Biologické indikátory revitalizace vodních toků

Transkript

1 MASARYKOVA UNIVERZITA PŘÍRODOVĚDECKÁ FAKULTA STUDIJNÍ PROGRAM: EXPERIMENTÁLNÍ BIOLOGIE Biologické indikátory revitalizace vodních toků Bakalářská práce Lenka Zemánková VEDOUCÍ PRÁCE: MGR. KAREL BRABEC, PH. D. BRNO 2013

2 Bibliografický záznam Autor: Název práce: Studijní program: Studijní obor: Lenka Zemánková Přírodovědecká fakulta, Masarykova univerzita Institut biostatistiky a analýz LF a PřF MU Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Biologické indikátory revitalizace vodních toků Experimentální biologie Matematická biologie Vedoucí práce: Mgr. Karel Brabec, Ph. D. Akademický rok: 2012/2013 Počet stran: 8+52 Klíčová slova: revitalizace; makrozoobentos; biondikace; sediment; hydromorfologie; příbřeţní vegetace

3 Bibliographic Entry Author: Title of Thesis: Degree programme: Field of Study: Lenka Zemánková Faculty of Science, Masaryk University Institute of Biostatistics and Analyses MU Research Centre for Toxic Compounds in the Environment Biological indicators of stream restorations Experimental Biology Computational Biology Supervisor: Mgr. Karel Brabec, Ph. D. Academic Year: 2012/2013 Number of Pages: 8+52 Keywords: stream restoration; macroinvertebrates; bioindication; sediment; hydromorphology; riparian vegetation

4 Abstrakt V této bakalářské práci se věnuji porovnání regulovaných úseků s revitalizovanými, na vybraných potocích v ČR. Hodnocení probíhá na základě vodních bezobratlých, kteří dobře reagují na hydromorfologické poměry v toku (degradace, revitalizace). Teoretická část je zaměřena na makrozoobentos, jako vhodný bioindikátor toků. Dále se tato část zaměřuje na regulace toků a na revitalizace prováděné v ČR. V praktické části této práce byly párově srovnány revitalizované a regulované úseky na daných lokalitách. Byly prokázány vazby parametrů společenstev makrozoobentosu na faktory prostředí, které souvisely s revitalizačními zásahy (podíl peřejí a tišin, zastoupení typů substrátu, zrnitostní charakteristika substrátu (phi index). Tyto poznatky představují cenné informace pro predikci ekologických účinků revitalizací a jsou přínosem pro další vývoj indikátorů hydromorfologického stavu říčních ekosystémů. Abstract In this thesis I compared regulated and restored stretches of streams accross the Czech Republic. Biological response which was evaluated based on macroinvertebrate communities their indication of hydromorphological changes is documented in literarure. Theoretical part included the review of macroinvertebrate indication potential for assessment of anthropogenic degradation in streams. There are described stream regulation and restoration strategies relevant for the Czech Republic. Initial hypothesis of case study was paired comparison of macroinvertebrate metrics between regulated and restored stretches. Since prevailing majority of metrics had insignificant difference I tested relationships among environmental factors associated with restoration measures (e.g. riffle/pool ratio, substrate types, phi index) and macroinvertebrate metrics. The case study results can be useful for prediction of restoration ecological effects and for development of macroinvertebrate indicators of hydromorphological conditions.

5

6

7 Poděkování Na tomto místě bych chtěla poděkovat vedoucímu své bakalářské práce, Mgr. Karlu Brabcovi Ph.D., za odborné vedení a cenné rady, které mi poskytl v průběhu jejího vypracovávání. Dále Ing. Miloši Rozkošnému Ph.D. z VÚV TGM za poskytnutí dat. Dík patří i mé rodině a příteli za podporu a vytvoření vhodných podmínek pro studium. Prohlášení Prohlašuji, ţe jsem svoji bakalářskou práci vypracovala samostatně s vyuţitím informačních zdrojů, které jsou v práci citovány. Brno 21. května 2013 Jméno Příjmení

8 Institut biostatistiky a analýz Lékařské a Přírodovědecké fakulty Masarykovy univerzity spolupracuje na organizačním zajištění výuky studijního oboru Matematická biologie s Centrem pro výzkum toxických látek v prostředí Přírodovědecké fakulty MU.

9 Obsah 1 Úvod Poškození říčních ekosystémů Bioindikace Bioindikátory Revitalizace Cíle revitalizací Hydromorfologická degradace Regulace Stav vodních toků v ČR Revitalizační strategie aplikované v ČR Nové koryto Kamenitá dna Štěrková a písečná dna Bahnitá dna Změna členitosti koryta Tůně Vegetace Opevnění svahů Poldry Mokřady Rehabilitace Indikační moţnosti makrozoobentosu pro hodnocení hydromorfologické degradace Indexy diverzity Dělení indexů a metrik Popis datového souboru a metodika Lokality Metodika Perla Software Asterics

10 3.5 Metody hodnocení Testy normality Popisná statistika Wilcoxonův párový test Bodové grafy Spearmanův korelační koeficient Významné indexy Výsledky Párové porovnání Korelace mezi biologickými proměnnými a faktory prostředí Vztah sklonu břehu k vybraným metrikám Vztah podílu peřejí a tišin k vybraným metrikám Vztah zrnitosti sloţení substrátu (index phi8) k vybraným metrikám Charakteristika revitalizace z pohledu provedených zásahů Diskuze Shrnutí výsledků Jiné stresory vodních bezobratlých Vliv stáří revitalizace Porovnání revitalizací se světem Závěr Pouţitá literatura Internetové zdroje Příloha Seznam obrázků Seznam tabulek... 52

11 1 Úvod 1.1 Poškození říčních ekosystémů Od nepaměti je člověk napojen na říční krajinu. Okolí toků je zdrojem úrodné půdy, závlahy a obţivy v podobě rybaření a bohatého lovu zvěře. Lidé si jiţ v minulosti uvědomovali důleţitost těchto míst, proto si na březích stavěli svá obydlí (Jensen a kol., 2006). Ovšem voda k blízkým sousedům nebyla vţdy mírumilovná, obyvatelé museli počítat se záplavami a naopak i s obdobími sucha. Proto s rozvojem lidského myšlení začalo docházet na úvahy, jak toky zkrotit a lépe přizpůsobit pro pohodlnější ţivot v jejich okolí. Jiţ k prvnímu zásahu dochází v Mezopotámii díky důmyslným zavlaţovacím systémům. Během středověku lidé budují hráze a náspy podél řek, aby ochránili svá obydlí před povodněmi. Dalším významným mezníkem byla průmyslová revoluce, která látkově znečistila toky a omezila jejich samočistící schopnost. Pro zvětšení ploch polí docházelo k regulacím toků, kde bylo cílem dosáhnout rychlejšího odtoku vod z polí a tím i zamezení finančních ztrát na zemědělských plodinách. Vzniká i jakýsi koncept regulací na podporu protipovodňové ochrany, kde je hlavním záměrem vodu rychle odvést z rizikového území, rozliv omezit hrázemi a vodu, kterou nelze rychle odvést, zadrţet v nádrţích (Just, 2007). Tyto úpravy mají většinou za následek právě povodně. Dochází ke zvětšení proudové rychlosti a jednotvárný říční tok, bez kontaktu s okolní krajinou, se časem stává ochuzeným o vegetaci a druhovou diverzitu bezobratlých i obratlovců. Mezi okolní říční krajinou a samotným tokem je vazba, která působí na litorální, hydrické, ekotonní a terestrické ekosystémy. Důleţité je si uvědomit, ţe voda patří do základní skupiny krajinotvorných činitelů. Působí na biocenózu a ekotopy, které spolu zpětně ovlivňují říční tok. V případě jakéhokoliv poškození dojde zcela jistě k narušení výše uvedených sloţek (Šlezinger, 2005). V 70. letech se ve Velké Británii a USA objevují studie, které upozorňují na negativní dopad regulací. V 80. letech se v evropských zemích začínají objevovat spolu s technickými aspekty obnovy koryt i biologické. Při dalším zásahu do toků se pouţívá více přírodního materiálu a více se bere na vědomí ekologický aspekt. V 90. letech se jiţ zcela mění chápání vodního toku jako transportního prostředku, bere se v úvahu napojení celé říční nivy na okolní krajinu a její znovuoţivení (Matoušková, 2004). 1.2 Bioindikace Říční ekosystémy jsou čím dál tím více ovlivněny stresory, které vedou ke ztrátě citlivých druhů a celkovému sníţení biodiverzity (Palmer a kol., 2010). Vzhledem ke zhoršování stavu vod vlivem zátěţe ze strany lidské populace je důleţité umět stav vody posoudit. K posouzení stavu říčních toků slouţí bioindikace. Vychází ze znalostí o organismech, jako je chování, tělesná kondice, morfologické znaky, fyziologické pochody, kolísání výskytu a dynamiky. Při pouţití bioindikace zjišťujeme stav prostředí na dané lokalitě (Dykyjová, 1989). 3

12 1.2.1 Bioindikátory Organismy určující stav toku jsou tzv. bioindikátory - v případě této práce bentičtí bezobratlí větší jak 0,5mm. Tyto organismy mají velice úzce spojeny ţivotní funkce s vodním prostředím. Jejich celkové chování, rozmnoţování (nárůst a úbytek populace) nebo vnitřní biochemické změny, umoţňují získat informace potřebné k monitoringu a vyhodnocení stavu ţivotního prostředí (Markert, 1991). Výhodou biomonitoringu vodních bezobratlých je jejich velké druhové zastoupení ve všech sladkovodních biotopech, dostatečná velikost a nízká pohyblivost. Prospěšná je jejich stálost v prostředí, kdy je řada druhů závislá na různých částech toku, které jim nabízejí vhodné podmínky pro růst, reprodukci a celkové přeţití. Mají schopnost rychle obnovit svá společenstva. Ve svých tělech kumulují toxické látky. Lze je snadno determinovat. Je důleţité znát preference vodních bezobratlých a jejich ţivotní cyklus (můţe docházet k sezonnímu kolísání vzorků). Díky těmto vlastnostem jsou vodní bezobratlí plnohodnotnými bioindikátory vodních toků s moţností hodnotit, zda případná revitalizace byla prospěšná nebo naopak. Ovšem vhodné je srovnat výsledky se stavem toku před revitalizací. Otázkou také je, s jakou pravděpodobností se druhy mohou spontánně znovu rozšířit za určitý čas po revitalizaci stanoviště (Jansson a kol. 2007). 1.3 Revitalizace Revitalizace je proces, který řeší nevhodně provedené úpravy toků (regulace) a navrací je znovu do přírodního stavu. Řeší a zmírňuje bodové i plošné znečištění. Obnovuje funkce vodního ekosystému. Přeměna regulovaného toku na přírodní působí kladně na retenční a samočistící schopnost vod. Vytváří přirozený rozliv, který zpomaluje proudění a podporuje akumulaci vody (dochází ke zmírnění kulminace povodňových vln v níţe poloţených místech). Vhodná revitalizace podporuje vytváření vlhkých, mokřadních a vodních stanovišť, která slouţí jako přirozené habitaty ţivočichů a rostlin. Klíčové úvahy o revitalizaci (Brierley a Fryirs, 2008): Celkové zpřírodnění toku by mělo klást důraz na budoucí funkci toku v závislosti na ekosystému (napojení na okolní krajinu a podporu její retenční schopnosti, tvorba nových habitatů aj.), neţ na úpravy z minulosti. Vize o procesu revitalizace toku musí být vţdy společensky přijatelná pro dané povodí. Otázky musí být řešeny s návazností na znalosti struktur a vědecké poznání říčních systémů. Respekt k přirozené rozmanitosti, sloţitosti a proměnlivosti říčních systémů. Analýza současného stavu povodí ve vztahu k dynamice a vývoji, která pomáhá předpovídat budoucí úpravu toku (včetně reakcí na revitalizaci a změnu klimatu). Aplikace pečlivě cílených opatření pro sledování stavu říčního ekosystému a vyhodnocení úspěšnosti revitalizace. 4

13 Mít na paměti, ţe vztah člověka k danému říčnímu systému je klíčovým faktorem pro zdravější tok. Dominantní vzor v ekologické obnově je v podpoře heterogenity stanovišť, která kladně souvisí s obnovením biologické rozmanitosti ţivočichů v říční krajině. K větší členitosti dopomáhají přírodní struktury. U vodních toků s přírodním charakterem se často střídají místa s různými rychlostmi proudění (peřeje a tišiny), rozdílnou hloubkou, zastíněním a mnoţstvím vegetace. Rychlejší proudění s nízkou hladinou dává za vznik peřejím, opakem jsou tišiny, kde je pomalé proudění s hloubkou. Obohacením toku o štěrkové lavice a valouny vzniká strukturální členitost, která dopomáhá k vytvoření nebo obnovení přirozených podmínek pro ţivočichy (Palmer a kol., 2010). Značné rozdíly ve sloţení ţivočichů najdeme mezi příbřeţní částí a středovou částí koryta. Důleţitý je i typ substrátu, který lze rozdělit na vegetační (vynořená a ponořená vegetace, mechy, řasy) a na dnový substrát (valouny, štěrk, bahno, jíl, písek) (Králová, 2001). Inspirace pro revitalizaci se hledá v člověkem nepoškozených vodních tocích, kterým se říká Referenční toky. Ukazují vzájemné a prospěšné interakce s krajinou a druhové sloţení společenstev daného toku. Přírodě odpovídající koryto by mělo být ploché a mělké, na místech, kde je moţný rozliv do nivy by mělo mít niţší kapacitu (Just a kol., 2003). Referenční podmínky jsou vázané na typy toků nebo přímo na proměnné, jako je např. nadmořská výška nebo plocha povodí. Toky lze dělit podle nadmořské výšky na (Vrána a kol., 2004): Potoky níţin (do 200 m.n.m.) - mají zejména meandrující trasu v souvislé a široké hlinitopísčité či štěrko-písčité aluviální nivě, mají ustálený podélný profil, bahnité sedimenty, hlinité břehy, členěné koryto a dobrou migrační spojitost. Potoky pahorkatin ( m.n.m.) - nemají jiţ tak pravidelnou trasu meandrů, mají proměnlivý podélný sklon, časté změny podélného profilu. Probíhá zde sedimentace štěrku a písku. Jsou zde hlinité břehy se štěrkovými vloţkami, spousta úkrytů pro organismy a dobrá migrační spojitost. Podhorské toky ( m.n.m.) - meandry ve spojité štěrkové aluviální nivě proměnlivé šířky, sklon toku vyrovnaný, ustálený podélný profil. Probíhá zde transport valounů, štěrku a písku, akumulace písku, brodové a peřejnaté úseky se štěrkovým dnem, štěrkové lavice a písčitá akumulace, hlinité břehy, migrační spojitost pouze za zvýšených průtoků. Horské potoky a bystřiny (800 m.n.m. a více) - nepravidelná trasa s meandry v úsecích nespojité štěrkové nivy, štěrkové akumulace v potočním úvalu, sklon toku je proměnlivý, podélný profil s častými změnami, probíhá transport valounů, štěrků a písků. Velice členité koryto, migrace za vyššího průtoku. 5

