966: On the feeding process in the White Amur, Ctenopharyngodon idella. J. Zool., 148: 408 - 419 Horáková, M., P., Lischke & A. Grũnwald, 1989. Chemické a fyzikální metody analýzy vod. SNTL, Praha: 89-92; 93-95; 100-104; 146-149; 213-217; 223-227; 262-265; 266-267; 305-309 pp. Krupauer,V. 1968. Schopnost konzumu rostlin u tříletých a čtyřletých bílých amurů. Živoč. výroba, 13: 467-474 Lorenzen, C.J., 1966. A method for the continuous measurement of in vivo chlorophyll concentration. Deep-Sea Res., 13: 223-227 Opuszynski, K., 1972. Use of phytophagous fish to control aquatic plants. Aquaculture,1(1):61-74

STAV A PERSPEKTIVA TECHNICKÉ HYDROBIOLOGIE NA PŘELOMU TISÍCILETÍ State and perspectives of technical hydrobiology on the break of the Millenary. Petra Porcalová, Lubor Simanov Holečkova 5, 397 01 Písek a Laboratoř Povodí Vltavy,E.Pittera 1,370 11 České Budějovice Abstract: Authors deal with methodical problems of technical hydrobiology.Many old methods are usefull ( e.g. saprobity ), but the next future neads new attitude und developing modern, rapid instrumental methods based on biochemical and / or enzymological principles ( simillar to Chlorophyll assay ).

Ve vodním hospodářství mají nesporně své nezastupitelné místo hydrobiologové / 1, 2, 3, 4, 5, 6 /. Za vic než 30 let, které oba působíme v oboru, publikovali naši techničtí hydrobiologové desítky kvalitních prací z uvedené problematiky a potvrdili tím nejen svou potřebnost, ale i výrazně zkvalitnili poznatky z technické hydrobiologie a ziskali mezinárodní autoritu ( navzdory totalitě ). Po roce 1989 jsme předpokládali další, ještě rychlejší rozvoj, který se bohužel nedostavil. Na příčiny a současné problémy oboru jsme upozornili na minulé konferenci / 5 /. Situace se téměř nemění, proto jsme si za téma našeho příspěvku zvolili jeden ze základních problémů – stav metod technické hydrobiologie. Technických hydrobiologů nepřibývá a odcházející generace hydrobiologů ( autorů stávajících metod ), není kvalitativně a kvantitativně nahrazována generací mladou, vnášející do oboru nové, neortodoxní názory a metodické přístupy. Zřetelný vývoj ve fysikálně – chemické analytice vod není provázen odpovídajícím tempem inovace v hydrobiologických metodách. Je to jiným / 5 / zaměřením základního, ale i aplikovaného výzkumu a praxe a také způsobem výchovy nových hydrobiologů. Od počátků vodohospodářské hydrobiologie upozorňují techničtí hydrobiologové na to, že se naše myšlení a vyjadřování musí přiblížit chápání techniků. Takové musí být i naše metody, ale hlavně jejich výsledky. Výchova nových hydrobiologů k tomu příliš nesměřuje a tak do praxe přichází ( chtějí – li vůbec nastoupit ) bez základních znalostí technické problematiky, kterou budou řešit ( hodnocení kvality vody – saprobita, trofie, toxicita, separační účinnost úpravny, biologické čištění, biologie chladících systémů, hydrobiologická optimalizace zmíněných technologii – řízení těchto procesů ). Před 30 lety jsme se to dodatečně mohli učit v praxi, současnost potřebuje biologa na úrovni znalostí ihned. Pokud ho nenajde, musí se bez něj obejít. Tím jsme byli jako biologové bohužel vytěsněni z řady oborů, kde jsme mohli najít uplatnění a být užiteční. Vidíme pak, jak biologický, ekologický přístup často ve společnosti fatálně chybí, nebo jak se ,, za nás ,, k řadě problémů vyjadřují pseudoekologové, kteří naše postavení ve společnosti ještě zhoršují. Souvisí to i s tím, že se nám objektivně nedostává odborníků, kteří se k biologickým problémům praxe dovedou fundovaně vyjádřit, se znalostí technické stránky věci a odvahou jít s techniky do odborné polemiky. V minulosti techničtí hydrobiologové vypracovali řadu technicky vhodných metod s numerickou koncovkou. V jakosti vody je to stanovení saprobního indexu, trofického potenciálu a v toxicitě stanovení LC ( EC ) 50 . Také stanovení chlorofylu, jako měřítka kvantity autotrofů i trofie vody , se osvědčilo. Máme i kvalitní hodnocení

vodohospodářské mikrobiologie a klasifikaci vod. Tyto metody nejsou samozřejmě bezchybné, jejich slabiny známe, lepší, vhodnější nám ale výzkum nenabídl. Přesto by tyto metody mohly být s užitkem ještě více využívány, především ve vodárenství, čistírenství i dalších oblastech praxe ( chybí tam ale často biologové ). Naše metody většinou postrádají vyhodnocení po stránce citlivosti, přesnosti a reprodukovatelnosti ( stejné jako u chemických metod ), abychom jejich vypovídací schopnost reálně hodnotili. Ze zkušenosti ale víme, že např. saprobní index, i přes svůj zpochybňovaný empirický základ, je citlivější a má dlouhodobější platnost než hodnocení mikrobiologické a chemické. Potvrdil to i Mrázek / 6 /, jeho využitím k výpočtu pravděpodobného kolísání BSK5 ve vodách. Je nepochybné, že dvě pečlivě provedená stanovení saprobity bentosu ročně dávají o čistotě vody na profilech tekoucí vod nejlepší informaci. Bezúspěšně bojujeme proti, většinou nerelevantnímu, hodnocení saprobity tekoucích vod, na základě biosestonu, které nás zatěžuje každý měsíc nesmyslnými, balastními vzorky. Nemáme ale nic proti informativní, mikroskopické analýze, poskytující informaci o biosestonu a abiosestonu z hlediska vlivu na tok ( vypouštění rybníků, odpadních vod apod. ). Stanovení Trofického potenciálu má ve vodohospodářské analytice nezastupitelné místo, díky integraci obsahu živin a inhibičních vlastností vody ( reálná potenciální trofie ). Analýza není bohužel běžně prováděna, protože stále chybí její požadavek v normách pro hodnocení vod. Obdobný problém je i v toxicitě vod. Přesto, že řada metod je i mezinárodně normována, chybí norma ( s výjimkou odpadů ) pro toxicitu v rámci hodnocení kvality vod. Z hlediska nejsnazšího zavedení a kvality , bychom doporučili tzv TOXKITY ( propagované u nás Maršálkem ) a luminiscenční bakterie ( MICROTOX / LUMITOX ). Mají standardní postup včetně organismů ( bez chovů ! ), respektive přístrojovou koncovku, bohužel hodnotí většinou pouze akutní vlivy. Přes značné úsilí, příliš nepokročilo zavádění do praxe ještě důležitější, chronické toxicity. Stanovení chlorofylu považujeme za nejpřevratnější změnu v hydrobiologické analytice vodního hospodářství posledních let, nejen po stránce metodické , ale i myšlenkové ( biologický parametr měřený fysikálně - chemicky ). Zavedení ale trvalo dlouho a není dosud všeobecné. I přes rozdíly v obsahu chlorofylu v různých skupinách řas, považujeme chlorofyl za lepší kvantitativní parametr, než počty řádově velikostí nesouměřitelných jedinců řas ( současné definování jedinců cenobií a vláken délkou, není ideální ). Ve vodárenství počítáme buňky jednobuněčných a jedince vícebuněčných organismů. U pitných vod v této souvislosti upozorňujeme na to, že centrifugační metoda není schopná indikovat organismy v koncentraci menší než 2 000 v 1 litru !! Důležité je to z hlediska detekce patogenů např. amoeb ( na Cryptosporidia metodicky vůbec,,nemáme ,,). Řešení je filtrovat minimálně 250 ml pitné vody přes membránu, projasnit a mikroskopovat. Mikroskopická determinace organismů ( seston i bentos ) je tradiční doménou biologů. Spektrum organismů, s kterými se hydrobiolog setkává, je tak široké, že neumožňuje být odborníkem na všechny / 4 /. Dokumentují to i výsledky okružních rozborů sestonu ( organisované dříve dr. Rozmajzlovou, i současné / 7 / ). Mezi účastníky dochází k rozdílům nejen v spektru taxonů, ale i v počtech jedinců ( řádové rozdíly ). Stanovení sestonu je také ,,existenční,, stanovení, podle kterého je, vedle fysikálně - chemických a mikrobiologických výsledků okružních rozborů hodnocena laboratoř ( biolog ), včetně nezbytně požadované akreditace. Toto stanovení je však specifické, nesrovnatelné, s přístrojovými, ale ani kultivačními metodami. ,, Analyzátorem,, je subjektivně citlivé oko a individuálně kvalitní ,, software ,, - znalost organismů, nelze tedy bohužel aplikovat stejná hodnotící kriteria , jako na ostatní metody. Považujeme za žádoucí se subjektivních metod zbavit, protože to biologii diskvalifikuje. Cesta nepovede

