Nové metody hodnocení makrozoobentosu tekoucích vod Jiří Kokeš Denisa Vojtíšková

Transkript

1 Nové metody hodnocení makrozoobentosu tekoucích vod Jiří Kokeš Denisa Vojtíšková Tento text je výstupem z resortního úkolu VÚV č. 233 Hodnocení dopadu antropogenních faktorů na vybrané složky biocenóz povrchových vod, zadaného Ministerstvem životního prostředí ČR. Výzkumný ústav vodohospodářský T.G. Masaryka Brno 1999

2 Obsah Předmluva... 4 Úvod... 4 Skupiny organismů... 5 Bakterie... 6 Mikrofyta... 6 Makrofyta... 6 Mikrozoobentos... 7 Makrozoobentos... 7 Ryby... 8 Závěr... 8 Odběr a zpracování vzorků... 8 Vytypování lokality... 9 Obecné... 9 Stanovení úseku... 9 Odběr vzorků Odběr vzorků v mělkých tekoucích vodách Odběr vzorků v hlubokých vodách Zpracování vzorku Zaznamenání proměnných prostředí Metody hodnocení Indexy diverzity Princip a použití indexů diverzity Výpočet indexů diverzity Biotické indexy Princip a použití biotických indexů Výpočet nebo stanovení biotických indexů Zařazení do tříd čistoty Indexy podobnosti Princip a použití indexů podobnosti

3 Výpočet indexů podobnosti Hodnocení podle ekologického profilu společenstva Princip a použití ekologického profilu společenstva Výpočet ekologického profilu společenstva Další metody Predikční systém PERLA Princip a použití predikčního systému PERLA Výpočty v predikčním systému Perla a program HOBENT Srovnání některých indexů s použitím testovacího souboru Shrnutí a závěr Literatura Poděkování Na tom to místě bychom rádi poděkovali RNDr. Světlaně Zahrádkové, Ing. Pavlu Horákovi, CSc. a Ing. Ilji Bernardové za přečtení rukopisu a připomínky k němu. 3

4 Předmluva K hodnocení kvality tekoucích vod z biologického hlediska se u nás v praxi používá především saprobní systém. Ten jako osamocené kriterium pro posuzování ekologické kvality toků nestačí. V zahraničí existují nebo jsou vyvíjeny další metody posuzování. Některé jsou obdobou saprobního indexu (biotické indexy, BMWP, BBI, ETBI, IBGN), jiné jsou založeny na zcela jiných principech (RIVPACS, Ekologický profil). V tomto textu se snažíme podat odborné veřejnosti současně základní přehled o těchto nových metodách i o tradičních metodách jako jsou saprobní index nebo indexy diverzity. Metody hodnocení mohou dát smysluplný výsledek pouze tehdy, pokud byly s náležitou pozorností provedeny předcházející kroky, tj. odběr vzorků a jejich zpracování. Tyto kroky nelze opakovat, na rozdíl od vyhodnocení jednoho souboru vzorků, které lze provést mnohokrát. Proto je připojena i kapitola o zpracování a odběru vzorků. Úvod Nikdy v minulosti nebylo působení člověka na přírodu tak intenzivní jako v současné době. Vliv na vodní toky a jejich okolí je přitom jeden z největších. Vodní toky protékají často územím zvlášť vhodným pro lidské osídlení a odrážejí se v nich také změny v krajině jejich povodí. Jsou ovlivňovány nepřímo změnami v krajině i přímo, ať už vypouštěním znečišťujících látek do vody nebo inženýrskými úpravami toků. Všechny tyto změny mají negativní vliv na stav vodního toku, a to jak po stránce biologické, tak po stránce hydrologické. Ekologické i hydrologické funkce toků bývají často narušeny. V minulosti se vodní toky využívaly extenzivně jako zdroj vody, potravy a jako dopravní cesta. V současné době intenzita působení člověka na toky velmi vzrostla a přibyly další způsoby využití včetně energetického, rekreačního, estetického nebo přírodně ochranného. Vzhledem k zatížení toků lidskými aktivitami mohou toky sloužit jako významný indikátor s vypovídací schopností nejen o prostředí samotného toku, ale celého povodí. Vodní tok není jen koryto, kterým je odváděna voda z krajiny. Vodní tok je systém, který žije svým životem. Je to mimo jiné životní prostředí mnoha druhů organismů více či méně s tokem svázaných. Zásahy do jedné složky toku se odrážejí v ostatních. Narušení živých společenstev toku se odrazí i v kvalitě vody, živá společenstva naopak reagují na 4

5 změny, které v toku způsobil člověk. Tyto změny mohou být nejrůznějšího charakteru. Mohou to být změny v kvalitě vody, nepřirozené kolísání průtoků, inženýrské úpravy, zásahy do povodí atd. Proto patří zacházení s říčními ekosystémy a jejich ochrana, ať už z hlediska jakosti povrchových vod nebo ochrany biodiverzity, k nejdůležitějším úkolům současnosti. Hodnocení kvality vody je založeno na fyzikálních, chemických nebo biologických metodách. Ačkoli fyzikálně-chemické metody monitoringu povrchových vod jsou asi nejstarší, biologické metody mají tradici více než stoletou. Pozorování, že znečištěné vody obsahují jiné organismy než vody čisté, bylo poprvé zaznamenáno již v minulém století (Kolenati 1848). Klasický saprobní systém založený na přítomnosti určitých indikátorových druhů vytvořili Kolkwitz a Marsson (1902, 1908, 1909). Saprobní systém umožňuje postihnout vliv organického znečištění na biotu tekoucích vod. Tento systém byl v průběhu let zdokonalován (Pantle a Buck 1955, Zelinka a Marvan 1961, Sládeček 1973, ČSN ) a dnes je používán ve více zemích Evropy. V zemích západní Evropy se používají i jiné biotické systémy, založené na stanovení bioindikátorů a jejich indikačního významu, jako je například BMWP skóre a ASPT index ve Velké Británii (Armitage et al. 1983), Belgický Biotický Index (De Pauw et al. 1983, Metcalfe 1989), Biotický Index ve Francii (Anonym, Metcalfe 1989), RIVAUD index ve Švýcarsku (Lang et al. 1995) aj. Během posledních dvou desetiletí se přesouvala pozornost odborné veřejnosti od organického zatížení k eutrofizaci, toxickým účinkům rozpuštěných i nerozpuštěných látek a v posledních letech ke kvalitě vodních ekosystémů jako celku. V osmdesátých letech byla ve Velké Británii vypracována metoda RIVPACS (River InVertebrate Prediction and Classification System)(Armitage et al. 1985, Wright 1995, Wright et al. 1985, 1989, 1993), posuzující kvalitu říčních ekosystémů z poněkud jiného hlediska než ji mohou posoudit biotické indexy. Je založena na predikci společenstva makrozoobentosu, které by se na hodnocené lokalitě vyskytovalo v případě, že by lokalita nebyla antropogenně ovlivněna, a následném srovnání tohoto předpověděného společenstva se skutečným složením společenstva na hodnocené lokalitě. Skupiny organismů Ekosystémy povrchových tekoucích vod zahrnují široké spektrum organismů - od mikroorganismů (bakterie, řasy), přes mechy, vyšší rostliny, bezobratlé až po obratlovce. 5