14 Obrázek 1: Schéma rozmístění vodních bezobratlých v toku v rámci jejich potravní strategie (Králová, 2001 převzato z Vannote a kol., 1980). Schéma na obrázku 1 poukazuje na rozdíl ve sloţení vodních bezobratlých na základě jejich potravní strategie při rozdílných šířkách toků. Ovšem řada stresorů můţe narušit přirozený habitat a tím i omezit populace druhů. Veliké rozdíly lze nalézt i mezi horní a dolní částí toku. V horní části (od pramene) je koryto obohaceno o listový materiál, proto zde převáţně ţijí drtiči (drtiči = kouskovači) a sběrači. V niţších úsecích se rozmanitost společenstva bezobratlých zvyšuje díky heterogenitě habitatu. Převahu mají spásači, kteří se ţiví na jemných organických nánosech. Dolní části toku jsou obohaceny zejména o jemný sediment, kterým se ţiví sběrači a dravci, ovšem druhová diverzita je zde nízká Cíle revitalizací Just a kol. (2003) uvádějí, ţe hlavním cílem revitalizací by mělo být zvětšení omočené plochy, posílení stability koryta, které by mělo být uţší, a voda by zde měla téct pomaleji. Dále prodlouţení doby proběhu korytem, zvětšení aktuální zásoby vody v korytě a celé nivě, coţ působí kladně na podzemní vodu (retence). Cílem revitalizací a renaturací by mělo být obnovení korytotvorných procesů v místech, kde to umoţňuje vyuţití okolí toku člověkem. Revitalizace musí mít i protipovodňový efekt, jako je tlumení velkých vod rozlivem zvýšené hladiny v nivě a zpomalení v nezastavěných částech. Důraz by měl být kladen na obnovu 6

15 přírodních procesů a vytvoření vhodných stanovištních podmínek pro potřeby ţivočišných a rostlinných společenstev. Toky lze dělit podle typu provedené revitalizace na generace (Vrána a kol., 2004): 1. generace nejméně provedených zásahů do upraveného koryta. Zachovává se původní trasa toku a opevnění. Do koryta se pouze vkládají spádové objekty (kameny, příčné či podélné prahy z kulatiny), vytváří se prohlubováním dna tůně. Koryto nemá ţádnou šanci si břehy podmanit. 2. generace - technickým zásahem vzniká nová trasa koryta, dochází k jeho změlčení. Tok je zcela bez opevnění 3. generace - revitalizace řeší problém celé nivy a její napojení na okolí (lesy, remízy, louky aj.) Revitalizační cíle nejsou vhodné pro území uvnitř měst, kde je rychlý průtok zástavbou ţádoucí. Proto je vhodné vytvořit revitalizovaný úsek nad osídlenou zónou, který případně povodňovou vlnu zpomalí. 1.4 Hydromorfologická degradace V roce 1918 byly regulace v České republice zcela na začátku, bylo upraveno pouze 30% toků, ale v roce 1990 jiţ proběhlo 90% úprav. Celkově se zkrátila délka toků a řek o třetinu (Vlašín, 2007) Regulace Regulace, tak jak je známe z mnoha příkladů v ČR, jsou známé hlavně svými opevněnými břehy (betonovými dlaţdicemi, tvárnicemi, aj.), nepřírodně upravenými koryty, zvětšením průtočné stability, napřimováním toků a zahlubováním. Všechny tyto aspekty vedly k zrychlení průtoku vody v korytě, který měl rychle odvést vodu, nejčastěji ze zemědělských oblastí či obydlených zón. Tato forma regulací je finančně náročná (Just a kol., 2003). Jednou z nejpodstatnějších úprav bylo napřímení toků, které značně zvýšilo rychlost proudění vody v korytě. Příčinou je odstranění ramen meandrů, kde dochází k rozdílnému proudění. Vyšší rychlost proudění má za následek větší sílu povodňové vlny, která má destruktivní účinky na koryto i okolní nivu. Celkové zkrácení toku napřímením povodňovou vlnu urychlí. Při povodňové vlně v upraveném korytě se větší mnoţství vody vylévá a přebytečná voda škodí říční krajině. Proto byly části toků uměle zatrubňovány, coţ vedlo k celkové degradaci toku a krajiny. U těchto zatrubněných toků můţe docházet k zanesení materiálem z horní části toku (Langhammer, 2008). Propustky, vysoké jezy, příčné liniové stavby v inundačním území, nevhodně postavené mosty nebo budovy na břehu jsou objekty, které při vyšších průtokových poměrech mohou narušovat charakter proudění, vychylovat směr toku nebo působit jako dočasná překáţka a ovlivnit průběh povodní nebo znemoţnit migraci i pro nejmenší organismy. 7

16 Od 90. let lze vidět škody napáchané nerozumnou, zcela technickou, regulací. Ohraničený tok není schopen mírného rozlivu do nivy, z toho vyplývá, ţe krajina ztrácí svoji retenční schopnost, která ovlivňuje průsak vody do podzemních vod. Monotónní pasáţe vytvářejí nezajímavé toky pro člověka a hlavně nemoţné podmínky pro přeţití většiny organismů a rostlin. Takto izolovaný tok má velice oslabenou samočistící schopnost. Nevhodné jsou i vysoké průtoky, kdy se v úpravě odráţí pouze technický potenciál. Celkově ovlivňují malý vodní oběh, kdy se pouze menší mnoţství vody z rychle proudícího a zcela odděleného toku od okolní krajiny, vypaří do ovzduší a v podobě sráţek se opět navrací zpět a zvlhčuje tak klima (Just a kol., 2003). 1.5 Stav vodních toků v ČR V České republice byla implementována směrnice 2000/60/ES Evropského parlamentu a Rady z 23. října 2000, která ustanovuje rámec pro činnost Společenství v oblasti vodní politiky. Tato směrnice udává, ţe stav toků má být posuzován podle biologického společenstva, morfologie a chemismu vody, které se odlišují od očekávaných výsledků, tedy dle hodnot v referenčním toku. Klasické hodnocení kvality vody je nahrazeno hodnocením ekologického stavu (Forejtíková a Marvan, 2010). V dnešní době se stále řeší vodohospodářské stavby z minulých let, v mnoha případech se ale pouze napravují důsledky a neřeší se komplexně celý problém. Opět vznikají technické zásahy, které vyvolávají další vodohospodářské problémy. Příkladem jsou akumulační nádrţe a retenční nádrţe (Krejčí, 2007). Koryta by se neměla stále opravovat, ale rozvolnit pro přirozené vodní procesy (Čermák, 2007). V této době jiţ u nás zemědělství nepatří mezi nejlukrativnější zdroje obţivy státu. Tím pádem vznikají nové prostory pro vznik revitalizovaných říčních niv, které znovu obohatí krajinu. V ČR je situace poměrně jiná neţ ve Švýcarsku, Německu, Rakousku, Itálii, či Francii. V těchto zemích nejsou revitalizace a celkový návrat toků do přírodě blízkých objektů neobvyklé. Oproti ČR se v těchto státech provádějí větší revitalizační projekty, které zahrnující delší úseky toků a jsou prováděny i na větších tocích. Naproti tomu v ČR se revitalizace provádějí zejména na malých potocích nebo při samovolném narušení technických úprav (povodně) se regulované toky opět opravují a neřeší se moţná revitalizace (Šlezinger, 2005). Revitalizace u nás jsou stále ještě v začátcích. Spousta akcí jsou typu pokus omyl, ale i to slouţí k porozumění této problematiky. Zjistit, které akce jsou pozitivní, které negativní a poučit se z chyb (Vrána a kol., 2004). V dnešní době je kladen důraz na týmovou spolupráci nejenom ekologů, ale i inţenýrů, urbanistů, architektů a krajinářů. Tím vznikají nové pohledy a struktury obnovy říční krajiny (Palmer, 2004). 1.6 Revitalizační strategie aplikované v ČR Před plánováním revitalizace by měla proběhnout analýza kvality vody a další studie zahrnující bodové a plošné zdroje znečištění. Hned po revitalizaci nemůţe být akce posouzena. Po roce by se měly provádět první průzkumy. Po třech letech je vyhodnocení 8

17 revitalizace zcela efektivní (Vrána a kol., 2004). Pokud se po třech letech hodnota makrozoobentosu podobá naměřeným hodnotám v přírodním korytě, tak je efekt kladný a revitalizaci můţeme povaţovat za zdařenou. Pokud výraznější efekt není, účel revitalizace nebyl splněn Nové koryto Při revitalizacích silně technicky upravených koryt je moţné postupovat několika způsoby. Pokud lze, je moţné staré koryto zasypat a vytvořit k němu nové, které částečně kříţí trasu starého. Zde však vznikají problémy s návazností na nové koryto, kdy úroveň dna není shodná s úrovní regulovaného toku (řeší se drenáţemi). Prospěšné je u nového koryta zvolit tvar průtočného profilu se strmými svahy, ponechat přírodní vysoké a šikmé břehy, kde si postupem času tok sám přizpůsobí okolní nivu. Při některých revitalizacích je vhodné koryto pouze částečně zasypat, zbavit jej technického opevnění, zmenšit jeho kapacitu a sníţit sklon svahů. Provádí se i částečné zasypání s následným vytvářením kaskády tůní. V situaci, kdy nelze nové koryto vytvořit, je snaha aspoň o změlčení příliš zahloubeného toku (Just a kol., 2003). Skloněním břehů do mírnějšího terénu se zvětšuje průtočný profil potoka. Přirozený rozliv podporuje retenci vod v nivách. Jestliţe je nové koryto niţší, nebude tak rychle devastováno, protoţe se dříve rozlije do nivy. Dalším aspektem je, ţe menší koryto vypadá atraktivněji a lépe zapadá do okolí (Vrána a kol., 2004). Obrázek 2: Celková změna, rozvolnění a změlčení koryta bez opevnění. Nové koryto zajistí klidný rozliv do říční nivy. Změna rychlosti proudu (Just a kol., 2003). 9

18 Takto revitalizované koryto přináší nové moţnosti pro makrozoobentos. Substrát dna určuje sloţení organismů. Jednotlivé druhy upřednostňují odlišné typy a velikosti substrátu. Pro vyšší biodiverzitu je vhodné v korytě podpořit rozmanitost substrátu obohacením o místa s různou rychlostí proudu Kamenitá dna Nejbohatší na bezobratlé je dnový substrát sloţený z velkých kamenů, jejich přítomnost představuje heterogenitu substrátu. Mezi kameny se vyskytují i jemnější frakce minerálního substrátu a partikulovaná organická hmota. Mezi vrstvou kamení jsou volné prostory aţ do hloubky několika centimetrů, které poskytují úkryt pro ţivočichy. Bezobratlí v rychle tekoucích vodách se buď přichycují balvanů, nebo se schovávají do prázdných prostorů, kde mají větší šanci na udrţení. Osídlení kamenů závisí na jejich velikosti, tvaru a expozici. Lze předpokládat, ţe menší kameny s plochým tvarem a nárosty (průměr 15-20cm) budou nejvíce osídleny. V kompaktnějším substrátu (jíl, štěrk, písek) jsou o tuto moţnost ochuzeni. Pro některé larvy chrostíků jsou tyto prostory ţivotně důleţité, staví si v nich sítě, do kterých lapají potravu (Králová, 2001). Malé prostory vyuţívají i pošvatky rodu Leuctra a Chloroperla. Společenstva jsou zde velice různorodá, od červů aţ po korýše. Svrchní části kamenů jsou osídleny nejčastěji ţivočichy ţivícími se nárosty nebo prvoky (Lellák a kol., 1985). Ţijí zde ploštěnky (Rhabdocoela), háďátka (Anguiillulata), vírníci a břichobrvky, larvy jepic (Baetis, Ecdyonurus, Rhithrogena, Epeorus, Ephemerella a Oligoneuriella), muchničky, pakomáři, chrostíci (Anabolia, Brachycentrus, Limnephilidae, Hydropsychidae, Rhyacophilidae, Polycentropidae), plţi (Ancylus, Bythinia, Lymnaea), přísalky (Blephariceta, Liponeura) a brouci Elmidae. Korýši (Asellus aquaticus, Gammarus fossarum a roeselee), pošvatky (Perlidae, Leuctridae a Nemouridae), ploštice (Aphelocheirus) a vodule (Torrenticola, Sperchon, Lebertia) (Lellák a Kubíček, 1992) Štěrková a písečná dna U štěrkových či písečných substrátů je rozmanitost společenstev i počet jedinců niţší. Ţivočichové ţijící v tomto substrátu preferují většinou mírně tekoucí aţ stojaté vody. V rychle tekoucí vodě s takovým to substrátem nastává problém při zanesení prostorů mezi kamínky. V drobnějším substrátu přeţívají zejména ţivočichové se schopností zahrabávat se a filtrovat potravu (Králová, 2001). Příkladem je hrabavá larva jepice Ephemera danicae. Na písčitých březích přeţívají kromě brouků i larvy tiplic a dvojkřídlých (Dolichopodidae, Limoniidae, Tipulidae, Empididae a Therevidae) pakomáři rodu Tanytarsus a Cryptochironomus. Chrostíci ve schránkách z písku (Leptoceridae, Sericostomatidae), měkkýši čeledi Sphaeriidae, druhy rodu Unio nebo Margaritana. Na písečných dnech s dobrými kyslíkovými podmínkami lze nalézt Gammarus, Corophium, Dikerogammarus, Chaetogammarus (Lellák a Kubíček, 1992). 10