přes výchovu bezchybných determinátorů ( třebaže moderní počítačové ukládání biologického obrazu a jeho vyvolání specialistou, dodatečné určení, či přeurčení, by mohlo částečně pomoci ), ale přes zavedení objektivně hodnotitelných parametrů, u autotrofního sestonu - chlorofylu. Tím ale nezpochybňujeme nutnost kvalitních taxonomických studií prováděných specialisty – taxonomy , k poznání fauny a flory vod a jejich změn antropickým vlivem ( viz např. výborný program HOBENT z VÚV Brno ). Takové studie většinou není reálné provádět v běžném vodohospodářském laboratorním provozu, který se většinou zaměřuje na pravidelné, rutinní, ( lx měsíčně) hydrobiologické analýzy vzorků z monitorovací sítě, společně s analýzami chemickými a mikrobiologickými. Situace by se změnila, pokud by v laboratořích byli alespoň 4 biologové – odborníci na rozdílné skupiny, jak to navrhli na základě svých praktických zkušeností Zelinka a Marvan / 4 /, to je ale málo reálné. Uvedení autoři také uvádí, že k mikroskopickému vyšetření jednoho vzorku ( sestonu i bentosu ) je potřeba 15 minut , ale často i 5 hodin. Vzhledem k tomu, že se díky přístrojové technice a moderním metodám v chemické laboratoři, podařilo práci intenzifikovat, zvládá více vzorků naž dřív. Naše metody se příliš neintenzifikovaly, ale musíme se přizpůsobit ( při 20 vzorcích denně připadá na jeden biologický vzorek teoreticky 24 minut, i přes možné determinační potíže ). Domníváme se, že budeme muset více přihlížet k účelu mikroskopické analýzy a od toho odvodit podrobnost analýzy. Nenahraditelná je okamžitá informace o situaci ( aktivovaný kal, separace organismů úpravnou, vypouštění rybníků apod. ). Při hodnocení efektu úpravny záleží nejvíc na správných počtech organismů ve vzorcích, méně na správné determinaci. Hodnotím – li autotrofní oživení nádrže, měl bych dobře determinovat dominantní druhy, kvantitu mohu vyjádřit chlorofylem. Odběru, determinaci a saprobiologickému hodnocení bentosu tekoucích vod je třeba věnovat zvýšenou pozornost, vzhledem k míře dlouhodobých informací, které dávají. Mikroskopické analýzy aktivovaného kalu, ale i oživení chladích systémů , dávají nenahraditelnou informaci, pokud ovšem známe souvislost výskytu organismů ( a typu vloček aktivovaného kalu ) se stavem technologie systému. Zhodnotíme- li metody, které technická hydrobiologie používá, je pouze jedna srovnatelná s metodami používanými ve fysikálně - chemické analytice, a to je stanovení chlorofylu. Ostatní metody, ( s výjimkou trofického potenciálu a toxicity, které se ale nepoužívají běžně ) jsou založeny na mikroskopické analýze a určení organismů, tedy značně subjektivní. O určitou objektivizaci se pokouší výpočet saprobního indexu , zjištěného společenstva. Objektivní a technicky ihned použitelný je i zjištěný efekt separace organismů úpravnou. U hodnocení biočistírny musíme stav popisovat, i když použijeme technikům známé výrazy ( přetížení, vzplývavý kal, nitrifikace apod. ). Podobně je tomu při hodnocení vzorků z havárií, oživení vod, nárostů a kalů. Plyne z toho zjištění, že je nezbytné vyvíjet a ,,oprášit,, biologické metody založené i na jiném principu, než na subjektivní mikroskopické analýze, pokud chceme biologické výsledky srovnávat s výsledky dalších vodohospodářských analýz po stránce citlivosti, přesnosti a reprodukovatelnosti. Pokud bychom mohli doporučit perspektivní směry vývoje metod technické, vodohospodářské hydrobiologie, byly by to podle našich zkušeností následující: 1/ Z vodních společenstev nebyly dosud dostatečně k indikaci vlastností vody využity nárosty, především tekoucích vod. Jejich indikační schopnost je blízká bentosu, jejich získávání je méně nebezpečné, zvláště při aplikaci exponovaných substrátů. V tomto případě je možné hodnotit dynamiku jejich tvorby, i kumulaci látek

(kovy, PCB aj.) v nich. Nárosty umožňují hodnocení autotrofní složky pomocí chlorofylu a i pro složku heterotrofní lze aplikovat přístrojově měřitelné parametry. 2/ Také použití biochemických metod, hodnotících heterotrofní složku společenstva vody, ( vedle chlorofylu, jako míry autotrofů ) se zdají perspektivní k hodnocení kvality vody. 3/ Budoucnost tedy vidíme ve vývoji nových metod, založených na biochemických, enzymologických principech, umožňujících objektivní přístrojové měření biologických parametrů. 4/ Z hlediska naší integrace do EU bude nutné nejen metody unie převzít, ale aktivně přispívat j k jejich inovaci a rozvoji v budoucnosti. Závěrem bychom si přáli, aby biologické metody získaly co nejdříve stejnou vypovídací schopnost a srovnatelnost s ostatními metodami vodohospodářské analytiky. Jistou nadějí jsou i moderní metody připravované k přijetí v EU. Ale ani nejlepší metody nebudou mít smysl, pokud je v praxi nebude provádět potřebné množství erudovaných technických hydrobiologů, majících oporu v závazných normách a moderní legislativě. Přáli bychom si aby naše řady rostly, a aby mladí hydrobiologové pronikli i do dalších, dosud biology neovlivněných, oblastí techniky a státní správy. Jsme přesvědčeni, že další tisíciletí by mělo být tisíciletí rozvoje biologie, ekologie a ochrany přírody, v kterém konečně biologové budou mít své respektované místo ve společnosti. Nedojde k tomu ale bez naší aktivity a radikální změny našich přístupů. Budeme si své místo muset tvrdě vybojovat. Literatura / 1 / SLÁDEČEK , V., a kol.: Využití hydrobiologie ve vodohospodářské praxi. Vodní hospodářství 18, 1968, č. 10, s. 474 – 478. / 2 / SLÁDEČEK , V., a kol.: Čtvrtstoletí československé technické hydrobiologie. Vodní hospodářství 20, 1970, č. 5, s. 133 – 138. / 3 / SLÁDEČEK , V., a kol.: Biologické problémy zásobování pitnou vodou z povrchových zdrojů. Vodní hospodářství, 23, 1973, č. 8, s. 197 – 202. / 4 / ZELINKA, M., MARVAN, P., : Přínos, náročnost a hodnota biologických rozborů vod ve vodohospodářské praxi. Vodní hospodářství 32, 1982, B, č. 4, s. 105 - 108. / 5 / SIMANOV, L., : Jak dál, nejen v technické hydrobiologii ? Sborník XI. Konference ČLS a SLS Doubí u Třeboně 1997, s. 164 – 167. / 6 / MRÁZEK, K.,: Index saprobity z hlediska statistiky a modelování. Vodní hospodářství. 1984, B, 12, s. 315 – 320. / 7 / HAVEL, L., DESORTOVÁ, B.,: Výsledky stanovení biosestonu z pohledu okružních rozborů. Sborník Aktuální otázky vodárenské biologie Praha 2000,ČSVTS Praha, s. 8 - 11

IMPLEMENTACE LEGISLATIVY EU V OBLASTI „KVALITA VODY“ V ČR A LIMNOLOGICKÝ VÝZKUM Implementation of EU legislation- part „Water quality“- in the Czech Republic and limnological research Pavel Punčochář Ministerstvo zemědělství ČR, Těšnov 17, 117 05 Praha 1 Abstract: The approximation process of the Czech Republic to European Union and main characteristic of „acquis communitaire“ related to water policy are briefly described. Further, the aim and content of the new EU legislation - Water Framework Directive - are introduced in the view of the challenge for recent research. Both, basic knowledge and aimed research and development projects are needed for the directive implementation. Namely, the methods for assessment and monitoring of ecological status of surface water bodies represent the most important issue. The close co-operation between multidisciplinary research teams (engineers, naturalists, economists) and know-how users (water managers, representatives of state administration and municipalities etc.) is suggested as pre-condition for appropriate tailoring of the specific research projects.

Legislativa Evropské unie a aproximační proces v České republice Není pochyb o tom, že jedním z nedůležitějších současných cílů České republiky je příprava na přijetí do Evropské unie. Tento tzv. aproximační proces zahrnuje rozsáhlý soubor činností spojených především s úpravou zákonných norem, které zajistí legislativní prostředí identické s Členskými státy Společenství. Naplnění „acquis communitaire“ vyžaduje rozsáhlé inovace a novelizaci zákonodárství a je rozděleno do jednotlivých věcných kapitol. Jednou z velmi podstatných je „Životní prostředí“, jejíž součástí je rozsáhlá oblast „Kvalita vody“, která zahrnuje problematiku ochrany a užívání vodních zdrojů. Z více než 60 předpisů této oblasti je nejpodstatnějších 16 základních směrnic. Jejich kódové označení zahrnuje informaci o roce, kdy vstoupily v platnost a svědčí o postupném vývoji ochrany a regulace užívání vodních zdrojů v ekonomicky vyspělých státech Evropy. Přijetí této části legislativy EU zastřešuje a koordinuje MŽP, nicméně splnění těchto základních směrnic garantují rovněž resorty zemědělství a zdravotnictví (čemuž odpovídá model sdílených kompetencí obsažený v návrhu nového zákona o vodách). Přehled základních směrnic EU v oblasti „Kvalita vody“ 75/440/EEC (o požadované jakosti povrchové vody určené pro odběr pitné vody v Členských státech) - gesce MZe 76/160/EEC (o kvalitě vody ke koupání) - gesce MZdr 76/464/EEC (o znečištění způsobeném určitými nebezpečnými látkami vypouštěnými do vodního prostředí + 5 dalších „dceřinných“ směrnic pro specifické vybrané látky) - gesce MŽP 77/795/EEC (Rozhodnutí Rady ustavující společný postup pro výměnu informací o jakosti povrchových sladkých vod ve Společenství) - gesce MZe 78/659/EEC (o jakosti sladkých vod vyžadujících ochranu nebo zlepšení pro podporu života ryb) - gesce MZe

