obsah (contents)

Komentáře

Transkript

obsah (contents)
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: [email protected] 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