19 Bahnitá dna Dalším typem substrátu je bahno-písčitý nebo zcela bahnitý. Variabilita druhů zde nebývá vysoká, důvodem je rozkladný proces, který v bahně probíhá (vysoká spotřeba kyslíku). Bahnitá dna jsou typická především pro tůně, kde se hromadí drobný sediment (Králová, 2001). Určité druhy, jako pakomáři (Chironomidae, Cryptochironomus, Glyptotendipes, Eutanytarsus, Harnischia, Procladius, Polypedium, Ceratopogonidae), měkkýši (Valvata, Unio, Pisidium, Anodonta, Sphaerium) a máloštětinatci Oligochaeta, Tubifex, Limnodrilus) se zde mohou vyskytovat v hojném počtu. Dále jepice (Ephemera vulgata, Caenis horaria, Brachycercus), ploštice (Micronecta, Nepa, Ranatra), chrostíci Limnephilidae, váţky Cordulo gaster a Gomphus, střechatky Sialis, brouci Dytiscidae (Lellák a Kubíček, 1992) Změna členitosti koryta Členitost koryta je vhodné měnit přírodními objekty, jako jsou balvany, uhynulé kmeny stromů, štěrkové lavice, ostrůvky, napojení toku na postranní ramena a vytváření slepých ramen. Tímto vznikají zajímavější niky pro organismy, které by v regulovaných a zcela jednotvárných tocích neměly šanci na přeţití. Ovšem stále se musí pamatovat na referenční toky z okolí, kde je revitalizace prováděna a na druhové sloţení organismů a vegetace. Velké usazené balvany přímo v korytě mohou mít význam při řízené boční erozi, kdy se voda kolem kamene rozděluje na dvě části a změnou směru proudění naráţí voda do břehů - břehy přirozené bez opevnění (Just a kol., 2003). Mrtvé dřevo v korytě toku zabraňuje erozi. Voda se nemůţe přes něj dostat aţ na skalnaté dno, tím pádem se zachovává jeho hloubka. Přirozeným hromaděním odumřelého dřeva v toku vznikají přírodní terasy, schůdky a jezy, coţ slouţí k sniţování rychlosti proudu nestejnoměrně v celém toku, zachycení sedimentů a zvýšení obsahu kyslíku ve vodě, které napomáhá samočisticímu procesu (Lellák a Kubíček, 1992). Tyto úpravy mají vliv na ţivotní a potravní cyklus organismů. Lépe děj vystihuje metoda kácej a házej chop and drop. Ovšem dřevo se musí kotvit, aby se nevhodně nehromadilo a nezpůsobovalo škody (Poštulka, 2012). V přírodně členitém toku v místech s niţší hladinou se tvoří peřeje, které vodu značně okysličují. Proto zde nejčastěji nacházíme druhy závislé na rychle tekoucí vodě bohaté na kyslík. Vodní makrozoobentos je nejčastěji přichycen na vegetaci nebo na substrátu (Králová, 2001). Vyskytují se zde převáţně jepice čeledi Baetidae a Ephemerellidae přichycené na rostlinách a rod Heptagenia. Jepice Oligoneuriella rhenanta je přichycena na kamenech a filtuje potravu. Chrostíci Brachycentridae a Leptoceridae se také přichycují na kameny. V břehové části nacházíme muchničky (Simuliidae) a měkkýše. V méně tekoucích vodách jepice rodu Caenis a Potamathus luteus, pod kameny pošvatky rodu Perlodes, Isogenus, Taeniopteryx (Lellák a Kubíček, 1992). Štěrkové lavice, mělčiny a periodicky zaplavované břehy, jsou domovem pro vzácné druhy, které mají schopnost se vyrovnávat v létě se suchem a v zimě s mrazem. Jsou schopny se zahrabávat hluboko do dna, nebo se rychle přesunout (pavouci). Nachází se zde většinou 11

20 hrotnatky (Daphnia) a kaluţinky (Moina), druhy vířníků (Rotatoria) a hlístic (Nematoda). Z větších bezobratlých příkopníci (Acilius), potočníci (Agabus), vodošlapové (Hydroporus). Dále znakoplavky, klešťanky a vodoměrky. Pro některé druhy je doslova dočasné vymrznutí a vyschnutí jejich vajíček podmínkou pro další vývoj. Zástupcem těchto inundačních území je ţábronoţka sněţní (Siphonophanes gruzii, Brachipus schaefferi, Streptocephalus torvicornis), listonoh jarní (Lepidurus apus) a letní (Triops cancrifornis). Obrázek 3: Průběh částečné revitalizace se změnou členitosti koryta a rozvolněním trasy pomocí drnů a balvanů (Just a kol., 2003) Tůně Tůně zlepšují sedimentaci a zpomalují plavení, tím napomáhají k lepší samočistící schopnosti toku. Podporují retenční schopnost krajiny. Neţ na vytvoření tůní pouţít příčné či podélné prahy či betonové stupně, je lepší koryto zahloubit. Uvedené technické objekty bývají zanášeny a po čase neplní svůj účel. Při výstavbě tůní se musí myslet na mírný sklon svahu, jak kvůli stabilitě, tak i kvůli bezpečnosti osob a zvířat, které tůňky vyuţívají jako pítko. Co se rozlohy týče, je lepší vytvářet větší tůně (cca. 1m hloubka a 5m šířka), malé tůně se rychle zanesou a tudíţ vydrţí jen pár sezón (Just a kol., 2003). Odlehlá či slepá ramena mají stejnou funkci jako tůně. Pro revitalizaci je vhodná obnova starých, jiţ dříve funkčních ramen. V České republice se tyto revitalizace neprovádějí, časté jsou ale v Německu (Vrána a kol., 2004). 12

21 Na dně tůní lze pozorovat pijavice, ploštěnky, Oligochaeta, Bivalia, Gastropoda. Nejčastějšími bezobratlými v tůních mezi vegetací jsou vodní brouci, jako je vírník obecný (Gyrinus substriatus) a ploštice. Nachází se zde i populace perlooček a buchanek. Dále měkkýši, jako okruţanka rohovitá (Sphaerium corneum), plovatka bahenní (Lymnaea peregra) nebo terčovník vroubený (Planorbis planorbis). Lesní a luţní tůně často obývají larvy a kukly komárů rodu Mochlonyx, Aedes, Culex a Culicella. Ţivočichové zde ţijící mají stejné podmínky, jak bezobratlí na inundačních územích (Lellák a Kubíček, 1992) Vegetace Obrázek 4: Typy tůní propojené s korytem potoka (Just a kol., 2003). Lesy a celkově vegetace, mají na tok veliký vliv. Listnaté lesy jsou schopny zachytit polutanty a tím ochránit tok před jejich splavením. Pás zeleně kolem toku nedovoluje splavení většího mnoţství ţivin a splachů (hnojiva, pesticidy, herbicidy, těţké kovy, aj.) z polí a okolní krajiny, neţ by bylo vhodné (Krejčí, 2007). Luţní lesy v říční nivě mají tu schopnost, ţe při vyšších průtocích vod zpomalí povodňovou vlnu. Voda se zde rozlije a neškodí ve spodnějších částech toku. V Evropské kulturní krajině patří příbřeţní lesy a louky k nejvíce ohroţeným ekosystémům. Pobřeţní ekosystémy jsou stanovištěm s vysokou biologickou rozmanitostí. Fungující záplavová území tlumí povodňové vlny a vyrovnávají katastrofické záplavy. Vykonávají mnoho důleţitých biochemických funkcí, jako je absorpce, transformace ţivin. Břehové rostliny poskytující obţivu, přístřeší a místo pro hnízda ptáků, úkryty pro hmyz, savce, 13

22 obojţivelníky a plazy. Poskytují uhlík pro vodní ekosystémy (Jensen a kol., 2006). Vegetace určuje poměr světla, které se dostane k vodní hladině a tím i teplotní bilanci toků. Na přírodní břehy by měl navazovat travnatý pás s vhodnou vegetací. Jeho šířka by měla být 10m po obou stranách břehů a u vlásečnicového toku zhruba 20-50m (Just a kol., 2003). Slouţí také mimo jiné k přísunu ţivin a sedimentů do toku. Je vhodné o travní pás pečovat, nutností je jeho sekání a sklízení, jinak vzniká pás tzv. nitrofilní buřeně (Vrána a kol., 2004). Nejvhodnějším místem pro vegetaci jsou paty a svahy vodních toků, čímţ se potlačí eroze (Vrána a kol., 2004). Výsadba by neměla být přehnaná. Zcela obklopené břehy vegetací mají opačný, jak revitalizační efekt. Voda je víceméně zastíněná a tím pádem se nedostává světlo k bakteriím a organismům, které jej potřebují. Narušuje se tím přirozený potravní řetězec a voda se stává mrtvou. Mimo to celá řada obojţivelníků potřebuje ke svému vývoji slunce. Není vhodné zeleň v okolí regulovaných toků bezmyšlenkovitě odstraňovat. Částečně představuje typicky druhovou vegetaci krajiny. Je zcela nenáročná na finance a také přispívá k věkové diverzitě vegetace. Často starý přírodní les zadrţí více vody, jak nově vysázená stejnověká monokultura (Krejčí, 2007). Na místech, kde není potřeba spěchat na osázení novou výsadbou, je vhodné a levné počkat na přírodní nálet pionýrských druhů zeleně. Ideální je vysazovat dřeviny dlouhověké a pomalu rostoucí (Just a kol., 2003). Rozmístění a druhy vegetace musí být zaznamenány v plánech jiţ před revitalizací. Je potřeba dávat pozor na typ druhové výsadby, která musí do krajiny zapadat. Dalším problémem můţe být nekvalitní výsadba nebo liniové rozmístění. Nepravidelnost je pro přírodní ráz krajiny odpovídající (Just a kol., 2003). Důleţitost se přikládá i vodním rostlinám, poskytují stanoviště pro organismy ve vodách s vysokou rychlostí proudu a zvyšují retenci organické hmoty. Ztráta vodních rostlin při úpravách představuje závaţnou újmu na biodiverzitě toku (Jansson a kol., 2007). Litorál (břehová část toku) zarostlý rostlinami je osídlen druhově pestrou a bohatou zoocenózou bezobratlých. Hustá vegetace ve střední části toku můţe zpomalovat rychlé proudění a vytváří podobný typ, jak v břehové zóně. Mezi vegetací je mnoţství úkrytů před predátory a rybami. Některé druhy hmyzu (šídla, motýlice) se líhnou na vynořených částech vegetace. V řekách, které mají málo makro vegetace, jsou náhradou kořeny stromů (Králová, 2001) Opevnění svahů Revitalizované břehy lze na místo technických objektů zpevnit kamenným záhozem, který je zapuštěn pod úroveň břehu, vytváří paty svahů, plošná opevnění a stabilizační objekty. Zához bývá doplněn drobnějším kamenivem. Pro přírodní efekt je vhodná různorodá velikost kamenů, ovšem kameny by měly zcela zapadat do rázu krajiny. Příkladem nevhodného záhozu je lomová ţula ve vápencovém krasu. Nevhodné je pouţití lomového, či příliš ostrého kamene (Just a kol., 2003). Opevnění v nově vybudovaném toku by nemělo mít sklon koryta všude stejný - důleţité pro biodiverzitu organismů (Vrána a kol., 2004). 14

23 Obrázek 5: Revitalizace upraveného říčního břehu. Na horním obrázku jsou břehy opevněny kamennou dlaţbou = znehodnocení břehové části. Úprava postupem času nevydrţí. Východiskem je zbavit břehy opevnění a sníţit sklon svahu (Just a kol., 2003) Poldry Jsou zejména protipovodňového charakteru. Skládají se z hráze, která je schopna za větších průtoků vzdouvat vodu a naplňuje se tak retenční prostor poldru. Zaplňuje se aţ po část bezpečnostního přelivu, který nedovolí vodě překročit úroveň krajiny (Just a kol., 2003). V případě jakéhokoliv problému lze poldr vypustit a vyčistit. Nevýhodou je, ţe působí jako migrační bariéra. Tím, ţe nejsou zatíţeny po celou dobu vodou, lze čekat, ţe valy a hráze nesplní svůj účel při povodních. Problém je i s hlodavci, kteří si v nich hloubí cesty a naruší je (Čermák, 2007). 15

24 Ideální jsou polosuché poldry, kdy se na jejich dně vyskytuje mokřad nebo tůň. Poldr si tedy i za suchého období zachovává určitou retenční schopnost - stává se vhodným místem pro ţivočichy Mokřady Mokřady jsou částečně vodní a částečné suché objekty, kde voda vystupuje k terénu a nad terén a vytváří vodní plochu. Mokřady mají vysokou biodiverzitu. Jsou přirozeným habitatem pro spoustu forem ţivota, od mikroorganizmů, přes makrozoobentos aţ k obojţivelníkům. Jsou stejně jako tůně schopny udrţovat vodu v krajině. V období sucha vodu propouštějí do okolní krajiny, kdeţto nádrţe tuto schopnost nemají, jsou nepropustnou nádobou. Fixují uhlík a ukládají jej v sedimentu, který se stává výţivným zdrojem pro zemědělství. Zvlhčují klima tím, ţe podporují svým výparem tzv. malý vodní oběh stabilita malého vodního oběhu (Just a kol. 2003). Nebezpečím pro mokřady je zanášení, čímţ je znemoţněn tok vody k mokřadu. Pokud se mokřad neudrţuje sečením, stává se z něj zcela přírodní háj. Mokřady je vhodné osázet skupinově proutím vrb a střemch. Vhodné a bez nákladů je mokřad zanechat a počkat na náletové osení (olše lepkavá). Mokřad by měl být dostatečné osázen, aby se zachoval před okolními negativními vlivy (Just a kol. 2003). Tůně, ale i mokřady, jsou v období sucha místem pro přeţití organismů. U většiny revitalizovaných toků stačí pouze rozšířit a zahloubit, ovšem musí být kontrolován přívod a výpust vody z toku (Vrána a kol., 2004). Mokřady kladně ovlivňují vodní bilanci výdejem vody půdou = evaporace (Krejčí, 2007). Mokřady mají stejné zastoupení taxonů vodních bezobratlých jak tůně Rehabilitace Jedním z dalších pohledů je samovolná renaturace, která vzniká hlavně na místech, kde se upouští od zemědělství. Nijak se do toku a krajiny kolem něj nezasahuje, pouze se počká, aţ se rozpadnou všechny technické stavby. Tato zcela nenáročná revitalizace je nenákladná. Často i nenápadná. Ovšem má svá rizika, příkladem je nádrţ z betonu, kdy při vyšších průtocích můţe být uvolněn materiál, unášen a hromaděn. Nekontrolované kusy opevnění mohou být v případě povodní hrozbou. Můţe dojít i k narušení nově revitalizovaných částí toku. Ovšem samotná povodeň muţe způsobit revitalizaci toku i nivy, odstraní technické zásahy a většinou si vymele vlastní koryto (Just a kol., 2003). 16