79/869/EEC (o metodách měření, četnosti odběrů a rozborů povrchové vody určené pro odběr pitné vody v Členských státech) - gesce MZe 79/923/EEC (o požadované jakosti měkkýšových vod) - není přímo relevantní pro ČR - gesce MZe 80/68/EEC (o ochraně podzemních vod před znečištěním způsobeném určitými nebezpečnými látkami) - gesce MŽP 91/271/EEC (o čištění městských odpadních vod) - gesce MZe ČR 91/676/EEC (o ochraně vod před znečištěním dusičnany ze zemědělských zdrojů) gesce MZe 98/83/EC (o jakosti vod určené pro lidskou spotřebu) - gesce Mzdr Možná překvapí, že splnění některých směrnic z tohoto základního souboru je obtížné i pro mnohé Členské státy, a proto je velmi pozorně sledováno institucemi EU. Základními principy „acquis communitaire“ totiž není jen přijmout příslušné právní předpisy, ale zejména dbát na jejich dodržení, vynucování a kontrolu účinnosti. Povinností Členských států je podávat přesně předepsanou formou pravidelná hlášení o tom, jak se plnění daří a také o tom, jak se to projevuje na situaci vodních zdrojů. Globální charakteristika stavu vodních zdrojů Uvedené základní směrnice vycházejí z poznatků limnologie a souvisejících oborů již ověřených praxí, nicméně trend stavu vodních zdrojů svědčí o potřebě trvalé inovace na bázi sofistikovaných informací o procesech a dynamice vodních ekosystémů s cílem zabránit jejich dalšímu poškozování i při trvalém využívání. Urgentní potřeba zlepšení současné situace, založená na výsledcích výzkumu a vývoje, vyplynula ze závěrů II. světového fóra o vodě v nizozemském Haagu, které bylo zaměřeno na zabezpečení vody pro 21 století. Je zřejmé, že z celkového objemu vodstva na Zemi je pouze 2,5% sladkovodních zdrojů a z nich 2/3 je v nedostupném zmrzlém stavu. Avšak i ze zbývající části je většina obecně nepřístupná díky časovému (povodně) a prostorovému (oblasti sahary ap.) rozložení. Tudíž disponibilní zdroje vody představují cca 0,08 z 1% vodstva na Zemi. A jedině tímto množstvím má být v nejbližších 20-30 letech pokryto navýšeni potřeby o 4055%, což souvisí s nárůstem osídlení Země a potřebou zajistit výrobu potravin. Zároveň trvají nároky na zlepšení stavu vodních ekosystémů poškozených přehnanou exploatací v minulých desetiletích. I když platí, že v různých regionech (resp. kontinentech) je naléhavost a charakter uvedených problémů odlišný, představuje zabezpečení limitovaných vodních zdrojů na Zemi zásadní problém, který podmiňuje další vývoj života a musí být řešen v nejbližších 20-30 letech. Bez inovačních přístupů založených na výsledcích výzkumu a vývoje nelze uvedenou globální disproporci řešit , zejména se zavedením principů trvalé udržitelnosti. Prvotním předpokladem je změnit dosavadní přístupy využívání a hospodaření s vodními zdroji, v oblasti umělého oběhu vody pak výrazně zvýšit účinnost technologických procesů a omezit jejich náročnost na spotřebu vody. To platí zcela obecně a zavedení nejlepších dostupných technologií (BAT - „best available technologies“) je prvořadý úkol dalšího hospodářského rozvoje na Zemi. Samozřejmě se týká i tzv. vodohospodářských technologií, které povedou ke zkvalitnění zásobování pitnou vodou a zejména ke zefektivnění čištění odpadních vod.

Rámcová směrnice vodní politiky EU - vykročení k udržitelnosti vodních zdrojů Legislativa Evropských společenství samozřejmě na situaci vodních zdrojů, jejich nepříznivý historický vývoj a aktuální požadavky současnosti reaguje a již od r. 1996 probíhá příprava nové směrnice, která by obsahovala uvedené integrační prvky a zároveň komplexní ochranu vodních zdrojů. Východiskem se stává hodnocení stavu vodních ekosystémů a posouzení stupně jejich odpřírodnění, resp. rozsah antropogenního poškození. Po více než 3leté přípravě a v závěrečné fázi dokonce po projednání v Dohadovacím výboru Evropského parlamentu a Evropské rady byl dopracován letos v červnu konečný návrh tzv. Rámcové směrnice vodní politiky EU (přesněji „Směrnice určující rámec aktivit Rady a Společenství v oblasti vodní politiky“). Její konečné schválení proběhne do konce roku 2000. Stručně lze charakterizovat hlavní cíle a náplň této směrnice zhruba takto: • zlepšit stav ekosystémů povrchových vodních zdrojů a dalších, na ně vázaných suchozemských ekosystémů, přiblížit se jak lze nejvíce přírodnímu (přirozenému) stavu všude, kde to je racionálně možné, situaci pravidelně monitorovat • podporovat trvale udržitelné užívání vod založené na dlouhodobé ochraně dostupných vodních zdrojů • zabránit úniku nebezpečných látek a účinně omezit jejich vypouštění do povrchových a podzemních vod zavedením přísné regulace jejich emisí • přispět k omezení negativních důsledků povodní a sucha • nepřipustit zhoršení stavu poškozených vodních ekosystémů, u nichž nelze dosáhnout zlepšení • zajistit zlepšení (anebo minimálně nezhoršení) stavu podzemních vod z hlediska chemických charakteristik a množství (úrovně hladin) • zabezpečit trvale udržitelné zásobování lidské populace kvalitní vodou • zavést integrované hospodaření (management) v hydrologických povodích na bázi vypracovaných vodohospodářských plánů a realizačních opatření v konkrétních programech • uplatnit ekonomické nástroje a vyjádřit hodnotu vody v ceně za její užívání (k pokrytí komplexu vodohospodářských služeb a environmentálních nákladů) (Plné znění směrnice je dostupné na internetových stránkách MŽP a rovněž na serveru vodního hospodářství ČR - AQUAFORUM). Jedná se o směrnici, která zřetelně vytváří rámec pro harmonizaci ochrany vod a jejich racionálního užívání - což je nezbytné pro zachování udržitelného života na Zemi. Její prvky budou postupně zaváděny v následujících 15 letech a v tomto období rovněž nahradí mnohé stávající, vývojem a potřebami překonané směrnice EU (např. směrnice 75/440/EEC a 79/869/EEC nejpozději po 7 letech, směrnice 78/659/EEC, 79/923/EEC a 80/68/EEC po 13 letech). Z uvedených důvodů nepřekvapuje, že právě k této směrnici se v současnosti vztahuje těžiště požadavků na výzkumné práce nejen z oblasti badatelského, ale především z oblasti cíleného (aplikovaného) výzkumu. Za tím účelem proběhly a dále probíhají specializovaná expertní setkání /1/. Výzkum potřebný pro uplatnění Rámcové směrnice vodní politiky EU Základní podmínkou využitelnosti a implementace této Rámcové směrnice je vypracování metody (metod) hodnocení „ekologického stavu povrchových vod“ - tj. integrovaný typ posuzování s potřebou odlišit stav výborný, dobrý nebo nevyhovující. Rovněž zcela chybí zpracování nároků na tzv. dobrý ekologický potenciál - což je cíl požadovaný u silně poškozených vodních útvarů, kde ani dosažení dobrého ekologického stavu není reálné. Jedná se bezpochyby o komplikovaný soubor témat,

