7INDIKACE ZNEČIŠTĚNÍ (JAKOSTI)
A EKOLOGICKÉHO STAVU KONTINENTÁLNÍCH VOD
Jan Helešic, Martin Rulík, Zdeněk Adámek
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 205 INDIKACE
ZNEČIŠTĚNÍ (JAKOSTI) a EKOLOGICKÉHO STAVU
KONTINENTÁLNÍCH VOD
Jan Helešic, Martin Rulík, Zdeněk Adámek
Sledování jakosti – kvality vody a i ekologického stavu recipientu (i když se tomu tak dříve neříkalo) je
jedním z nejstarších odvětví aplikované biologie. Byla a je to společenská objednávka, kterou lze splnit
v zásadě následujícími způsoby:
stanovením fyzikálně-chemických ukazatelů vody;
stanovením specifických polutantů – znečišťujících látek;
biomonitoringem vycházejícím ze znalosti autekologie vodních organizmů, tzn. především ze
znalostí jejich ekologické niky (vztahu – valence k různým parametrům přírodního prostředí)
První dvě kategorie řadíme do tzv. chemického monitoringu a v případě, že k výsledkům přiřadíme
i údaje hydrologické, meteorologické – klimatologické a další, mluvíme potom o komplexním a integrovaném
monitoringu. Ten je pak schopen přinášet ucelenější informace.
Hodnocení jakosti vody se v ČR provádí podle normy ČSN 75 7221 „Klasifikace jakosti povrchových
vod“. Norma byla zpřesněna na základě užívání v praxi a zároveň se přiblížila klasifikaci povrchových
vod používané v členských státech EU. Předmětem normy je jednotné určení třídy jakosti tekoucích
povrchových vod – klasifikace, která slouží k porovnání jakosti na různých místech a v různém čase.
Povrchové vody se zařazují do 5 tříd (Tab. 63). Jakost vody se klasifikuje na základě výsledků kontroly
z delšího uceleného období. Nejkratší hodnocené období je jeden rok. Při četnosti sledování 12 odběrů
za rok se doporučuje výsledky kontroly jakosti vod klasifikovat pro dvouletí, aby pro výpočet charakteristické
hodnoty bylo k dispozici alespoň 24 hodnot (např. 1999–2000). Je-li k dispozici méně než 11
hodnot – výsledků kontroly jakosti vod – nelze klasifikovat podle již výše zmíněné normy. Jakost vody
se klasifikuje zvlášť pro každý jednotlivý ukazatel. Hodnocené ukazatele jsou členěny do pěti skupin
(Tab. 64). Ve skupině rozhoduje ukazatel s nejnepříznivější hodnotou klasifikace. O celkové klasifikaci
jakosti vody v toku rozhoduje pak nejhorší klasifikace ze skupin.
Číslo třídy Klasifikace
I.
II.
III.
IV.
V.
neznečištěná voda
mírně znečištěná voda
znečištěná voda
silně znečištěná voda
velmi silně znečištěná voda
Tab. 63. Definice tříd jakosti povrchových vod
podle ČSN 75 7221
Skupina Ukazatele
A
B
C
D
E
obecné fyzikální a chemické ukazatele
specifické organické látky
kovy a metaloidy
mikrobiologické a biologické ukazatele
radiologické ukazatele
Tab. 64. Skupiny ukazatelů jakosti povrchových vod
podle ČSN 75 7221
Při sledování jakosti vod se sleduje kromě různých dalších chemických látek hlavně množství anorganického
dusíku, rozpuštěných anorganických solí, fosforu, adsorbovatelných organicky vázaných
halogenů (AOX), těžkých kovů a nerozpuštěných látek. Za tyto uvedené látky jsou stanoveny variabilní
odstupňované sazby poplatků za vypouštění znečištěných vod. Dále je ještě stanoven poplatek za
překročení limitů ukazatele CHSK (chemická spotřeba kyslíku), který indikuje celkovou míru znečištění
zkoumané vody. Dále se ještě často měří BSK (biochemická spotřeba kyslíku) – většinou se udává BSK5
7
- 206 (tj.
spotřeba za 5 dní). Ta koreluje s hodnotou CHSK a bývá zhruba poloviční než CHSK. Oba tyto indikátory
jsou také povinně sledovány každým znečišťovatelem.
Fyzikálně chemické vlastnosti vody jsou proměnné v čase a prostoru. Rozbor vody tedy stanoví okamžitou
koncentraci sledovaných sloučenin a hodnotu dalších parametrů. Stanovení sloučenin v sedimentech
již umožňuje sledování změny v koncentracích látek do minulosti, zvláště když jsou jednotlivé
vrstvy sedimentu datovatelné (obvykle pomocí izotopů nebo paleolimnologickými metodami). Možnost
sledovaní změn v relativně krátkém čase, v měřítku dnů, týdnů a měsíců, je však i touto metodou
velmi omezená. Jedině změny v druhovém složení, početnosti a vzájemném zastoupení organizmů
různě citlivých k různým parametrům umožňují sledovat dlouhodobé i krátkodobé vlivy, změny v jakosti
vody a stavu prostředí. Proto již od počátku sledování – monitoringu stavu přírodního prostředí
jsou využívány metody založené na prezenci/absenci různě citlivých organizmů (bioindikátorů) a na
analýze (hodnocení) společenstev organizmů.
PRINCIPY BIOINDIKACE A BIOMONITORINGU
Výskyt jednotlivých taxonů, jejich populací a společenstev organizmů v prostředí (od biotopu až
k ekosystému) je podmíněn souborem vlastností stanoviště. Ty základní definujeme jako podmínky
a zdroje.
Podmínky jsou zpravidla stabilní a typické vlastnosti prostředí, které jsou podmíněny geograficky,
klimaticky, fyzikálně-chemicky a chemicky. Patří sem např. klima, hydrologický režim, geologie a geomorfologie
území a další.
Zdroje jsou definovány takto: zdrojem je vše, co organizmus konzumuje – spotřebovává (Tilmann
1982); není to jen to, co organizmus požírá či dokonce jen to, co je inkorporováno do jeho biomasy, ale
zahrnuje to i prostor (např. hnízdní dutina, místo na zakořenění apod.), stejně jako zdrojem je třeba již
oplodněná samička (nebo sameček, který už se zadal – ostatní mají menší nebo žádný výběr). Všechny
tyto komodity mají jedno společné – aktivitou organizmu množství zdroje klesá. Základními zdroji
jsou sluneční záření, teplo, voda, dostupný kyslík, dostupný uhlík – především CO2, dostupné živiny
(základní a esenciální) a organizmy.
Vztah organizmů k jednomu faktoru (podmínkám a zdrojům) můžeme vyjadřovat jako ekologickou
valenci, kde rozlišujeme: velmi úzký vztah k faktoru – stenovalenci/široký vztah k faktoru – euryvalenci.
Předložky oligo-, poly- pak vyjadřují vztah k intenzitě působení (množství) faktoru, např. oligostenotermní
je studenomilný organizmus. Organizmus však reaguje souhrnně na velké množství faktorů,
které mnohou mít synergický nebo antagonistický účinek. Proto se nyní přesněji definuje nika organizmu
(populace, společenstva), která je definována jako vícerozměrný časoprostor. Organizmy využívají
niku dle následujícího schématu (Obr. 74).
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 207 Obr.
74. Definice niky (upraveno dle Hutchinsona 1959)
Vlastnosti organizmů a jejich vztah k vlastnostem prostředí jsou tak využitelné k indikaci stavu prostředí
– k bioindikaci. Organizmy, které můžeme takto využívat, pojmenovávejme jako bioindikátory.
Bioindikátor by pak měl splňovat alespoň některá z níže uvedených kriterií (Hellawell 1986; Rosenberg
a Resh 1993):
jednoznačná, relativně snadná determinace na co nejnižší taxonomickou úroveň (optimálně
do druhu),
relativně snadný sběr v terénu – vzorkovatelnost bez použití složitých přístrojů a možností
kvantitativního vzorkování,
obecné (kosmopolitní) rozšíření,
u organizmu by měla být známa jeho biologie a autekologie,
organizmus by měl mít nízkou genetickou variabilitu,
organizmus by měl kumulovat – biokoncentrovat cizorodé látky, resp. reagovat dle koncentrace
a výskytu polutantů a zdrojů změnou distribuce a populačních parametrů (natalita, mortalita,
hustota aj.) – důležitá vlastnost pro sledování dlouhodobých účinků cizorodých látek.
Specifickým problémem je potom výběr biondikátora podle výše uvedených vlastností a stanovení
jeho valence. Sládeček (1973, 1976) rozpracoval metodu pro stanovení vztahu bioindikátora ke kyslíkovému
režimu, tj. k biochemicky rozložitelnému množství organických látek ve vodě, jinak řečeno k
saprobitě vody. Postup vychází z četnosti výskytu organizmu v jednotlivých stupních znečištění, a tak
je stanovena jeho průměrná valence. Zelinka a Marvan (1961) upřesnili výpočet valence i o tzv. váhu,
která v předem daném rozsahu hodnot (škála 1–5) stanovuje spolehlivost hodnoty valence. Podrobněji
v další části textu. Nověji se hodnoty valence, resp. vhodnosti indikátora stanovuje statistickými metodami
z velkých souborů dat. Z neparametrických metod lze s výhodou využít χ2
(Helešic 2001). Optimální
je stanovení pomocí metod vícerozměrné statistiky. Tato metoda umožní vytipovat organizmy, které
nejlépe (se statisticky průkaznou odezvou) reagují na faktory prostředí.
Přístupů k získávání informací z přírodního prostředí je několik, a všechny je možno s určitými ome-
7
- 208 zeními
využít k vyhodnocování stavu vodního prostředí. Rozlišujeme tři základní:
1. sledování;
2. monitoring;
3. kontrola.
Ad 1) Sledování je nejjednodušší metoda. Jde o více-méně náhodný a nepříliš detailně propracovaný
sběr informací z prostředí. Příkladem je jednorázové vzorkovaní všech dostupných lokalit v určitém
časovém období. Získaná data jsou mnohdy zatížena subjektivním přístupem vzorkaře, nepostihují
rozmanitost biotopů v ekosystému, jsou omezena jen na „vzorkovatelné“ organizmy, nemusí nutně
postihovat sezónnost atd. Vzorkovaní není doprovázeno podrobným sběrem dalších informací z přírodního
prostředí. Na druhé straně je možno takový soubor dat považovat za náhodný, a pokud bylo
vzorkování provedeno jen jednou, pak jsou vyloučeny i pseudoreplikace, které komplikují hodnocení.
Sledovávání je počáteční proces sloužící k zjištění problému, stavu prostředí; z obecného hlediska pak
ke zjištění fenoménů a modelů (vzorů), které je nutno dále zkoumat podrobněji monitoringem nebo
kontrolou.
Ad 2) Monitoring je definován jako integrovaný a plánovaný přístup ke sběru informací z prostředí
v čase a prostoru. Je stanovena časová škála (přesné časové úseky, respektování sezónnosti atd.)
a prostorová škála (definované lokality a území). Při vzorkování se měří všechny relevantní parametry
prostředí, odebírají se vzorky z různých prostředí (biotopů) na lokalitě a vzorkování je zaměřeno jak pro
následné na fyzikálně-chemické a chemické rozbory přírodních matric, tak na vzorkování bioty. Musí
být veden podrobný protokol a vlastní činnost by měly provádět certifikované osoby přesně stanovenými
a po dobu monitoringu stále stejnými metodami. Zacházení s odebranými vzorky se řídí postupy
správné laboratorní praxe, kdy jsou dopředu stanoveny všechny procedury při manipulaci se vzorkem
(typy vzorkovnic, fixace, uchovávání, ředění a dělení vzorků atd.).
Ad 3) Kontrola je definována jako typ sběru dat k ověření normativně stanovených ukazatelů. Jde
tedy o cílené vzorkování (buď náhodné sledování nebo propracovaný monitoring) ke sběru specifických
informací. Nejčastěji se využívá v hygienické praxi např. při sledování znečištění vody (pitné, užitkové
a např. i vody v umělých a přírodních koupalištích) podle stanovených ukazatelů – limitních koncentrací
stanovených látek (např. dusičnanů) nebo organizmů (početnost tzv. fekálních bakterií nebo
zdraví škodlivých sinic).
Jednoduchá bioindikace podle výskytu/nepřítomnosti jednotlivých bioindikátorů (organizmů) je
možná, ale přináší nám jen základní odpovědi o vlastnostech prostředí. Tyto postupy jsou již velmi
dlouho známé (Liebmann 1960 a další) a mnohé z nich jsou empiricky využívané, např. od začátků produkčního
rybářství (rybníkářství). V následujícím přehledu jsou uvedeny některé příklady.
INDIKACE ŽELEZA A MANGANU
Výskyt železa ve vodě je ve dvou základních formách – rozpuštěné dvojmocné soli a velmi málo
rozpustné trojmocné hydroxidy a hydro-oxidy. Dvojmocná forma se ve vodách s dostatkem kyslíku
velmi rychle oxiduje na trojmocnou. V kyselých vodách probíhá srážení pomaleji a za vydatného působení
tzv. železitých bakterií, které řadíme mezi chemolitoautotrofní bakterie, využívají oxidace k získávání
energie. Právě tyto bakterie jsou jednoznačným indikátorem přítomnosti vyšších koncentrací
železa. Řadíme sem především bakterie rodu Lepthotrix, Centhrothrix, Galionella, Ferrobacillus a další
(Obr. 75). Typickým příznakem výskytu těchto bakterií jsou rezavé až světle okrové povlaky. Mangan
se vyskytuje v oxidačních stupních II, III, IV a VII. Rozpustná je dvojmocná forma, která se postupně
a podstatně pomaleji oxiduje na vyšší nerozpustné formy. Indikace výskytu vyšších koncentrací manganu
jsou bakterie rodu Lepthotrix (echinata) a Metallogenium tvořící tmavě rezavé až černé mazlavé
povlaky (Příloha XI).
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 209 Obr.
75. Bakteriální bioindikátory železa – 1. Gallionella fereuginosa, 2. Spirostoma sp., 3. Lepthotrix lopholea,
4. Gallionella minor, 5. Lepthotrix ochracea
INDIKACE KYSELÝCH VOD
K indikaci kyselých vod (pH pod 5,5) jsme se podrobně zmínili již u acidifikace. Specifické jsou však
přirozeně kyselé vody – dystrofní vody – kde je kyselost způsobena především huminovými kyselinami.
Typická pro tyto vody je hnědá, někdy až rezavá barva. Žije zde relativně druhově chudé společenstvo
acidotrofních a acidobiontních organizmů. Typické jsou některé druhy sinic (Synechoccoccus aeruginosus),
chrysomonády (např. Synura sphagnicola), bičíkovci (Phacus sphaericus), velmi častý je výskyt
mechů rodu Sphagnum a z bezobratlých pak někteří zástupci vodních ploštic (Notonecta reuteri), larvy
vážek, vodní brouci, larvy dvoukřídlých. Vyskytují se někteří specialisté ze skupiny krytenek (Testacea),
vířníků – točivek (Monogononta – např. Brachionus sericus) a ve vodách s pH kolem 5,5 pak zástupci
perlooček (Cladocera – např. Streblocerus serricaudatus) a buchanek (Copepoda – např. Diacyclops
nanus). V dystrofních rybnících a jezerech s vodou s velmi nízkými obsahy vápníku žije i naše největší
perločka – hrbatka jezerní (Holopedium giberum).
INDIKACE VÁPNÍKU
U indikace vápníku je možný dvojí přístup – detekce kalcitrofních, kalcibiontních organizmů, kteří