6 K hodnocení stavu toku lze použít různé skupiny organismů. Výhody a nevýhody hlavních skupin jsou shrnuty níže (Friedrich 1995, Knoben et al. 1995). Bakterie - používají se jako indikátory organického a fekálního znečištění, pro hodnocení čistoty vod z hlediska hygienických norem a pro testy akutní toxicity. - druhová skladba nebo struktura bakteriálního společenstva se běžně nestanovuje, fyziologické skupiny jsou však dobrým indikátorem průběhu samočistících procesů (např. amonizační, denitrifikační, desulfurikační bakterie) (Mlejnková 1998). Mikrofyta Výhody - zahrnují mnoho kosmopolitů - jejich ekologie je většinou známá (ne vždy) - vyskytují se ve všech tekoucích vodách - odběrové metody jsou standardizované - mají krátký generační cyklus a rychle znovu osídlují vhodné biotopy - vhodné pro hodnocení vlivu změn v chemickém složení vod Nevýhody - jejich determinace je často obtížná - mají sezónní výskyt - jsou často vázány na mikrobiotopy - indikují spíše trofii Makrofyta Výhody - jedná se o přisedlé, zcela nepohyblivé organismy - jejich determinace je jistá a snadná - je vypracovaná nauka o rostlinných společenstvech Nevýhody - na stresy reagují pomalu - jsou vázány na sedimenty - znovuosídlují pomalu 6

7 - nevyskytují se všude a jejich výskyt je sezónní - jsou závislé na světle - indikují spíše trofii Mikrozoobentos Výhody - organismy rychle reagují na stresy - rychle znovu osídlují vhodné mikrobiotopy - vyskytují se ve všech vodách - je mezi nimi mnoho kosmopolitů Nevýhody - jejich determinace je obtížná a v některých případech je možná jen u živých organismů - jsou vázány na určité mikrobiotopy - jsou vysoce závislé na průtoku - často jsou přizpůsobivé na polutanty Makrozoobentos Výhody - organismy jsou dobře určitelné - jejich taxonomie je dobře propracovaná - odběrové metody jsou standardizované - vyskytují se prakticky ve všech tekoucích vodách - jejich ekologie je většinou známá - mají relativně malou pohyblivost, mohou být považovány za stálé obyvatele habitatu - jsou mezi nimi zástupci různých trofických úrovní - mají dostatečně dlouhý životní cyklus u různých druhů různý (od několika generací do roka po několikaletý vývoj) - vykazují dobrou reakci na stresy a reagují i na zhoršené životní podmínky - známky krátkodobého stresu mohou být detekovatelné delší dobu - nejsou přímo ovlivňované lidskými aktivitami (vysazování, selektivní výlov ap.) - rychle znovu osidlují vhodné tekoucí vody Nevýhody - jejich výskyt vykazuje sezónní změny 7

8 - na jejich výskyt má vliv složení substrátu a další parametry Ryby Výhody - jsou relativně snadno ulovitelné a snadno určitelné - pozice na vrcholu potravního řetězce z nich činí klíčovou skupinu - zahrnují několik trofických hladin - žijí dlouho a jsou mobilní, proto dobře indikují dlouhodobé změny Nevýhody - jsou velmi pohyblivé, vykazují únikové chování vzhledem ke znečištění, u mnoha druhů existuje sezónní migrace dolů nebo nahoru po toku ke kladení jiker - jsou přímo ovlivňované člověkem selektivním lovem a umělým odchovem a vysazováním Závěr Z výše uvedených skupin jsou v evropských guidelines pro hodnocení toků doporučovány mikrofyta a makrofyta, které velmi dobře vystihují trofii sledované lokality, makrozoobentos a ryby. Ze 100 existujících odlišných metod biologického hodnocení jsou dvě třetiny založeny na makrozoobentosu. Při interkalibračních testech evropských metod hodnocení kvality toků se ukázalo, že nejúspěšnějšími metodami hodnocení byly právě metody založené na společenstvech bentických bezobratlých (De Pauw et al. 1993). Odběr a zpracování vzorků Z předchozího přehledu je zřejmé, že makrozoobentos patří k nejvhodnějším skupinám indikačních organismů a všechno, co je v následujícím textu uvedeno, se týká pouze makrozoobentosu. Hydrobiologické výzkumy můžeme rozdělit na dva základní typy: I. kvantitativní studie. Zjišťujeme které taxony a kolik jedinců jednotlivých taxonů se nachází na jednotku plochy lokality. Kvantitativní studie jsou náročné na čas a prostředky. II. kvalitativní studie. Zjišťujeme seznam druhů žijících na lokalitě. Ten může být doplněn údaji o relativní abundanci, v takovém případě lze hovořit o semikvantitativní studii. 8

9 Vytypování lokality Obecné Výskyt a rozmístění taxonů v toku je ovlivněno více faktory, z nichž za nejdůležitější lze považovat charakter substrátu říčního dna (dále jen substrátu), rychlost proudu, hloubku a dostupnost potravy. Proto je velmi důležitou věcí výběr míst odběru v toku. Pro saprobiologický monitoring (např. v rámci SVHB) je předepsána metoda odlovu pouze z proudivých úseků toků. Jak bylo zmíněno, jsou jednotliví zástupci makrozoobentosu vázáni na určitý charakter substrátu. Chceme-li tedy posuzovat pouze čistotu vody, je možné tento vliv minimalizovat odběrem pouze z proudivých míst s podobnou rychlostí proudu, hloubkou a substrátem. V proudivých úsecích se také většinou vyskytuje početnější a rozmanitější společenstvo makrozoobentosu. V úsecích s pomalým proudem a sedimenty se mohou vyskytovat i organismy tolerantnější k organickému znečištění (larvy pakomárů, červi ap.). Zajímáme-li se však o celkovou ekologickou kvalitu toku, dostaneme v mnoha případech odběrem pouze z proudivých míst neúplné výsledky. Je tomu tak proto, že nejen různé druhy, ale i různá vývojová stadia jednoho druhu mohou mít rozdílné ekologické nároky. Abychom získali přehled o společenstvu makrozoobentosu ve zkoumaném úseku toku, musíme postupovat v následujících krocích: Stanovení úseku Lokalita je identifikována názvem (tok profil), číslem hydrologického pořadí, staničením (říčním kilometrem) a nadmořskou výškou. Na lokalitě je stanoven charakteristický úsek, odběrový úsek a odběrová místa. Charakteristický úsek: je to úsek, na základě kterého jsou stanoveny hodnoty proměnných prostředí (spád, kvalita substrátu, porosty vodních rostlin, zastínění, druh okolní vegetace atd.). Jeho délka se rovná 7-násobku šířky toku nebo 50 m (podle toho, co je kratší) směrem nahoru a dolů po toku od odběrového úseku toku. Odběrový úsek: protože charakteristický úsek toku není možné celý provzorkovat, je obvykle uprostřed charakteristického úseku stanoven kratší odběrový úsek. Měl by zahrnovat všechny habitaty vyskytující se v charakteristickém úseku. U menších toků (šířka zaplaveného koryta do 5 m) je provzorkován celý odběrový úsek toku a téměř celý charakteristický úsek (obr. 1a). 9