neboť je zde požadavek integrovat řadu monitorovatelných charakteristik (indikátorů) - tedy jak imisní koncentrace chemických látek, tak skladbu oživení, charakter fyzikálních (ekomorfologických) struktur vč. režimu množství vody atd. Zatím neexistuje jednotný názor na metodu hodnocení a rovněž chybějí i znalosti pro posuzování (hodnocení) některých jednotlivých charakteristik (parametrů), z nichž se integrované zhodnocení bude skládat. Bezpochyby hodnocení biologických komponent bude dominujícím prvkem - nicméně ani zde není jisté, budou-li využity také produkční charakteristiky ap. Rovněž na vytváření určitého vzoru (předobrazu) tzv. přirozeného oživení (včetně stability?) pro určitý typ lokalit se různé odborné skupiny neshodují. Je však jasné, že díky vývoji vyspělých zemí v posledním desetiletí se kvalita vody v tocích zlepšila zejména díky eliminaci organického allochtonního znečištění, čímž saprobiologické hodnocení ztrácí na významu. Není ovšem pochyb, že skladbu oživení je nezbytné monitorovat, dokladovat a hodnotit vývoj změn tak, aby umožnily posuzovat účinnost provedených opatření ( s ohledem na jejich vesměs vysoké finanční náklady). Bohužel není zatím dostatečná znalost relace oživení např. ke změnám struktury habitatu, k případnému výskytu cizorodých látek v ekosystému díky antropogenní kontaminaci (chronická i akutní toxicita) atp. V této souvislosti nelze opominout problematiku významu vodního režimu v evropských tocích, které mají vesměs ovlivněné (regulované) průtoky. Dosavadní soustředěná pozornost na zachování tzv. ekologicky přijatelných minimálních průtoků je irelevantní v porovnání s přirozeným (původním, neovlivněným) vodním režimem. V přirozených odtokových podmínkách totiž bezpochyby docházelo díky ob časným srážkovým fluktuacím k takovým poklesům, které by nyní byly označeny za ekologické katastrofy. V dlouhodobé periodě se však oživení ekosystému (např. ichtyofauna) s těmito důsledky vyrovnalo a díky výskytu takových extrémů byly mnohdy zachovány okrajové druhy spektra přítomných organismů. Trvalou pozornost vyžaduje také problematika eutrofizace a především způsob omezení jejích důsledků představuje náročný problém při stávající zátěži území v povodí živinami. Hledání cest k potlačení odezvy vodních ekosystémů, k ovlivnění průběhu a důsledků rozhodujících hydrologických epizod anebo cest k omezení dostupnosti živin ze sedimentů - to jsou aktuální témata, k nimž chybí návrhy racionálních ( t.j. proveditelných a ekonomicky únosných) opatření. Obecný nedostatek informací je patrný také v oblasti relací vody toků a podzemních vod v údolních nivách. Rozvoj poznání může v tomto ohledu přispět nejenom k omezení nepříznivých vlivů antropogenních činností v povodí na situaci v tekoucích vodách, ale naopak k očekávanému příznivějšímu propojení ekosystémů údolních niv (říčních plání) a vlastního toku. Podobné jsou problémy s hodnocením stavu podzemních vod a zejména dosažení dobrého chemického stavu (dle požadavku Rámcové směrnice) bude vyžadovat řešení zanedbávaného tématu: procesů transformace látek v půdním profilu. Zejména využití stimulace biotických procesů v půdě ke zlepšení dusíkového režimu je žádoucí se snahou ovlivnění denitrifikace a finálním pozitivním poklesem koncentrace dusičnanů v našich vodách. Uvedené náměty je samozřejmě nutné rozpracovat do dílčích projektů vědy, výzkumu a vývoje. Ovšem jejich řešení a výstupy musejí bezpodmínečně reagovat na očekávání a přinést konkrétní odpovědi. Z těchto důvodů by zadání mělo vždy vycházet z diskuse a spolupráce pracovníků výzkumné sféry a zástupců uživatelských subjektů, včetně veřejné správy. Nejefektivnější výsledky lze očekávat z propojení technických (obvykle tzv. vodohospodářských) a přírodovědných oborů. Je to cesta osvědčená v posledních letech v řadě zemí, neboť zvyšuje orientaci

řešení výzkumných projektů na podstatné prvky realizace. K naplňování akčních programů, které Rámcová směrnice vyžaduje, je totiž třeba posun k akcím a nikoliv pokračování ve stereotypu shromažďování nepožadovaných informací, nebo dalšího rozpracovávání detailů, jejichž význam ani účelnost nejsou prokázány. Závěr Přijetí a implementace Rámcové směrnice vodní politiky EU přináší nejenom nové nároky na činnost státní i odborné správy vodních zdrojů, ale vytváří rozsáhlý prostor pro výzkumnou činnost. Jde jednak o oblast metod komplexního hodnocení stavu vodních ekosystémů a zároveň o potřebu rozvoje poznání procesů ve vodách a na vodu vázaných ekosystémů jako podmínky pro doporučení a návrhy opatření , které povedou k naplnění trvale udržitelného užívání vodních zdrojů. Při zakládání výzkumných projektů a formulování cílů řešení je třeba nejenom spolupráce technických a přírodovědných oborů, ale zejména zapojení uživatelů výsledků - ať veřejné správy anebo realizátorů příslušných konkrétních opatření . Jedině tak lze docílit komplexního, konkrétního a využitelného řešení „na míru“ („tailor made“) k plnění akčních programů a vodohospodářských plánů, které vyžaduje „acquis communitaire“ Evropských společenství. V tomto smyslu se jedná i o aktuální potřeby v České republice, neboť jak Koncepce vodohospodářské politiky /3/, tak návrh zákona o vodách a související předpisy obsahují veškeré principy Rámcové směrnice vodní politiky. Navíc její naplnění bude již spadat do období po přijetí České republiky mezi Členské státy. V tomto smyslu je tedy tato nová směrnice nejenom závazkem pro činnost a povinnosti veřejné správy, ale také výzvou pro výzkumnou sféru.

Použitá literatura /1/ Geller, W. ed., (1999): River Basin Management - Challenge to Research. In: UFZ Bericht, UFZ - Umweltforschungszentrum Leipzig-Halle BmbH, Sektion Gewasserforschung (Magdeburg) 121 s. /2/ Global Water Partnership (2000): Towards Water Security: A Framework for Action. GWP (Stockholm-Wallingford) 12 p. /3/ Ministerstvo zemědělství ČR (1999): Koncepce resortní politiky ministerstva zemědělství pro období před vstupem ČR do Evropské unie. Praktická příručka 29/99, Agrospoj (Praha) 24 s. /4/ Ministerstvo životního prostředí ČR (1999): Aproximační strategie pro oblast životního prostředí. MŽP ČR (Praha) 266 s. /5/ Pracovní text „Directive 2000/ /EC of the European Parliament and the Council of establishing framwork for Community action in the field of water policy“. Joint text approved by the Conciliation Committee. PE-CONS 3639/00, ENV 221 (Brussels), 30 June 2000. /6/ Punčochář, P. (2000): II.světové fórum o vodě v Haagu (I) - (V). Vodní hospodářství 50 (5/99) 106-108, (6/99) 137, (7/99) a (8/99) - v tisku. /7/ Punčochář, P., M.Král (1999): Rámcová směrnice vodní politiky EU a příprava na její naplňování v České republice. Sb. „Krajinotvorné programy“ (Příbram), 24-26.

CHEMISMUS VODY V LOTICKÝCH EKOSYSTÉMECH POVODÍ VYDRY A KŘEMELNÉ (NP ŠUMAVA) Water chemistry in lotic ecosystems of the Vydra and Křemelná river basins (the Šumava National Park) J.Růžičková, I. Hlásenský, L. Benešová, L. Piskáčková, I. Očásková Ústav pro životní prostředí, Přírodovědecká fakulta UK, Benátská 2, 128 01 Praha 2 Abstract : Water chemistry was studied in selected mountain streams of the Bohemian Forest in 1998 and 1999. The observation indicate that the streams in the Vydra and Křemelná river basins are only slightly affected by human impacts. At present the increase of pH values can be observed in until recently acidified streams. On a basis of different water chemistry we can distinguish two categories of streams. Formerly more acidified streams in areas with progressive forest decline, caused by bark 3beetle calamity or further natural processes, are characterized by elevated NO content and low 2conductivity, base cations, SO4 and Cl concentrations compared to at present no acidified Šumava 3streams. In both categories of streams the pH values tightly correlate with NO (negative correlation), 222SO4 , Cl and base cations concentrations; conductivity with SO4 , Cl and base cations content; SO4 3with NO (negative correlation), Cl and base cations concentration and Cl with base cations content. The significance of forest in regulation of water chemistry was also discussed.

Úvod Chemismus povrchových vod Šumavy je dlouhodobě ovlivňován kyselou depozicí, která se více projevuje zejména ve vyšších nadmořských výškách, podkladovou acidifikací (zejména na granitovém podloží), ale i přirozenou aciditou, která souvisí s vyšším obsahem organických kyselin v rašeliništích. Významný je také charakter toku a způsoby využívání krajiny v povodí. V okolí sídel se zpravidla více uplatňuje antropogenní vliv spojený s produkcí odpadních vod a zemědělským hospodařením. Zejména v poslední době se stává významným problémem odumíraní lesů ve vrcholových partiích Šumavy v důsledku kalamitního rozvoje kůrovce a následné odlesňování. V současnosti dochází ve srážkách k poklesu koncentrací SO 42- a NO3- i obsahu bazických kationtů a více než v minulosti se uplatňují zejména sloučeniny dusíku (Veselý, 1996, Kopáček, 1997). Důsledkem jsou poměrně rychlé změny chemismu povrchových vod (jezer) v oblasti Šumavy i dalších horských ekosystémech. Metodika Vzorky vody pro analýzu chemismu byly odebírány v letech 1998-99 na 10-ti profilech toků povodí Vydry a Křemelné ve třech sezónních aspektech (jarním, letním a podzimním). Koncentrace aniontů ve vodě (kromě PO43-) byla stanovena metodou iontové chromatografie na přístroji DIONEX, koncentrace bazických kationtů pak metodou AAS s plamenovou atomizací na přístroji Perkin-Elmer. Obsah fosforečnanů byl stanoven spektrofotometricky. Množství organických látek bylo hodnoceno jako CHSKMn.