indikují zvýšené obsahy Ca a Mg, nebo naopak biodetekce velmi nízkých koncentraci pomocí kalcifobních
organizmů viz Obr. 76. Mezi kalcitrofní (alkalitrofní) organizmy patří především některé vyšší řasy
(např. Vaucheria debaryana a především druhy rodu Chara sp.) a některé vyšší rostliny: vodní rdesna
(Potamogeton sp.), stolístky (Myriophyllum sp.) a často i vodní mor kanadský (Elodea canadensis). Tyto
organizmy využívají k asimilaci i rozpuštěných solí hydrogenuhličitanů. Je tedy známa tzv. biogenní
dekalcifikace, kdy se vápník ve vodě sráží a vytváří povlaky na listech a ponořených předmětech (častý
jev např. v charových jezírkách po těžbě kaolinu). Z bezobratlých jsou pro vody s vysokým obsahem
vápníku a uhličitanů typické larvy dvoukřídlých z čeledí koutulovití (Psychodidae) a bráněnkovití (Stratiomiidae).
Tyto larvy se u nás vyskytují ve významných početnostech v pěnovcových prameništích
hor flyšového pásma. Typickými zástupci jsou také vodní měkkýši a korýši. Naopak existují indikátory
nízkého obsahu uhličitanů a vápníku, kam patří ve stojatých vodách již výše zmíněná hrbatka jezerní
a v tekoucích vodách např. u nás vzácná a chráněná perlorodka říční (Margaritifera margaritifera).
b
c
b
1
aed
4
5
a
b
6
3
2
7
- 210 Obr.
76. Indikátory vápníků: 1. parožnatka r. Chara, 2. mech Gymnostomum curvirostris, 3. spájivka Closterium
acerosum, 4. kalcifóbní perloočka hrbatka jezerní (Holopedium gibberum), 5. dvojčatkovitá řasa Micrasterium
sp., 6. kalcifobní a acidobiontní šídlatka jezerní (Isoetes lacustris); (organizmy nejsou v poměrných velikostech)
Obr. 77. Indikátory anaerobie a sulfanu; 1. Thionema vaginatum, 2. Thiodicton elegans, 3. Thiospira sp., 4. Thiophysa
sp., 5. Thiospirillum sp., 6. Rhabdochromatium roseum; (organizmy nejsou v poměrných velikostech)
INDIKACE ANAEROBIE – SIROVODÍKU
V anaerobním prostředí jsou typickými plynnými chemickými indikátory sulfan, amoniak a metan.
Tyto plyny se ve vodě rozpouští a amoniak a sulfan jsou reaktivní za vzniku amonných solí a sirníků.
Zvlášť přítomnost sirovodíku (sulfanu) lze velmi dobře indikovat podle výskytu bezbarvých sirných bakterií
(Beggiatoa alba, Thiothrix nivea a další), tvořících na dně bílé povlaky. Vyskytují se i fotoautotrofní
bakterie červené nebo zelené barvy, které mnohou způsobit i biogenní zbarvení vody. Společenstva
bakterií jsou doprovázena celkem bohatým uskupením prvoků. Ve stojatých vodách jsou to bezbarví
bičíkovci a několik druhů nálevníků (Metopus sp., Trichospira inversa aj.). Za nižších koncentrací výše
zmíněných plynů se vyskytují i vířníci – pijavenky (Bdelloidea) např. naše největší – okem viditelná
pijavenka Ephiphanes senta a dokonce perloočky, jako je hrotnatka velká (Daphnia magna). Příklady
indikátorů anaerobie jsou uvedeny na Obr. 77.
4
6
3
2
1
5
4
6
32
1
5
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 211 Obr.
78. Bioindikátory silně mineralizovaných až slaných vod: 1. měňavka Amoeba salina, 2. vířník Pedalia fenicca,
3. vířník Brachionus satanicus, 4. naidka Paranais litoralis, 5. rozsivka Synedria affinis, 6. nálevník
Pseudospodron halophilus, 7. nálevník Frontonia marina, 8. vířník Lecane coronata, 9. kukla
a 10. dospělec březnice Ephydra riparia (alkalobiont); (organizmy nejsou v poměrných velikostech)
INDIKACE SILNĚ MINERALIZOVANÝCH – MINERÁLNÍCH VOD
Minerální vody mají velmi rozmanité složení, různý obsah rozpuštěných plynů a jsou často oteplené
až horké. Jediným společným znakem je tedy vysoká mineralizace – vysoký obsah rozpuštěných solí.
Již v 19. století si všimli mnozí autoři specifického a velmi chudého oživení těchto vývěrů. Jsou zde především
typické sirné bakterie, železité bakterie, bakterie indikující vysoké obsahy vápníku a v oteplených
minerálních vodách i specifické termofilní nebo termobiontní bakterie a sinice. Např. pro kyselky
a polokyselky (vysoký obsah rozpuštěného CO2) jsou typické sinice rodu Oscillatoria (O. carboniciphila,
O. beggiatoiformis). Pro teplé a silně mineralizované karlovarské vody jsou typické sinice Oscillatoria
amphibia, Phormidium lucidum a druhy rodu Spirulina. V minerálních vodách s teplotou vyšší než 50 °C
rostou hlavně specifické taxony bakterií a sinic. Některé sinice rodu Oscillatoria jsou schopné růstu až
do teploty 85 °C.
INDIKACE SLANÝCH VOD
Vnitrozemské slané vody s vysokým obsahem chloridů a síranů se vyskytují v místech s půdami s vysokým
obsahem solí. V mírném pásmu jsou to nehojné a unikátní biotopy, v mediteránu, v polopouštních
a pouštích oblastech již poměrně hojné recipienty, někdy i velké plochy a objemy (periodická
slaná jezera v pouštích a polopouštích severní Afriky). V tomto typu prostředí se vyskytují halobiotní
(euhalobní) a halofilní organizmy (Obr. 78), které tolerují obsahy solí od 1–4 % (mesohalobní) až po 9 %
(polyhalobní).
Typickými polyhalobionty jsou sinice (Chloroglea sarcinoides), bičíkovci (Dunaliella salina, D. parva),
více druhů rozsivek např. Navicula salinarum, několik druhů nematodů a vířníků r. Hexarthra a Brachionus
(např. B. mülleri, B. plicatilis) a známá žábronožka Artemia salina, lasturnatky (Ostracoda) a larvy
komárů (Aedes salinus aj.) a pakomárů (Chironomus sk. salinarum) a dalších larev dvoukřídlých (r.
Ephydra) a brouků.
4
6
3
8
1
5
7
2
9
10
7
- 212 INDIKACE
DLE STAVU SPOLEČENSTVA (BIOCENÓZY) VODNÍCH ORGANIZMŮ
Myšlenka použít společenstvo organizmů jako bioindikátor je založena na poznání, že společenstvo
jako celek nejlépe reaguje na změnu podmínek a zdrojů. Mohou nastat změny v početnostech
organizmů, v jejich vzájemném zastoupení a i počtu taxonů (Obr. 79). Když k tomu přidáme i znalosti
o autekologii jednotlivých druhů, dostáváme velmi dobrý nástroj, který nám může indikovat změny
prostředí.
Obr. 79. Reakce společenstva (biocenózy) na změnu podmínek a zdrojů (upraveno dle Hellawell 1986)
PŘEHLED BIOINDIKAČNÍCH METOD POUŽÍVANÝCH VE VODÁCH A HODNOCENÍ
JAKOSTI VODY A EKOLOGICKÉHO STAVU
Možnostem bioindikace stavu antropicky ovlivněných vodních ekosystémů a jejich využití v monitorovacích
programech je věnována pozornost již od druhé poloviny 19. století. Biocenóza říčního toku
svým složením a fungováním odráží podmínky vodního prostředí a indikuje tak kvalitu vody v toku.
Koncepce biologických indikátorů podmínek vodního prostředí vznikla pracemi Kolkwitze a Marsona
(1908, 1909), kteří rozpracovali myšlenku saprobity vody, jako stupně znečištění organickými látkami.
Změna biomasy,
početnosti,
cenóza stejná
(a)
Druhy stejné, vzájemné
zastoupení jiné,
biomasa může být jiná
(b)
Druhy jiné, cenóza
změněná, biomasa
může být jiná
(c)
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 213 Obr.
80. Reakce společenstva vodních organizmů na různé typy znečištění (D – diverzita nebo počet druhů,
A – početnost nebo biomasa, s – výtok odp. vod, osa X – podélný profil toku)
Pozorování vyústilo ve vypracování seznamu indikátorových organizmů a zavedení hodnocení celého
společenstva (Pantle a Buck 1955, Zelinka a Marvan 1961, Sládeček 1973). V praxi se doposud pro bioindikaci
využívá především řas a bentických bezobratlých, přičemž zejména makrozoobentos je pro svoji
citlivost a značnou druhovou diverzitu i abundanci všeobecně považován za skupinu v tekoucích vodách
bioindikačně velmi vhodnou (Rosenberg a Resh 1993). Reakce společenstva vodních organizmů
na různé typy znečištění je na Obr. 80.
Z grafů lze odvodit základní poznatky využitelné pro konstrukci a výběr bioindikačních metod. Rozložitelné
organické znečištění sníží diverzitu, ale i navýší v určité vzdálenosti od výtoku biomasu (abundanci)
organizmů rozkládajících nebo tolerujících organické znečištění. V případě dotace toku přímo
dostupnými živinami dojde v prostředí s nedostatkem živin (hladové vody) k nárůstu rozmanitosti, u
již trofizovaných (úživných) vod dojde naopak k jejímu snížení. V kvantitativních ukazatelích dojde ke
zvýšení parametru především obrovským rozvojem biomasy fotoautotrofních organizmů. V případě
účinku toxického znečištění dojde k poklesu obou ukazatelů a velmi pomalu a v delší vzdálenosti po
proudu dojde k částečnému obnovení společenstva.
biochemicky rozložitelné organické látky
dotace živinami (eu-trofizace)
toxické látky (toxicita)
D
A
S
D
A
S
D
A
S
hladové vody
úživné vody
7
- 214 Bioindikace
jakosti vod pomocí makrozoobentosu
Makrozoobentos je považován za nejvhodnější společenstvo pro bioindikaci, to již akcentovali po 2.
světové válce Zelinka, Marvan, Kubíček 1959. Výhody použití bentických bezobratlých jsou (Hellawell
1986, Rosenberg a Resh 1993, Helešic 2006):
velká rozmanitost a abundance druhů téměř ve všech sladkovodních biotopech;
způsob života vázaný na určité prostředí a lokalitu – přítomnost většiny taxonů je v přímé
relaci na podmínky v místě jejich odchytu;
délka života mnoha druhů umožňuje zachycení situace na stanovišti po několik měsíců až let;
schopnost společenstva bezobratlých integrovat a odpovídat simultánně na škálu environmentálních
stresů; jsou známy odezvy mnoha druhů na rozdílné typy znečištění;
mnoho druhů je významnými kumulátory toxických látek;
semikvantitativní (a i kvantitativní) vzorkování je relativně jednoduché a levné;
taxonomie mnohých skupin je relativně dobře známá a jsou k dispozici určovací klíče;
bentičtí bezobratlí jsou vhodnými objekty v experimentálním přístupu monitoringu.
Saprobiologie byla definována jako nauka o vlivu hnilobných látek a vodní organizmy a následně vyvinula
metodu bioindikace jakosti vody. Saprobní systém je založený na přítomnosti určitých indikátorových
druhů s definovanou afinitou k množství rozpuštěného kyslíku jako míry organického znečištění
(přítomnosti rozkladných pochodů odnímajících kyslík). Tento systém byl v průběhu let zdokonalován
(Pantle a Buck 1955, Zelinka a Marvan 1961, Sládeček 1973) a dnes je používán ve více zemích Evropy.
V zemích západní Evropy se používají i jiné biotické systémy založené na stanovení bioindikátorů a jejich
indikačního významu, jako např. BMWP skóre a ASPT index ve Velké Británii, belgický Biotický Index,
francouzský Biotický Index aj. Během posledních dvou desetiletí se pozornost odborné veřejnosti začala
přesouvat od organického zatížení toků k jiným znečišťujícím elementům – eutrofizaci, toxickým
účinkům nejrůznějších látek a v poslední době ke kvalitě vodních ekosystémů jako celku. Příkladem
využití indikátorových organizmů je jejich použití při indikaci stupně acidifikace vodních ekosystémů
– viz výše. V osmdesátých letech byla ve Velké Británii vypracována metoda RIVPACS posuzující kvalitu
ekosystémů z poněkud jiného hlediska, než ji mohou posoudit biotické indexy. Je založena na predikci
(předpovědi) společenstva makrozoobentosu na hodnocené lokalitě a následném srovnání předpovězeného
společenstva se skutečným, zjištěným při odběru. Jedná se o komplexní přístup, který se jeví
velmi vhodným nástrojem pro aplikaci v managementu ochrany přírody.
Tradiční metody hodnocení společenstva makrozoobentosu
Indexy diverzity
Hodnocení kvality (jakosti) vod pomocí indexů druhové rozmanitosti (diverzity) je rozšířeno zejména
v USA. Princip použití těchto metod vychází z předpokladu, že ideální společenstvo (nestresované)
by mělo obsahovat jeden nebo několik málo velmi početných druhů (dominantních), několik druhů
středně početných (doprovodných) a více vzácných druhů. Tuto skutečnost se snaží postihnout a vyjádřit
jedním číslem nejrůznější indexy diverzity (rozmanitosti). Předpokladem použití těchto indexů
je, že nenarušená společenstva mají diverzitu (druhovou bohatost) vyšší než společenstva narušená,
stejné rozložení jedinců mezi druhy a střední až vysoké počty jedinců. Organické znečištění způsobuje
pokles diverzity, protože senzitivní druhy zmizí, poklesne vyrovnanost a naopak v důsledku obohacení
živinami vzroste abundance druhů tolerantních. Naopak toxické nebo kyselé znečištěné může způsobit
pokles jak diverzity, tak abundance a dále též vzrůst vyrovnanosti, protože senzitivní druhy jsou
eliminovány a není zde žádný přídatný zdroj potravy pro zbylé tolerantní formy.
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 215 Indexy
diverzity jsou velmi užitečným kritériem, nelze je však doporučit jako jediné kritérium pro
rutinní monitoring. Indexy diverzity je nejlépe aplikovat na toxické a fyzikální znečištění. Jsou vhodné
pro posouzení změn na jedné lokalitě, např. před a po nějakém zásahu. Rozdíly v rozmanitosti na jedné
lokalitě v čase mají velkou vypovídací schopnost, naopak rozdíly v rozmanitosti na různých lokalitách
ve stejném čase obvykle nelze interpretovat jednoznačně.
Ačkoliv je koncept diverzity jako měření kvality vody atraktivní teorií, v praxi je jeho používání méně
populární.
Výpočet indexů diverzity
Diverzita (rozmanitost) postihuje tři základní vlastnosti společenstva: počet, druhovou pestrost a vyrovnanost.
Používá se několik metod výpočtu indexu diverzity. Nejednoduší jsou indexy postihující
míru druhové bohatosti např. Margalefův index:
kde s počet taxonů a N abundance.
V praxi je nejpoužívanějším indexem diverzity index Shannonův, resp. index Shannon – Weanerův
(H’).
kde ni je početnost i-tého taxonu, N celkový počet všech taxonů.
K Shannonovu indexu lze počítat varianci s2
dle vztahu:
kde fi je frekvence výskytu i-tého druhu, n je celkový počet jedinců.
Srovnání dvou lokalit (hodnost H´) lze provést Studentovým t-testem upraveného vzorce:
kde H1 a s1 jsou hodnoty prvního společenstva a druhá sada hodnoty druhého společenstva.
D =
N
S
ln
1
s2
=
f f
f f
n
n
i i
i i
log
log2
2