25 2 Indikační možnosti makrozoobentosu pro hodnocení hydromorfologické degradace Hodnocení ekologického stavu toku se provádí na základě odchylky od typově specifických referenčních podmínek. Stav se hodnotí pomocí vybraných metrik makrozoobentosu uspořádaných povětšinou do tzv. multimetrického systému, který můţe odráţet dopady jednotlivých typů stresorů (organické znečištění, eutrofizace, hydromorfologická degradace, acidifikace) nebo všeobecnou degradaci ekosystému. Mnoho druhů bezobratlých má velmi specifické nároky na prostředí a konkrétní rozmístění často závisí na rychlosti proudu, charakteru substrátu, přítomnosti vegetace, mnoţství světla nebo teploty vody. Jejich těla, způsob přijímání i forma potravy jsou přizpůsobeny k ţivotu v daném stanovišti. Jakékoliv ovlivnění jejich přirozeného habitatu můţe omezit jejich vrozené funkce, nebo způsobit jejich úplné vymizení v dané oblasti (Lellák a Kubíček, 1992). Organické znečištění můţe pozměnit populaci bezobratlých (Králová, 2001), jak je vidět z obrázku č. 6. Obrázek 6: Rozdíly v populaci bezobratlých vzhledem k toleranci na znečištění (Králová, 2001) 2.2 Indexy diverzity Jedná se o hodnocení kvality vod pomocí indexů druhové rozmanitosti. Předpokládá se, ţe ideální, tedy nestresované společenstvo, by mělo obsahovat pár druhů dominantních, několik druhů středně početných a více druhů vzácných. To lze vyjádřit čísly indexy diverzity. Předpokladem pro tyto indexy je fakt, ţe nestresovaná společenstva mají vyšší diverzitu a vysoké počty jedinců, oproti společenstvům vystaveným stresorům. Organické znečištění celkově způsobuje pokles diverzity, protoţe druhy vymizí. Dochází k poklesu vyrovnanosti a zvýšení abundance tolerantních druhů. Některé druhy znečištění (toxické) můţe sníţit hladinu diverzity i abundance. Diverzita se skládá ze tří vlastností společenstva (Dykyjová, 1989): počet, druhová pestrost a vyrovnanost. 17

26 Indexy citlivosti taxonů Obecné charakteristiky Výhody práce s indexy diverzity: jsou kvantitativní a bezrozměrné vhodné pro statistické zpracování nezávislé na velikosti vzorku nepracují s předpoklady o toleranci druhů 2.3 Dělení indexů a metrik Indexy zaloţené na citlivosti taxonů vůči degradaci prostředí určují změny makrozoobentosu při narušení jejich přirozeného habitatu. Souvisí se schopností taxonů přetrvat na degradovaném místě. Indexy odvozené ze znalosti ţivotních strategií - vystihují potravní strategii popřípadě i způsob pohybu u jednotlivých taxonů. Indexy environmentálních preferencí taxonů adaptace taxonů k různé rychlosti proudění, odlišnému typu substrátu, aj. Struktura společenstev Parametry prostředí popis lokalit. Tabulka 1: Vybrané metriky s kódováním a základním statistickým popisem. Typ proměnné Kód Proměnná Průměr Medián Minimum Maximum b1 Abundance [počet jedinců/m^2] , , b3 Počet taxonů 39,35 36, b279 Počet čeledí 17, b281 Počet rodů 30, Saprobní Index (Zelinka & b5 Marvan) 1,76 1,74 1,16 2,63 Saprobní Index (česká b34 verze) 1,51 1,24 0,78 2,85 b39 ASPT skóre 5,48 5,82 3,17 7,07 b120 Rheoindex (abundance) 0,63 0, Rheoindex (abundance b122 tříd) 0,61 0,74 0 0,97 b322 Index LIFE 7,32 7,32 5,83 8,41 Počet citlivých taxonů b87 (Rakousko) 5 3,5 0 20

27 Makrotoobentos struktura společenstva Potravní strategie Indexy environmentálních preferencí b109 Limnobiontní taxony [%] 0, ,7 b110 Limnofilní taxony [%] 1,26 0, ,86 b111 Limnorheofilní taxony [%] 2,84 0, ,38 b112 Rheolimnofilní taxony [%] 12,45 5,66 0,44 52,72 b113 Rheofilní taxony [%] 43,6 48,32 0,57 91,64 b114 Rheobiontní taxony [%] 7,31 0, ,05 b131 Pelál [%] 6,97 3,34 0,5 30,8 b132 Argilál [%] 1,82 0,35 0,05 11,14 b133 Psamál [%] 6,96 3,63 0,22 25,22 b134 Akál [%] 5,22 3,06 0,33 32,53 b135 Litál [%] 31,69 32,6 3,19 87,19 b136 Fytál [%] 14,86 13,71 2,83 27,21 b137 POM [%] 4,73 3,17 0,28 16,57 b151 Spásači a seškrabávači [%] 21,52 19,63 5,21 43,42 b152 Minující druhy [%] 0, ,07 b154 Drtiči a kouskovači [%] 10,33 4,91 0,5 56,9 b155 Sběrači [%] 26,89 22,76 3,39 68,85 b156 Aktivní filtrátoři [%] 2,32 0, ,21 b157 Pasivní filtrátoři [%] 22,8 13,15 1,48 80,1 b158 Predátoři [%] 10,72 7,09 1,15 58,7 b159 Paraziti [%] 0, ,14 (Spásači + seškrabávači)/(kouskovači 0,51 0,41 0,06 1,33 b161 + filtrátoři) [%] Druhy ţivící se dřevem b162 +Drtiči + filtrátoři [%] 35,45 23,88 10,92 80,9 Ostatní potravní strategie b160 [%] 0, ,16 Aktivní/pasivní filtrátoři b292 [%] 0,97 0, Abundance Oligochaeta b190 [%] 8,01 3, ,67 b192 Abundance Crustacea [%] 5,47 0, ,43 Abundance Ephemeroptera b194 [%] 9,43 0, ,68 b195 Abundance Odonata [%] 0, ,18 b196 Abundance Plecoptera [%] 12,43 1, ,78 b188 Abundance Bivalvia [%] 1, ,38 Abundance Trichoptera b200 [%] 9,48 6, ,85 b202 Abundance Coleoptera [%] 1,91 0, ,75 19

28 Parametry prostředí b203 Abundance Diptera [%] 51,1 52,25 10,15 95,58 Abundance EPT-taxonů b207 [%] 31,33 20, ,57 b241 Počet taxonů EPT 16, Sklon břehu [%] 3,13 2,55 0,5 8,2 Šířka koryta [%] 2,22 1,28 0,7 7,3 Rychlost proudu [m/s] 0,29 0,21 0,07 1,17 Zastínění [%] 15, Peřeje [%] 64, Tůně [%] 35, Substrát - Index phi8 4,6 3,35 0,3 16 Všechny proměnné byly naměřeny na lokalitách z datového souboru. U všech byly provedeny testy normality. Testy normality v ţádné z metrik nepotvrdily normální rozloţení. Vzhledem této skutečnosti lze na výpočty pouţít pouze neparametrické metody. 3 Popis datového souboru a metodika Studie obsahuje data z Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka. Obsahem jsou vzorky odebrané podle metodiky Perla a indexy spočítané pomocí software Asterics Součásti souboru je popis parametrů prostředí a tabulky abundancí jednotlivých druhů. Práce si klade za cíl párově porovnat revitalizované lokality s regulovanými. 3.2 Lokality Původní datový soubor obsahoval 23 lokalit malých potoků v České republice. Data nebyla kompletní u většiny lokalit. U dvou byly revitalizace pouze plánované a tedy vzorky odebírány jen v regulovaných úsecích. Jedenáct lokalit nemělo kompletní vzorkování na jaře. Do studie bylo vhodné, zařadit pouze jarní odběry, kde byla data kompletní u 10 lokalit. Letních odběrů s kompletními daty bylo podstatně méně. Odběrové revitalizované a regulované úseky jsou na daných lokalitách umístěny nad sebou. Pravidlem je, ţe revitalizovaný úsek je vţdy pod regulovaným, aby nedošlo k plavení makrozoobentosu z revitalizovaného úseku do regulovaného. Letecké snímky lokalit jsou zobrazeny v příloze této práce. 20

29 poř.č. Obrázek 7: Mapka vodstva s vyznačenými vybranými lokalitami (např. S12 = lokalita 12). Tabulka 2: Základní popis lokalit. Název vodního toku Nadm. Výška Typ vodního toku Rok provedení revitalizace Stáří revitalizace (do r. 2005) Délka revitalizace (v km) Plocha povodí (km 2 ) 4 Liboc 240 Podhorský ,413 2,208 5 Lubnický potok 360 Pahorkatin ,000 10,716 8 Martinický potok 440 Podhorský ,859 12,41 10 Modla 170 Níţin ,346 47,36 12 potok Brodec 460 Pahorkatin ,500 13, přítoky Divoké 680 Horský ,136 59,929 Orlice 15 Slupský potok 530 Pahorkatin ,2 16, Včelnička 620 Pahorkatin ,941 6, Kněhyně 540 Horský ,420 18, Haraska 210 Níţin ,000 43,781 21

30 poř.č. Tabulka č. 2 udává základní informace o lokalitách. Vybrané úseky nejsou zcela homogenní. Jednotlivé úseky se značně liší: Nadmořskou výškou rozmanitost v nadmořských výškách způsobuje značný rozdíl v typech potoků. V souboru jsou potoky níţin, pahorkatin, podhorské a horské potoky. Délkou úseků i celkové délce povodí Staří revitalizace - od data jejich dokončení po vzorkování, které probíhalo na jaře roku Nejstarší revitalizace byla dokončena v roce 1992 a naopak nejmladší v době vzorkování v roce Podle způsobu revitalizace kaţdá revitalizace na těchto lokalitách má časově odlišné revitalizace (generace). V přírodě blízkých úpravách se hlavně řešil vznik nového koryta, opevnění svahů, přidání vegetace, tůní a rozšíření stojaté plochy. Přehled provedených úprav jednotlivě na kaţdém toku je uveden v Tabulce č. 3. Tabulka 3: Přehled revitalizací na jednotlivých lokalitách. název vodního toku nové koryto nová vegetace nové tůně plochy s mírnou rychlostí proudění bez technického opevnění koryta bod znečištění Index revitalizace 4 Liboc Lubnický 5 potok Martinický potok Modla potok Brodec ,5 0 4,5 13 přítoky Divoké Orlice ,5 1 4,5 15 Slupský p ,5 1 5,5 16 Včelnička Kněhyně Haraska Hodnoty určují: 1 = proběhlo provedení dané revitalizace, případně ţe úsek není lokalizován pod obcí (bod znečištění), 0 = neproběhla daná revitalizace, případně tok je pod obcí, 0,5 = souvislé opevnění koryta štěrkovým záhozem. 22

31 K provedeným revitalizacím byly přiřazeny dané hodnoty a na základě nich spočítán celkový Index revitalizace pracovní verze indexu (Brabec, 2013). Vyšší hodnota indexu udává větší potenciál pro ekologický účinek provedené revitalizace. Nejvhodněji provedené revitalizace na tomto datovém souboru, tedy revitalizace s nejvyšším indexem jsou lokality s tzv. mladou revitalizací. Lokality S4, S8, S10 a S16 patří ke starším revitalizacím, kdy na tocích nebylo prováděno tolik přírodních úprav oproti revitalizacím provedených okolo roku 2005 (obrázek 8). 4,5 4,0 16 3,5 Délka revitalizovaného úseku [km] 3,0 2,5 2,0 1,5 1, , , Stáří revitalizace [roky] Index revitalizace = 2 Index revitalizace = 3 Index revitalizace = 4 Index revitalizace = 4,5 Index revitalizace = 5 Index revitalizace = 5,5 Obrázek 8: Bodový graf vyjadřující vztah mezi stářím revitalizace a délkou revitalizovaného úseku s vyznačenými hodnotami udávající index revitalizace. 3.3 Metodika Perla Systém Perla je v současné době budován v České republice a vychází ze stejných principů jako RIVPACS (River InVertebrate Prediction and Classification System), který hodnotí společenstva makrozoobentosu ve Velké Británii. Byl vytvořen pro hodnocení ekologického stavu toku a dále upraven do souladu s poţadavky Rámcové Směrnice. Metoda je vytvořena pro odběry makrozoobentosu v broditelných tekoucích vodách. Je zaloţena na předpovědi sloţení společenstev na konkrétních lokalitách na základě proměnných prostředí a porovnáním se společenstvem na hodnocené lokalitě (Kokeš a Vojtíšková, 1999). Vytvoření odběrových úseků: Charakteristický úsek - délka charakteristického úseku by měla být sedmi násobkem šířky po a proti proudu nebo maximálně celkově 100m. Cílem vzorkování je vystihnout stav delšího úseku toku, proto i vybraný úsek lokality musí vystihovat celek (fyzikální a ekologické charakteristiky). 23