Výsledky Většina chemických ukazatelů kvality vody dosahuje při výzkumu toků v povodí Vydry a Křemelné v letech 1998-99 velmi nízkých koncentrací. Toky se však odlišují hodnotami pH a vodivosti i dalších chemických parametrů (obr.1-4). V současnosti lze odlišit toky s nižšími průměrnými hodnotami pH a vodivosti (pH = 5.5-6.6, C = 16-25 /uS.cm-1) - Modravský (Březník a Modrava), Roklanský (Modrava) a Jezerní (Slunečná). Toky nad Modravou se nacházejí v oblastech postižených kůrovcovou kalamitou (zejména Černá hora, Malá Mokrůvka, Březník a okolí) a odumíráním lesních porostů i následným odlesňováním. Také v povodí Jezerního potoka byly v nedávné minulosti lesy výrazně redukovány přírodními procesy. Zejména v Modravském potoce v oblasti Březníku, kde jsou oproti ostatním tokům výrazně snížené hodnoty pH, bylo zaznamenáno zvýšení vodivosti a obsahu dusičnanů (průměrné hodnoty NO3- převyšují 7 mg.l-1). Nízké hodnoty pH a mírně zvýšené koncentrace dusičnanů (3.5 mg.l-1) přetrvávají i v profilu Modrava, vzdáleném od předchozí lokality po toku 7 km. Pravděpodobný je i vliv Černohorského potoka, který odvodňuje odlesňovanou oblast Černé Hory a přilehlého okolí a vtéká do Modravského potoka asi 1.5 km před Modravou. V ostatních tocích této kategorie nepřekračují průměrné hodnoty dusičnanů 2.7 mg.l-1. Z hlediska sezónního vývoje lze zaznamenat vyšší obsahy nitrátů v tocích v období jarního tání sněhu popř. po vydatnějších podzimních srážkách, kdy je zvýšený průtok. Obr.1 Průměrné hodnoty pH a vodivosti v šumavských tocích v letech 1998-99 Šumava 1998-99 pH 8

pH

7 6 5 Křem

Práš

Slat

Křem

Práš

Slat

Jez

Vyd

Hrád

Ham

Rok

MoB

MoM

4

Jez

Vyd

Hrád

Ham

Rok

MoM

30 20 10 0 MoB

vodivost (uS/cm)

Šumava 1998-99 vodivost 60 50 40

Opačný trend lze zaznamenat u dalších významných acidifikujících silných aniontů - síranů, které jsou v této kategorii toků velmi nízké a v lokalitě Březník dokonce průměrné hodnoty SO42- nepřekračují 1.3 mg.l-1 . Nejnižší obsahy síranů jsou charakteristické pro letní období. Také koncentrace chloridů je velmi nízká a nepřesahuje 0.7 mg.l-1. Obdobně jsou nízké i obsahy fosforečnanů. Vyjímkou je však Roklanský potok, kde průměrné hodnoty PO43- dosahují až 0.05 mg.l-1. Zvýšené byly v roce 1998 v tocích zejména letní a v roce 1999 pak i podzimní hodnoty těchto

aniontů. V profilu Modrava je v Roklanském potoce na rozdíl od Modravského potoka v posledních letech pravidelného monitoringu zaznamenáván výraznější vzestup hodnot pH. Koncentrace bazických kationtů jsou také nízké a v průměru nepřesahují 2.6 -1 mg.l . Převažují zejména kationty Ca 2+ a Na+. Mírně zvýšený je obsah BK v této kategorii toků zejména v lokalitě Modravský potok (Březník) a Roklanském potoce. V oblasti Březníku jsou zvýšeny oproti ostatním tokům povodí Vydry a Křemelné zejména hodnoty K +, v Jezerním potoce naopak sníženy obsahy Ca 2+ a v Modravském potoce pak Mg2+. Obr.2 Průměrný obsah dusičnanů a síranů v šumavských tocích v letech 1998-99 Šumava 1998-99 dusičnany dusičnany (mg/l)

10 8 6 4 2 Křem

Práš

Slat

Křem

Práš

Slat

Jez

Vyd

Hrád

Ham

Rok

MoM

MoB

0

Šumava 1998-99 sírany sírany (mg/l)

5 4 3 2 1 Jez

Vyd

Hrád

Ham

Rok

MoM

MoB

0

Tato kategorie toků je také charakterizována nejvyššími hodnotami CHSKMn, které překračují v průměru 7 mg.l-1. Vyjímkou je však Jezerní potok, kde jsou tyto hodnoty relativně nízké. Zejména ve vyšších polohách protékají toky rozsáhlými komplexy rašelinišť s vysokým obsahem organických kyselin. Orientační stanovení huminových látek (jaro, léto a podzim 99) prokázalo jejich nejvyšší obsahy v Modravském a Roklanském potoce a nízké pak právě v Jezerním potoce. Orientačně byl také zkoumán obsah hliníku ve vodě (jaro, léto 1998). Nejvyšší obsahy tohoto prvku byly zaznamenány zejména při jarních odběrech v Modravském potoce (přes 300 ppb). Koncentrace hliníku naměřené v obou zbývajících tocích této kategorie byly již nižší, ale stále výrazně převyšovaly ostatní toky v povodí Vydry a Křemelné. Dále lze odlišit toky s vyššími průměrnými hodnotami pH a vodivosti (pH = 7.07.2, C = 29-44 /uS.cm-1) - Vydra (Č.pila), Hrádecký (Srní), Křemelná (V. lávky), Slatinný (Slučí tah) a přechodnou kategorii toků s vyššími průměrnými hodnotami pH, ale nižší vodivostí (pH = 6.7-7.0, C = 20-25 /uS.cm-1) - Hamerský (Antýgl) a Prášilský (V. lávky). V povodí těchto toků, a zejména v blízkosti sídel, se více uplatňují antropogenní vlivy spojené s produkcí odpadních vod, pastvou hospodářských zvířat a dalšími zemědělskými aktivitami. Významný je zejména přísun živin (odpadní vody, pastva a následná eroze, hnojení statkovými hnojivy, kosení luk, mulčování).

Významnější vliv představuje v blízkosti Hrádeckého potoka zejména obec Srní (ČOV s větší kapacitou) a stádo skotu (asi 100 ks), které se v sezóně pohybuje nedaleko toku. Malé stádo skotu se vyskytuje i na horním toku Hamerského potoka. Dále lze menší lokální vliv předpokládat i v bezprostřední blízkosti Slatinného potoka. V neposlední řadě pak i Prášily (ČOV, pastva) jsou větším sídlem, ale vzdálenost od zkoumané lokality Prášilského potoka je poměrně velká (asi 2 km).

Obr.3 Průměrný obsah chloridů a fosforečnanů v šumavských tocích v letech 1998-99 Šumava 1998-99 chloridy chloridy (mg/l)

1,6 1,2 0,8 0,4 Křem

Práš

Slat

Křem

Práš

Slat

Jez

Vyd

Hrád

Ham

Rok

MoM

MoB

0

0,06 0,04 0,02 Jez

Vyd

Hrád

Ham

Rok

MoM

0 MoB

fosforečnany (mg/l)

Šumava 1998-99 fosforečnany 0,08

V obou letech sledování byly ve výše uvedených tocích zaznamenány velmi nízké koncentrace nitrátů a průměrné hodnoty nepřekračovaly 2.5 mg.l-1 . Nejnižší koncentrace těchto aniontů byly zaznamenány v Hamerském potoce, jehož okolí je zalesněno bohatým porostem jehličnatých i listnatých stromů. Zvýšené koncentrace NO3- provázely v tocích jarní tání sněhu i výraznější podzimní srážky. Koncentrace síranů byla ve srovnání s toky s nižšími hodnotami pH i vodivosti vyšší, ale průměrné hodnoty nepřekračovaly 4 mg.l-1. Vyjímkou je Prášilský potok, kde byly tyto hodnoty obdobné. Hodnoty SO42- byly v obou letech nejnižší v letním období. Obsah chloridů zůstává také velmi nízký a pouze vyjímečně přesahuje 1 mg.l-1. Nejvíce zatíženými toky z hlediska PO43- jsou - Hrádecký (až 0.06 mg.l-1), Vydra (až 0.05 mg.l-1) a Hamerský (až 0.04 mg.l-1). V ostatních tocích nepřekračují hodnoty fosforečnanů 0.03 mg.l-1. Koncentrace bazických kationtů byla nejnižší v tocích s nižší vodivostí a nejvyšší v Hrádeckém, Křemelné a Slatinném. Celkově však obsah BK nepřekročil 4.8 mg.l-1 a převažovaly kationty Ca 2+ a Na+. Hodnoty CHSKMn nepřesahují v průměru 6.6 mg.l-1. Nejnižší hodnoty tohoto parametru ze všech toků v povodí Vydry a Křemelné byly zjištěny v Prášilském potoce. Signifikantní vztahy (sig.< 0.001) byly zaznamenány ve zkoumaných tocích povodí Vydry a Křemelné mezi hodnotami pH a obsahy nitrátů (r = -0.741), síranů (r = 0.815), chloridů (r = 0.713) a bazických kationtů (r = 0.749), mezi vodivostí a

koncentrací síranů (r = 0.728), chloridů (r = 0.954) a bazických kationtů (r = 0.833), dále mezi obsahy síranů a nitrátů (r = -0.687), chloridů (r = 0.808) a bazických kationtů (r = 0.744) a také mezi chloridy a bazickými kationty (r = 0.834). Signifikantní byl i vztah mezi pH a vodivostí (sig. < 0.01). Obr.4 Průměrný obsah BK a hodnoty CHSKMn v šumavských tocích v letech 1998-99

Slat

Práš

Křem

Jez

Vyd

Hrád

Ham

Rok

MoM

6 5 4 3 2 1 0 MoB

bazické kationty (mg/l)

Šumava 1998-99 bazické kationty

8 6 4

Slat

Práš

Křem

Jez

Vyd

Hrád

Ham

Rok

MoM

2 0 MoB

CHSK Mn (mg/l)