§
©
¨¨
·
¹
¸¸
¦
¦
H´ = - , kde ppi
i
s
log2
1
¦ pi i =
n
N
i
t =
H H
s s
1 2
1
2
2
2


7
- 216 Pro
stanovení statistické významnosti hodnoty t je nutno vypočítat počet stupňů volnosti podle
vztahu:
DF =
 
   
s s
s
n
s
n
1
2
2
2 2
1
2 2
1
2
2 2
2


Mezi výhody použití indexů diverzity patří, že:
jsou striktně kvantitativní a bezrozměrné a vhodné pro statistické zpracování.
Většina z indexů je relativně nezávislá na velikosti vzorku.
Nepracují dopředu s žádnými předpoklady o toleranci druhů, které mohou být subjektivní.
Nejvážnějšími výhradami proti jejich použití je:
že redukují jednotlivé druhy na anonymní počty, které nedbají na jejich adaptace k prostředí,
což teoreticky může vést k tomu, že společenstvo tolerantní ke znečištění (např. OligochaetaChironomidae)
srovnáváme se společenstvem citlivým na znečištění (např. Plecoptera-Gam-
maridae).
Ne všechna nenarušená společenstva mají přirozeně vysokou diverzitu, a proto není možné
korelovat určité hodnoty s ekologickým poškozením (např. oblasti oligotrofních vod velkých
jezer a prameny potoků zásobených na živiny chudou podzemní vodou mají přirozeně nízkou
produktivitu a i diverzitu). Protože indexy diverzity mohou široce kolísat i v neovlivněných
podmínkách, není možné univerzálně aplikovat nějaký standard pro interpretaci hodnot.
Indexy mohou v určitých podmínkách dávat „falešně negativní“ výsledky – např. střední znečištění
může zvýšit abundanci, aniž by došlo k eliminaci druhů, výsledkem je pak aktuální zvýšení
hodnoty indexu. Protože H’ je více citlivé ke změnám ve vyrovnanosti než v počtu taxonů,
může jeho hodnota být vysoká na místech silně kontaminovaných toxickými chemikáliemi.
Indexy diverzity nejsou příliš senzitivní a špatně rozlišují zejména při středních hodnotách
různého znečištění, včetně vlivu zvýšených obsahů živin, kovů a pesticidů. Tato vlastnost
omezuje použití indexů diverzity pro hodnocení vlivu bodových znečištění o známém chemickém
složení na relativně jednoduché systémy. Naopak málo se využívá indexů diverzity
pro hodnocení komplexních systémů ovlivněných četnými a rozmanitými stresory nebo při
hodnocení plošného znečištění (Metcalfe-Smith 1994).
Srovnání diverzit společenstev dvou lokalit – profilů je možné např. podle Z- skóre. Tento postup
se užívá např. pro hodnocení nárostových společenstev z metody umělých substrátů (Sullivan a kol.
1981):
kde Hi, Hj jsou hodnoty Shannonovy diverzity pro odběrový profil i a j a sHi a sHj je standardní chyba.
Tato procedura předpokládá, že hodnoty diverzity tvoří normální rozdělení (jsou možné různé transformace
např. log H aj.). Hodnoty z se potom hodnotí na úrovni signifikance p = 0,01, tzn. čím je vyšší
hodnota z (záporná nebo kladná), tím je větší rozdíl mezi srovnávanými lokalitami.
 