32 Odběrový úsek určuje se z charakteristického úseku. Je kratší neţ charakteristická část. Odběrové místo musí obsáhnout všechny typy habitatů ve stejném poměru, v jakém jsou obsaţeny v charakteristickém úseku. Břehová vegetace by v odběrovém toku měla mít charakteristické zastoupení (typické zastínění toku). Poměr tůní i peřejí musí taktéţ odpovídat charakteristickému úseku. Odběry musí proběhnout jak v tůních, tak v peřejích. Obrázek 9: Rozvrţení lokality do odběrových míst (Kokeš a Němejcová, 2006). Poloha odběrového místa musí být zaznamenána do mapy a slovně popsána. Vhodné je pořídit fotografie toku po proudu i proti proudu a změřit souřadnice pomocí GPS na spodní části úseku toku. Před odběrem vytipujeme všechny habitaty, které se v odběrovém úseku vyskytují a odhadneme jejich plošný podíl z celkové plochy dna odběrového úseku (v procentech). S odběrem se začíná v dolním okraji úseku a postupuje se směrem proti proudu, aby nebyla narušena ještě ne navzorkovaná plocha. Substrát dna je před rámem sítě rozrušován nohou, nebo rukou do hloubky 5-10 cm. Uvolněné organismy jsou proudem vody odplavovány do sítě. Přisedlé organismy se nachází většinou na spodní straně kamenů, ty je potřeba seškrábnout, nebo omýt rukou. Obsah síťky se musí vytřídit od větviček a listů, je potřeba, aby zůstal jen jemný substrát. Substrát jak ze síťky, tak i materiál odškrabaný z kamenů je nutno prohlédnut. Organismy jsou vybrány a přetříděny podle taxonů do bílých fotomisek (30x50cm). Jsou vybírány zejména křehké larvy hmyzu a také zástupce měkkýšů či muchniček, které je třeba odděleně konzervovat ethanolem. Tento vzorek je zbaven přebytečné vody a vloţen do PVC vzorkovnice o objemu 1-2litry. Důleţité je vzorky řádně označit. Dotřídění zbylých organismu je provedeno buď v terénní stanici či v laboratoři. Výsledek determinace je zaznamenán do protokolu, který musí vţdy obsahovat: kódové označení vzorku název toku 24

33 název profilu datum odběru determinace jméno determinátora a jeho podpis údaj o zpracovaném podílu vzorku seznam zjištěných taxonů s vyznačením vývojových stadií a s jejich početností (abundancí) K determinaci slouţí určovací klíče pro jednotlivé taxonomické skupiny vodních organismy (Kokeš a Němejcová, 2006). 3.4 Software Asterics 2.5. Slouţí k výpočtu indexů na základě vzorků bentických bezobratlých. Software byl vyvinut v projektu AQEM (projekt pro vývoj a testování integrovaného systému hodnocení pro ekologickou kvalitu vodních toků v celé Evropě pomocí bentických bezobratlých). Na internetové adrese je dostupná novější verze softwaru Asterics 3.1. (URL2). 3.5 Metody hodnocení Veškerá popisná statistika, testy, grafy a korelace byly prováděny v programech Statistica 10 a SPSS. Pokud není uvedeno jinak, vychází tato část z publikace Biostatistika (Pavlík a Dušek, 2012) Testy normality Pro výběr správné metody hodnocení jsou důleţité předpoklady jednotlivých testů (metod). Testy normality pomáhají posoudit, zda se máme zaměřit na testy parametrické či neparametrické. Potvrzení normality značí výběr parametrických metod. Naopak zamítnutí upozorňuje na extrémní, odlehlé nebo nelogické hodnoty v souboru. Pro základní posouzení normality slouţí: Shapirův-Wilkův test má souvislost s Kvantil - kvantilový grafem (Q-Q diagram), protoţe zkoumá, jak moc se křivka odlišuje od ideální přímky z normálního rozdělení. Vyuţívá se hlavně v případech, kdy není jasná normalita z Kvantil - kvantilového grafu. Kolmogorovův-Smirnovovův test obecnější nástroj pro hodnocení odlišností od normálního rozdělení. Pracuje s výběrovou distribuční funkcí a srovnává s teoretickou distribuční funkcí normálního rozdělení. Test hodnotí maximální vzdálenost mezi dvěma distribučními funkcemi. Kvantil-kvantilový graf posuzuje, zda pozorované hodnoty pochází ze známého rozloţení. Na ose x zobrazuje kvantily teoretického rozloţení, v tomto případě normálního a na ose y kvantily pozorovaných hodnot. V případě shody leţí všechny body na teoretické přímce. 25

34 Normální pravděpodobnostní graf - na jednu osu jsou naneseny pozorované hodnoty seřazené dle velikosti. Na druhé ose jsou teoretické hodnoty vypočteny pro normální rozloţení. Pokud jsou pozorované hodnoty kolem ideální přímky, pak je normální rozloţení velmi silné Popisná statistika Pomáhá sumarizovat a zjistit souhrn podrobných informací o určitém souboru s pozorovanými hodnotami. Základní metody popisné statistiky jsou průměr, medián, maximum a minimum hodnot Wilcoxonův párový test Jedná se o neparametrický test pro jeden výběr. Nevyţaduje normalitu dat. Porovnává dvě měření u jednoho výběrového souboru. Testuje hypotézu o rovnosti distribučních funkcí na základě ověření symetrického rozloţení pozorovaných hodnot. Pro kaţdou hodnotu nalezneme pořadové číslo. Vytvoříme W+, coţ je součet kladných prvků a W- součet záporných prvků. Při shodě pořadí pouţijeme průměrné pořadí. Přitom platí: W + + W = n (n+1), 2 kde n je počet prvků. Menší z W+ a W- pouţijeme jako testovací kritérium, které srovnáme s tabelovanou hodnotou, pro příslušné n a zvolenou hladinu významnosti α. Pokud je testovací kritérium menší neţ α, zamítáme na nulovou hypotézu na této hladině významnosti (URL4) Bodové grafy Graficky znázorňuje kvantitativní data. Kaţdou hodnotu zobrazuje jako bod. Pro tuto studii, je bodový graf pouţit ve dvojrozměrném zobrazení, kde vizualizuje dvě veličiny na ose x a y Spearmanův korelační koeficient Zjišťuje stupeň závislosti mezi dvěma znaky (proměnnými). Je zaloţen na pořadí hodnot uspořádaných podle velikosti vzhledem k oběma znakům. Kaţdé hodnotě přiřadíme dvojici pořadí ( Q - pořadí podle prvního znaku X, R - pořadí podle druhého znaku Y). Kdyţ budou hodnoty pořadí Y vzrůstat, stejně jako hodnoty X, budou pořadí R a Q stejná. Jestliţe bude hodnota pořadí znaku Y s rostoucím pořadím znaku X klesat, budou pořadí obou znaků opačná. Jestliţe však budou hodnoty pořadí R a Q obou znaků libovolná, tak oba znaky budou nezávislé. Pro n pozorovaných dvojic ve výběru určíme Spearmanův korelační koeficient pomocí diferencí pořadí d i = Q i R i takto (URL1) : r s = 1 6 d i 2 x i=1 n(n 2 1) 26

35 3.5.6 Významné indexy Saprobní index (česká verze) - index organického znečištění. S = (Si h I) (h I), kde S saprobní index, Si individuální saprobní index, h individuální hojnost druhu, I individuální indikační váha (Ambroţová, 2002). BMWP skóre výpočet je na základě citlivosti (tolerance) čeledí k organickému znečištění. Výpočet: Sestaví se seznam systematických jednotek (SU). BMWP pouţívá jako SU čeledi. Kaţdé SU se přiřadí příslušné skóre (0-100) a ta se sečtou. Výsledkem je BMWP skóre. Čím je vyšší, tím lepší je kvalita vody (URL3). ASPT skóre - celkové BMWP skóre je děleno počtem zjištěných taxonů = průměrné skóre ASPT. Na rozdíl od BMWP má horní limitu a je závislé na velikosti vzorku (URL3). Substrát phi8 vychází z Krumbeinova Phi Indexu (připočtením čísla 8 k tomuto indexu vznikne kladná hodnota = substrát phi8 ). Vyjadřuje velikost částic. Výpočet: D = D 0 2 φ, kde φ je Krumbeinova stupnice, D je průměr částic a D 0 je referenční průměr = 1mm (URL8). Rheoindex index bere v úvahu různé typy proudění. Výpočet se provádí na základě tříd. Rheoindex = 2 (R) 2 R +2 L + (IN), kde R je počet taxonů preferujících tekoucí vody, L jsou taxony preferující pomalu tekoucí vody a IN taxony, kterým nezáleţí na rychlosti proudu (URL7). LIFE Index hodnotí data bentických bezobratlých se zaměřením na reţim toku (preference k rychlosti proudu). Můţe se počítat na úrovni rodů nebo druhů. Index je počítán přiřazením jednotlivých taxonů do jedné ze šesti skupin od skupiny s nejrychlejším průtokem po skupiny, kde dochází aţ k částečnému vysychání koryta. Poté jsou taxony rozděleny do kategorií vztahujících se k jejich hojnosti. Obě kategorie jsou pak pouţity k vyhledávání bodů v tabulce. Výsledný index se počítá jako (URL6): LIFE = (fs)/n, kde součet fs je součet jednotlivých taxonů a n je počet taxonů pouţitý pro výpočet fs. Index revitalizace pracovní index pro tuto studii (navrţený Mgr. Karlem Brabec, Ph. D.). Jednotlivé revitalizace byly ohodnoceny čísla 0, 0,5 a 1, kde 0 značí neprovedený typ revitalizace (stále technicky opevněné koryto), hodnota 0,5 se týká zejména opevnění koryta s patkou a 1 provedení daného typu revitalizace (odstranění technického opevnění koryta). 27

36 Hodnoty byly poté sečteny. Nejvyšší hodnota tohoto indexu vyjadřuje nejvíce provedených revitalizací na jednom toku. 4 Výsledky 4.1 Párové porovnání Na všechny proměnné z tabulky č. 1, byl aplikován Wilcoxonův párový test. Páry byly tvořeny regulovanými a revitalizovanými úseky lokalit uvedených v tabulce č. 2. Kaţdý párový test byl aplikován jednotlivě na všechny proměnné. Hladina významnosti testu byla stanovena na 5%. Určená nulová hypotéza předpokládala, ţe revitalizované a regulované úseky se budou rovnat ve svých proměnných, naproti tomu alternativní hypotéza měla předpoklad nerovnost těchto úseků. Obrázek 10: Procentuální zastoupení limnofilních taxonů na G regulovaných a V revitalizovaných úsecích. Výsledky této analýzy skoro ve všech případech zamítly alternativní hypotézu na uvedené hladině významnosti. Jedinou výjimkou byly limnofilní taxony, kde byla p-hodnota 4,684%. Z grafu (obrázek 10) je zřejmá odlehlost lokality 5 (Lubnický potok). Zde je od ostatních lokalit vyšší výskyt pakomára rodu Tanytarsus na revitalizovaném i regulovaném úseku. Jde pouze o jediný úsek, a tudíţ nemůţeme brát tento výsledek jako objektivní pro tuto studii. 28

37 Tabulka 4: P-hodnoty Wilcoxnova párového testu mezi regulovanými a revitalizovanými úseky. Proměnné p-hodnota Proměnné p-hodnota Abundance 0,359 Spásači a seškrabávači 0,959 Počet taxonů 1,000 Minující druhy 0,655 Saprobní index (česká 0,959 verze) Kouskovači 0,646 BMWP skóre 0,575 Sběrači 0,139 ASPT skóre 0,285 Aktivní filtrátoři 0,333 Počet citlivých taxonů 0,529 (Rakousko) Pasivní filtrátoři 0,386 Limnobiontní taxony 0,180 Predátoři 0,203 Limnofilní taxony 0,047 (Spásači + Seškrabávači) / (Sběrači + Filtrátoři) 0,959 Druhy ţivící se dřevem 0,066 Limnorheoxilní taxony + Kouskovači + Filtrátoři 0,575 Rheolimnofilní taxony 0,721 Aktivní / Pasivní filtrátoři 0,646 Rheofilní taxony 0,799 Oligochaeta 0,878 Rheobiontní taxony 0,735 Crustacea 0,866 Rheoindex (abundance) 0,799 Ephemeroptera 0,263 Rheoindex (abundance tříd) 0,721 Odonata 0,655 Pelál 0,074 Plecoptera 0,398 Argilál 0,285 Trichoptera 0,508 Psamál 0,799 Coleoptera 0,767 Akál 0,285 Diptera 0,721 Litál 0,646 Abundance EPT-taxonů 0,959 Fytál 0,169 Počet taxonů EPT 0,799 POM 0,333 Počet čeledí 0,959 Počet rodů 0,959 Index LIFE 0,260 Peřeje 0,139 Sklon břehu 0,310 Tůně 0,139 Šířka koryta 0,214 Zastínění 0,529 Rychlost proudu 0,959 Substrát phi8 0,214 Vzhledem ke zjištění nevýznamných rozdílů v biologických parametrech regulovaných a revitalizovaných úseků byl testován jejich vzájemný vztah pomocí Spearmanova korelačního koeficientu. 29

38 Tabulka 5: Hodnoty Spermanova korelačního koeficientu mezi proměnnými s biologickými parametry významné na hladině p<0,05 (N=10). Proměnné hodnota Spearmanova koeficientu 30 Proměnné hodnota Spearmanova koeficientu Počet taxonů 0,81 Kouskovači 0,77 Saprobní index (česká 0,66 verze) Sběrači 0,70 BMWP Score 0,76 Aktivní filtrátoři 0,66 0,87 Aktivní / pasivní Krenál filtrátoři 0,64 Hypokrenál 0,82 Bruslaři 0,68 0,87 Potápivé taxony Epiritrál makrozoobentosu 0,77 0,66 Kráčivé taxony Metaritrál makrozoobentosu 0,81 Abundance 0,83 Epipotamal Crustacea 0,64 Abundance 0,71 Metapotamal Plecoptera 0,91 Abundance 0,78 Hypopotamal Trichoptera 0,76 Rheolimnofilní taxony 0,83 Abundance Diptera 0,67 Rheoindex (abundance) 0,72 EPT taxony 0,66 Rheoindex (abundance 0,89 tříd) Počet tříd 0,80 Taxony preferující Akál 0,83 Počet rodů 0,86 Počet citlivých 0,82 LIFE index taxonů (Rakousko) 0,89 Z tabulky lze pozorovat významné korelace u proměnných vypovídajících o vazbě společenstev na zóny podélného profilu toků (např. krenál, hypokrenál, epiritrál, metaritrál, epipotamal, matapotamal a hypopotamal). Významné jsou i proměnné popisující jak potravní strategie (kouskovači, sběrači, aktivní filtrátoři, poměr aktivních a pasivních filtrátorů), tak způsob pohybu (bruslaři, potápivé a kráčívé taxony). Vysoké hodnoty dále mají relativní abundance taxonů Crustacea, Plecoptera, Trichoptera, Diptera a EPT-taxony (relativní abundance taxonů Ephemeroptera + Plecoptera + Trichoptera). Dále LIFE index, substrátové preference taxonů k akálu, Rheoindexy, rheolimnofilní taxony, počty tříd, druhů a taxonů. Zajímavé jsou i hodnoty české verze saprobního indexu, počtu citlivých taxonů a BMWP skóre. Uvedené proměnné mají korelace mezi regulovanými a revitalizovanými úseky. Z tohoto faktu lze soudit, ţe zmíněné proměnné nevykazují výrazný rozdíl mezi úseky. Pro bliţší znázornění byly vytvořeny grafy vztahů mezi regulovanými a revitalizovanými částmi na vybraných proměnných.