Šumava 1998-99 CHSK Mn 12 10

Diskuse Lesní porosty mají významnou úlohu v regulaci biogeochemických procesů i vodního režimu v terrestických ekosystémech a významně ovlivňují chemismus i hydrologické poměry v akvatickém prostředí. Cronan (1984) zjistil při zkoumání vlivu kyselých srážek na jehličnaté a listnaté porosty, že podkorunové srážky jsou obohaceny kationty i anionty (nejvíce sírany, méně dusičnany, chloridy a bazickými kationty). V případě H+ nebylo obohacení v jehličnatém lese příliš výrazné, v listnatém lese došlo naopak ke snížení obsahu tohoto kationtu. Pardo et al. (1996) zdůrazňují význam lesních porostů v regulaci odtoků N, H+ a bazických kationtů z povodí. Většina povodí vyšších poloh je v důsledku stárnutí ekosystémů a snížení retence N zpravidla saturována tímto prvkem a má naopak nižší obsah sulfátů (Flum a Nodvin, 1996). V povrchových vodách, které jsou acidifikovány, dochází k růstu koncentrací dusičnanů nejen v důsledku zvýšené depozice N a dlouhodobé saturaci ekosystémů, ale významný vliv má i úbytek lesních porostů, jak dokládají z oblasti Šumavy na příkladu Prášilského jezera i jeho přítocích Veselý (1996) i Kopáček a Hejzlar (1998) a z Krušných hor pak Havel a Černý (1993). Naopak dochází ke snižování obsahu síranů. Likens a Borman (1979) zobecňují důsledky odlesnění pro terrestické a akvatické prostředí a uvádějí, že odlesnění je provázeno výraznými změnami hydrologie, energetiky, ekologie i biogeochemie. Dochází ke zvýšení dekompozice, nitrifikace, půdní teploty a vlhkosti, průtoku, koncentrace živin a eroze. Po odlesnění dochází k nárůstu prakticky všech iontů ve vodě, ale snižuje se obsah síranů. Také např. Pardo et al. (1996) uvádějí, že v důsledku odlesňování dochází v toku ke změnám v chemii vody (zvýšení obsahu nitrátů, H+ , některých bazických kationtů - např. K+ a Ca2+ a hliníku).

V procesu acidifikace mají významnou úlohu zejména H +, NO3- a SO42-. V oblasti Šumavy se v tocích s nižšími hodnotami pH v současnosti jedná spíše o epizodickou acidifikaci, která je spojena zejména s jarním táním sněhu popř. podzimními srážkami přívalového charakteru. Od roku 1996 dochází ke zvyšování průměrných ročních hodnot pH v tocích povodí Vydry a Křemelné. Zvyšují se zejména letní hodnoty pH (nižší průtoky a pravděpodobně i menší mineralizace srážek). V tocích s nižším pH se průměrné hodnoty v letech 1996-99 pohybovaly mezi 4.7-5.5 (96), 5.4-6.2 (97), 5.6-6.5 (98), 5.5-6.6 (99) a v tocích s vyšším pH pak mezi 5.7-6.4 (96), 6.5-6.8 (97), 7.0-7.2 (98) a 6.7-7.2 (99). V tocích povodí Vydry a Křemelné, které mají nižší hodnoty pH i vodivosti a nacházejí se v oblastech se zvýšeným úbytkem lesních porostů, lze v současnosti zaznamenat oproti ostatním tokům tohoto povodí zvýšené obsahy dusičnanů a naopak velmi nízké obsahy síranů a bazických kationtů. Protože se jedná o povodí v nedávné minulosti dlouhodobě zatěžované acidifikací je pokles obsahu bazických kationtů v odtoku pravděpodobně způsoben vyčerpáním těchto kationtů v půdě. V tocích s vyššími hodnotami pH a vodivosti jsou naopak koncentrace nitrátů nízké a síranů vyšší a v důsledku neutralizace dochází k mobilizaci bazických kationtů na úkor H+. Výrazné zvýšení obsahu K+ v Modravském potoce (Březník) oproti všem ostatním tokům pravděpodobně souvisí se současnými změnami v lesních porostech a odlesňováním. Velmi nízké obsahy sulfátů v šumavských tocích oproti jiným oblastem ČR souvisejí pravděpodobně i s vysokou adsorpční kapacitou půd v této oblasti (Hruška a Majer, 1996). Koncentrace nitrátů se v tocích zvyšují zejména při jarním tání sněhu a při vydatnějších podzimních srážkách (zvýšený průtok). Naopak pro letní období je charakteristický pokles síranů. Likens a Borman (1995) uvádějí, že obecně vykazují koncentrace některých rozpuštěných látek poměrně malé rozdíly i při větším kolísání množství vody (např. sírany, chloridy, hořčík, vápník, sodík), naopak jiné jsou více ovlivněny průtokem (např. dusičnany, H+, draslík, hliník).

Poděkování Výzkum byl podporován granty FRVŠ 1463/98 a GA UK 81/1998

Literatura Borman F.H., Likens G.E., 1979 : Pattern and Process in a Forested Ecosystem. Springer-Verlag, New York Inc., 1-253. Cronan, CH.S., 1984 : Biogeochemical Responses of Forest Canopies to Acid Precipitation. In : Linthurst, A.R., ed. : Direct and Indirect Effects of Acidic Deposition on Vegetation. Butteworth publishers, 65-79. Flum T., Nodvin S.C., 1995 : Factors affecting stream water chemistry in the Great Smoky Mountains, USA. In : Grennfelt et al., eds. : Acid Reign´ 95, Kluwer Academic Publishers, 1707-1712. Havel M., Černý J., 1993 : Longitudinal variations in streamwater chemistry : Krušné Hory Mts., NW Bohemia. In : Černý J., ed. : Abstracts Biogeomon and Workshop on Integrated Monitoring, Czech Geological Survey, Prague, s.116. Hruška J., Majer V., 1996 : Retence antropogenní síry v půdách : faktor bránící okyselení šumavských povrchových vod. Silva Gabreta 1, 143-149. Likens G.E., Borman F.H., 1995 : Biogeochemistry of a Forested Ecosystem. Springer-Verlag New York, Inc., 1-159.

Kopáček J., 1997 : Vliv kyselé atmosférické depozice na acidifikaci a trofii povrchových vod horských oblastí. Doktorská disertační práce, Praha, 1-51. Kopáček J., Hejzlar J., 1998 : Water chemistry of surface tributaries to the acidified mountain lakes in the Bohemian Forest. Silva Gabreta 2, 175-197. Pardo, L.H., Driscoll C.T., Likens G.E., 1995 : Patterns of nitrate loss from a chronsequence of clear-cut watershed. In : Grennfelt et al., eds. : Acid Reign´ 95, Kluwer Academic Publishers, 1659-1664. Veselý J., 1996 : Trends in acid-base status of acidified lakes in Bohemian Forest : 1984 -1995. Silva Gabreta 1, 129-141.

TOXICKÉ ÚČINKY A DEGRADÁCIA ROPNÝCH LÁTOK IN SITU Toxicological effects and petroleum substances degradation in situ L. Tóthová, Z. Živicová, E. Mogoňová a M. Holubec Výskumný ústav vodného hospodárstva, L. Svobodu 5, 812 49 BRATISLAVA Abstract: For the chemical, biological, microbiological and ecotoxicological screening petroleum contaminated groundwater samples from the locality Hričov were tested and the results were evaluated. A lot of pollutants can have drastic impact to the water quality in monitored locality. Oil and its degradation products are the most frequentant contaminants influenced groundwaters and biodegradation technology in situ was used. Water quality parameters of the contaminated groundwater samples from the probes were analysed. Results of parameters are presented by isolines. As it was supposed, chemical and toxicological analyses indicated decreasing in direction from the source of contamination. Microbiological evaluation indicated incereasing in direction of water flow. Biological analyses are similar to chemical, toxicological or microbiological parameters.

1. ÚVOD Prax sanitarného inžinierstva opakovane potvrdzuje predpoklad, že mikroorganizmy v prírode sú schopné štiepiť, oxidovať alebo iným spôsobom rozložiť každú prirodzenú, organickú zlúčeninu. Ako prostriedok na odstránenie znečistenia aromatických alebo alifatických uhľovodíkov sa používajú od 50-tych rokov baktérie, produkované klasickými metódami adaptácie a selekcie. Účinnú degradáciu špecifického znečistenia môžu sprostredkovať baktérie selektované z dlhodobo kontaminovaného prostredia, pričom ich adaptácia može trvať mesiace až roky. Takto pripravené inokulum (baktérie a ich enzýmy) obsahujúce zložky pre biologickú degradáciu znečistenia, sme použili na odstraňovanie znečistenia v sledovanej lokalite. 2. MATERIÁL A METODIKA Lokalita Hričov bola pre účely tejto štúdie vybraná z dôvodu dlhodobejšieho znečistenia ropnými látkami a ich postupnou elimináciou pomocou adaptovaných baktérií. Distribučné sklady Slovnaftu sú umiestnené v tesnej blízkosti železničnej trate a cestnej komunikácie. Na severovýchode, v blízkosti areálu skladov Slovnaft, sa nachádza intravilán obce Horný Hričov a juhozápadne obec Dolný Hričov. Za železničnou traťou v smere hlavného prúdenia podzemných vôd je územie využívané ako orná pôda. V tejto lokalite sa využíva technológia remediácie in situ, pričom z inokulačnej obohacovacej jednotky sú baktérie inokula obohatené kyslíkom injektované šachtami 1 a 2 do kontaminovanej podzemnej vody. Odtiaľ sú distribuované do podzemnej vody. Pre hodnotenie migrácie mikroorganizmov a znečistenia sa v lokalite Hričov vzorky odoberali z 10 pozorovacích objektov, ktoré boli súčasťou hydraulickej clony: S1, výška hladiny : 300 - 400 cm V 102, výška hladiny : 240 - 330 cm S2, výška hladiny : 240 - 330 cm V 103, výška hladiny : 200 - 245 cm S4, výška hladiny : 220 - 320 cm HP 302, výška hladiny : 310 - 580 cm S12, výška hladiny : 230 - 310 cm šachta 1, výška hladiny : 250 - 320 cm