10 Odběrová místa: jsou to místa vlastního odběru vzorků. Postup pro jejich vytypování je následující: vytypujeme všechny habitaty, které se v odběrovém úseku vyskytují. Jsou to místa s různou rychlostí proudu, různě vzdálená od břehu, trsy trav splývající u břehu do vody (habitat pro některé schránkaté chrostíky), větve nebo kmeny ležící ve vodě (habitat pro schránkaté chrostíky, některé jepice či pošvatky), kořeny, místa s různou kvalitou substrátu jako např. kamenitý, písčitý (např. Ephemera), jemné sedimenty (střechatky, máloštětinatí červi), trsy vodních rostlin v proudu (muchničky), klidnější voda s vodními rostlinami poblíž břehu (např. Asellus aquaticus) atd. U každého habitatu odhadneme jeho plošný podíl z celkové plochy dna odběrového úseku a při odběru vzorku pak každému habitatu věnujeme odpovídající podíl celkové doby odlovu. Je-li řeka ponechána v přirozeném stavu, vytváří většinou místa mělčí (peřej - riffle) a hlubší (tůň - pool). Pokud je dno toku tvořeno propustnými říčními sedimenty (nikoliv např. skalním podložím), peřeje a tůně se více méně pravidelně střídají ve vzdálenosti asi pěti až sedminásobku šířky toku (Hynes 1972). Stanovíme tedy charakteristický úsek toku, který zahrnuje jak peřej, tak tůň. Je-li úsek 7x delší než je šířka toku, měl by zahrnovat všechny variace koryta. Protože u větších toků není možné tuto podmínku dodržet, charakteristický úsek je kratší, asi 100 m dlouhý. V britské metodice RIVPACS (Furse et al. 1986) je doporučena délka charakteristického úseku sedminásobek šířky toku na obě strany od odběrového úseku (viz dále). Takový úsek potom zahrnuje celý meandr, neboť v typickém meandru jsou dvě peřeje. Velmi mnoho úseků našich toků, zvláště v tratích mimo lesy, je regulovaných. Někdy je regulace zjevná, jindy je na první pohled nezřetelná. Regulace může být stará, podpořená např. porosty olší na březích, a tok se může zdát přirozený. Takový regulovaný tok má ale ochuzené příbřežní habitaty a rozdělení na mělčiny a tůně může být setřeno. Rovněž meandrování je narušeno. Některé habitaty se pak mohou vyskytovat jen na malé ploše. Rozdělení na mělčiny a tůně se v regulované řece stírá za vyššího stavu vody. Na to je třeba myslet při stanovování charakteristického úseku toku a volbě odběrových míst a data odběru. Za vyšších vodních stavů, není-li možné dobře rozlišit a prolovit všechny habitaty toku kvůli jejich nezřetelnosti a nedostupnosti, je lépe odběr o několik dní odložit. Obr. 1: Vymezení charakteristického úseku toku, odběrového úseku toku a odběrových míst na lokalitě, kde je a) šířka zaplaveného koryta do 5 m odběrový úsek toku šířka 7 x šířka 7 x šířka charakteristický úsek toku 10

11 b) šířka zaplaveného koryta 5 m a širší odběrová místa odběrový úsek toku 50 m 50 m c) příklady habitatů charakteristický úsek toku Odběr vzorků Odběr vzorků v mělkých tekoucích vodách Mělkými tekoucími vodami jsou toky, které může hydrobiolog ve vysokých holínkách přejít napříč za normálního vodního stavu, tzn. asi 1 m hluboké. V takovýchto tocích lze odebrat vzorky ze všech habitatů. Doporučuje se provést odběr za normálního vodního stavu (Q 270d ), za vysokého vodního stavu je lépe odběr odložit. 11

12 Vzorkovací zařízení Pro vzorkování se používá ruční síť, Surberův odběrák, válcový odběrák, Kubíčkův odběrák atd. (ČSN EN 28265). Pro kvalitativní a semikvantitativní výzkumy se používají většinou ruční sítě. (ČSN EN 27828). Ruční síť se sestává z rukojeti a rámu. Rám může být různého tvaru - kruhový, trojúhelníkový, obdélníkový. Rovněž velikosti rámů mohou být různé. Při semikvantitativních výzkumech mohou různé tvary a velikosti použitých sítí znesnadňovat standardizaci velikosti vzorků. Nejlépe se osvědčuje obdélníkový rám podle obrázku. Ochranné plátno je ze syntetického materiálu, vlastní síť z uhelonu. Na rám je ještě pro ochranu navlečena podélně rozříznutá hadice. Spodní strana sítě, která je ve styku se dnem, je rovněž chráněna ochranným plátnem. Tab. 1: Doporučené velikosti ok sítí Cíl práce velikost ok (mm) dopor. hloubka sítě (mm) poznámka Orientační průzkum 0,5 0, nejsou zachycena raná vývojová stadia Přehledový výzkum, též 0,5 475 nemusí být zachycena všechna raná pro predikční systém vývojová stadia 12

13 Vlastní odběr vzorku: Metoda odběru je v souladu s ČSN EN Ruční síť je postavena kratší stranou rámu na dno a to je před ní rozrýváno nohou (kick sampling). Ve velmi mělké vodě lze obracet kameny rukou. Uvolněné organismy jsou splavovány proudem vody do sítě. Rozrývaný úsek dna je těsně před sítí, v silnějším proudu může být vzdálenost větší, aby do sítě nebylo splaveno mnoho písku. V místech se silným proudem je možno si stoupnout před síť (zády ke směru proudu). Proud přicházející do sítě je tím zmírněn. Výskyt přisedlých organismů (pijavky, Ancylus) je třeba dodatečně kontrolovat prohlížením kamenů a jejich případným omytím rukou. I když vzorky nejsou odebírány kvantitativně, je možné dosáhnout určité standardizace. Ta může být provedena tím, že vzorky jsou odebírány po stejnou dobu, např. 3 minuty čistého času (tzn. započítává se pouze čas po který je dno rozrušováno nohama, jsou promývány rostliny ap., čas strávený přecházením mezi odběrovými místy není do doby lovu započítán). Odběr vzorků v hlubokých vodách V hlubokých vodách (u nás např. Labe, Vltava nebo Morava na dolním toku) nelze výše popsaným způsobem dosáhnout přehledu o společenstvu makrozoobentosu, neboť s ruční sítí lze odebrat vzorky jen v malé části dna řeky poblíž břehů. Je proto nezbytné odebírat vzorky z člunu nebo lodě při použití jiných metod a odběrových zařízení. Pro dno tvořené bahnem nebo jemným pískem jsou vhodné drapáky. Birge-Ekmanův drapák, jehož čelisti jsou zavírány pérem, nebo větší Ponarův drapák, jehož čelisti se zavírají vlastní vahou. Ponarovým drapákem se zatíženými čelistmi lze odebírat i ve štěrkovém dně. Při vytahování drapáků unikají jemné frakce. Nejsou-li čelisti správně sevřeny, protože se mezi ně dostal kámen, je nutné odběr provést znovu. Pro dno tvořené hrubým štěrkem a kameny se běžně použitelné (ručně ovladatelné) drapáky nehodí. Ani zatížený Ponarův drapák o ploše 0,056 m 2 (strana asi 25 cm) a váze 23 kg se neosvědčil, bylo-li dno tvořeno kameny většími jak 16 mm (Elliot et al. 1981). V takovém případě je třeba použít vlečné sítě nebo větší drapáky a ovšem také velkou loď. Výhodný je pneumatický vzorkovač (Pehofer 1998), založený na stejném principu jako akvarijní vzduchový filtr nebo odkalovač. Výkon vzduchování je ale tak velký, že vynese i větší kameny. Jejich velikost je dána průměrem trubky. Velké kameny (větší jak asi 10 cm) ani živočichy na nich usazené však většinou ani s ním vzorkovat nelze, nehodí se rovněž pro bahnité dno. Doba odběru vzorku může být tak 13