39 Obrázek 11: Vizualizace vztahu obou typů úseků v závislosti na počtu taxonů. V revitalizované a G regulované úseky. Z obrázku č. 11 můţeme vidět, ţe u většiny lokalit (12, 10, 5, 19, 8, 16 a 4) zůstal počet taxonů nezměněn. Opakem jsou pak lokality 13 a 17, kde klesl počet taxonů na revitalizovaném úseku zhruba o 40%. U lokality 15 došlo na revitalizované části ke zvýšení o 35%. Obrázek 12: Vizualizace vztahu obou typů úseků v závislosti na české verzi saprobního indexu (G regulovaný úsek, V - revitalizovaný). Z grafu (obrázek č. 12) je moţné pozorovat, ţe úseky nemají mezi sebou významné rozdíly v této proměnné. 31

40 4.2 Korelace mezi biologickými proměnnými a faktory prostředí Záměrem této analýzy bylo najít proměnné, které spolu souvisejí a navzájem se vysvětlují. Spearmanův koeficient byl počítán zvlášť na revitalizovaných a regulovaných úsecích pro N=10, ty byly pak mezi sebou porovnány. Pro tuto studii jsou vhodné hodnoty korelačního koeficientu na revitalizovaném úseku větší jak 0,6 (resp. menší jak -0,6). Korelace je počítána pro všechny proměnné z v tabulky č. 1. Tabulka 6: Vybrané korelace mezi parametry prostředí a proměnnými z tabulky č. 1. V korelace z revitalizovaného úseku, G korelace z regulovaného úseku. Pro červeně označené hodnoty je p-hodnota menší neţ 5%. Proměnné Spád_V Spád_G Peřeje_V Peřeje_G Substrát phi8_v Substrát phi8_g Saprobní index (Zelinka a Marvan) -0,33-0,53-0,80 0,47 0,38-0,87 Saprobní index CZ -0,48 0,10-0,68 0,03 0,67-0,19 Limnofilní taxony -0,33 0,02-0,25 0,08 0,18 0,00 Limnorheofilní -0,92 0,23-0,39-0,43 0,70 0,41 taxony Rheofilní taxony 0,30 0,39 0,70 0,23-0,50-0,12 Rheobiontní taxony 0,51 0,17 0,44-0,43-0,39 0,59 Rheoindex (abundance) Rheoindex (abundance tříd) 0,52 0,32 0,70 0,15-0,84 0,13 0,69 0,38 0,68 0,08-0,71 0,27 Pelál -0,37 0,21-0,83-0,28 0,77-0,02 Psamál -0,16 0,55-0,69 0,11 0,65-0,15 Akál 0,54 0,64 0,17 0,25 0,05-0,09 Litál 0,43 0,09 0,81-0,19-0,72 0,10 Spásači a 0,48 0,13 0,74 0,33-0,63-0,08 seškrabávači Drtiči a kouskovači 0,68 0,06 0,36 0,60-0,24-0,16 Sběrači -0,48 0,19-0,35 0,11 0,81 0,17 Aktivní filtrátoři -0,38 0,02-0,68 0,11 0,82-0,19 Oligochaeta -0,72 0,36-0,53-0,19 0,62 0,35 Crustacea 0,18 0,25 0,08 0,23 0,21-0,33 Ephemeroptera 0,52 0,46 0,48-0,39-0,52 0,70 Bivalvia -0,53 0,19-0,46 0,04 0,77-0,08 Trichoptera 0,55 0,16 0,47 0,23-0,74-0,40 Aktivní/Pasivní filtrátoři -0,30-0,03-0,55 0,14 0,75-0,21 Index LIFE 0,65 0,06 0,58 0,14-0,57 0,20 32

41 Šířka koryta, rychlost proudu a zastínění toku v této korelaci nevykazovaly významné hodnoty. Vzhledem dopočtu do 100% mají tůně a peřeje mezi sebou obrácené hodnoty, proto vykazují stejné (převrácené) vztahy mezi proměnnými. Pro grafické vyjádření významných korelací byl pouţit bodový graf. Na ose x jsou vykresleny parametry prostředí, na ose y pak ostatní vybrané metriky z tabulky č. 1. Barevně odlišené jsou regulované a revitalizované úseky s číslováním lokalit z tabulky č. 2. Pro bliţší vysvětlení vztahů mezi parametry prostředí a proměnnými na obou typech úseků byl počítán r-squared (R 2 - index determinace s hodnotami 0-1 resp. 0% - 100%, říká, jak velká část variability je vysvětlena proloţeným modelem, v případě této práce lineárním). Korelace a následné grafické znázornění, prokázalo významné vztahy pro dané typy proměnných: Vztah sklonu břehu k vybraným metrikám Nejvyšší hodnota korelačního koeficientu s daným parametrem je u revitalizovaného úseku u limnorheofilních taxonů (b111). Další významnou proměnnou jsou Oligochaeta (b190), Rheoindex (b122), potravní strategie drtičů a kouskovačů (b154) a LIFE index (b322). Grafická vizualizace vztahu významných korelací neukázala ţádný významný trend pro revitalizované úseky Vztah podílu peřejí a tišin k vybraným metrikám Změna poměru peřejí a tišin při revitalizaci lokalit z tabulky č. 2 vykazuje nejvyšší hodnoty korelace u saprobního indexu Zelinka & Marvan (b5), českého saprobního indexu (b34), rheofilních taxonů (b113), Rheoindexu (b120). Významné hodnoty jsou u indexů zaměřených na substrátové preference: pelál (b131), psamál (b133) a litál (b135). U potravních strategií pak spásači a seškrabávači (b151), aktivní filtrátoři (b156) a poměr spásačů a seškrabávačů vůči kouskovačům a filtrátorům (b161). Saprobní index (česká verze) Z grafu (obrázek č. 13) vyplývá, ţe mezi plochou tišin (peřejí) a českou verzí saprobního indexu existuje jistý trend, kde při zvyšujícím se procentu tišin roste i hodnota saprobního indexu. R 2 u revitalizace má hodnotu 54,6% u regulace pouhých 6,7%. Odlehlost od tohoto vztahu je viditelná u lokality 16 (Včelnička), ta patří ke starým revitalizacím 8 let a nemá bodové znečištění. R 2 bez odlehlých revitalizovaných úseků je roven 81,2%. Lokalita 19 (Haraska) regulovaného úseku má shodný vztah, jak její revitalizovaná část. V této lokalitě nedošlo ke změně poměru peřejí a tišin. Lokality 5 (Lubnický potok), 10 (Modla) a 12 (Brodec) tvoří shluk s regulovanými úseky. Tyto lokality se nacházejí bezprostředně pod obcí lokální bod znečištění pro tok. Vzhledem k tomu, ţe jejich revitalizované úseky zapadají do trendu, lze usoudit, ţe revitalizace zde provedené (viz. tabulka č. 3) mají celkově kladný vliv bez ohledu na lokální znečištění. 33

42 Obrázek 13: Vyjádření vztahu české verze saprobního indexu s poměrem tišin (peřejí). Obrázek 14: Graf vyjadřující vztah mezi rozdíly v podílu tišin a saprobního indexu (česká verze). 34

43 Na obrázku č. 14 můţeme pozorovat celkové změny mezi revitalizovaným a regulovaným úsekem. Pro tento typ grafu byl počítán parametr delta odečtem regulace od revitalizace, proto záporná hodnota vyjadřuje vyšší hodnotu u regulované části. Pozorujeme, ţe u většiny lokalit došlo ke sníţení saprobního indexu a zvýšení poměru tišiny. Litál Ze závislosti viditelné z obrázku č. 15 vyplývá vztah, kdy zvyšující procento tůní v revitalizovaných úsecích sniţuje procento taxonů preferujících litál, tzn. čím více peřejí, tím se zvyšuje mnoţství hrubého substrátu. Procento vyčerpané variability je 48% pro revitalizované úseky a 2,7% pro regulované. Lokalita 5 je nejvíce odlehlou hodnotou tohoto vztahu, důvodem můţe být krátký čas mezi provedením revitalizace a odběrem vzorků (rok dokončení 2005). Tok byl zřejmě ještě značně ovlivněn technickými zásahy spojenými s jeho revitalizací. R 2 po vynechání odlehlé hodnoty revitalizovaného úseku činí 66,2%. V lokalitách se zvýšenou hodnotou taxonů preferujících litál je i vyšší rychlost proudění a značné peřeje. Tyto úseky podporují makrozoobentos zobrazený ve výsečích na obrázku 16. Tišiny mají schopnost zachytávat jemný sediment díky pomalému proudění. Jsou osídleny převáţně sběrači a dravci, kteří se jimi ţiví. Naopak peřeje jsou přirozenými habitaty zejména pro filtrátory, spásače a seškrabávače. Obrázek 15: Grafická interpretace procentuálního zastoupení litálu (taxony preferující hrůbý štěrk, kameny a balvany, velikost zrna větší jak 2cm) a tůní (tišin). 35

44 Obrázek 16: Typy potravních strategií makrozoobentosu vykreslené v grafu závislosti tůní a litálu. Označené pro revitalizované V a regulované úseky G Vztah zrnitosti složení substrátu (index phi8) k vybraným metrikám Proměnná substrát phi8 určuje hrubost substrátu (čím vyšší hodnota, tím jemnější substrát). Významné vztahy tohoto parametru prostředí a ostatních proměnných mají nejvyšší četnost ze všech sledovaných, proto lze usoudit, ţe velikost substrátu má vliv na sloţení makrozoobentosu. Významnými se ukázaly být tyto proměnné: česká verze saprobního indexu (b34), limnorheofilní taxony (b111), Rheoindex (b120,122), pelál (b131), psamál (b133), litál (b135). Z potravních strategií: spásači a seškrabávači (b151), sběrači (b155), aktivní filtrátoři (b156), poměr aktivních a pasivních filtrátorů (b292) a poměr spásačů a seškrabávačů s kouskovači a filtrátory (b161). Z proměnných popisujících taxonomické sloţení společenstev makrozoobentosu to jsou: Bivalia (b188) a Trichoptera (b200). Saprobní index (česká verze) Vztah z obrázku č. 17 popisuje trend, kdy s jemným bahnitým substrátem se zvyšuje hodnota saprobního indexu. Procento vyčerpané variability je 81,2% na revitalizovaném a 21,6% na regulovaném úseku. Lokalita 19 nejeví ţádné změny substrátu phi8, moţným vysvětlením je, ţe na této lokalitě neproběhla zásadní změna členitosti koryta a poměr peřejí a tůní zůstal stejný. Lokality 5, 10 a 12 mají bod znečištění, tvoří stejný shluk jak na obrázku č. 13. Ovšem zde lokalita 12 v revitalizovaném úseku odléhá od trendu. Důvodem můţe být značná hodnota zdroje znečištění (tok se po revitalizaci přiblíţit trendu) a vysypáním dna štěrkem, který 36

45 nabízí spoustu úkrytů pro vodní ţivočichy a tím ovlivňuje taxony větší saprobní valence, tolerující organické znečištění. Obrázek 17: Vizualizace vztahu substrátu phi8 a saprobního indexu v bodovém grafu. Potravní strategie - sběrači Obrázek 18: Interpretace proměnné zaměřené na potravní strategii, konkrétně sběrače a substrát phi8 v bodovém grafu. 37

46 Tento vztah z části potvrzuje informace z obrázku č. 16. Tišiny a tůně zadrţují převáţně jemný substrát, tím je více přirozených habitatů pro sběrače. Procento vysvětlené variability je 82,8% u revitalizovaného úseku a 48,4% u regulovaného úseku. Psamál Obrázek č. 19 poukazuje na trend revitalizovaných úseků, kdy s jemnějším substrátem přibývá procentuální zastoupení taxonů preferující psamál. Lze vidět, ţe lokalita 12 je odkloněna od tohoto vztahu. Tato lokalita má štěrkové dno, v kterém se můţe jemný substrát zachytit a tím vytvořit vhodně podmínky pro taxony preferující psamál. R 2 činí u revitalizovaných úseků 79,4% a na regulovaném 25,1%. Lokality s nízkou hodnotou substrátu phi8 (velké částice) mají méně taxonů zaměřujících se na psamál. Jsou to zejména spásači, seškrabávači a pasivních filtátorů. Naopak vyšší hodnoty substrátu phi8 jsou opět nejvíce vhodné pro sběrače. Obrázek 19: Vztah taxonů preferujících psamál se substrátem phi Charakteristika revitalizace z pohledu provedených zásahů Provedené úpravy na revitalizovaných úsecích se na lokalitách lišily. U 80% lokalit bylo vybudováno nové koryto. U 50% byl tok obohacen o tišiny a u 90% lokalit bylo ovlivněno koryto, ovšem je potřeba si uvědomit, ţe na některých lokalitách docházelo vlivem revitalizace k přirozené tvorbě míst s nízkou rychlostí proudu. U 60% lokalit bylo zaznamenáno zvýšení poměru tůní (u 40% zvýšení poměru peřejí) průměrně o 40%. Na 50% lokalitách došlo k odstranění opevnění a tvorbě koryta s přirozenými prvky a u 30% zůstalo jen částečné. 40% toků má lokální znečištění, resp. se nachází v blízkosti obce. 38