   
Z
H H
s s
i j
Hi Hj


2 2
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 217 Biotické
indexy a skóre indexy
V anglické literatuře se pod tímto termínem rozumí ty indexy, které využívají jakýkoliv typ „indikátorového
druhu“. Biotické indexy hodnotí lokalitu na základě kombinace indikační hodnoty druhů nebo
skupin druhů a rozmanitosti společenstva. Koncepce biotických indexů vychází ze dvou principů:
skupiny bezobratlých jsou různě citlivé na znečištění a s jeho zvyšováním postupně ubývá
méně tolerantních citlivých skupin;
se vzrůstajícím stupněm znečištění klesá bohatost (počet taxonů) společenstva. Biotické indexy
jsou používány jak pro hodnocení znečištění – jakosti vody (především organického), tak
i pro hodnocení ekologické kvality toku (Kokeš a Vojtíšková 1999).
Principy biotických indexů jsou analogické principům, ze kterých vycházelo hodnocení saprobity.
Saprobní index je v podstatě speciálním typem biotického indexu.
Biotické indexy lze rozdělit na dvě skupiny:
průměrové indexy – počítají se jako průměr (vážený průměr, medián, modus) indikačních
hodnot jednotlivých druhů nebo jejich skupin. Ve výsledné hodnotě se jednak ztrácí individualita
jednotlivých taxonů, jednak není zcela postižena rozmanitost společenstva. Kromě
klasického saprobního indexu sem patří tzv. skóre systémy.
tabulkové indexy – jsou odečítány z tabulek. Individualita některých skupin může do značné
míry určit jejich hodnotu. Postihují lépe rozmanitost společenstva než indexy průměrové;
z tohoto důvodu lze z jejich hodnot usuzovat lépe i na celkové narušení společenstva (Kokeš
a Vojtíšková 1999).
Průměrové biotické indexy
Saprobní index
Saprobní index je u nás dosud nejrozšířenější metoda hodnocení kvality vody s důrazem na organické
znečištění. Systém hodnocení je založen na toleranci jednotlivých indikačních druhů (saprobiontů)
ke stupni znečištění vody lehce odbouratelnými organickými látkami (vyjádřené např. jako BSK5),
u bezobratlých je to především k absolutní výši koncentrace rozpuštěného kyslíku. U bakterií, hub a autotrofních
organizmů se k indikaci přidává i afinita k absolutnímu obsahu živin a k lehce vstřebatelným
organickým látkám (nízkomolekulární a rozpustné, jako např. cukry). Vlastním výsledkem měření je
tzv. saprobní index společenstva, číslo vyjadřující na stupnici saprobity (-0,5–8,5) stupeň znečištění
biochemicky odbouratelnými organickými látkami.
Saprobní systém jakosti vody rozpracoval především Sládeček (1973), který vytvořil logický systém
jakosti přírodních vod a odpadních (antropicky znečištěných vod). Zavedl pojmy katarobita (velmi
čistá voda prakticky bez oživení), limnosaprobita (přírodní vody s oživením, aerobní stavy až mikroaerobie),
eusaprobita (odpadní vody znečištěné biochemicky odbouratelnými látkami, anaerobní stavy)
a transsaprobita (odpadní vody znečištěné prakticky neodbouratelnými látkami). Celý systém spolu
souvisí, jak je vidět z kruhového diagramu na Obr. 81.
7
- 218 Obr.
81. Saprobní systém dle Sládečka (1973) – vysvětlivky v textu
Diagram můžeme dělit horizontálně – v horní části jsou vody oživené, v dolní části jsou vody bez
života a vertikálně – levá strana jsou vody přírodní, pravá strana jsou vody odpadní antropického pů-
vodu.
Limnosaprobita se dělí na stupně – xenosaprobitu (x) (nejčistší přírodní oživená voda), oligosaprobitu
(o), betamezosaprobitu (β), alfamezosaprobitu (α) a polysaprobitu (p, teoreticky nejhorší
kvalita přírodních vod s výrazným antropickým vlivem). Zařazení do systému podle hodnoty saprobního
indexu, hodnoty BSK5, množství rozpuštěného kyslíku je v Tab. 65, kde je navíc uvedeno podrobnější
členění (lepší – horší), které se často v praxi používá.
Stupeň xenosaprobity je relativně málo oživen. Vody tohoto typu jsou prameny, pramenné stružky
a nejhornější části toků často pramenících ve vyšších nadmořských výškách a ze sněhových polí nebo
ledovců. Organizmy, které se zde vyskytují (Obr. 82), jsou oligostenotermní – obligatorně chladnomilné.
Mohou se zde krátkodobě vyskytovat i organizmy podzemních vod např. měkkýši rodu Alozoniela,
ze skupiny korýšů blešivci rodu Niphargus, bezkrunýřka slepá (Bathynella natans) a další. Typickými
jsou např. předožábrý měkkýš praménka rakouská (Bithynella austriaca), ploštěnka Crenobia alpina,
fakultativně parazitický strunovec (r. Gordioides), larvy jepice Ameletus inopinatus, pošvatek druhů Nemurella
pictetii, Leuctra nigra, chrostíci rodu Agapetus a Synagapetus a další. Přirozená druhová rozmanitost
a celkové početnosti jsou nízké.
EL
TK
k
c
r
a
u
h
m
ip
Į
ȕ
o
x
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 219 Obr.
82. Xenosaprobní organizmy: 1. ploštěnka horská (Crenobia alpina), 2. schránka larvy chrostíka r. Agapetus, 3. larva
pošvatky (Leuctra nigra), 4. larva pošvatky (Nemurella picteti); (organizmy nejsou v poměrných velikostech)
Vody s jakostí oligosaprobity se vyskytují v horních tocích a jsou již podstatně více oživeny (Obr. 83).
Zde se již vyskytují hojně řasové nárosty rozsivek (Bacillariophyta), především v jarním období. V rychle
proudících úsecích jsou typické ruduchy např. rodu Lemanea. Vyskytují se vodní mechy zdrojovky rodu
Fontinalis. Řasová společenstva jsou v těchto typech vod limitována světlem a živinami (především dostupným
fosforem). Společenstvo konzumentů je tvořeno především potravní skupinou kouskovačů
(potravou je hrubá organická hmota) a predátorů. Vykytují se např. ploštěnky Dugesia gonocephala a r.
Polycelis, měkkýši hrachovky (Pisidium), kamomil říční (Ancylus fluviatilis), významným indikátorem je
i perlorodka říční (Margaritifera margaritifera), z korýšů jsou významní blešivec potoční (Gammarus
fossarum) a oba naši původní raci (Astacus astacus a Austropotamobius torrentium), z jepic pak larvy
rodů Rhithrogena, Ecdyonurus (Heptagenidae), čeledi Baetidae, Caenidae a Lepthophlebiidae, larvy
pošvatek čeledi Nemouridae (r. Nemoura, Protonemura a Amphinemura), Leuctridae, Taenipterygidae
(r. Brachyptera) a predátoři r. Isoperla, Perlodes, Diura a naše největší pošvatky např. Dinocras cephalotes,
Perla grandis. Společenstvo chrostíků je velmi bohaté zastoupené především rody Plectrocnemia,
Rhyacophila, a schránkatými r. Sericostoma, Stenophylax a další. Vyskytují se i larvy tiplic (Tipuliidae,
Podaciidae), bahnomilek (Limoniidae), pakomárovitých, muchniček, pakomárcovitých a vodních brouci
r. Elmis a Limnius.
1
2
3
4
7
- 220 Stupeň
betamesosaprobity je druhově a početně nejbohatěji oživen. Přirozeně se vyskytuje ve
středních a velkých řekách. Je zde zastoupena celá škála primárních producentů od řas a sinic, přes
mechorosty až po vyšší rostliny. Skupina konzumentů je vůbec nejbohatěji zastoupena (Obr. 84). Je zde
celá škála taxonů ze skupiny „červů“ Naididae, velké druhové spektrum vodních mlžů (Unio, Anodonta,
Sphaerium aj.), plžů (Lymnaea, Bythinia, Galba, Planorbarius aj.), z korýšů zde končí výskyt raka říčního
a vyskytuje se blešivec hřebenitý (Gammarus roeselii). Larvy vodního hmyzu jsou jak početně, tak
druhově nejbohatší skupinou. Z jepic se vyskytují hrabavé jepice rodu Ephemera, Ephoron a další rody,
např. Baetis, Ephemerella, Caenis, Habrophlebia, Heptagenia, v této jakosti vody končí výskyt larev pošvatek
u nás s druhy Perla burmeisteriana a rodem Agnetina. Chrostíků je zde vůbec největší druhové
zastoupení včetně sítě stavějících rodu Hydropsyche, bezschránkatých Rhyacophila a schránkatých č.
Limnephilidae (Anabolia), rodů Halesus, Stenophylax, Chaetopteryx a další. Velmi bohatá je skupina larev
dvoukřídlých zvláště pak bahnomilek (Limoniidae), pakomárovitých (Chironomidae), muchničkovitých
(Simuliidae), pakomárcovitých (Ceratopogonidae) a dalších.
Obr. 83. Organizmy oligosaprobity: 1. blešivec potoční (Gammarus fossarum), 2. kamomil říční (Ancylus fluviatilis),
3. ploštěnka potoční (Polycelis felina), 4. larva jepice r. Ecdyonurus, 5. larva jepice r. Leptophlebia, 6. larva jepice
r. Rhithrogena, 7. larva pakomárce r. Bezzia, 8. larva pošvatky r. Isoperla, 9. larva chrostíka r. Plectrocnemia,
10. larva chrostíka r. Halesus, 11. larva chrostíka r. Sericostoma, 12. larva chrostíka r. Stenophylax; (organizmy
nejsou v poměrných velikostech)
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 221 Obr.
84. Organizmy betamesosaprobity: 1. hrachovka r. Pisidium, 2. bahnivka mutná (Bythinia tentaculata), 3. larva
jepice r. Baetis, 4. larva jepice r. Ephemera, 5. larva střechatky r. Sialis, 6. larva jepice (Ephemerela ignita), 7. larva
pakomára r. Tanytarsus, 8. larva pošvatky rybářice (Perla burmeisteriana), 9. larva chrostíka r. Rhyacophila,
10. larva chrostíka r. Hydropsyche, 11. larva chrostíka r. Anabolia; (organizmy nejsou v poměrných velikostech)
7
- 222 Stupeň
jakosti vody alfamesosaprobita se již za přirozených podmínek vyskytuje velmi vzácně a ve
většině jde o stav způsobený lidskou činností. Z toho také vyplývá podstatně chudší společenstvo organizmů
(Obr. 85) tolerujících kyslíková minima a často rozkládající se bahnitý organický substrát dna.
Již se zde vyskytují vláknité bakterie rodu Sphaerotilus, často vláknité sinice r. Oscillatoria, Spirulina
aj. a také vláknité řasy rodu Cladophora. Skupina konzumentů je zastoupena nitěnkami (Tubifex, Limnodrilus
aj.) a naidkami (Nais), některými mlži (Pisidium). Predátoři jsou skoro výhradně pijavky (Erpobdella)
včetně naší největší pijavky koňské (Haemopis sanguisuga). Vyskytuje se beruška vodní (Asellus
aquaticus) a velké množství taxonů pakomárovitých s tribu Chironomini a dalších larev dvoukřídlých,
např. larvy pestřenek r. Eristalis, koutulí (Psychodidae) aj.
Obr. 85. Organizmy alfamesosaprobity: 1. pijavka r. Erpobdela, 2. pijavka r. Glossiphonia, 3. beruška vodní (Asellus
aquaticus), 4. naidka r. Nais, 5. larva pakomára r. Chironomus, 6. larva pestřenky r. Eristalis; (organizmy nejsou