14 krátká (2 min), že nemusí být nutné kotvit loď. Pneumatický vzorkovač se osvědčil lépe než drapáky (Bretschko et al. 1998). Uvedené vzorkovače jsou popsány a vyobrazeny v ČSN EN ISO 9391 a znázorněny na obr. 4 a 5. Zpracování vzorku Na lokalitě jsou organismy vybrány a nafixovány přidáním roztoku formaldehydu do výsledné 4 % koncentrace. Některé organismy je lépe fixovat a konzervovat etanolem (měkkýše, korýše ap., z jejichž schránek a krunýřů by formaldehyd postupně odstranil vápenec a tím by byla ztížena nebo znemožněna determinace). Je vhodné vytřídit část vzorku do zkumavek podle základních taxonomických skupin. Zbytek vzorku je pak zbaven přebytečné vody, nafixován formaldehydem a odvezen do laboratoře, kde jsou vybrány zbylé organismy. Pro rutinní monitoring je přípustné vybrat všechny organismy přímo na lokalitě (čas pro vybírání je pak delší než při metodě popsané v předchozím odstavci) nebo určit a spočítat snadno určitelné organismy přímo na lokalitě, zapsat je do protokolu a opět je pustit. Je také přípustné vybrat pouze část některé taxonomické skupiny, odhadnout zbylý počet jedinců a ten zapsat do protokolu. Po zdeterminování se počty taxonů přepočítají. Takto mohou postupovat pouze zkušení hydrobiologové. 14

15 Všechny vzorky musí být označeny, a to jak na vzorkovnici, tak uvnitř na lístku papíru. Zaznamenání proměnných prostředí Zaznamenat si některé proměnné prostředí hodnocené lokality je užitečné, pro hodnocení vzorku predikčním systémem PERLA (viz dále), je to nutné. Proměnné prostředí se stanovují z celého charakteristického úseku toku. Systém PERLA zatím pracuje s následujícími proměnnými: Vzdálenost od pramene odečítají se z map nebo lze použít publikované údaje. Nadmořská výška lze změřit na místě, odečíst z map nebo použít publikované údaje, existují-li. Spád lze odečíst z map (nutno použít mapy malého měřítka, nejlépe 1:10 000) nebo lépe změřit jej na místě nivelačním přístrojem jako sklon hladiny. Šířka toku měří se na několika místech tak, aby byla zjištěna průměrná šířka v charakteristickém úseku. Hloubka toku lze změřit na několika místech a vypočítat průměr. Přesnější je vytypovat dva průměrné příčné transekty v odlovném úseku, změřit na nich v několika místech hloubky tak, aby byly zachyceny jejich variace v celé délce transektu, a vypočítat průměrnou hloubku takto získaného měrného profilu pomocí nějakého počítačového programu. Rychlost proudu platí totéž co pro hloubku, lze ji změřit na několika místech a vypočítat průměr. Přesnější je vytypovat dva průměrné příčné transekty v odlovném úseku, změřit na nich v několika místech průměrné rychlosti proudění opět tak, aby byly zachyceny jejich variace v celé délce transektu, a vypočítat průměrnou rychlost proudění takto získaného měrného profilu pomocí některého počítačového programu. V nouzi lze použít plovákovou metodu (nejlepším plovákem je těleso plovoucí těsně u hladiny, avšak celé ponořené, např. pomeranč), lépe je použít přístroj na měření rychlosti proudu. Obě proměnné je nejvhodnější měřit při průměrném stavu vody, který lze odhadnout na základě znaků jako je obnažené dno, zatopené rostliny apod. a na základě zkušeností a znalosti terénu. Substrát pro systém PERLA byl odhadnut podle následující stupnice: Tab. 2: Velikosti frakcí substrátu Velikost mm > ,2-2 < 0,2 název balvany kameny hrubý štěrk štěrk písek jemné sedimenty 15

16 Výsledné číslo je počítáno jako číslo phi, jednotlivé frakce jsou udány v % plochy, kterou zaujímaly. Na lokalitách pro podkladovou databázi systému PERLA je substrát odhadován na několika místech pomocí desky s nakreslenými velikostmi frakcí, je odhadnut poměr ploch všech měření a nakonec je vypočítána průměrná hodnota pro lokalitu. Na lokalitách, kde tento postup není možné použít pro neprůhlednost vody, je substrát odhadnut podle ohmatání dna nohama při odběru vzorků. Metody hodnocení Hydrobiologické vzorky lze hodnotit několika přístupy s použitím různých typů indexů. Pro pohodlnější práci při hodnocení ekologického stavu toku na základě makrozoobentosu byl sestaven program HOBENT, který usnadňuje zacházení s daty a počítá následující typy indexů a predikuje pomocí predikčního systému PERLA. Indexy diverzity: Podávají obecnou charakteristiku společenstva bez ohledu na individualitu taxonů. Charakteristika je založena na počtu taxonů (druhů) a počtu jedinců v jednotlivých druzích. Lze s nimi hodnotit i jednu lokalitu. Biotické indexy: Představují přístup hodnocení na základě indikátorových organismů druhů, skupin druhů, vyšších systematických skupin ap. Hodnotí společenstvo z hlediska vybraného faktoru (např. organického znečištění). V hodnocení jsou omezené na ty faktory, pro které byly zkonstruovány. Lze s nimi hodnotit i jednu lokalitu. Indexy podobnosti: Hodnotí složení společenstva s ohledem na individualitu druhů tím, že jej srovnají s jiným společenstvem. Hodnocení není vázáno na nějaký faktor. Jejich nevýhodou je potřeba srovnávacího společenstva (je nutno odebírat větší počet vzorků). Ekologický profil společenstva: Hodnotí společenstvo podle zastoupení ekologických skupin organismů (typ výživy, nároky na proudění, substrát ap.) Predikční systém Perla: Předpovídá cílové společenstvo, se kterým je srovnáno společenstvo hodnocené lokality. To může být provedeno všemi prvními třemi výše zmíněnými prostředky. Jeho součástí je program HOBENT, který má rovněž rutinu hodnotící podle ekologického profilu, zatím však chybí podklad. Systém Perla 16

17 umožňuje standardizaci hodnocení jinak stěží dosažitelnou. Protože poskytuje standard pro srovnání, odpovídá mezinárodnímu doporučení (ISO/DIS ). Indexy diverzity Princip a použití indexů diverzity Ideální společenstvo makrozoobentosu by mělo obsahovat jeden nebo několik málo velmi početných (dominantních) druhů, několik druhů středně početných (doprovodných) a více vzácných druhů. Tuto skutečnost se snaží postihnout a vyjádřit jedním číslem indexy diverzity (rozmanitosti). Základní myšlenkou při použití diverzity k hodnocení narušenosti prostředí je předpoklad, že nenarušená společenstva mají diverzitu vyšší než narušená. Použití indexů diverzity má však také své otazníky. a) Interpretace údajů nemusí být vždy zcela jednoznačná. Narušená společenstva nemusí mít nižší rozmanitost než nenarušená, mírné narušení může rozmanitost i zvýšit, neboť může zasáhnout především nejpočetnější druhy. Diverzita na různých lokalitách se může také lišit z přirozených důvodů (charakter toku, podnebí, substrát ap.). b) V hodnotě indexu se neprojeví individualita jednotlivých druhů. Mohou existovat cenná společenstva s nízkou diverzitou právě pro přítomnost vzácných druhů. Nejlépe by bylo srovnat zjištěnou rozmanitost s rozmanitostí, která by ve společenstvu měla být (ta většinou není známa). Rozdíly v rozmanitosti na jedné lokalitě v čase mají velkou vypovídací schopnost, naopak rozdíly v rozmanitosti na různých lokalitách ve stejném čase lze interpretovat obtížně. Indexy diverzity jsou velmi užitečným kriteriem, nelze je však doporučit jako jediné kriterium pro rutinní monitoring pokrývající velké území. Jsou vhodné pro posouzení změn na jedné lokalitě např. před a po nějakém zásahu (stavba, revitalizace ap.). Výpočet indexů diverzity Diverzita (česky rozmanitost) vyjadřuje tři základní vlastnosti společenstva: počet druhů, druhovou pestrost a vyrovnanost. Počet druhů ve společenstvu je nejzákladnějším kriterium. Druhová pestrost je vyjádřena určitým podílem počtu druhů a počtu jedinců. 17