S23, výška hladiny : 280 - 315 cm šachta 2, výška hladiny : 240 - 290 cm Metódou izolínií sme získali plošnú dvojrozmernú charakteristiku lokality. 3. VÝSLEDKY A DISKUSIA V podzemnej vode lokality Hričov sme sledovali chemické, biologické, mikrobiologické a ekotoxikologické ukazovatele. Metódou izolínií sme vyhodnotili len rok 1998. Podľa našich očakávaní sa koncentrácia NEL IČ, NEL UV znižovala smerom od zdroja znečistenia, pričom kontrolný pozorovací objekt HP 302 bol na okraji izolínií s najnižšou koncentráciou NEL (obr.1). Podobné boli izolínie EL IČ. Podobný trend bol zjavný aj v izolíniách podľa NEL UV, kde takisto najvyššia koncentrácia sa nachádzala v blízkosti zdroja znečistenia a so zvyšujúcou sa vzdialenosťou sa koncentrácia sledovaných látok znižovala, rovnako ako boli tvorené izolínie EL UV. V smere od inokulačných šácht bola kontaminácia nepolárnymi extrahovateľnými látkami výrazne nižšia (obr.1), čo súvisí s remediáciou in situ. Obr. 1: Izolínie NEL UV v lokalite Hričov v roku 1998.

Čo sa týka sledovaných biologických a mikrobiologických ukazovateľov neboli trendy izolínií také jednoznačné: Izolínie živých organizmov sa kumulovali okolo dvoch základných objektov, a to okolo pozorovacích objektov S1 a S2, ktoré sú v centre kontaminácie a okolo šachty 2, kde sa inokulovala kultúra adaptovaná na degradáciu daného znečistenia. Z tohto dôvodu bola prítomosť väčšieho počtu živých organizmov pochopiteľná, pretože tu mohlo dochádzať ku kumulácií živín z inokula baktérií. Pozorovací objekt HP 302 leží na okraji izolínií s najnižším počtom živých organizmov v 1 ml, čo by mal byť logický výsledok remediácie a s tým súvisiacim nižším obsahom živín. Opačný trend izolínií sme pozorovali u mŕtvych organizmov, kde najväčší počet bol zistený práve v kontrolnom pozorovacom objekte HP 302, aj keď celkový počet bol nižší ako bol počet živých organizmov. Tento trend môže byť spôsobený postupným odumieraním organizmov, pre ktoré sa znižuje koncentrácia prístupných organických látok prítomných v podzemnej vode súvisiacej so znižujúcou sa kontamináciou, pričom časť živých organizmov v smere prúdenia podzemnej vody odumiera.

Hoci bezfarebné bičíkovce patria k živým organizmom ako významný ukazovateľ kvality vody sme ho hodnotili samostatne. Oproti ostatným živým organizmom bol najväčší počet bezfarebných bičíkovcov v šachtách 1 a 2, kde boli privádzané adaptované baktérie spolu so živinami, na ktorých mohli tieto konzumentné organizmy dobre prežívať, prípadne sa aj rozmnožovať. Počty mezofilných a psychrofilných (obr. 2) baktérií sa zvyšovali smerom od zdroja znečistenia, kontrolný pozorovací objekt HV 103 bol na konci izolínií s najvyšším počtom mezofilných a psychrofilných baktérií (maximá 646 resp. 4462 KTJ/ml). Zo šácht, odkiaľ bolo inokulum distribuované do podzemnej vody, boli mikroorganizmy pravdepodobne pasívne unášané v smere prúdenia podzemnej vody a pri tom dochádza k ich pomnožovaniu. Obr. 2: Izolínie psychrofilných baktérií v lokalite Hričov v roku 1998.

Toxický účinok po 15 minútovej expozícii v teste na Vibrio fischeri (obr.3) podľa nášho očakávania sledoval izolínie predovšetkým chemických ukazovateľov NEL a EL, pričom toxicita sa znižovala v smere znižovania koncentrácie týchto látok a takisto je kontrolný objekt HP 302, ležiaci za kontaktnou zónou so selektovanými baktériami, v línií, kde sa toxický účinok na exponované baktérie neprejavil. Obr. 3: Izolínie inhibície luminiscencie Vibrio fischeri v 15 min. teste v lokalite Hričov v roku 1998.

Výsledky testu na Sinapis alba s 72 hod. expozičným časom (obr. 4) poukázali na zvyšujúci sa toxický účinok v smere od zdroja znečistenia a za kontaktnou zónou inokulácie, čo môže súvisieť s citlivosťou organizmu a pravdepodobnou prítomnosťou pesticídov v okolí pozorovacieho vrtu HP 302. Obr. 4: Izolínie inhibície rastu koreňa Sinapis alba v 72 hodinovom expozičnom čase v lokalite Hričov v roku 1998.

4. ZÁVERY Systém ochrany a monitoringu podzemných vôd a eliminácia ropného znečistenia biodegradáciou predstavuje veľmi pozitívny prístup ku ochrane vôd aj vzhľadom na to, že využíva prírodné procesy a stimuluje ich. Na základe našich výsledkov môžeme konštatovať, že: - Podľa chemických a ekotoxikologických ukazovateľov bolo najvyššie znečistenie pri pozorovacom objekte S1, smerom k HV 103 sa znečistenie znižovalo, čo sa výrazne prejavilo v hodnotení pomocou izolínií. - Prúdením podzemnej vody mohla byť prevažná časť mikroorganizmov unášaná smerom k Hv 103, zjavné aj v izolíniách, a kde bola nižšia koncentrácia chemických ukazovateľov a baktérie tu mali pravdepodobne lepšie podmienky na svoj rast a rozmnoženie, preto v tejto oblasti mohlo dôjsť k pomnoženiu mikroorganizmov prítomných v inokule. - Biologické parametre boli v súlade s očakávaniami a ich izolínie sa kumulovali prevažne v oblasti inokulačných šácht. - Hodnotením izolínií podzemnej vody kontaminovanej lokality je možné sledovať odbúravanie sledovanej kontaminácie spolu s rozvojom detegovaných organizmov. - Výsledky hodnotenia pomocou izolínií následne môžu odhaliť najzraniteľnejšie miesto sledovaného ekosystému a smer postupu kontaminácie, resp. bioremedácie. - Metóda izolínií je dôležitá a perspektívna pri hodnotení znečistenia in situ.

LITERATÚRA [1] ČERMÁK,O.: Sprievodná správa: Výstavba sektorového protihavarijného systému, zabezpečujúceho monitorovanie kvality podzemnej vody, vytekajúcej spod areálu prevádzky Slovnaftu - Horný Hričov., Ekologický a hydrogeologický servis Žilina 1994. [2] EXNER - KOL.: Organické produkty ve výrobe a životním prostredí. ČSAV Praha 1990 [3] HOLUBEC, M. - LIŠKA, I. - TÓTHOVÁ, L.: Produkty a medziprodukty degradácie organických látok vo vodnom prostredí. TEŠ VTP 95/5415/621, VÚVH, Bratislava 1996. [4] MOGOŇOVÁ, E. - TÓTHOVÁ, L. - KOL.: Vplyv inokulácie selektovaných mikroorganizmov na prirodzenú biocenózu. Záverečná správa etapy 04 VTP 95/5145/621 čiastkovej úlohy 03- Zrdavotno - hygienické a toxickologické riziká vyplývajúce z degradačných produktov., VÚVH Bratislava 1999. [5] Risk Assesment, Management, and Communication of Drinking Water Contamination., US EPA/625/4-89/024., 1990. [6] TÓTHOVÁ, L. - KOL.: Zdravotno - hygienické a toxikologické riziká vyplývajúce z prítomnosti degradačných úproduktov. Metodika ČU 03. VTP 95/5415/621. VÚVH Bratislava, 1996. [7] TÓTHOVÁ - KOL.: Toxicita degradačných produktov. Zdravotno - hygienické a toxickologické riziká vyplývajúce z degradačných produktov. Záverečná správa etapy 01 VTP 95/5145/621 čiastkovej úlohy 01. VÚVH Bratislava, 1999.

DLOUHODOBÝ VÝVOJ BIOLOGICKÝCH POMĚRŮ V HRANIČNÍCH ÚSECÍCH ŘEKY DYJE Long-term development of biological parameters in border sections of the Dyje (Thaya) River Zdeňka Žáková Biotes, Brožíkova 13, 638 00 Brno Abstract: The paper presents a survey of the long-term development of saprobity (1959-1999) in the border stretches of the Dyje (Thaya) River. Water quality monitoring was performed by the Czech specialists from the Water Research Institute, Brno Branch Office in co-operation with the Austrian experts from Institut für Wassergüte in Vienna for the Czech-Austrian Commission of Border Waters. Considerably negative changes of water communities were observed in the localities influenced by organic pollution from food processing industry. Recently the water quality has an improving tendency.