v poměrných velikostech)
Polysaprobita je již vždy způsobena lidskou činností. Oživení je především tvořeno bakteriálními
nárosty (Příloha XI) bakterií r. Sphaerotilus, Zooglea, Beggiatoa, je zde velké množství saprotrofních
prvoků, např. rodu Vorticela, v bahně dna žijí nitěnky r. Tubifex a pakomárů r. Chironomus (Obr. 86).
Obě poslední skupiny organizmů se přizpůsobily nedostatku kyslíku tím, že v tělních tekutinách mají
účinnější barvivo pro přenos kyslíku – červený hemoglobin.
1 2 3
4
65
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 223 Obr.
86. Organizmy polysaprobity: 1. vláknitá bakterie r. Sphaerotilus, 2. larva pakomára skupiny Chironomini, 3. nálevník
vířenka (Vorticella), 4. nitěnky r. Tubifex
Eusaprobitu dělíme na 4 stupně. Isosaprobita (i) je charakterizována velkými početnostmi nálevníků
(ciliátový stupeň), saprobní index je od 5,5 do 6,5 s BSK5 400–600 mgO2.l-1
. Metasaprobita (m) je typická
vysokými počty bičíkovců (flagelátový stupeň), saprobní index 6,5–7,5 s BSK5 kolem 700 mgO2.l-1
a více. Hypersaprobita (h) je již oživena jen bakteriemi a tzv. vodními houbami (Hyphomyceta), saprobní
index je vyšší než 7,5 (již stanovený jen podle bakterií a hub), BSK5 pak kolem 2000 mgO2.l-1
. Ultrasaprobita
(u) má BSK5 až 120 000 mgO2.l-1
, saprobní index se již jen odhaduje (je vyšší než 8,5), protože
tato voda je prakticky sterilní.
Transsaprobita se vymyká biologickému hodnocení (vody jsou bez života) a byla vytvořena jako
umělá stupnice pro doplnění systémů. Asaprobita (a) je stupeň charakterizující vodu s vysokým obsahem
toxických látek vylučujících jakýkoli život. Radiosaprobita je stav abitoické vody s vysokými obsahy
radionuklidů nebo vody pod vlivem radioaktivního záření vylučujícím život. Kryptosaprobita (c) je
stupeň neoživené vody, kde neznáme původce tohoto stavu (řadí se sem ostatní fyzikální faktory).
1
3
2
4
7
- 224 Tab.
65. Stupně limnosaprobity ve vztahu s ostatními ekologickými parametry a pásmy
Saprobní systém můžeme také vysvětlovat podle zastoupení základní trofických skupin organizmů
– destruentů (rozkladačů), producentů a konzumentů viz Obr. 87.
Saprobita Rybí pásma O2
BSK5
Zoobentos
Ekologická
pásma
xenoaprobita bez ryb Ameletus
eukrenon
hypokrenon
lepší
oligosaprobita
pstruh Rhithrogena epirhithron
horší
oligosaprobita
lipan Ecdyonurus metarhithron
lepší
beta-mezo-
saprobita
parma Oligoneuriela hyporhithron
horší
beta-mezo-
saprobita
vodárenské toky
ostatní toky
cejn
Palingenia
(Ephemera)
(Ephoron)
elipotamon
metapotamon
lepší
alfa-mezo-
saprobita
cejn Herpobdella –
horší
alfa-mezo-
saprobita
přípustné znečištění
nepřípustné znečištění
kaprovité
Herpobdella –
lepší
polysaprobita
přežívá
kapr
karas
lín
Tubifex
Limnodrilus
–
horší
polysaprobita
přežívá
kapr
karas
lín
Tubifex
Limnodrilus
–
0,0
S
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
2,2
3,2
2,2
3,2
4,0
8,0
9 0
8 1
7 1,7
6 2,5
5 3,7
4 5
3 7,5
2 10
1 30
0.1
50
0.0
mikroaerobie
anaerobie odp. vody
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 225 Obr.
87. Zastoupení základních trofických skupin organizmů v jednotlivých saprobních stupních (dle Sládečka 1973)
Šipky v obrázku nám také vysvětlují přírodní a antropické procesy. Šipka 1–2 nám ukazuje, že lze
znečistit vodu nejvyšší jakosti až do nejhoršího stupně. Zpětný návrat, jak pomocí samočistících pochodů,
tak s pomocí biotechnologií, je však možný jen do stupně lepší betamezosaprobity (křivka 4
a 5). V přírodních vodách dochází k přirozenému znečišťování – zvyšování obsahu organických látek,
ale maximálně do stupně betamesosaprobity (křivka 3). Obr. 88 ukazuje přirozený výskyt různých stupňů
saprobity.
Obr. 88. Vztah přirozené saprobity a řádu toku (dle Štěrby 1986)
1000
800
600
400
200
1000
800
600
400
200
m n. m.
m n. m.
0 25 50 100
horský
podhorský
střednítok
ȕ – mesosaprobita
200
K
X
O
nížinný tok
300 400 1000
Km
eroze+
transport
transport
intenzivní sedimentace
(+transport)
L
u
h
m
ip
Į
ȕ
o
x
Struktura společenstev v různých saprobních hladinách.
X – xeno, O – oligo, ȕ – betamezo, Į – alfamezo, p – poly, i – iso, m – meta, h – hyper,
u – ultrasaprobita, B – baktérie, F – bezbarví bičíkovci, C – nálevníci,
M – mixotrofní bičíkovci, Z – zooplankton a jiná zvířata, P – fytoplankton a jiní producenti,
L – limnosaprobita, E – eusaprobita
rozkladači
konzumenti
producenti
C
F
M
B
B
B
B
F
F
CP
Z
E
B
O
P
Z
P
Z
P
Z
B
B
B
3
4
5
21
7
- 226 Hlavní
výhodou saprobního sytému je, že zahrnuje široké rozpětí taxonů a společenstev, a je proto
aplikovatelný na všechny typy potoků a řek.
Hlavní nevýhodou je, že:
je nutná znalost taxonomie – obtížnější determinace na druhové úrovni, při které mohou vznikat
subjektivní chyby, a tím pak odchylky v hodnocení; saprobní hodnoty nemusí být platné
na širším geografickém území;
je kladen důraz na indikační druhy → nebere v potaz celkový počet druhů a změny v počtu
druhů – což je nejdůležitější odpověď společenstva na toxické a jiné formy znečištění;
saprobní systém je zaměřen pouze na hodnocení organického znečištění; výskyt organizmů
je však ovlivňován i jinými faktory, než je znečištění vody hnilobnými látkami, které ovlivňují
kyslíkový režim;
saprobní systém je založen na tom, že je empirický; používá se několik seznamů, které mohou
přiřazovat organizmům rozdílné hodnoty;
má omezenou platnost ve stojatých vodách (zde se kombinuje účinek znečištění s obsahem
živin a dalšími faktory, nehledě k tomu, že organizmy stojatých vod mají vyšší toleranci k nízkým
koncentracím kyslíku).
Kromě naší republiky se v Evropě v současnosti používají další 2 systémy založené na saprobním
přístupu: BEOL („Biologically Effective Organic Loading“) v Německu a Quality-index či K-index v Holandsku
(Metcalfe-Smith 1994).
K výpočtu jsou potřeba podkladové seznamy (příklad Tab. 66) obsahující individuální saprobní indexy
a indikační váhy jednotlivých druhů (viz např. Sládeček a Sládečková 1996, 1997). V současnosti
je tento podklad nejnověji revidován v normě ČSN 757716 z roku 1998. Nové a revidované seznamy
saprobních indikátorů byly vydány rovněž v Rakousku a Německu.
Tab. 66. Ukázka tabulek indikátorových organizmů – Plecoptera, Odonata a Heteroptera (s – slovní vyjádření saprobního
stupně; x o … zařazení do jednotlivých stupňů ve škále 0–10; Ii – indikační váha pro druh i; Si – vypočtená saprobní
hodnota pro druh i)
Heteroptera
Taxon s x o b a p Ii Si
Perlodes microcephala (PICTET) o 2 6 2 – – 3 1,0
Perlodes sp. div. o 2 6 2 – – 3 1,0
Protonemura auberti ILLIES x–o 5 5 – – – 3 0,5
Protonemura intricata (RIS) x–o 4 5 1 – – 2 0,7
Protonemura lateralis PICTET x–o 6 4 – – – 3 0,4
Protonemura meyeri (PICTET) x 8 2 – – – 4 0,2
Protonemura nimborum (RIS) x 9 1 – – – 5 0,1
Protonemura nitida (STEPHENS) o 1 6 3 – – 3 1,2
Protonemura praecox (MORTON) o 2 8 – – – 4 0,8
Protonemura sp. div. x–o 5 4 1 – – 2 0,6
Siphonoperla torrentium (PICTET) o 2 6 2 – – 3 1,0
Siphonoperla sp. div. x–o 4 4 2 – – 2 0,8
Taeniopteryx hubaulti AUBERT x–o 6 4 – – – 3 0,4
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 227 Postup
při výpočtu saprobního indexu
Makrozoobentos musí být odebrán semikvantitiativně nebo kvantitatvině (stanovení), determinován,
pokud možno, do druhů a musí být stanovena relativní nebo absolutní abundance. Výpočet saprobního
indexu provádíme nejčastěji podle vzorce:
kde s – saprobní index; si – saprobní hodnota (číslo) druhu; hi – abundance; n – počet taxonů; Ii – indikační
hodnota druhu (viz Sládeček a kol. 1981). Spolehlivost takto vypočtené hodnoty můžeme odhadnout
podle standardní chyby dle DIN pro:
¦ t
n
i
ih
1
15
S =
¦
¦
ii
iii
Ih
Ihs
Heteroptera
Taxon s x o b a p Ii Si
Taeniopteryx nebulosa (LINNÉ) o–b – 4 5 1 – 3 1,7
Taeniopteryx sp. div. x–o 3 4 2 1 – 1 1,1
Odonata
Aeschna grandis (LINNÉ) b – 2 6 2 – 3 2,0
Anax imperator LEACH b – 2 6 2 – 3 2,0
Calopteryx splendens (HARRIS) b – 1 6 3 – 3 2,2
Calopteryx virgo (LINNÉ) b – 3 6 1 – 3 1,8
Coenagrion puella (LINNÉ) o–a – 3 4 3 – 2 2,0
Coenagrion pulchellum (v. d. LINDEN) b–a – 2 4 4 – 2 2,2
Coenagrion scintulum (RAMBUR) b – 1 8 1 – 4 2,0
Cordulegaster annulatus (LATREILLE) o–b – 5 5 – – 3 1,5
Anallagma cyathigerum (CHARPENTIER) b – 3 6 1 – 3 1,8
Erythroma najas (HANSEMANN) b – 1 8 1 – 4 2,0
Gomphus vulgatissimus (LINNÉ) b – 1 6 3 – 2 2,2
Ischnura elegans (v. d. LINDEN) b – 2 6 2 – 3 2,0
Ischnura pumilio (CHARPENTIER) b – 2 6 2 – 3 2,0
Lestes sponsa HANSEMANN b–a – – 5 5 – 3 2,5
Lestes sp. div. b – 2 5 3 – 2 2,1
Libellula quadrimaculata LINNÉ b – 1 7 2 – 3 2,1
Platycnemis pennipes (PALLAS) b – 2 6 2 – 3 2,0
Pyrrhosoma nymphula (SULZER) b – 2 5 3 – 2 2,1
Somatochlora metallica (v. d. LINDEN) b – 1 7 2 – 3 2,1
Sympetrum vulgatum (LINNÉ) b – 1 7 2 – 3 2,1
Heteroptera
Aphelocheirus aestivalis (FABRICIUS) b – 2 6 2 – 3 2,0
Corixa sp. div. o–a + 3 4 3 + 2 2,0
Gerris sp. div. o–b 1 4 4 1 + 1 1,5
7
- 228 Z
hlediska výpočtu je vzorec saprobního indexu vlastně výpočet váženého průměru. To tedy znamená,
že se předpokládá normální rozdělení. To ovšem v mnoha případech neplatí, zvláště když převažují
indikátory xeno-oligosaprobity nebo na druhé straně spektra polysaprobity. Histogram je nesymetrický
a výpočtová metoda uměle posouvá hodnotu ke středu stupnice, tzn. že u čistých vod hodnotu
posouvá k vyšším číslům (horší jakost) a velmi znečištěných vod pak k lepším hodnotám. Této chybě
lze částečně zabránit jiným způsobem výpočtu saprobního indexu, tzv. mediánem saprobních hodnot
(Obr. 89), resp. výpočtem módu saprobních valencí.
Obr. 89. Hodnoty saprobního indexu počítaného různými metodami (Smo-v – modus s valencí;
Sme-v – medián s valencí; Szm – medián; Scsn – normovaný výpočet; Spb – původní index Pantle-Buck
bez indikačních vah)
Je-li hodnota SM > 0,2, považuje se hodnota s za nespolehlivou.
¦
¦