18 Některé indexy diverzity jsou vlastně indexy druhové pestrosti, jiné v sobě zahrnují pestrost i vyrovnanost. Indexy diverzity, které postihují především druhovou pestrost, nejsou příliš používány. Mezi nejčastěji uváděné patří následující: Margalefův index S - 1 D Ma = (Odum 1977, Metcalfe 1989) ln N kde: S = počet druhů a N = počet všech jedinců v populaci nebo společenstvu. V některých pracích je rozlišeno, jedná-li se o počet jedinců nebo druhů v populaci (symboly N a S) nebo ve vzorku z populace (symboly n a s), v jiných ne. Byl-li by tento rozdíl brán v potaz, nebyly by indexy počítající s N a S pro hodnocení kvality toků podle vzorků makrozoobentosu vhodné. Gleasonův index S D G = (Gleason 1922, cit. z Washington 1984) ln N kde: S = počet druhů a N = počet všech jedinců v populaci nebo ve společenstvu Gleasonův index je rovněž index druhové pestrosti, je uveden pro informaci, neboť je podobný indexu Margalefovu. index diverzity podle Menhinicka S D Me = (Hellawell 1986). N kde: S = počet druhů, N = počet všech jedinců, oboje v populaci nebo ve společenstvu Vyrovnanost postihuje rozdíly v počtu jedinců různých druhů. Dvě společenstva mohou mít stejnou druhovou pestrost, ale různou vyrovnanost. Vyrovnanost se dá postihnout indexem H E = podle Pielou (Odum 1977): ln s kde: s = počet druhů (taxonů) H = index diverzity (viz dále) 18

19 Mezi indexy diverzity, které v sobě zahrnují pestrost i vyrovnanost patří následující indexy: Shannon-Wienerův index je vůbec nejčastěji používaným indexem diverzity ve vzorku s n i n i H = ln (Odum 1977, Riclefs 1990) i=1 n n kde: n i = počet jedinců i-tého druhu, n = počet všech jedinců ve vzorku, s = počet druhů Tento index vychází z teorie informace. Byl odvozen ze základů položených nezávisle Shannonem a Wienerem a na jejich počest byl nazván. Shannon publikoval svou práci v knize společně s prací Weavera, z čehož vznikl někdy užívaný mylný název Shannon-Weaverův index. Shannon-Wienerův index postihuje druhovou pestrost i vyrovnanost, kterou lze z něj vypočítat (viz výše uvedený index vyrovnanosti E). H je proporcionální logaritmu počtu druhů (taxonů) ve vzorku. Vyjádříme-li jej ve tvaru základ logaritmu H (tzn. v našem případě e H ), bude proporcionální počtu druhů (taxonů) ve vzorku a tedy lépe srovnatelný s následujícím indexem. Vzorec Shannon-Wienerova indexu je většinou uváděn s přirozeným logaritmem (základem je e), lze jej však počítat i s dvojkovým nebo desítkovým logaritmem. Místo počtu jedinců lze použít i jiná kriteria (např. biomasu). nebo Simpsonův index je dalším používaným indexem diverzity 1 D S1 = (Riclefs 1990) s n i 2 i=1 n s n i ( n i 1) i=1 D S2 = (Washington 1984) n (n 1) kde: n i je počet jedinců i-tého druhu ve vzorku, n je počet všech jedinců ve vzorku, s je počet druhů ve vzorku. Simpsonův index diverzity je převrácenou hodnotou Simpsonova indexu dominance (Odum 1977). Je proporcionální počtu druhů (taxonů) ve vzorku. Jeho rozsah je od 0 do s. Poněkud podceňuje vzácné a přeceňuje početné druhy. 19

20 Biotické indexy Princip a použití biotických indexů Biotické indexy hodnotí lokalitu na základě kombinace indikační hodnoty druhů nebo skupin druhů a rozmanitosti společenstva. Vycházejí ze dvou principů: a) skupiny bezobratlých jsou různě citlivé na znečištění a s jeho zvyšováním postupně ubývá méně tolerantních skupin. Za indikátory neznečištěných vod jsou považovány pošvatky, jepice a chrostíci (z nich především schránkatí). b) se vzrůstajícím znečištěním klesá bohatost (počet systematických skupin) společenstva. Biotické indexy jsou používány pro hodnocení znečištění (především organického) i pro hodnocení ekologické kvality toku. Biotické indexy lze rozdělit na dvě skupiny: průměrové (z uvedených Si a ASPT) a tabulkové (z uvedených BBI, ETBI a IBGN). Průměrové indexy se vypočítávají jako průměr indikačních hodnot jednotlivých druhů nebo jejich skupin (průměr může být vážený). Ve výsledné hodnotě se ztrácí individualita jednotlivých druhů a současně není postižena rozmanitost společenstva. Tabulkové indexy jsou odečítány z tabulek. Individualita některých skupin může do značné míry určit jejich hodnotu, také rozmanitost společenstva postihují lépe než průměrové indexy. Z tohoto důvodu lze z jejich hodnot usuzovat lépe i na celkové narušení společenstva. V západní Evropě jsou propagovány jiné biotické indexy než saprobní index a oproti saprobnímu jsou zdůrazňovány jejich výhody: a) snadnější determinace a tím rychlejší a méně nákladné zjištění, což je výhodné při rozsáhlém monitoringu b) při determinaci nevznikají subjektivní odchylky nebo chyby. Tyto výhody lze však považovat i za nevýhody. Determinaci lze zvládnout i na druhové úrovni pravidelnými konzultacemi s taxonomy (pořádání určovacích kurzů a vydávání dodatků k determinačním klíčům). Databáze do druhů určených vzorků pak umožňuje využít i jiné metody hodnocení (jiné indexy nebo multivariační statistické metody), pokud se to ukáže výhodné nebo nutné. Saprobní index má v České republice tradici. Protože platnost hlavních výhrad a poznámek k saprobnímu indexu lze rozšířit i na ostatní biotické indexy, jsou některé uvedeny v následujícím přehledu na základě shrnutí Sládečka (1973) (v závorce jsou kurzívou uvedeny protiargumenty): 20