47 Graf na obrázku č. 20 popisuje vztah mezi změnou makrozoobentosu (delta saprobního indexu) a změnou substrátu, který je v této analýze nejvíce ovlivňující proměnou. Můţeme soudit, ţe typ revitalizace, který nejvíce ovlivňuje substrát a následně makrozoobentos, je ten, kde vznikají heterogenní typy substrátu a průtoků. Obrázek 20: Vztah mezi rozdíly saprobního indexu a substrátu phi8 s vyznačením klasifikace lokalit podle indexu revitalizace. 5 Diskuze 5.1 Shrnutí výsledků Z výsledků jsme zjistily, ţe nejvýraznější a nejvíce efektivní revitalizace jsou ty, kde dochází ke změně členitosti koryta (viz. obrázek č. 14 a č. 15). Změna poměru tišin a peřejí podporuje heterogenitu substrátu a tím kladně ovlivňuje přirozená prostředí makrozoobentosu. Vytváří se odlišné úseky vhodné pro různé taxony ţivočichů. Obohacení toku o tišiny celkově zvyšuje hodnotu saprobního indexu. Regulované toky jsou většinou zcela homogenní svými koryty i rychlostí proudu ve všech částech. Zvýšením proudové heterogenity toku se mění sloţení substrátu a lépe prosperují druhy, pro které byl technicky upravený tok neobyvatelný. Tyto výsledky potvrzují i jiné práce. Příkladem je studie, kde byly odebírány vzorky makrozoobentosu na různých substrátech: oblázky, písek, valouny a kamenité dno skalní 39

48 podklad (Gurtze a Wallace, 1984). Nejvyšší sníţení diverzity bezobratlých bylo zaznamenáno u písku, dále oblázků, valounů a nejméně u kamenitého dna. Jemný sediment podporoval převáţně sběrače a seškrabávače, naopak se sníţila relativní abundance drtičů. Rozdílné reakce vodních bezobratlých na substrát naznačují, ţe biologická stabilita je úzce spojena s fyzikální stabilitou (velikost částic). K obohacení o sediment můţe docházet i antropogenní činností, jako je těţba dřeva či zemědělství. Typ sedimentu je spjat s rychlostí proudu. Kamenitá dna jsou vázána na rychlejší proudění neţ písčitá. Nicméně právě opevnění koryta regulovaných toků narušuje vazbu charakteru substrátu na proudových podmínkách. Gurtze a Wallace (1984) porovali situaci před těţbou dřeva a po ní. Zaznamenán byl pokles podílu drtičů v oblázkových peřejích, písku a valounech, naopak zvýšení došlo u skalnatého podkladu (převáţně nárůst pošvatek), coţ můţe být vysvětleno vyšším výskytem vodních mechů, který zde představuje zdroj potravy pro drtiče. Dále došlo ke zvýšení počtu sběračů a seškrabávačů (převáţně Baetis a Ephemerella) ve všech čtyřech typech. Další studie se zabývá strukturální heterogenitou potoků s důrazem kladeným na rozmanitost společenstev makrozoobentosu a ryb. Práce porovnává různorodost druhů uvedených organismů vzhledem k revitalizovaným, regulovaným a referenčním přítokům řeky Ume (severní Švédsko). Na několika kilometrech tohoto toku došlo k tvorbě nových koryt a obohacení koryta o balvany. V celkovém výsledku nebyl potvrzen významný rozdíl v taxonomické bohatosti ryb a bentických bezobratlých, ačkoliv strukturální heterogenita byla podstatně vyšší. Závěr této studie naznačuje, ţe obnova můţe mít malý pozitivní vliv na biologickou rozmanitost v případě, kdy revitalizace není zaměřena přímo na cílové organismy (Lepori a kol., 2005). Ve studii o obnově společenstva bezobratlých na revitalizovaných potocích je zmíněno, ţe nejčastější zásahy ve Finsku probíhají přidáním balvanů, rozšiřováním koryta, vytvořením rozdílných průtoků, zvýšením substrátové heterogenity a rozmanitostí vegetace (Laasonen a kol., 1998). Odebíraly se vzorky vodních bezobratlých na referenčních a revitalizovaných tocích (stáří revitalizace se pohybovalo od 0-16let). Na revitalizovaných tocích byla po třech letech jiţ zcela obnovená vegetace, v tišinách bylo méně jemného substrátu neţ v přírodním toku a ve většině případech měly revitalizované toky vyšší rychlost proudu. Nejvyšší hojnost bezobratlých byla naměřena u referenčních toků a naopak nejniţší v obnovených tocích jeden měsíc po dokončení revitalizace. Všechny ostatní revitalizované potoky měly srovnatelné hodnoty abundance makrozoobentosu. Nejpomalejší obnova u společenstva byla zjištěna u drtičů, revitalizace staré osm aţ šestnáct let měly tyto hodnoty stále nízké. Zajímavé je zjištění, ţe lokality staré 1 3 roky po dokončení revitalizace mají srovnatelné hodnoty makrozoobentosu s referenčními toky, ovšem po třech letech hodnoty druhové bohatosti mají tendenci klesat. Stejně, jak u předchozí práce naráţejí autoři na nedostatečné zaměření revitalizací přímo na cílové organismy (Laasonen a kol., 1998). Zajímavá je práce, kde se autor zmiňuje o hromadění jemného sedimentu v Australských řekách (Harrison, 2007). Poukazuje na fakt, kdy nadměrná akumulace jemných částic představuje ekologické problémy. Zanášením prostorů mezi kameny dochází k nepříznivému ovlivnění přirozených úkrytů bentických bezobratlých. Ztráta početnosti makrozoobentosu se projevuje na sníţení dostupné potravy pro rybí společenstva. Nadměrná sedimentace neprospívá zejména EPT taxonům, které představují část společenstva citlivější k antropogenním stresorům. Naproti tomu existují taxony schopné se do jemného sedimentu 40

49 zahrabávat a vyuţívat jeho úkrytové a potravní moţnosti (Chironomidae, Oligochaeta a Sphaeridae) (Harrison, 2007). Ve studii o bentických bezobratlých - indikátory morfologické integrity na řece Ezn (jihozápadní Německo), bylo zkoumáno 109 taxonů. Revitalizační prvky na této lokalitě byly zaměřeny na vytvoření více přírodních úseků. Zde nejvýrazněji na strukturní změnu zapůsobil druh Oligoneuriella rhenana. Mnoţství zejména tohoto taxonu pozitivně korelovalo s turbulentním prouděním a přítomností větších kamenů. Tyto podmínky byly obvykle spojeny se strukturálním ovlivněním (Jensen a kol., 2000). 5.2 Jiné stresory vodních bezobratlých Při revitalizacích se musí přihlédnout i na faktory znečištění toků. Je potřeba si uvědomit, ţe celá hydrosféra je ve stále větší míře pod zátěţí odpadních látek z průmyslů, zemědělství i dopravy. Znečištění můţeme rozdělit na dvě skupiny (Losos, 1984): Znečištění biologicky rozloţitelných látek tyto látky potřebují ke svému rozkladu kyslík. Vodní tok ochuzen o kyslík zahnívá a voda se můţe stát neobyvatelnou pro většinu bezobratlých. Hlavním typem tohoto znečištění je ţivočišná výroba (kejda, hnůj, močůvka) (Štěrba, 1989). Znečištění biologicky nerozloţitelnými látkami můţe být způsobeno plastickými hmotami (obaly), fenoly, naftalenovými kyselinami, toxické látky (olovo, arzén, kyanid). Znečištění nerozkládajícími se kaly, které sniţuje funkci fotosyntézy a zaleptává dýchací orgány ţivočichů. Stupeň znečištění lze určit chemickou analýzou, která ovšem zachytí pouze stav v období odběru vzorku. Pro dlouhodobější zjištění znečištění je vhodný biologický rozbor vodních společenstev (Losos, 1984). Trofický cyklus ve vodních ekosystémech je dynamický systém transformace a recyklace, který je do sebe schopen pojmout pouze určité mnoţství látek. Přebytečné látky vodu znečišťují. Vodní bezobratlí mají schopnost na sebe znečišťující látky vázat a ty pak mohou ohrozit jejich populaci látky mohou ţivočichům poranit jemný epitel (oční i ţaberní) (Štěrba, 1989). Je moţné, ţe některé lokality měly výše uvedená znečištění. Zejména tedy ty, u kterých byl zaznamenán zdroj znečištění (lokality 10, 12, 5 a 4). U lokalit, které mají v blízkosti obci lze předpokládat zejména znečištění pocházející z nečištěných přepadů kanalizace, případně odpady z ţivočišné výroby. Lokality v bezprostřední blízkosti polí budou mít zejména znečištění nerozloţitelných látek, díky splachům hnojiv a pesticidů. Tato znečištění mohou být důvodem některých odchylek od významných trendů viditelných vztahů, kdy stresory mohou narušit populace vodních bezobratlých. V článku o vyhodnocení organického znečištění vzhledem k lotickým a lentickým stanovištím (Brabec a kol., 2004) je popsána taxonomická rozdílnost mezi peřejemi a tišinami. Na celkové vlastnosti ekologického znečištění působí místa s rozdílnou rychlostí proudu, typem substrátu, 41

50 teplotou a tvarem koryta. Hodnocení stavu systému je zaloţeno na sadě metrik, jako je počet citlivých taxonů, stanovištní a potravní strategie aj., ty pak nabízejí robustní a citlivé nahlédnutí na reakce antropogenních stresorů ve vodách. 5.3 Vliv stáří revitalizace Jak je uvedeno v kapitole 1.6, revitalizace by měly být posuzovány aţ po 3 letech od dokončení projektu. Tento čas by měl být dostačující pro usazení koryta, ustálení celkové dynamiky toku a obnovu vodní vegetace, která sniţuje teplotu v toku a zajišťuje stálý přísun organické hmoty pro bezobratlé. Rostlinná společenství reagují odlišně na rušení, proto obnova jejich funkce můţe trvat od dvou měsíců po 2 roky (Selago a kol., 2012). Ovšem první měření se provádí jiţ po prvním roce resp. po uplynutí všech ročních období. V datovém souboru této studie lze revitalizované úseky rozdělit na dvě skupiny: Starší revitalizace - patří sem lokality 4, 8, 10 a 16. Jejich stáří je 8-10 let. Celkový index revitalizace je u všech uvedených lokalit niţší (obrázek 7). U všech lokalit byla přidána vegetace. Navíc je lokalita 4 obohacena o plochy s mírnou rychlostí proudění, lokality 16 a 10 mají vytvořené nové koryto bez opevnění břehů. Zdroj znečištění je na lokalitách 4 a 10. Mladší revitalizace lokality 5, 12, 13, 15, 17 a 19 jsou povaţovány za mladé revitalizace. Jejich index revitalizace dosahuje vyšších hodnot neţ u starších revitalizací. Stáří se pohybuje od 0-2 roky. Všechny lokality mají břehy obohacené o vegetaci, vytvořené nové koryto a mají buď částečné, nebo ţádné opevnění. Lokality 12, 13, 15 a 19 jsou obohaceny o tišiny či místa s mírným prouděním. Lokality 12 a 5 mají zdroj znečištění. Nejvíce do datového souboru svým stářím nezapadá lokalita 5 Lubnický potok. Odběry na Lubnickém potoce byly provedeny ve stejném roce, jako dokončení revitalizačních prací. Je zřejmé, ţe se koryto nestihlo usadit a pročistit peřejnaté úseky od jemného substrátu. 5.3 Porovnání revitalizací se světem Uvedené revitalizace (viz. tabulka 3) jsou u nás prováděny na malých vodních tocích. V zemích, kde jsou finanční prostředky, se realizují velké projekty na řekách. Klade se zde důraz na zlepšení ţivotního prostředí pro ţivočichy a rostliny. Hlavní význam tu má také estetická stránka a vyuţitelnost pro relaxaci člověka a jeho aktivity. Kolem revitalizovaných řek se vytváří řada naučných stezek a cyklotras, aby lidé chápali řeku, jako důleţitý prvek krajiny. Dalším cílem je i protipovodňová ochrana na velkých řekách (Neruda a kol., 2010). V urbanizovaných částech, kde není moţné pozměnit trasu koryta, jsou pokusy o nápravu břehů, jejich zpřírodnění a vytvoření polo přirozeného biotopu, aspoň na malém úseku. Další typ revitalizace je přímo zaměřen na ohroţené druhy, vytváří se zde co nejvhodnější podmínky typem substrátu, vegetací, sklonem svahů atd. Pro zpevnění břehů a zároveň vytvoření vodního vegetačního pásu na místech, kde je osázení nemoţné (v městské zástavbě), se vyuţívají pytle s výsadbou vegetace. Vytvářejí se rybí přechody, ochranné travnaté pásy se stromy pro zachycení ţivin a nitrátů (Králová, 2001). Podle Ing. Helena Králová, CSc. se revitalizace v kaţdé zemi zaměřují na určitý problém. V Nizozemsku je na prvním místě obnova krajiny a říčních systémů cestou přirozeného 42