n
i
ii
n
i
iii
Ihn
IhSS
SM
1
1
2
1
)(
80
70
60
50
40
30
20
10
%
-0,5 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 4,5
Saprobny index
Sme-v
Sme-v
Scsn
Spb
lokalita: KOTOJEDKA ZDOUNKA +
-9 profil : 415
Smo-v = 3,77
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 229 BMWP
Score (Biological Monitoring Working Party Score) a ASPT index
Skóre systémy jsou jednoduché metody hodnocení kvality vod a zahrnujeme mezi ně ty indexy/
skóre, které přiřazují skóre určitým čeledím bezobratlých a po sečtení dávají celkové skóre. Při vývoji
těchto skóre systémů se počítalo s následující fakty (Guhl 1987):
a) čeledi bezobratlých jsou až na několik výjimek dobře determinovatelné;
b) každý druh určité čeledi (nebo řádu či třídy) má identické nebo minimálně podobné ekologické
nároky a může proto sloužit jako indikátor s jedním skóre pro čeleď (což ovšem zcela
neodráží skutečnou situaci – i v jedné čeledi mohou být velké rozdíly);
c) počet individuí čeledi není počítán, tzn. jednotlivé organizmy mají tutéž ekologickou váhu
jako masy organizmů.
BMWP Score je dnes nejpoužívanější bioindikační systém ve Velké Británii a zcela nahradil předchozí
skórovací indexy, jako byl Chandlerův index, Trent Biotic Index aj. (De Pauw a Hawkes, 1993).
Existuje snaha o jeho všeobecné zavedení v rámci EU. Používá pouze kvalitativní odběr a identifikaci na
úroveň čeledí. Systém je založen na bodovém ohodnocení rozdílných čeledí bezobratlých podle jejich
stupně tolerance k organickému znečištění (viz Armitage a kol. 1983). Každá čeleď reprezentuje skóre
pouze jednou – nezáleží na tom, jak mnoho druhů je v ní zahrnuto. Skóre (Tab. 67) je značně ovlivněno
účinností odběru, zpracování a determinace, proto bylo navrženo, aby celkové skóre bylo děleno počtem
zjištěných taxonů, čímž dostáváme průměrné skóre ASPT („Average Score Per Taxon“).
Postup výpočtu BMWP skóre:
Sestaví se seznam systematických jednotek (SU = „systematic units“). To jsou taxonomické skupiny
definované autory indexu. V případě BMWP jsou jako SU používány čeledi. Každé SU se přiřadí příslušné
skóre (0–10) a ta se sečtou. Výsledkem je BMWP skóre (Tab. 68). Čím je vyšší, tím lepší je kvalita vody
(Tab. 69). Individuální skóre pro každou čeleď bylo stanoveno empiricky. Protože toto skóre nemá horní
limit a není tedy závislé na velikosti (rozuměj bohatosti) vzorku, byl zaveden ASPT index. Je to BMWP
skóre dělené počtem skórujících SU (= čeledí).
Tab. 67. „Biological Monitoring Working Party“ (BMWP) skóre (upraveno dle Mason 1991)
Taxon Skóre
EPHEMEROPTERA 10
Siphlonuridae, Heptageniidae, Leptophlebiidae,
Ephemerellidae, Potamanthidae, Ephemeridae
PLECOPTERA
Taeniopterygidae, Leuctridae, Capnidae, Perlodidae,
Perlidae, Chloroperlidae
HEMIPTERA
Aphelocheiridae
TRICHOPTERA
Phryganieidae, Molanidae, Beraidae, Odontoceridae,
Leptoceridae, Goeridae, Lepidostomatidae,
Brachycentridae, Sericostomatidae
CRUSTACEA 8
7
- 230 Taxon
Skóre
Astacidae
ODONATA
Lestidae, Agriidae, Gomphidae, Codulegasteridae
TRICHOPTERA
Psychomyidae, Philopotamidae
EPHEMEROPTERA 7
Caenidae
PLECOPTERA
Nemouridae
TRICHOPTERA
Rhyacophilidae, Polycentropidae, Limnephilidae
GASTROPODA 6
Neritidae, Viviparidae, Ancylidae
TRICHOPTERA
Hydroptilidae
BIVALVIA
Unionidae
CRUSTACEA
Corophiidae, Gammaridae
ODONATA
Platycnemididae, Coenagrioniidae
HEMIPTERA 5
Mesovelidae, hydrometridae, Gerridae, Nepidae,
Naucoridae, Notonectidae, Pleidae, Corixidae
COLEOPTERA
Haliplidae, Hygrobiidae, Dytiscidae, Gyrinidae,
Hydrophilidae, Clambidae, Helodidae, Elminthidae,
Dryopidae, Chrysomelidae, Curculionidae
TRICHOPTERA
Hydropsychidae
DIPTERA
Tipulidae, Simuliidae
PLATHELMINTHES
Planariidae, Dendrocoelidae
EPHEMEROPTERA 4
Baetidae
Sialidae
HIRUDINEA
Piscicolidae
GASTROPODA 3
Valvatidae, Hydrobiidae, Lymnaeidae, Physidae,
Planorbidae, Sphaeriidae
HIRUDINEA
Glosiphoniidae, Hirudidae, Erpobdellidae
CRUSTACEA
Asellidae
DIPTERA 2
Chironomidae
Oligochaeta 1
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 231 Tab.
68. Příklad výpočtu BMWP Skóre a ASPT indexu (podle Kokeš a Vojtíšková 1999)
Tab. 69. Zařazení hodnot BMWP a ASPT do tříd čistoty ve Velké Británii
Taxon Systematická jednotka (SU) Skóre
Erpobdella monostriata Erpobdellidae 3
Rhithrogena sp. Heptageniidae 10
Ecdyonurus submontanus Heptageniidae
Ecdyonurus venosus Heptageniidae
Ephemerella ignita Ephemerellidae 10
Dinocras cephalotes Perlidae 10
Elmis sp. Elmidae 5
Lathelmis sp. Elmidae
Limnius sp. Elmidae
Rhyacophila dorsalis Rhyacophilidae 7
Hydropsyche siltalai Hydropsychidae 5
Polycentropus flavomaculatus Polycentropidae 7
Potamophylax luctuosus Limnephilidae 7
Thienemannimyia sp. Chironomidae 2
Orthocladius sp. Chironomidae
BMWP skóre = ∑ skóre 66
počet skórujících SU 10
ASPT index = BMWP/∑ SU 6,6
Třída čistoty BMWP ASPT Kvalita
5 0–25 1,0–2,5
4 25–50 2,5–4,0 nízká
3 50–100 4,0–5,5 střední
2 100–150 5,5–7,0 dobrá
1 > 150 > 7,0 výborná
Použití tzv. r metod („rapid field assessment“) při hodnocení kvality vodního prostředí je běžně využíváno
v USA (viz např. Plafkin a kol., 1989). Pro zhodnocení podmínek toku se používá „family-level biotic
index“ (FBI), tj. určování nalezených jedinců do úrovně čeledí (Tab. 70). Použití tohoto přístupu je
daleko rychlejší než použití „generic-“ a „species“ level biotic index (BI) čili určování do rodu a druhu.
Srovnáním obou indexů bylo zjištěno (Hilsenhoff, 1988), že při použití FBI se ztrácí určitá přesnost; FBI
obvykle indikuje větší znečištění než BI v neznečištěných nebo nepatrně znečištěných tocích a menší
znečištění ve znečištěných vodách. Cílem FBI je poskytnout pro biology rychlé, ale méně kritické zhodnocení
toků přímo v terénu. Není považován za náhradu za BI. Výsledná hodnota BI se může pohybovat
v rozmezí od 0 do 10 (Tab. 71).
„Family-level tolerance values“ byly odvozeny ze srovnání výskytu každé čeledi s průměrným BI
toku, ve kterém se vyskytují ve větším počtu. Proto je FBI vážený průměr tolerančních hodnot druhů
a rodů v každé čeledi, založený na jejich relativní abundanci. Postup výpočtu FBI je podobný jako u
BMWP skóre – FBI je vypočten násobením každé čeledi toleranční hodnotou pro čeleď, sečtením a podělením
počtem bezobratlých organizmů ve vzorku.
7
- 232 Tab.
70. Hodnoty tolerance pro čeledi bezobratlých organizmů toků (dle Hilsenhoff 1988)
ISOPODA Asellidae 8
AMPHIPODA Gammaridae 4, Talitridae 8
EPHEMEROPTERA
Baetidae 4, Baetiscidae 3, Caenidae 7, Ephemerrelidae 1, Ephemeridae 4, Heptageniidae 4,
Leptophlebiidae 2, Metretopodidae 2, Oligoneuriidae 2, Polymitarcyidae 2, Potamanthidae 4,
Siphlonuridae 7, Tricorythidae 4
ODONATA
Aeshnidae 3, Calopterygidae 5, Coenagrionidae 9, Cordulegastridae 3, Corduliidae 5, Gomphidae 1,
Lestidae 9, Libellulidae 9 Macromiidae 3
PLECOPTERA
Capnidae 1, Chloroperlidae 1, Leuctridae 0, Nemouridae 2, Perlidae 1, Perlodidae 2,
Pteronarcyidae 0, Taeniopterygidae 2
MEGALOPTERA Corydalidae 0, Sialidae 4
TRICHOPTERA
Brachycentridae 1, Glossosomatidae 0, Helicopsychidae 3, Hydropsychidae 4, Hydroptilidae 4,
Lepidostomatidae 1, Leptoceridae 4, Limnephilidae 4, Molannidae 6, Odontoceridae 0,
Philopotamidae 3, Phryganeidae 4, Polycentropidae 6, Psychomyidae 2, Rhyacophilidae 0,
Sericostomatidae 3
LEPIDOPTERA Pyralidae 5
DIPTERA
Athericidae 2, Blepharicidae 0, Ceratopogonidae 6, Chironomini 8, ost. Chironomidae 6,
Dolichopodidae 4, Empididae 6, Ephydridae 6, Psychodidae 10, Simuliidae 6, Muscidae 6,
Syrphidae 10, Tabanidae 6, Tipulidae 3
COLEOPTERA Dryopidae 5, Elmidae 4, Psephenidae 4
Tab. 71. Hodnocení kvality vody pomocí biotického indexu (Hilsenhof 1988)
Biotický index Kvalita vody Stupeň organického znečištění
0,00–3,50 vynikající bez zjevného organického znečištění
3,51–4,50 velmi dobrá možné lehké organické znečištění
4,51–5,50 dobrá lehké organické znečištění
5,50–6,50 horší zcela významné org. znečištění
6,1–7,50 méně špatná výrazné organické znečištění
7,51–8,50 špatná velmi výrazné organické znečištění
8,51–10,00 velmi špatná těžké organické znečištění
Tabulkové biotické indexy
BBI („Belgian Biotic Index“)
Hodnota BBI se odečítá z tabulek. Při odečtu je nutné stanovit:
a) přítomnost indikační skupiny;
b) počet „systematických jednotek“ (SU).
BBI postihuje jak individualitu taxonů (většinou zjednodušeně, zpravidla na úrovni čeledí či rodů), tak
rozmanitost společenstva. Hodnota indexu (Tab. 72) je určena především těmi systematickými jednotkami,
které jsou nejméně tolerantní ke znečištění.
Pro odečtení řádku slouží nejvyšší indikátorová skupina, která se nachází v hodnoceném vzorku.
Celkový počet SU poté slouží k odečtení sloupce tabulky. V místě, kde se protne řádek se sloupcem,
odečteme výslednou hodnotu indexu.
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 233 Tab.
72. Hodnocení kvality vody pomocí biotického indexu (Hilsenhof 1988)
Třída čistoty BBI Komentář
I 10–9 neznečištěná nebo velmi mírně znečištěná voda
II 8–7 mírně znečištěná voda
III 6–5 středně znečištěná voda
IV 4–3 silně znečištěná voda
V 2–1 velmi silně znečištěná voda
0 bez makrozoobentosu
IBGN („Index Biologique Global Normalisé“)
Byl vyvinut ve Francii. Pracuje opět na podobném principu jako předcházející index. Originální seznam
SU obsahuje 130 systematických jednotek (až na výjimky to jsou čeledi).
Biotické indexy dávají výsledky poněkud jiného charakteru než indexy diverzity. Nabízí se proto
možnost používat při hodnocení obojí indexy. Zda používat biotické indexy nebo saprobní index, to
už tak jednoduché není, obojí poskytují výsledky stejného charakteru. Pro biotické indexy hovoří jejich
jednodušší metodický postup, protože není potřeba určovat do druhů, pro saprobní index hovoří jeho
tradice a možnost srovnání současné situace s minulou. V každém případě vzorky determinované do
co nejnižší taxonomické úrovně poskytují úplnější přehled o společenstvu na dané lokalitě. Pokud jsou
k dispozici seznamy zjištěných druhů, lze potom v zásadě použít kteréhokoliv přístupu (Kokeš a Vojtíšková
1999).
Indexy podobnosti
Indexy podobnosti rovněž postihují strukturu společenstva, avšak na rozdíl od indexů diverzity
nebo biotických indexů si všímají rozdílů mezi dvěma společenstvy. Zatímco indexem diverzity nebo
biotickým indexem lze postihnou stav jedné lokality, pro výpočet indexů podobnosti je nutné mít další,
srovnávací lokality. Indexy podobnosti charakterizují obecně změny ve složení společenstva, nedetekují
původce těchto změn. Podobně jako indexy diverzity jsou striktně kvalitativní a neposkytují proto
informaci o aktuálním složení společenstva. Na rozdíl od biotických indexů reagují indexy podobnosti
na jakýkoliv zásah, který ovlivňuje bentické společenstvo, nejen organické znečištění. Ve srovnání
s indexy diverzity jsou indexy podobnosti více citlivé na nepatrné změny ve struktuře společenstva.
Pomocí indexů podobnosti byl např. zjištěn trvalý pokles v podobnosti mezi bentickými společenstvy
vystavenými zvyšující se koncentraci mědi, zatímco index diverzity H’ vykazoval falešnou negativitu
pro nízké koncentrace (Metcalfe-Smith 1994).
Používané indexy lze rozdělit do několika skupin:
Indexy, které nezohledňují abundanci jednotlivých druhů a vycházejí výhradně z předpokladu
přítomnosti nebo nepřítomnosti taxonů (Jaccard, Sörensen) – příklad Jaccardův index druhové
podobnosti:
kde c je počet společných druhů, s1, s2 – počty druhů na srovnávaných lokalitách.
CCJ =
c
s s1 2  c
7
- 234 Indexy
podobnosti založené na abundanci jednotlivých taxonů (Czekanowski, Bray-Curtis,
Canberra) – příklad Bray-Curtis index:
kde xi a yi jsou hodnoty abundance (density) ve společenstvech x a y. Index nabývá hodnot od
0 do 1 (nepodobné až zcela podobné nebo identické společenstvo dle abundance druhů).
Indexy srovnávající dominance ve dvou společenstvech (Morisita, Stander). Výpočet Simpsnovy
dominance:
kde ni je početnost i-tého druhu, N celkový počet druhů.
Morisitův index pak dle vztahu:
xi a yi je počet jedinců i-tého druhu v prvním a druhém společenstvu, l1 a l2 jsou hodnoty
Simpsonovy dominance, N1, N2 je celkový počet jedinců v prvním a druhém společenstvu.
Index nabývá hodnot 0–1 (nepodobnost až shodnost dle dominance druhů).
Indexy založené na informační teorii (Hornův index).
Tento index vyjadřuje podobnost společenstev na základě překrývání. Vychází z výpočtu
Shannonovy diverzity ve srovnávaných společenstvech. Výpočet se provádí dle následujícího
postupu:
H1 a H2 jsou hodnoty Shannonova indexu diverzity 1. a 2. společenstva.
xi, yi jsou počty jedinců i-tého druhu v 1. a v 2. společenstvu, N1, N2 – celková početnost 1. a 2.
společenstva
kde N = N1 + N2,
IBC = 1 -  
x y
x y
i i
i i