21 a) Saprobní systém není vědecký, je empirický. (Je ale založen na skutečnostech reálně zjištěných a objektivně existujících, které nemohou být teoreticky vyvráceny. Praxe je zde inspirací pro teorii.) b) Taxonomie není dostatečně pokročilá a je často kontroverzní, často nejsou k dispozici moderní klíče. (Saprobní systém posouzení čistoty vody umožňuje a taxonomie nebude nikdy zcela dokonalá). c) Systém zjednodušuje. V reakci společenstva makrozoobentosu se odrážejí nejen vlivy organického znečištění, ale i řada dalších faktorů, jako např. konkurence, rozšíření, kvalita substrátu, hydrologické faktory, velikost toku a mnoho jiných. Přitom tolerance jednotlivých taxonů k organickému znečištění není často přesně známá a nemusí být stálá, organismy se mohou přizpůsobovat. (Příroda je velmi rozmanitá a mnohotvárná a nelze ji postihnout bez určité míry zjednodušení. Zjednodušují všechny systémy, toto zjednodušení není na závadu, pokud jsme si jej vědomi.) d) Saprobní podklady nelze použít všeobecně, platí v oblasti, pro kterou byly stanoveny. Systém je poněkud pracný, vyžaduje determinaci do co nejnižších taxonomických úrovní a zjištění počtu jedinců jednotlivých taxonů ve vzorku. Mohou jej provádět jen hydrobiologové s určitými zkušenostmi. e) Saprobní systém je zaměřen pouze na hodnocení organického znečištění a nepostihuje ani jeho jednotlivé formy. (Organické znečištění bude mít význam ještě dlouho a je velmi užitečné, víme-li, zda hraje roli nebo ne.) f) Saprobní hodnocení se hodí se pouze pro tekoucí vody. Pro stojaté vody není vždy spolehlivé. g) Nerozlišuje mezi přirozeným a člověkem způsobeným organickým znečištěním. Část těchto výhrad je zaměřena proti biologickému hodnocení vůbec. Dá se však říci, že biotické indexy fungují dobře v podmínkách, pro které byly zkonstruovány (mělké, tj. asi do 1 metru hloubky vody, tekoucí vody) a pro detekci narušení, pro které jsou určeny (organické znečištění). Pro hodnocení z širšího hlediska je jejich spolehlivost nižší (Rosenberg et al. 1993). Výpočet nebo stanovení biotických indexů Průměrové biotické indexy Saprobní index: Saprobní index se počítá se podle vzorce: S s i h i i i i=1 Si = (Marvan 1969, cit. z Sládeček a kol. 1981) S h i i i i=1 kde: Si = výsledný saprobní index h i = početnost i-tého druhu S = počet druhů (ve vzorku) s i = individuální saprobní index i-tého druhu i i = individuální indikační váha i-tého druhu, Z uvedeného vyplývá, že k výpočtu je třeba rozsáhlý podklad, obsahující individuální saprobní indexy a váhy jednotlivých druhů. U nás je tento podklad obsažen v dodatku 21

22 k normě ČSN (Sládeček et al. 1981) a nyní existuje nový revidovaný podklad v nové normě ČSN z roku V sousedních zemích (Rakousku a Německu) byly již dříve rovněž vydány nové seznamy (Moog 1995, Friedrich 1990). Jsou-li na lokalitě přítomny organismy mající z hlediska saprobiologie podobné nároky, je hodnota saprobního indexu spolehlivější než jsou-li přítomny organismy s velmi rozdílnými nároky. Míru této rozdílnosti lze vypočítat jako disperzi saprobního indexu podle vzorce S (s i Si) 2 h i i i i=1 D = (Friedrich 1990, Rosenberg et. al 1993) S n - 1 h i i i i=1 kde: Si = výsledný saprobní index h i = početnost i-tého druhu S = počet druhů ve vzorku s i = individuální saprobní index i-tého druhu i i = individuální indikační váha i-tého druhu n = počet jedinců ve vzorku Je-li D > 0,2, je hodnota Si považována za nespolehlivou a doporučuje se přihlédnout i k jinému hodnocení. BMWP skóre a ASPT index Postup výpočtu BMWP skóre je následující: sestaví se seznam systematických jednotek (systematic units, SU). Jsou to taxonomické skupiny definované autory indexu. V případě BMWP jsou to většinou čeledi. Každé systematické jednotce se přiřadí příslušné skóre (Armitage et al. 1983) a skóre se sečtou. To je BMWP skóre. Protože BMWP skóre nemá horní limit hodnoty a není závislé na velikosti (bohatosti) vzorku (bohatost vzorku je ovlivněna vzorkovacím úsilím nebo dobou odlovu), byl zaveden ASPT index. ASPT index se počítá jako BMWP skóre dělené počtem skórujících čeledí. Nabývá maximální hodnoty 10 (hodnota skóre pro nejméně tolerantní indikační skupiny). Systematické jednotky a hodnoty skóre jsou uvedeny v tab. 6, příklad výpočtu BMWP skóre a ASPT indexu je uveden v tab. 4. ASPT index je počítán podle podobného principu jako saprobní index, rozmanitost společenstva nepostihuje. Pro výpočet BMWP skóre a ASPT indexu se determinace makrozoobentosu provádí většinou do čeledí a individualita rodů a druhů v jednotlivých čeledích je setřena, rovněž 22

23 nejsou brány v úvahu počty jedinců. Je zřejmé, že takovýto přístup je vhodný především tam, kde je fauna druhově méně bohatá a kde jednotlivé čeledi jsou zastoupeny menším počtem běžně se vyskytujících taxonů nižších úrovní. Tab. 4: Příklad výpočtu BMWP skóre a ASPT indexu Taxon systematická jednotka (SU) skór Erpobdella monostriata Erpobdellidae 3 Rhithrogena sp. Heptageniidae 10 Ecdyonurus submontanus Heptageniidae Ecdyonurus venosus Heptageniidae Ephemerella ignita Ephemerellidae 10 Dinocras cephalotes Perlidae 10 Hydraena sp. Hydraenidae Elmis sp. Elmidae 5 Lathelmis sp. Elmidae Limnius sp. Elmidae Rhyacophila dorsalis Rhyacophylidae 7 Hydropsyche siltalai Hydropsychidae 5 Polycentropus flavomaculatus Polycentropodidae 7 Potamophylax luctuosus Limnephilidae 7 Hexatoma bicolor Limoniidae Thienemannimyia sp. Chironomidae 2 Orthocladius sp. Chironomidae BMWP skóre = Σ skóre 66 počet skórujících SU 10 ASPT index = BMWP / Σ SU 6,6 V příkladu je BMWP skóre a ASPT index počítán podle původního seznamu, uvedeném v prvním sloupci (pův.) tab. 6. Např. taxony Rhithrogena sp., Ecdyonurus submontanus a E. venosus jsou započítány jako jeden výskyt, neboť všechny patří do jedné SU (Heptageniidae), naopak Hydraenidae a Limoniidae nejsou započítány, neboť nejsou skórující (v prvním sloupci tab. 6 nemají uveden skór). Tab. 6 obsahuje dva sloupce pro každou systematickou jednotku. V levém sloupci jsou uvedeny původní hodnoty používané ve Velké Británii, v pravém sloupci (upr.) je modifikace sestavená na základě dlouholetých zkušeností pracovníků VÚV a MU. Tato modifikace je prvním návrhem verze BMWP-ASPT indexu pro podmínky ČR. 23