51 vývoje. V Německu se klade důraz na protipovodňovou ochranu. V Dánsku se převáţně řeší malé potoky v zemědělské krajině s cílem zarybnění pstruhy. Velká Británie se snaţí o návrat dříve hojných druhů v krajině např. ledňáčci nebo květy blatouchu. Oproti Evropským zemím je v USA velké mnoţství typů revitalizací, ovšem i zde přistupují jednotlivé státy k této problematice různě. Zcela novým trendem je odstraňování příčných staveb s cílem obnovit dynamiku a migrační prostupnost toku. Na revitalizačních projektech a hlavně následné údrţbě se zde podílí mnoho organizací (Králová, 2007). Celkově revitalizace potřebují intenzivní práci s veřejností, jako je plánování, celková realizace a údrţba. Je potřeba společnost informovat a vzdělávat v této problematice. Tyto postupy jsou standardní ve vyspělých zemích. V Německu s péčí o vodní toky pomáhají vodní spolky a ve Francii se podepisují tzv. Smlouvy řece. V Americe se péče zúčastňuje veřejnost na dobrovolnických akcích, stejně tak i finančními příspěvky (Králová, 2007). 6 Závěr Tato studie neprokázala rozdíly mezi biologickými parametry na revitalizovaných a regulovaných úsecích. Na druhou stranu se prokázaly vztahy mezi abiotickými a biologickými proměnnými. Proměnné jako: saprobní index, sběrači nebo preference taxonů k písčitému substrátu, mají vazby na substrát phi8. Vztah mají i taxony preferující kamenitý substrát a tišiny. Celkově se indexy vypovídající o trofických a substrátových preferencí makrozoobentosu ukázaly jako vhodné pro určení účinnosti revitalizace. Počítaný koeficient determinace (R 2 ) má mnohem vyšší hodnoty na revitalizovaných neţ na regulovaných úsecích. Je potřeba zdůraznit nesourodost celého datového souboru. Lokality pochází z rozdílných oblastí České republiky různé typy vodních toků. Kaţdá lokalita je ovlivňována různým podnebím a povodím. V této studii není úplně moţné vyhodnotit účinnost revitalizací a ekologický přínos a to vzhledem k tomu, ţe data neobsahují informace o úseku před provedením revitalizací. Nedá se objektivně posoudit, stav před a po revitalizaci (BACI uspořádání). Ze studie i z literatury vyplývá, ţe by bylo vhodné se věnovat zvlášť jednotlivým morfologickým jednotkám koryta (tišiny, peřeje, příbřeţní biotopy). Zkoumat odděleně společenstva ţijící v rychle a pomalu tekoucích vodách s preferencemi na různé typy substrátů. Před začátkem revitalizací je potřebné si uvědomit, jaké typy prací budou pro danou lokalitu nejvíce vhodné a srovnat všechny moţnosti, které nám daná říční krajina můţe poskytnout porovnat s referenčními podmínkami. Je nezbytné znát dobře procesy v říčním ekosystému a návaznosti na okolní krajinu. Výsledky mé práce ukázaly na bioindikační význam znalostí o environmentálních preferencích vodních bezobratlých (druhy substrátu, rychlost proudění, zastínění). V těchto projektech by se měly propojit zájmy většího okruhu vědců a techniků. Do procesu plánování revitalizace by se mělo zahrnout vyhodnocení ekologických důsledků revitalizačního zásahu v rámci prostorových jednotek různého rozsahu (biotopy-povodí). Důleţitost by se měla klást na informovanost veřejnosti. 43

52 7 Použitá literatura AMBROŢOVÁ J., 2002: Mikroskopické praktikum z hydrobiologie. 1. vyd. Praha: Vysoká škola chemicko-technologická, 182 s. ISBN BRABEC K., ZAHRÁDKOVÁ S., NĚMEJCOVÁ D., PAŘIL P., KOKEŠ J. & JARKOVSKÝ J. (2004): Assessment of organic pollution effect considering differences between lotic and lentic stream habitats. In: Hering D, Verdonschot P.F.M., Moog O. & Sandin L. (eds), Integrated Assessment of Running Waters in Europe, Hydrobiologia 516: BRIERLEY G., J., FRYIRS K., A., 2008: River futures: an integrative scientific approach to river repair. Tucson, Ariz.: Society for Ecological Restoration International, xvii, 304 p. ISBN ČERMÁK V., 2007: Řeky pro ţivot Unie pro řeku Moravu. 48 s. DYKYJOVÁ D., 1989: Metody studia ekosystémů. Academia, Praha, 690 s. LEPORI F., PALM D., BRANNAS E., MALMQVIST B., 2005: DOES RESTORATION OF Structural heterogenity in streams enhance fis and macroinvertebrate diversity? Ecological Applications 15: FOREJTNÍKOVÁ M., MARVAN P., 2010: Vztah některých charakteristik společenstva zoobentosu a fytobentosu k morfologickému stavu povodí Horního Labe. In: VTEI: Vodohospodářské technicko-ekonomické informace. Praha: Vodní hospodářství, s ISSN Dostupné z: GURTZ M., E., WALLACE J., B., 1984: Substrate - mediated response of stream invertebrates to disturbance. The Ecological Society of America. HARRISON E., T., NORRIS R. H., WILKINSON S. N., 2007: The impact of fine sediment accumulation on benthic macrovertebrates: implications for river management. JANSSON R., CHRISTER N., BJÃRN MALMQVIST, 2007: Restoring freshwater ecosystems in riverine landscapes: the roles of connectivity and recovery processes. Freshwater Biology. roč. 52, č. 4, s ISSN DOI: /j x. Dostupné z: JENSEN K., TREPEL M., MERRITTC D., ROSENTHALD G., 2006: Restoration ecology of river valleys. Elsevier GmbH JENSEN K., J. BÖHMER, B. KAPPUS, T. BEITER, B. BREITINGER a C. HOCK., 2000: Benthic invertebrate and fish communities as indicators of morphological integrity in the Enz River (sout-west Germany). 44

53 JUST T., 2007: Říční krajina sborník příspěvků z konference: Moţnosti uplatnění vodohospodářských revitalizací v protipovodňové ochraně. Olomouc JUST T., ŠÁMAL V., DUŠEK M., FISCHER D., KARLÍK P., PYKAL J., 2003: Revitalizace vodního prostředí. Praha: Agentura ochrany přírody a krajiny České republiky, 144 s. ISBN KOKEŠ J., NĚMEJCOVÁ D., 2006: Metodika odvěru a zpracování vzorků makrozoobentosu tekoucích vod metodou. Vúv T.G.M. KOKEŠ J., VOJTÍŠKOVÁ D., 1999: Predikční systém PERLA. Nový přístup k hodnocení ekologického stavu toků pomocí makrozoobentosu v České republice KRÁLOVÁ H., 2001: Řeky pro ţivot: revitalizace řek a péče o nivní biotopy. Brno: Veronica, 439 s. ISBN KRÁLOVÁ H., 2007: Přírodě blízké úpravy malých vodních toků v kulturní krajině. VUTIUM Brno, Teze habitací práce. VUT Brno. KRÁLOVÁ H., 2007: Přírodě blízké úpravy malých vodních toků v kulturní krajině = Environmentaly friendly engineering of small water courses in cultural landscape: zkrácená verze habilitační práce. Brno: VUTIUM. ISBN KREJČÍ L., 2007: Řeky pro ţivot Unie pro řeku Moravu. 48 s. LAASONEN P., MUOTKA T., KIVIJÄRVI. 1998: Recovery of macroinvertebrate communities from stream habitat restoration. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems. LANGHAMMER, J. (ed.), Údolní niva jako prostor ovlivňující průběh a následky povodní. PřF UK Praha, MŢP ČR, Praha, 278 pp. LELLÁK J., KUBÍČEK F., 1992: Hydrobiologie. 1. vyd. Praha: Univerzita Karlova, 257 s. ISBN LOSOS B., GULIČKA J., LELLÁK J., PELIKÁN J., 1984: Ekologie ţivočichů. Praha: Statní pedagogické nakladatelství, 320s. LELLÁK J., LOSOS B., GULIČKA J., PELIKÁN J., 1985: Ekologie ţivočichů. 1. vyd. Praha: Tiskařské závody. MARKERT J., 1991: Arctic foxes. Chicago, Ill.: Distributed to schools and libraries in the United States by Encyclopaedia Britannica Educational Corp., 1 v. (unpaged). ISBN MATOUŠKOVÁ M., 2004: Říční krajina sborník příspěvků z konference: Antropogenní transformace říční sítě. Olomouc 45

54 NERUDA M., KOUTSKÝ J., a RAŠKA P., 2010: Revitalizace vodotečí: Technologická platforma pro udrţitelné vodní zdroje. Revitalizace vodotečí, 2. příloha, s. 10. Dostupné z: PALMER M. A., 2004: Ecological research futures. A GUEST EDITORIAL WRITTEN BY A LEADING CONSERVATION PROFESSIONAL. PALMER M. A., MENNINGER H. L., BERNHARDT E.,2010: River restoration, habitat heterogeneity and biodiversity: a failure of theory or practice?. Freshwater Biology, roč. 55, s ISSN DOI: /j x. Dostupné z: PAVLÍK T., DUŠEK L., 2012: Biostatistika. Vyd. 1. Brno: Akademické nakladatelství CERM, 131 s. ISBN POŠTULKA Z., 2012: Říční krajina sborník příspěvků z konference: Některé předpoklady a řešení pro dosaţení dobrého ekologického stavu v horských a podhorských lesních vodních toků. Olomouc. SELEGO M., CHARNEÃ L., ROSE G., MEROVICH T., WELSH A., ANDERSON J., 2012: Community-Level Response of Fishes and Aquatic Macroinvertebrates to Stream Restoration in a Third-Order Tributary of the Potomac River, USA. International Journal of Ecology. s.1-9. ISSN DOI: /2012/ Dostupné z: ŠLEZINGR M., 2005:Stabilizace říčních ekosystémů. Vyd. 1. Brno: Akademické nakladatelství CERM, 353 s. ISBN ŠTĚRBA O., ROSOL J., 1989: Znečišťování a ochrana vod. Učební texty PřF UP, Olomouc, 181 pp. VANNOTE R.L., Minshall G.W., Cummins K.W., Sedell J.R. & Cushing C.E. 1980: The river continuum concept. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 37: VLAŠÍN M., 2007: Řeky pro ţivot Ekologický institut Veronica - Český svaz ochránců přírody.48 s. VRÁNA K., DOSTÁL T., GERGEL J., KENDER J., ZUNA J., 2004: Revitalizace malých vodních toků - součást péče o krajinu. Praha: Consult, 60 s. ISBN Internetové zdroje URL1: Development & Piloting of Basic On-Line Training Courses. [online]. [cit ]. Dostupné z: URL2: AQEM. HERING, Daniel a Joerg STRACKBEIN. [online]. Universität Duisburg- Essen, 2000 [cit ]. Dostupné z: 46

55 URL3: NOVÁKOVÁ, J., I. MELČÁKOVÁ a H. ŠVEHLÁKOVÁ. Hornicko-geologická fakulta. Vysoká škola báňská Technická univerzita Ostrava [online] [cit ]. Dostupné: URL4: Multimediální výukový text pro studenty VFU Brno. [online]. [cit ]. Dostupné z: URL5: ČÚZK. [online] [cit ]. Dostupné z: =wms.verejne&metadataid=cz-cuzk-wms-ortofoto- P&metadataXSL=metadata.sluzba&head_tab=sekce-03-gp&menu=3118 URL6: Ecological software for professionals, amateurs and students. [online]. [cit ]. Dostupné z: URL7: Fliessgewaesserbewertung. [online]. Universität Duisburg Essen, 2008 [cit ]. Dostupné z: URL8: En.Wikipedia [online]. [cit ] 47

56 8 Příloha Letecké snímky lokalit s označenými revitalizovanými (mezi zelenými body) a regulovanými (mezi červenými body) úseky (URL5). Obrázek 21: Lokalita 4 potok Liboc. Obrázek 22: Lokalita 5 Lubnický potok. Obrázek 23: Lokalita 8 Martinický potok. 48

57 Obrázek 24: Lokalita 10 potok Modla. Obrázek 25: Lokalita 12 potok Brodec. Obrázek 26: Lokalita 13 přítoky Divoké Orlice. 49

58 Obrázek 27: Lokalita 15 Slupský potok. Obrázek 28: Lokalita 16 potok Včelnička. Obrázek 29: Lokalita 17 potok Kněhyně. 50

59 Obrázek 30: Lokalita 19 potok Haraska. Seznam obrázků Obrázek 1: Schéma rozmístění vodních bezobratlých v toku v rámci jejich potravní strategie (Králová, 2001 převzato z Vannote a kol., 1980) Obrázek 2: Celková změna, rozvolnění a změlčení koryta bez opevnění. Nové koryto zajistí klidný rozliv do říční nivy. Změna rychlosti proudu (Just a kol., 2003) Obrázek 3: Průběh částečné revitalizace se změnou členitosti koryta a rozvolněním trasy pomocí drnů a balvanů (Just a kol., 2003) Obrázek 4: Typy tůní propojené s korytem potoka (Just a kol., 2003) Obrázek 5: Revitalizace upraveného říčního břehu. Na horním obrázku jsou břehy opevněny kamennou dlaţbou = znehodnocení břehové části. Úprava postupem času nevydrţí. Východiskem je zbavit břehy opevnění a sníţit sklon svahu (Just a kol., 2003) Obrázek 6: Rozdíly v populaci bezobratlých vzhledem k toleranci na znečištění (Králová, 2001) Obrázek 7: Mapka vodstva s vyznačenými vybranými lokalitami (např. S12 = lokalita 12).. 21 Obrázek 8: Bodový graf vyjadřující vztah mezi stářím revitalizace a délkou revitalizovaného úseku s vyznačenými hodnotami udávající index revitalizace Obrázek 9: Rozvrţení lokality do odběrových míst (Kokeš a Němejcová, 2006) Obrázek 10: Procentuální zastoupení limnofilních taxonů na G regulovaných a V revitalizovaných úsecích.28 Obrázek 11: Vizualizace vztahu obou typů úseků v závislosti na počtu taxonů. V revitalizované a G regulované úseky..31 Obrázek 12: Vizualizace vztahu obou typů úseků v závislosti na české verzi saprobního indexu (G regulovaný úsek, V - revitalizovaný)...31 Obrázek 13: Vyjádření vztahu české verze saprobního indexu s poměrem tišin (peřejí) 34 Obrázek 14: Graf vyjadřující vztah mezi rozdíly v podílu tišin a saprobního indexu (česká verze) Obrázek 15: Grafická interpretace procentuálního zastoupení litálu (taxony preferující hrůbý štěrk, kameny a balvany, velikost zrna větší jak 2cm) a tůní (tišin).35 Obrázek 16: Typy potravních strategií makrozoobentosu vykreslené v grafu závislosti tůní a litálu. Označené pro revitalizované V a regulované úseky G Obrázek 17: Vizualizace vztahu substrátu phi8 a saprobního indexu v bodovém grafu