¦
¦
l =
 
 
n n
N N
i i 

¦ 1
1
IM =
 
2
1 2 1 2
x y
l l N N
i i¦

H3 = 


˜


§
©
¨
·
¹
¸¦
x y
N N
x y
N N
i i i i
1 2 1 2
log
H4 =
 N N x x y y
N
i i ilog log log  i¦¦
H5 =
 N H N H
N
1 1 2 2
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 235 Ro
=
H H
H H
4 3
4 5


Index Ro nabývá hodnot 0–1 s tím, že při hodnotě 0 jsou společenstva odlišná, a naopak při
hodnotě 1 jsou společenstva zcela podobná až identická.
Alternativní přístupy
Funkční potravní skupiny
Tato metoda je založena na dynamice živin v toku a může být proto použita pouze ke zhodnocení
vlivu organického obohacení. Principem metody je poznatek, že na neovlivněných lokalitách hustota
seškrabávačů („scrapers“) převyšuje hustoty filtrátorů a sběračů („collector – filterers“ a „collector – gatherers“)
– což odráží normální autotrofní stav lokality. Se zhoršující se kvalitou vody dochází ke změnám
v proporcionálním zastoupení funkčních skupin, jak předpovídá koncepce RCC („River Continuum
Concept“ – Vannote a kol. 1980). Procentuální hustota seškrabávačů poklesne z cca 45 % na méně než
1 % na nejvíce znečištěných místech a systém se stává heterotrofním. K této změně dochází za absence
jakýchkoliv podélných gradientů, což ukazuje na to, že organické znečištění může „přehodit“ normální
posloupnost změn ve funkčních skupinách a změnit autotrofní systém na heterotrofní, který se normálně
vyskytuje níže po proudu ve větších řekách. V důsledku zastavení znečištění se zvýší poměr
filtrátorů a seškrabávačů ke sběračům, což indikuje zlepšení kvality vody a návrat řeky do původního
stavu.
Redukovaná seskupení („reduced assemblages“)
Většina bioindikačních technik využívajících makrozoobentosu je založena na odpovědi celého společenstva
ke znečištění. Avšak důraz na jednu složku společenstva (obecně řád nebo čeleď) má několik
výhod (Metcalfe-Smith 1994), především zjednodušuje sběr, třídění a identifikaci.
Poměrové indexy („ratio indices“)
Ekologický profil společenstva
Toto hodnocení postihuje posuny společenstva podle jeho struktury, funkčnosti a procesů v něm
probíhajících. Nebere v potaz taxonomickou příslušnost organizmů, ale pouze jejich ekologických nik.
Výsledky mohou proto odrážet celou řadu změn, ne pouze organické znečištění. Protože hodnocení
je založeno na obecnějších faktorech a ekologických funkcích skupin organizmů, nejsou výsledky příliš
ovlivněny změnami druhového složení, a jsou tedy dobře použitelné při hodnocení většího území
nebo vzdálenějších lokalit.
Výpočet ekologického profilu společenstva
Pro výpočet je nutný poměrně rozsáhlý podkladový materiál shrnující ekologické nároky druhů
makrozoobentosu. Tyto nároky jsou parametry (např. habitat, proudění, výživa) a každý parametr je
pak rozdělen na několik kategorií (viz Tab. 73). Každému taxonu jsou pak pro každý parametr přiděleny
body v každé kategorii, přičemž součet bodů ve všech kategoriích jednoho parametru je 10. Body ve
všech kategoriích pro vyskytující taxony se ve sloupcích sečtou a jejich poměr se vyjádří např. v procentech.
Pro každý parametr jsou pak sestrojeny dva kruhové grafy, jeden pro hodnocenou, druhý pro
referenční lokalitu, ve kterých poměr zastoupení kategorií odpovídá velikostním výsečím. Hodnocení
je provedeno vizuálním porovnáním.
7
- 236 Tab.
73. Příklad podkladu pro hodnocení podle ekologického profilu společenstva (podle Kokeš a Vojtíšková 1999);
Habitat: PE – pelagiál; AR – argillal (zpevněné jemné sedimenty); PS – psammal (písek); ŠT – štěrk; LI – lithal (hrubý
štěrk, kameny skála); PH – phytal (vodní rostliny, mechy); OM – organický materiál (kmeny, větve, listí, jemný
detrit); Os – ostatní
Výživa: G – spásači, škrábači; PI – nabodávači, vysávači, minovači; W – požírači dřeva; SH – trhači, kouskovači;
GC – sběrači, požírači sedimentů; F – filtrátoři; R – predátoři; P – paraziti; Os – ostatní
Taxon
Habitat
PE AR PS ŠT LI PH OM Os
Habitat
G PI W SH GC F R P Os
Crenobia alpina 10 10
Gammarus fossarum 3 4 3 1 7 2
Isoperla sp. 1 5 3 1 1 1 1 7
MODERNÍ PŘÍSTUPY
Predikční systémy
Predikční systémy jsou využívány ke zjištění očekávaného (cílového) společenstva makrozoobentosu
konkrétní hodnocené lokality na základě údajů z referenčních lokalit uložených v podkladové databázi.
Podkladové údaje se týkají složení bentických společenstev a hodnot abiotických proměnných
vodního prostředí (průtok, hloubka, substrát atd.). S tímto očekávaným společenstvem je pak srovnána
hodnocená lokalita. Srovnání se provádí pomocí výše uvedených metod, např. indexy podobnosti.
Základem predikčních systémů je systém RIVPACS (zkratka z „River In Vertebrate Prediction and
Classification System“), který byl rozpracován ve Velké Británii (viz např. Wright a kol. 1988, 1989).
Jde o softwarový produkt používaný k predikci fauny na stanovišti pomocí environmentálních proměnných.
Důležitým rysem tohoto přístupu je, že každá předpověď je specifická pro environmentální
informace, které definují stanoviště. Model predikuje společenstvo bezobratlých, které by se mělo
v závislosti na daných environmentálních proměnných vyskytovat na nezasažených místech. Srovnání
pozorovaných hodnot s predikovanými poskytuje tzv. EQR („Environmental Quality Ratio“).
V současné době je vyvíjena a testována metodika hodnocení tekoucích vod podle makrozoobentosu,
která vychází z požadavků Rámcové směrnice EU o vodách. Tato směrnice definuje systém pro
hodnocení vodních těles a je nyní nejpoužívanější bioindikační přístup ve Velké Británii, začíná se používat
i v EU.
V České republice byl vytvořen obdobný predikční systém PERLA, jehož základem je program HOBENT
(z HOdnocení podle BENTosu). Je vytvořena podkladová databáze lokalit a vzorků a probíhají
první testování. Bližší podrobnosti viz Kokeš a Vojtíšková (1999).
BIOINDIKACE KVALITY VOD POMOCÍ MIKROFYTOBENTOSU
V několika posledních letech je v řadě evropských zemí možno pozorovat snahy o návrat k hodnocení
toků pomocí perifytonu, respektive mikrofytobentosu. Přestože za poslední desetiletí obecně vzrostl
zájem o studium toků, výzkum perifytonu konkrétně nezaznamenal výrazný pokrok. Doposud nebyla
vypracována jednotná metodika, zejm. pokud se týče kvantitativního odběru mikrofytobentosu.
Společenstva mikrofytobentosu, která mají být použita k monitoringu toků, musí splňovat několik
základních předpokladů:
musí být přítomny po celou sezónu, v celé délce toku od pramene k ústí, měly by být hojné
a snadno vzorkovatelné;
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 237 musí
být citlivé na kvalitu vody a její fluktuace a změny, jejich ekologické limity mají být dostatečně
definované a nemají nepředvídatelně kolísat;
musí být snadno kvantifikovatelné a identifikovatelné, pomůcky k jejich určování mají být do-
stupné.
V tekoucích vodách můžeme vzorkovat několik typů řasových společenstev.
Soubor organizmů, který je unášen proudem, tzv. drift (v klidnějších úsecích a zátokách společně
s vlastním planktonem), se odebírá ve větším objemu – 3 litry volné vody. Po promíchání
se z tohoto vzorku odeberou podvzorky a vyhodnocují se v sedimentačních komůrkách
(v počtech buněk na litr). Pro monitoring řek není toto stanovení vhodné, protože obsahuje
jedince alochtonní a mrtvé, vlastní plankton pak není v řekách v celé délce toku.
Organizmy epipelické a epipsamické se odebírají se substrátem známého objemu a poté se
izolují praním a počítají v sedimentačních komůrkách. Tato společenstva jsou přítomna jen
v klidných úsecích toků, tedy nesplňují bod 1.
Epifyta se rovněž odebírají i s rostlinami a výsledky se vyjadřují v počtech na jednu rostlinu. K
monitoringu se také nehodí, protože žádná z rostlin se nevyskytuje od pramene k ústí, takže
by se muselo využívat různých rostlin.
Epilitické řasy nejlépe odpovídají výše uvedeným požadavkům 1–3. Je však třeba mít na paměti
reprezentativnost odběru. Před vzorkováním je třeba posoudit celý profil toku, důležitá
je velikost a umístění kamenů v toku. Je třeba se vyvarovat chyb vzniklých kontaminací nárostů
epipelonem a epifyty, proto se vyhýbáme kamenům porostlým ruduchami a zelenými
vláknitými řasami (Cladophora). Výsledkem kvantitativního hodnocení je počet buněk na cm2
.
Předpokladem pro použití mikrofytobentosu k biomonitoringu je pečlivá determinace na druhové
úrovni. Použití vyšší taxonomické úrovně je u řas až na výjimky nemyslitelné. Přestože fytobentos toků
představuje široké spektrum taxonů sinic a řas, jsou patrné tendence využívat k bioindikaci pouze rozsivek.
Existuje k tomu řada praktických důvodů.
Sběr, uchovávání a kvantitativní či semikvantitativní hodnocení společenstva rozsivek je výrazně
méně problémové než u ostatních skupin řas. Rozsivky lze poměrně jednoduše a bez poškození seškrábat
z přirozených substrátů a dobře rostou i na substrátech umělých. Jsou všudypřítomné, umožňují
srovnání širokého spektra mikrobiotopů. Tvoří první sukcesní stádium, takže postačí kratší doba expozice
(u umělých substrátů). Nejsou citlivé na transport, lze je bez problémů uchovávat fixované i v trvalých
preparátech řadu let. Dlouhodobé uchovávání křemičitých schránek rozsivek v sedimentech skýtá
dokonce možnosti využití výřezů sedimentů k rekonstrukci průběhu ekologických podmínek stovky
let nazpět (acidifikace, eutrofizace, příp. globální oteplování). Těchto analýz se používá zejména u jezerních
sedimentů, případně rašelinišť. Na druhé straně ovšem při analýzách sedimentů toků a jejich
použití k hodnocení současného stavu znečištění existuje riziko přítomnosti subrecentních schránek,
které by mohly hodnocení zkreslit. Proto musí být z hodnocení vyloučeny prohlídkou živého materi-
álu.
Při kvantifikaci jde v případě rozsivek o jednobuněčné organizmy srovnatelné velikosti, které lze
v mikroskopu snadno počítat, na rozdíl od vláknitých řas, kde stojíme před problémem, jak kvantitativně
hodnotit propletené chomáče vláken. Výhodou jsou také dobře definované ekologické limity
rozsivek.
Jediným problémem využití rozsivek k biomonitoringu je poměrně obtížná determinace preparovaných
rozsivek, která vyžaduje značnou erudici, dále nejednotné pojetí druhů a nedostatečně prozkoumaná
morfologická variabilita v průběhu jejich životních cyklů.
7
- 238 Další
neméně důležitou otázkou využití perifytonu k monitoringu toků je způsob klasifikace, která
zatím není v Evropě jednotná. Britská klasifikace s 5 kategoriemi kvality vody, i německá a rakouská se
4 třídami jsou z biologického pohledu velmi omezené.
Pokud se týče definování ekologických limitů jednotlivých taxonů, můžeme použít starší seznam
indikátorů saprobity Sládeček a kol. (1981), který se stal základem i pro novější publikaci Sládeček a Sládečková
(1996). V obou seznamech jsou individuální hodnoty saprobních indexů druhů velmi blízké. K
dispozici jsou však také seznamy, z okolních evropských zemí Rott a kol. (1997), van Dam a kol. (1994).
Saprobiologické hodnocení na základě společenstva rozsivek podle „Sládečka“ a „Rotta“ je založeno
na stejném principu. Každému nalezenému taxonu přiřadíme individuální saprobní index, který najdeme
v příslušném seznamu indikátorů (Sládeček a Sládečková 1996, Rott a kol. 1997) a hodnotu indikační
váhy, která vyjadřuje, jak dobrý je to indikátor. Potom tyto tabulkové hodnoty spolu s vlastními
hodnotami abundance nebo procentuální zastoupení taxonu ve vzorku dosadíme do vzorce Marvan
(1969, cit. Sládeček a Sládečková 1996 – viz výše).
Také Rott a kol. (1997) používají stejné formulace výpočtu, pouze indikační váhu značí jiným písmenem
(G).
Na příkladu 19 lokalit (Tab. 74) si můžeme ověřit výpovědní hodnotu metody, resp. použitých seznamů
indikátorů perifytonu. Jako standard v tomto případě použijeme saprobitu stanovenou na téže
lokalitě na základě zoobentosu.
Tab. 74. Srovnání výsledků saprobiologického hodnocení zoobentosu a řas podle Sládečka a Rotta (ukázka výsledků)
Lokalita
Saprobita dle
zoobentosu
Saprobita dle rozsivek
Sládeček a Sládečková (1996)
Saprobita dle rozsivek
Rott a kol. (1997)
Mže 1,34 0,99 1,49
Jelenka 1,63 1,38 1,99
Úhlava 1,64 0,89 1,44
Losenice 1,06 0,74 1,44
Ostružná 0,79 0,95 1,69
Teplá Vltava 0,83 0,77 1,44
Zelenohorský 1,64 0,95 1,57
Polický 1,08 0,55 1,26
Kubohuťský 0,63 1,19 1,88
Olšinka 0,35 0,6 1,38
Řasnice 1,48 0,47 1,36
Hučina 1,35 0,48 1,34
Blanice 0,95 0,96 1,67
Pestřice 1,15 1,02 1,49
Moravice 1,04 0,92 1,84
Podolský 1,61 0,51 1,52
Loučná n. Desnou 1,65 0,84 1,65
Kouty n. Desnou 1,4 0,83 1,55
Bělá 1,12 1,2 1,84
MOŽNOSTI INDIKACE A HODNOCENÍ TROFIE
Vysoká koncentrace celkového fosforu nemusí znamenat rozvoj autotrofů, nevíme-li, kolik z celkového
fosforu je ve formě biodostupné, jaké jsou v posuzovaném ekosystému biotické vztahy atd. Proto
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 239 je
vždy nutno posuzovat trofii vodního ekosystému na základě několika faktorů – viz níže. Na prvý
pohled se zdá, že tu jde jen o ryze terminologický problém. Jeho podstata je však hlubší. Záleží mj.
i na tom, jak (podle jakých kriterií a jakými metodickými prostředky) se míra eutrofizace v tomto jejím
širokém pojetí posuzuje.
Jsou možné čtyři rozdílné, nicméně vzájemně související, přístupy k hodnocení trofie:
1. Hodnocení podle chemických analýz zvýšené nabídky živin (koncentrace N, P ve vodě).
2. Hodnocení podle růstové odezvy in vitro (trofický potenciál – laboratorní biotesty).
3. Hodnocení podle in situ realizované zvýšené koncentrace biomasy fototrofů (reálná koncentrace
v přírodě vyjádřená jako hmotnost, abundance nebo koncentrace chlorofylu).
4. Hodnocení podle změn v druhovém složení (bioindikace).
Hodnocení podle zvýšené nabídky živin
O koncentrace živin, především fosforu, se opírá většina tabulek a metod hodnocení stupňů trofie.
Praktické zkušenosti však poukazují na fakt, že když má voda na přítoku do nádrže např. koncentraci
50 μg.-l
biodostupného fosforu a více, ještě to zdaleka neznamená, že v nádrži bude docházet k masovému
rozvoji primárních producentů. Do výsledného množství biomasy vstupuje kromě koncentrací
živin nemálo dalších faktorů, např. přítomnost toxických látek, které inhibují růst autotrofů, nevhodné
světelné podmínky (zastíněné tůně), nevhodné tepelné podmínky (plochou malé, ale hluboké nádrže),
biotické interakce (produkce toxinů, alelopatik, predace atd.). V posledních 30 letech vzniklo nemálo
kritérií a shrnujících tabulek pro hodnocení trofie – (viz Tab. 9 a 10 z kapitoly 3), a přesto je z praxe
známo, že jde o zjednodušení, které nemusí reálný stav odrážet. Ač zvýšená nabídka živin, zejména
však fosforu, zůstává hlavním měřítkem trofie, je zřejmé, že pro seriózní hodnocení musíme hodnocení
trofie vodního ekosystému kombinovat s dalšími metodami. Legislativně je tato metoda řešena v normě
Jakost vod – Stanovení fosforu – Spektrofotometrická metoda s molybdenanem amonným (ČSN