ÚVOD Česko-rakouská komise pro hraniční vody pověřuje každoročně experty obou zemí sledováním jakosti vody v hraničních úsecích řeky Dyje a dalších hraničních toků. Biologická sledování prováděli v průběhu uplynulých čtyřiceti let pracovníci brněnské pobočky Výzkumného ústavu vodohospodářského T.G. Masaryka (Zelinka, Marvan, Obrdlík, Žáková, Kokeš, Holasová, Vojtíšková). Vystřídalo se i několik odborníků ze Spolkového ústavu pro jakost vod (Institut für Wassergüte) ve Vídni (Weber, Gunselius, Siegel). Na determinaci makrozoobentosu se podíleli též pracovníci Katedry zoologie a ekologie Přírodovědecké fakulty Masarykovy university v Brně. Výsledky pravidelných sledování umožňují vyhodnocení dlouhodobého vývoje saprobity v období 1959 -1999. V některých úsecích Dyje byly zjištěny výrazné negativní změny ve složení společenstev vodních organismů vlivem znečištění lehce rozložitelnými organickými látkami a opětný návrat k původnímu stavu po snížení znečištění. MATERIÁL A METODIKA Biologické rozbory byly prováděny podle „Společné metodiky sledování stavu jakosti česko-rakouských hraničních vod“, která je pravidelně doplňována a aktualizována ve spolupráci českých a rakouských expertů. Základní metodické postupy zůstaly po celou dobu sledování v podstatě shodné. Při posledním upřesňování společné metodiky v roce 1993 bylo upuštěno od kvantitativního stanovení drobného biosestonu a navíc bylo zařazeno sledování koncentrace chlorofylu a. Sledování, která byla prováděna po celé hodnocené období: n stanovení síťového planktonu, n stanovení nárostů, n stanovení makrozoobentosu. Metodické postupy se z větší části shodují s českými Metodami biologického rozboru povrchových vod. Stupeň saprobity se stanovuje s použitím vzorce PantleBuck s indikační váhou jednotlivých druhů organismů (odpovídá ČSN 83 0532, část 6, změna a-4/1980). Hojnost výskytu jednotlivých organismů se udává podle pětistupňové odhadní stupnice (Braun-Blanquet). Při vyhodnocení jakosti vody se používají čtyři saprobní stupně a tři mezistupně podle následující tabulky:

STUPEŇ SAPROBITY oligosaprobita (o) oligosaporbita až betamezosaprobita (o-b) betamezosaprobita (b) beta- až alfamezosaprobita (b-a) alfamezosaprobita (a) alfamezosaprobita až polysaprobita (a-p) polysaprobita (p)

INDEX SAPROBITY S 0 - 1,5 1,5 - 1,8 1,81 - 2,30 2,31 - 2,70 2,71 - 3,20 3,21 - 3,50 > 3,5

Dlouhodobě byly sledovány následující lokality v hraničním pásmu Dyje: Dyje nad Vranovskou nádrží pod Drosendorfem Dyje nad ústím Pulkavy Dyje pod ústím Pulkavy Dyje u obce Bernhardsthal (16,2 km). Výsledky stanovení indexu saprobity byly vyhodnoceny na profilu Drosendorf za 11 let (od roku 1988, odběry vzorků 1x ročně), další tři lokality za 40 let (od roku 1959, odběry vzorků 4-5x ročně). Jako výsledná hodnota je uváděn průměrný index saprobity všech sledovaných společenstev - biosestonu, nárostů a makrozoobentosu. VÝSLEDKY Dyje nad Vranovskou nádrží (před česko-rakouskou hranicí v profilu Drosendorf) vykazovalo složení společenstev po celé sledované období 1988 -1999 poměrně ustálenou jakost vody - v rozmezí beta až alfamezosaprobity s postupně se zlepšující tendencí směrem k betamezosaprobitě. V makrozoobentosu převládaly larvy jepic (hlavně zástupci rodu Baetis) a chrostíků (rodů Hydropsyche a Rhyacophila). Společenstvo nárostů bylo druhově velmi bohaté - bylo tvořeno převážně bentickými rozsivkami, zelenými kokálními a vláknitými řasami (Siphonocladiales - rody Cladophora a Rhizoclonium), v menším množství byly pozorovány ruduchy rodů Lemanea a Hildebrandia. Řeka Dyje obsahovala v tomto úseku velké množství fytoplanktonu z horního povodí Rakouské a Moravské Dyje. Dokazují to i vysoké hodnoty koncentrace chlorofylu a (v květnu 1998 i 1999 přes 200 µg.l-1). Dlouhodobě ustálený příznivý stav byl pozorován po dobu 40 let též v úseku řeky Dyje nad ústím rakouského přítoku Pulkavy. Index saprobity osciloval kolem rozhraní beta až alfamezosaprobity (S=2,5). Bentické společenstvo živočichů bylo tvořeno převážně blešivci (Gammarus roeseli), larvami jepic a chrostíků. V nárostech převládaly čistobytné druhy bentických rozsivek (hlavně druhy Melosira varians, Diatoma vulgaris, Synedra ulna) a vláknité řasy (Cladophora glomerata, Vaucheria sp.), vodní mechy (Bryophyta). Ojediněle byly zastoupeny ruduchy (Audouinella chalybaea). K výrazným změnám došlo po roce 1959 pod vyústěním rakouského přítoku Pulkavy, který přináší odpadní vody z potravinářského závodu v Pernhofenu (podrobněji viz referát Kočkové tento sborník). Jak je zřejmé z grafického znázornění, saprobita vody se postupně zhoršovala až do začátku osmdesátých let, kdy byla Dyje pod Pulkavou hodnocena jako polysaprobní tok. V době maximálního znečištění bylo celé říční dno i břehy pokryty mohutnými porosty vláknitých bakterií. Černé sirovodíkové bahno neumožňovalo život ani polysaprobním živočichům. Po uvedení do provozu čistírny odpadních vod v závodě Jungbunzlauer došlo k postupnému

zlepšování stavu až do konce devadesátých let, kdy se v podstatě bentické společenstvo vrátilo do původního stavu. Problémem zůstává intenzívní tmavě hnědé zbarvení vody v Pulkavě a v Dyji pod Pulkavou a zbytkový obsah některých škodlivých látek z technologie závodu. Na posledním dlouhodobě sledovaném hraničním profilu řeky Dyje v Bernhardsthalu se po dlouhou dobu výrazně projevoval vliv kampaňového znečištění z cukrovarů v povodí. Jak je zřejmé z grafického znázornění indexu saprobity, v kampaňovém období docházelo ke zhoršení asi o jeden a půl saprobního stupně. Nejhorší stav byl pozorován na začátku sedmdesátých let, kdy společenstvo toku charakterizovalo polysaprobitu. Břehy a dno byly pokryty hustými porosty vláknitých bakterií (Sphaerotilus natans aj.), které se odpoutávaly a plavaly po toku. Po ukončení provozu cukrovarů a výstavbě soustavy nádrží Nové Mlýny se jakost vody v Dyji postupně zlepšovala až do současné doby, kdy se již kampaňové znečištění neprojevuje. Stav je po celý rok poměrně vyrovnaný (kolem beta až alfamezosaprobity). V současné době je hlavním problémem v tomto úseku přísun fytoplanktonu z novomlýnských nádrží. Koncentrace chlorofylu a dosahuje v letním období hodnoty až přes 100 µg.l-1. ZÁVĚR Výsledky dlouhodobých sledování saprobního indexu makrozoobentosu, nárostů a biosestonu hraničních úseků řeky Dyje ukázaly v období ulynulých čtyřiceti let na některých lokalitách (pod Pulkavou, Bernhardsthal) nepříznivý vliv organického znečištění ze závodů potravinářského průmyslu, který se do dnešní doby podařilo z velké části eliminovat.

D yje D ro s e n d o rf 19 88 -19 99 S A P R O B IT A 4,5 4

3 2,5 2 1,5 1 0,5

1999

1998

1997

1996

1995

1994

1993

1992

1991

1990

1989

0 1988

Index saprobity S

3,5

D yje n ad a p o d ú stím P u lk avy 1 95 9-1 99 9 S A P R O B IT A 4,5 4

Index saprobity S

3,5 3 2,5 2 1,5 1 0,5

S p o d P u lka vo u

S n a d P u lka vo u

P o ly n o m ický (S n a d P u lka vo u )

1998

1995

1992

1989

1986

1983

1980

1977

1974

1971

1968

1965

1962

1959

0

P o ly n o m ický (S p o d P u lka vo u )

D yje B ern h a rd sth al 19 59 -1 99 9 S A P R O B IT A 4,5 4

Index saprobity S

3,5 3 2,5 2 1,5 1 0,5

S m im o k a m p a ň

S ka m p a ň

P o ly n o m ický (S ka m p a ň )

1999

1997

1995

1993

1991

1989

1987

1985

1983

1981

1979

1977

1975

1973

1971

1969

1967

1965

1963

1961

1959

0

P o ly n o m ický (S m im o k a m p a ň )

LITERATURA Kunst, Z., Kreitner, P. (1993). Společná metodika sledování stavu jakosti českorakouských hraničních vod. Česko-rakouská komise pro hraniční vody, PrahaVídeň,1993.