24 Tab. 6: Skóre pro výpočet BMWP skóre a ASPT indexu (Armitage et al. 1983). V prvním sloupci (pův.) jsou uvedeny původní skóre (Armitage et al. 1983), ve druhém sloupci je (upr.) návrh upravených skóre pro podmínky České republiky (Kubíček, Sedlák, Zahrádková, Kokeš, nepubl.). pův. upr. pův. upr. pův. upr. Oligocheta 1 1) 2 2) Taeniopterygidae Haliplidae 5 5 Tubificidae 1 Leuctridae 10 9 Hygrobiidae 5 5 Capniidae Dytiscidae 5 5 Planariidae 5 3) 5 Perlodidae Gyrinidae 5 5 Dendrocoelidae 5 5 Perlidae Hydrophylidae 5 5 Dugesiidae 8 Chloroperlidae Clambidae 5 5 Nemouridae 7 7 Helodidae 5 5 Neritidae 6 6 Dryopidae 5 8 Viviparidae 6 6 Phryganeidae Elimintidae 5 Ancylidae 6 6 Molannidae Chrysomelidae 5 Valvatidae 3 3 Beraeidae Curculionidae 5 Hydrobiidae 3 3 Odontoceridae Elmidae 8 Lymnaeidae 3 3 Leptoceridae 10 7 Hydraenidae 6 Physidae 3 3 Goeridae Planorbidae 3 3 Lepidostomatidae Tipulidae 5 5 Bithyniidae 4 Brachycentridae Simuliidae 5 5 Unionidae 6 6 Sericostomatidae Eristalinae 1 Sphaeriidae 3 5 Psychomyidae 8 8 Chironomidae 2 3 Bithynellidae 10 Philopotamidae 8 10 Chironomus sk. th-plu 1 Rhyacophylidae 7 7 Ceratopogonidae 5 Piscicolidae 4 3 Polycentropodidae 7 7 Empididae 5 Glossiphoniidae 3 4 Limnephylidae 7 7 Limoniidae 5 Hirudidae 3 3 Hydroptilidae 6 10 Athericidae 7 Erpobdellidae 3 3 Hydropsychidae 5 5 Blephariceridae 10 Glossosomatidae 10 Tabanidae 4 Astacidae 8 8 Ecnomidae 9 Psychodidae 1 Asellidae 3 3 Rhagionidae 5 Corophiidae 6 6 Lestidae 8 8 Gammaridae 6 6 Agriidae 8 8 Gomphidae 8 8 Siphlonuridae Cordulegasteridae 8 8 Heptageniidae Aeshnidae 8 8 Leptophlebiidae Corduliidae 8 8 Ephemerellidae 10 9 Libellulidae 8 8 Potamanthidae 10 9 Platycnemitidae 6 6 Ephemeridae 10 9 Coenagrionidae 6 6 Caenidae 7 7 Calopterygidae 6 Baetidae 4 8 Polymitarcidae 10 Aphelocheiridae 10 9 Oligoneuriidae 10 Mesoveliidae 5 5 Hydrometridae 5 5 Sialidae 4 4 Gerridae 5 5 Nepidae 5 6 Naucoridae 5 5 Notonectidae 5 5 Pleidae 5 5 Corixidae 5 5 1) včetně Tubificidae 2) kromě Tubificidae 3) včetně Dugesiidae 24

25 Tabulkové biotické indexy Belgian Biotic Index (BBI): Hodnota BBI (De Pauw et al. 1983, Persoon et al. 1979) se odečítá z tabulek. Pro odečtení je nutno určit: a) přítomnost indikační skupiny, podle které se určí řádek tabulky Tab. 7: Příklad určení BBI indexu b) počet systematických jednotek (systematic units, SU), podle kterých se určí sloupec tabulky. V protnutí řádku a sloupce se pak odečte hodnota indexu. Podklady pro určení indexu jsou uvedeny v tab. 9 a 10, příklad určení je uveden v tabulce 7. Taxon systematická jednotka (SU) řádek v tab. 9 Erpobdella monostriata Erpobdella 8 Rhithrogena sp. Rhithrogena 1 Ecdyonurus submontanus Ecdyonurus 1 Ecdyonurus venosus Ecdyonurus Ephemerella ignita Ephemerella 6 Dinocras cephalotes Dinocras 1 Hydraena sp. Hydraenidae Elmis sp. Elmidae Lathelmis sp. Elmidae Limnius sp. Elmidae Rhyacophila dorsalis Rhyacophylidae Hydropsyche siltalai Hydropsychidae Polycentropus flavomaculatus Polycentropodidae Potamophylax luctuosus Limnephilidae 4 Hexatoma bicolor Limoniidae Thienemannimyia sp. jiné než thummi-plumosus Orthocladius sp. jiné než Thummi-Plumosus celkový počet syst. jednotek řádek 1 sloupec 4 (11-15 SU) hodnota indexu BBI 9 Nejvyšší řádek je řádek 1, protože ve vzorku se vyskytují pošvatky a jepice z čeledi Heptageniidae, a to v počtu tří systematických jednotek. Celkový počet SU je 13 (např. Ecdyonurus submontanus a E. venosus se započítávají společně jako jeden výskyt, neboť patří do stejného rodu, Rhithrogena sp. se započítává zvlášť, neboť v případě jepic jsou systematickými jednotkami podle tab. 10 rody), v průniku řádku 1 a sloupce 4 (11-15 SU) tab. 9 je číslo 9, které je hodnotou indexu. BBI postihuje jak individualitu taxonů (na vyšších úrovních, většinou čeledí, a tedy zjednodušeně), tak rozmanitost společenstva (rovněž značně zjednodušeně). Hodnota indexu je určena především těmi vyskytujícími se systematickými jednotkami ve vzorku, které jsou nejméně tolerantní ke znečištění. 25

26 Tab. 9: Tabulka pro určení Belgian Biotic Index (De Pauw et al. 1983, cit. z Metcalfe 1989) řádek Faunistické skupiny počet syst. jednotek (SU) celkový počet syst. jednotek >15 1 Plecoptera více než jedna SU nebo Heptageniidae jedna SU Schránkatí chrostíci více než jedna SU jedna SU Ancylidae nebo více než dvě SU Ephemeroptera mimo Heptageniidae jedna nebo dvě SU Aphelocheirus n. Odonata n. Gammaridae výše uvedené SU chybí nebo Mollusca kromě Sphaeridae 8 Asellus nebo Hirudinea nebo Sphaeridae výše uvedené SU chybí nebo Hemiptera kromě Aphelocheirus 9 Tubificidae výše uvedené SU chybí nebo Chironomus sk. thummi-plumosus 10 Syrphidae (Eristalinae) výše uvedené SU chybí Tab. 10: Systematické jednotky použité pro stanovení Belgian Biotic indexu (BBI )a Extended Biotic indexu (ETBI) (Persoon & De Pauw 1979, cit. z Metcalfe 1989) Taxonomická skupina systematická jednotka Plathelminthes rod Oligochaeta čeleď Hirudinea rod Mollusca rod Crustacea čeleď Plecoptera rod Ephemeroptera rod Trichoptera čeleď Odonata rod Megaloptera rod Hemiptera rod Coleoptera čeleď Diptera čeleď Chironomidae skupina thummi-plumosus Chironomidae jiní než sk. thummi-plumosus Hydracarina přítomnost ETBI: ETBI (Extended Biotic Index, cit. z Metcalfe 1989) je zkonstruován na stejném principu jako BBI. Tabulka pro jeho určení je však větší a maximální hodnota vyšší. Platí pro něj totéž, co pro BBI. Tabulka pro jeho určení je uvedena v tab. 11, systematické jednotky jsou v tab. 9 a jsou stejné jako pro BBI. Určení indexu ETBI je obdobné jako u BBI. 26

27 Tab. 11: Tabulka pro stanovení Extended Biotic index (Persoone & De Pauw, 1979, cit. z Metcalfe 1989) řádek Faunistické skupiny počet syst. jednotek (SU) celkový počet systematických jednotek (SU) >40 1 Plecoptera víc než jedna SU jedna SU Ephemeroptera víc než jedna SU kromě Baetis rhodani jedna SU Trichoptera víc než jednasu a Baetis rhodani jedna SU Gammarus výše uvedené SU chybí Asellus výše uvedené SU chybí Tubificidae a larvy výše uvedené SU chybí pakomárů sk. thummi-plumosus 10 Výše uvedené SU chybí některé organismy dýchající atmosf. vzduch (např. Eristalis tenax) mohou být přítomny 27