EN ISO 6878).
Hodnocení podle růstové odezvy in vitro
Metodika trofického potenciálu byla vypracovaná pro odhad možného nárůstu biomasy autotrofů
(většinou fytoplanktonu), která by mohla potenciálně narůst, kdyby byly v přírodě optimální podmínky.
Základním zdrojem informací o trofickém potenciálu vody jsou výsledky chemických analýz. Zdálo
by se možná na prvý pohled zcela zbytečné doplňovat data o naměřených koncentracích sloučenin P
a N ve vodách údaji o tom, jak se mohou potenciálně projevit na růstu řasy v definovaných laboratorních
podmínkách. Přesto do dnešního dne vzniklo několik desítek návrhů na zavedení laboratorních
kultivačních testů, jejichž výstupní hodnota – přírůstek biomasy vyprodukované z daného vzorku testované
vody, má sloužit jako ukazatel potenciální trofie (růstového potenciálu) vody (Skulberg 1967,
Žáková 1980, Lukavský 1983, 1992). Filozofie těchto testů vychází kromě výše zmíněných souvislostí
z předpokladu, že:
za růst potenciální trofie nemusí být v obecném případě zodpovědný jen P (jak je často předjímáno),
ale i jiné životně důležité složky vody;
o růstové odpovědi kultury rozhoduje nejen ten trofický faktor, který je vzhledem k potřebě
na tvorbu biomasy v minimu, ale spolupůsobí i vliv dalších faktorů (mimo jiné celého iontového
složení vody);
chemická analýza neposkytuje vlastně údaje o tom, jak jsou přítomné biogenní prvky skutečně
biologicky využitelné.
7
- 240 Testy
trofického potenciálu i přes značný očekávaný přínos nenašly zatím širší uplatnění v praxi. Překážkou
v jejich používání je v prvé řadě pracovní náročnost a nejasná interpretace. Hodnoty trofického
potenciálu naměřené in vitro se běžně o dva až i tři řády liší od hodnot zjišťovaných na lokalitách,
z nichž byly vzorky k testům odebrány. Test sice poskytuje čísla umožňující vzájemné porovnávání
výsledků z různých lokalit, jeho přínos by však byl podstatně větší, kdyby současně poskytl i podklady
pro odhad, kolik se ze stanoveného trofického potenciálu může realizovat v konkrétních podmínkách
testované lokality. Základní metodika je popsána ve standardním řasovém testu toxicity dle ČSN EN
ISO 8692, interpretace výsledků za účelem stanovení trofie však není triviální.
Hodnocení podle koncentrace biomasy in situ
Tato metoda má velké množství uživatelů a zastánců. Hlavním argumentem je fakt, že odráží skutečně
realizovanou odezvu na konkrétní množství biodostupných živin. Nárůst biomasy fotoautotrofních
organizmů je jistě vizuálně nejnápadnější důsledek nežádoucího přísunu živin. Nemusí se projevit vždy,
zpravidla se však ve větším nebo menším měřítku (a dříve nebo později) skutečně projeví. Z toho tedy
vyplývá určitá možnost řízení projevů eutrofizace. Podle charakteru (fyzické struktury, hydrologického
režimu) lokality může vyúsťovat v alespoň rámcově řízenou podporu růstu makrofyt, fytoplanktonu,
fytobentosu, či dalších výše zmíněných forem.
Běžně používané parametry pro kvantifikaci biomasy (koncentrace chlorofylu, počty buněk a objemová
biomasa) jsou však mezi sebou přepočítatelné jen omezeně. Slabým místem tedy zůstává vlastní
metodika kvantifikace biomasy. Například u fytoplanktonních společenstev je objemová biomasa
založena na proměřování objemů řasových buněk, které je i při zavedení moderních technik měření
časově velmi náročné a má i některé interpretační problémy. V mnohých hydrobiologických projektech
základního i aplikovaného výzkumu bývá proto nezřídka nahrazováno rychlejším a přesnějším
analytickým stanovením koncentrace chlorofylu a.
Problematickou stránkou je u tohoto ukazatele jeho proměnlivý obsah v biomase, kolísající podle
růstových podmínek až v rozpětí jednoho dekadického řádu. Velmi problematické je zejména zavádění
této substituce do modelových rovnic, kterými má být vystižena závislost růstové rychlosti na
koncentraci řasové biomasy v různých podmínkách limitace růstu světlem a živinami. Legislativně je
možnost kvantifikace biomasy podpořena několika normami.
TROFIE A DRUHOVÁ DIVERZITA
Čtvrtý aspekt – hodnocení trofie dle změn v druhovém složení společenstev je dobré posoudit ze
dvou pohledů:
podle toho, jak se vlivem různé trofie mění druhové složení (diverzita) společenstev;
podle toho, jak lze změn v druhovém složení využít pro bioindikaci míry trofizace v rámci
monitoringu ekologického stavu vod.
Pro hodnocení trofie povrchových vod využíváme společenstva:
fytoplanktonu;
fytobentosu;
vodních makrofyt.
Dosavadní zkušenosti z eutrofizovaných toků nenasvědčují tomu, že by eutrofizace měla za následek
pokles indexu diverzity fytoplanktonu. Při mírném zvýšení nabídky živin nemusí být biodiverzita,
posuzovaná počtem druhů, ještě snížena, spíše naopak druhová pestrost společenstva často vzrůstá
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 241 a
mohou se ve vodě objevit druhy v přírodě jinak vzácné či dokonce zařaditelné mezi ohrožené. Příkladem
může být řeka Morava před soutokem s Dyjí. Nicméně tento ještě únosný (či dokonce – alespoň
v některých případech – vítaný) stav může být snadno překročen. V eu-polytrofním prostředí dochází
ke stírání rozdílů v druhové skladbě původně co do biodiverzity výrazně rozrůzněných biotopů. Na
složení planktonu se pak sice stále podílí poměrně velký počet druhů, jde však o druhy ekologicky nevyhraněné
s podobným zastoupením ve všech eutrofizovaných tocích. Tím také ubývá míst vhodných
k udržení vzácných a ohrožených druhů. Právě změny v druhovém složení společenstev jak fytoplanktonu,
tak fytobentosu či makrofyt dokladují, jak velký odklon od původního stavu způsobila trofizace
(znečištění vod živinami), a které lze tedy účelně využít v rámci monitoringu ekologického stavu vodních
ekosystémů.
U stojatých vod má hodnocení trofie – konkrétně jezer – pomocí společenstev fytoplanktonu velmi
dlouhou tradici. U tekoucích vod se z praktických a interpretačních důvodů realizují analýzy bentických
společenstev. Zásady pro to jsou zakotveny v nedávno vyšlé Water Framework Directive (60/2000/
EEC) Evropské unie. Její vydání dosvědčuje, jak velký význam se biologickému monitoringu připisuje.
Přitom právě trofizace patří ke stresorům, pro které jsou řasy, rozsivky, sinice a vodní makrofyta nejvhodnějšími
indikátory.
Legislativně je problematika hodnocení ekologického stavu lokalit a tedy i trofie pomocí společenstev
fytobentosu a fytoplanktonu ošetřena normami Biologický rozbor – Stanovení biosestonu ČSN 75
7712, ČSN (TNV) 757717. Kromě ČSN 75 7715, která hodnotí bioindikační potenciál celého společenstva,
je k hodnocení ekologického stavu vody v EU i v ČR k dispozici také ČSN EN 13946 (75 7707) Jakost
vod – Návod pro rutinní odběr a úpravu vzorku bentických rozsivek z řek a dále ČSN EN 14407 (75 7722)
Jakost vod – Návod pro identifikaci a kvantifikaci bentických rozsivek z vodních toků a pro interpretaci
dat.
Kromě společenstev fytobentosu a fytoplanktonu jsou pro hodnocení trofie použitelná také vodní
makrofyta, která jsou významnou složkou vodních ekosystémů, a mohou být použita ke sledování
a hodnocení jejich ekologického stavu.
Užití makrofyt jako ukazatelů ekologického stavu tekoucích vod je založeno na skutečnosti, že určité
druhy či skupiny druhů jsou indikátory specifických typů tekoucích vod a antropogenní zatížení
ovlivňuje druhové složení společenstva. Dalším důvodem vhodnosti použití makrofyt ke sledování
ekologického stavu je také to, že jsou snadno pozorovatelná a většinou determinovatelná pouhým
okem nebo s použitím lupy. Nejen přítomnost, ale také absence makrofyt na stanovišti má indikační
hodnotu. Ne vždy však lze nepřítomnost makrofyt hodnotit jako důsledek trofických poměrů. Nedostatek
makrofyt je také charakteristický pro určité typy biotopu tekoucích vod. Například v hlubších
vodních tocích mohou makrofyta chybět z důvodu limitujících podmínek, kterými jsou hloubka vody,
světelné podmínky, rychlost proudění, turbidita aj. Postup využití makrofyt pro indikaci hodnocení
ekologického stavu lokalit a trofie je uveden v CSN EN 14184 (75 7721).
INDIKACE DLE RYBÍHO SPOLEČENSTVA
Možnosti využití těchto metod v našich podmínkách jsou velmi omezené, protože velká většina rybí
obsádky v tocích střední Evropy je umělá, a tedy nevhodná pro bioindikaci. Výjimkou jsou hodnocení
plůdkových společenstev v tekoucích vodách (Metodika MŽP ČR – Jurajda a kol. 2006). V zahraničí, především
v USA, Kanadě a i jinde, kde je zákonem přísně regulováno umělé vysazování ryb, jsou metody
indikace podle rybí obsádky velmi rozšířené.
7
- 242 Biotická
integrita rybího společenstva
Schopnost přírodního vodního systému udržet vyrovnané společenstvo je nejlepším indikátorem
jeho zdraví (Karr 1981). Použití biologických společenstev jako indikátorů této vyrovnanosti umožňuje
detekci senzitivních změn způsobených celou řadou faktorů. Index biotické integrity („Index of biotic
integrity“ – IBI) představuje ekologický přístup k biomonitoringu, který inkorporuje vícerorozměrné
atributy rybího společenstva do složeného indexu predikujícího kvalitu vodu. Biotická integrita je pak
definována jako „...schopnost vodního ekosystému podporovat a udržovat rovnovážné, integrované,
adaptivní společenstvo organizmů, které má druhové složení, diversitu a funkční organizaci srovnatelnou
s přírodními habitaty regionu“ (Karr a Dudley 1981). Strukturální složky IBI zahrnují druhovou
bohatost, habitatové guildy, a počty individuí (Simon a Lyons 1995). Funkční složky se skládají z potravních
a trofických kategorií, reprodukčních indexů, environmentální tolerance a individuálního stresu
a skupinové kondice (Simon a Lyons 1995). Každý znak rybího společenstva nebo metrický údaj je nakalibrován
na minimálně ovlivněné podmínky referenčního území. Referenční podmínka je definována
jako tok v oblasti s minimálními antropogenními disturbancemi. Určení numerického IBI skóre je potom
založeno na složené hodnotě vzniklé součtem každé z individuálních metrických hodnot (Tab. 75)
a porovnání, zdali se testovaná lokalita liší podstatně nebo minimálně od referenční (Lydy a kol. 2000).
Tab. 75. Modifikované metrické hodnoty a skórující kritéria použitá pro hodnocení IBI v Little Arkansas River Basin
(Lydy a kol. 2000). Pozn.:* DELT = deformity, léze, nádory aj.
Skóre
5 3 1
Druhová bohatost a složení
1. celkový počet druhů kolísá podle povodí
2. počet druhů kaprovitých ryb ≥ 5 3–4 ≤ 2
3. počet druhů okounovitých ryb ≥ 3 2 ≤ 1
4. počet druhů bentofágů ≥ 3 2 ≤ 1
Tolerance
5. počet senzitivních druhů ≥ 4 2–3 ≤ 1
6. % individuí rodu slunečnice (Lepomis) < 15 % 15–30 % > 30 %
Trofické gildy
7. % individuí detritovorů < 15 % 15–30 % > 30 %
8. % individuí bentofágů > 40 % 20–40 % < 20 %
9. % individuí karnivorů > 10 % 20–40 % < 5 %
Abundance
10. relativní počet individuí kolísá podle povodí
Reprodukční gildy
11. % individuí jednotlivých litofilů > 15 % 8–15 % < 8 %
Individuální zdraví a kondice
12. % individuí s DELT* < 0,1 % 0,1–1,3 % > 1,3 %
I N D I K A C E Z N E Č I Š T Ě N Í ( J A K O S T I ) A E K O L O G I C K É H O S T A V U K O N T I N E N T Á L N Í C H V O D
- 243 MONITORING
EKOLOGICKÉHO STAVU VODNÍCH TĚLES A JAKOSTI VODY
V ČESKÉ REPUBLICE
Monitoring, jehož zásady jsou dány instrukcemi Ministerstva životního prostředí (http://www.mzp.cz/
cz/hodnoceni_stavu_vod – 2010), slouží ke sledování stavu povrchových a podzemních vod. Výsledky
a vyhodnocení monitoringu slouží k návrhu opatření s cílem dosáhnout dobrého stavu vod, popř. dobrého
ekologického potenciálu. Monitoring je také nástrojem kontroly účinnosti provedených opatření.
Většina vodních těles je monitorována v souladu se Směrnicí Evropského parlamentu a Rady 2000/60/
ES ustavující rámec pro činnost Společenství v oblasti vodní politiky (dále jen Rámcová směrnice – WFD
EU). V povrchových vodách se sleduje chemický stav (tzv. prioritní látky) a ekologický stav (biologické
složky, hydromorfologie a některé fyzikálně chemické a chemické parametry). U podzemních vod se
sleduje stav zásob a chemizmus.
Hodnocení stavu vod
Hodnocení hydromorfologického stavu vod
Hodnocení je založeno na principu přidělování bodů (skóre) jednotlivým parametrům, hodnocených
podle jejich vlivu na hydromorfologickou kvalitu toku. Vstupními daty jsou výsledky terénního
monitoringu podle metodiky HEM (Langhammer 2007), u některých ukazatelů doplněné o charakteristiky
zjištěné z datových podkladů. Skórování je u většiny ukazatelů založeno na hodnocení četnosti
nebo rozsahu výskytu jednotlivých hodnocených forem úprav prostředí toku a nivy. Hodnocení je založeno
na hierarchickém principu – základní hodnocení probíhá na jednotlivých mapovaných úsecích,
ze kterých je odvozena hodnota pro daný vodní útvar.
Základní vstupní data pro hodnocení představují výsledky terénního mapování podle metodiky
HEM (Langhammer 2007), zaznamenané v mapovacích formulářích, doplněné u dvou ukazatelů o vybrané
datové podklady. Vedle výsledku mapování pro hodnocení změn trasy koryta jsou dále použity
historické mapy II. vojenského mapování z let 1832–54, zachycující období před nástupem industriální
revoluce. Mapy jsou k dispozici on-line na serveru www.mapy.cz. Pro vyhodnocení variability průtoků
jsou použita hydrologická data z databáze ČHMÚ.
Hodnocení je založeno na souboru ukazatelů. Koryto a trasa toku: upravenost trasy toku, podélná
průchodnost koryta, variabilita šířky koryta, variabilita zahloubení v podélném profilu, variabilita hloubek
v příčném profilu. Dno: struktury dna, dnový substrát, upravenost dna, mrtvé dřevo v korytě.
Břeh a inundační území: upravenost břehu, břehová vegetace, využití příbřežní zóny, využití údolní
nivy. Proudění a hydrologický režim: charakter proudění, ovlivnění hydrologického režimu, variabilita
proudění, průchodnost inundačního území.
Principy hodnocení stavu vodních útvarů
Metodika pro hodnocení stavu vodních útvarů popisuje základní principy a postup hodnocení stavu
vodních útvarů, a to na základě hodnocení stavu vod v jednotlivých monitorovacích místech. Vychází
proto z jednotlivých metodik zpracovaných, projednaných a schválených MŽP v předchozím období
a současně i schváleného Rámcového programu monitoringu a současných návrhů programů monitoringu
v souladu s Metodickým pokynem pro monitorování vod z roku 2006.
Typologie tekoucích vod
Typologie vod je založena na hranicích hydroekoregionů, nadmořské výšce a řádu toku. Výsledná
typologie zahrnuje 35 typů tekoucích vod pro Českou republiku.
7
- 244 ARROW
– referenční podmínky a hodnocení
Vzhledem k požadavkům WFD EU na dosažení dobrého stavu vod je nezbytná schopnost vyhodnotit
referenční a reálný stav a tuto informaci využít v procesu rozhodování. V souladu s tímto požadavkem
je hlavním nástrojem produkt ARROW, který vytváří modely hodnocení stavu vod a zařazuje toky do
tříd dle principů a požadavků WFD EU.