28 IBGN: Index IBGN (Index Biologique Global Normalisé) byl vyvinut ve Francii. Slouží pro posuzování kvality mělkých tekoucích vod, nehodí se pro hodnocení pramenů ani velkých řek. Velké hluboké řeky (dolní tok Labe, Moravy, Dunaj) se neposuzují tímto indexem nejen z důvodů jiného společenstva bentosu, ale i z důvodů problémů se vzorkováním v hluboké vodě. IBGN vykazuje dobré indikační schopnosti pro: a) organické znečištění (rozdíly v rozmanitosti fauny a v přítomnosti indikátorových skupin) b) narušení fyzikální (Anonym). Pro index je předepsán seznam systematických jednotek. Tabulka pro určení a seznam systematických jednotek jsou uvedeny v tab. 13 a 14. Tabulka byla ponechána beze změny oproti originálu, do seznamu systematických jednotek byly přidány některé čeledi u nás se vyskytující. Poněkud pozměněné tabulky pro určení IBGN jsou uvedeny také v De Pauw et al. (1996). Příklad určení IBGN je uveden v tab. 12 a je použit stejný vzorek jako v tab. 4 a 7. Tab. 12: Příklad určení indexu IBGN Taxon jed. SU podle tab. 13 SU podle tab. 14 M c.j. Sk Erpobdella monostriata 5 Erpobdellidae Hirudinea Rhithrogena sp. 7 Heptageniidae Heptageniidae Ecdyonurus submontanus 4 Heptageniidae Heptageniidae Ecdyonurus venosus 1 Heptageniidae Heptageniidae Ephemerella ignita 2 Ephemerellidae Ephemerellidae Dinocras cephalotes 1 Perlidae Perlidae Hydraena sp. 4 Hydraenidae Elmis sp. 2 Elmidae Elmidae Lathelmis sp. 1 Elmidae Elmidae Limnius sp. 1 Elmidae Elmidae Rhyacophila dorsalis 8 Rhyacophilidae Rhyacophilidae Hydropsyche siltalai 4 Hydropsychidae Hydropsychidae Polycentropus flavomaculatus 15 Polycentropodidae Polycentropodidae Potamophylax luctuosus 4 Limnephilidae Limnephilidae Hexatoma bicolor 1 Limoniidae Thienemannimyia sp. 8 Chironomidae Chironomidae Orthocladius sp. 3 Chironomidae Chironomidae celkový počet syst. jednotek 12 řádek 5 sloupec 11 hodnota indexu BBI 8 jed. počet jedinců, M minimální počet jedinců (podle tab. 13 sloupce M), c.j. celkový počet jedinců dané SU ve vzorku, Sk číslo indikátorové skupiny v tab. 13. Nejvyšší indikátorová skupina je č. 5, protože ve vzorku se vyskytují larvy jepic z čeledi Heptageniidae. Celkový počet systematických jednotek (SU) je 12 (např. Rhithrogena sp., Ecdyonurus submontanus a E. venosus se započítávají společně jako jeden výskyt, neboť patří do stejné SU). Pro určení indikátorové skupiny nejsou bráni v úvahu brouci z čel. Hydraenidae, neboť nejsou uvedeni v tab. 13, jsou však bráni v úvahu při určení celkového počtu systematických jednotek, protože jsou uvedeni v tab. 14. Hodnota indexu IBGN je odečtena v průniku řádku 5 a sloupce 11 (zleva, SU) tabulky 13 a je rovna 8. 28

29 Tab. 13: Tabulka hodnot indexu IBGN (Anonym) Sk M Indikátorový taxon maximální počet SU Chloroperlidae 3 Perlidae 9 3 Perlodidae Taeniopterygidae 3 Capniidae 3 Brachycentridae 8 3 Odontoceridae Philopotamidae 3 Leuctridae 3 Glossosomatidae 7 3 Beraeidae Goeridae 3 Leptophlebiidae 3 Nemouridae 3 Lepidostomatidae 6 3 Sericostomatidae Ephemeridae 3 Hydroptilidae 3 Heptageniidae 5 3 Polymitarcidae Potamanthidae 3 Leptoceridae 3 Polycentropodidae 4 3 Psychomyiidae Rhyacophilidae 10 Limnephilidae 3 Hydropsychidae 3 10 Ephemerellidae Aphelocheiridae 10 Baetidae 10 Caenidae 2 10 Elmidae Gammaridae 3 Mollusca 10 Chironomidae 10 Asellidae 1 3 Hirudinea Oligochaeta Vysvětlivky: Sk číslo indikátorové skupiny M minimální počet jedinců pro započítání dané systematické jednotky Elmidae = Elmintidae 29

30 Tab. 14: Index IBGN, seznam systematických jednotek (Anonym) Plecoptera Heteroptera Diptera Bivalvia Capniidae Aphelocheiridae Athericidae Dreissenidae Chloroperlidae Corixidae Blefariceridae Margaritanidae Leuctridae Gerridae Ceratopogonidae Dreissenidae Nemouridae Hebridae Chaoboridae Sphaeridae Perlidae Hydrometridae Chironomidae Unionidae Perlodidae Naucoridae Culicidae Taeniopterygidae Nepidae Dixidae Gastropoda Notonectidae Dolichopodidae Ancylidae Trichoptera Mesoveliidae Empididae Bithynidae Beraeidae Pleidae Ephydridae Bithynellidae Brachycentridae Veliidae Limoniidae Hydrobiidae Ecnomidae Psychodidae Limnaeidae Glossossomatidae Coleoptera Ptychopteridae Physidae Goeridae Curculionidae Rhagionidae Planorbidae Hydropsychidae Donaciidae Scatophagidae Valvatidae Hydroptilidae Dryopidae Sciomyzidae Viviparidae Lepidostomatidae Dytiscidae Simuliidae Leptoceridae Eubriidae Stratiomyidae Hirudinea Limnephylidae Elmidae Syrphidae Erpobdellidae Molannidae Gyrinidae Tabanidae Glossiphoniidae Odontoceridae Haliplidae Thaumaleidae Hirududae Philopotamidae Helodidae Tipulidae Piscicolidae Phryganeidae Helophoridae Polycentropodidae Hydraenidae Megaloptera Ploštěnky Psychomyidae Hydrochidae Sialidae Dendrocoelidae Rhyacophilidae Hydrophilidae Dugesiidae Sericostomatidae Hydroscapidae Planipennia Planariidae Hygrobiidae Osmylidae Ephemeroptera Limnebiidae Sysyridae Ostatní Ametropodidae Spercheidae Oligochaeta Arthropleidae Lepidoptera Hydracarina Baetidae Odonata Acentropdae Caenidae Aeschnidae Pyralidae Ephemerellidae Calopterygidae Ephemeridae Coenagrionidae Amphipoda Heptageniidae Cordulegasteridae Gammaridae Isonychidae Corduliidae Leptophlebiidae Gomphidae Isopoda Oligoneuriidae Lestidae Asellidae Palingeniidae Libelullidae Polymitarcidae Platycnemididae Decapoda Potamanthidae Astacidae Prosopistomatidae Siphlonuridae Seznam obsahuje 130 systematických jednotek (SU). Tučně jsou vytištěny indikátorové SU (jsou také v tab. 13). Názvy napsané kurzívou se nezapočítávají do celkového počtu SU, slouží pouze pro orientaci (Hirudinea se nezapočítávají do počtu systematických jednotek (započítávají se jednotlivé čeledi), v tab. 13 však figurují jako indikátorová systematická jednotka). Seznam slouží ke zjištění celkového počtu SU, přičemž se (na rozdíl od zjišťování indikátorových skupin podle tab. 13) započítávají i SU zastoupené jediným jedincem. 30