Martina Hortvíková

MASARYKOVA UNIVERZITA PŘÍRODOVĚDECKÁ FAKULTA ÚSTAV BOTANIKY A ZOOLOGIE

PREDAČNĚ-DISTURBAČNÍ EFEKT

BLEŠIVCE POTOČNÍHO NA

POČETNOST LAREV DVOUKŘÍDLÝCH

V PRAMENNÉM BIOTOPU

Diplomová práce

Martina Hortvíková

Vedoucí práce: Mgr. Vít Syrovátka, Ph.D. Brno 2016 Bibliografický záznam

Autor: Bc. Martina Hortvíková Přírodovědecká fakulta, Masarykova univerzita Ústav botaniky a zoologie

Název práce: Predačně-disturbační efekt blešivce potočního na početnost larev dvoukřídlých v pramenném biotopu

Studijní program: Chemie

Studijní obor: Učitelství chemie pro střední školy

Učitelství biologie pro střední školy

Vedoucí práce: Mgr. Vít Syrovátka, Ph.D.

Akademický rok: 2015/2016

Počet stran: 61+6

Klíčová slova: Blešivec potoční, Gammarus fossarum, predace, prameništní slatiniště, prameniště, minerotrofní gradient, pH, Chironomidae, Ceratopogonidae, Atrichopogon, Oligochaeta, obsah střeva

Bibliographic Entry

Author Bc. Martina Hortvíková Faculty of Science, Masaryk University Department of Botany and Zoology

Title of Thesis: Predator-disturbance effect of Gammarus fossarum on the abundance of Diptera larvae at a spring biotope

Degree programme: Chemistry

Upper Secondary School Teacher Training in Field of Study: Chemistry

Upper Secondary School Teacher Training in Biology

Supervisor: Mgr. Vít Syrovátka, Ph.D.

Academic Year: 2015/2016

Number of Pages: 61+6

Keywords: Gammarus fossarum, predation, spring fens, minerotrophic gradient, pH, Chironomidae, Ceratopogonidae, Atrichopogon, Oligochaeta, gut content

Abstrakt

Prameniště jsou vodní biotopy s relativně stálými podmínkami prostředí a s vysokou diverzitou společenstev vodních bezobratlých živočichů. Druhové složení těchto pramenných biotopů se mění podél gradientu minerální bohatosti, který je dán především vlastnostmi substrátu a chemismem vody. Blešivec potoční Gammarus fossarum (Koch 1835) se na bazických prameništích vyskytuje v obrovských abundancích, naopak v kyselých lokalitách zcela chybí. Obdobně se podél tohoto minerotrofního gradientu mění druhové složení společenstva pakomárovitých (Diptera: Chironomidae), což je druhově nejbohatší skupina hmyzu na prameništích. Některé druhy pakomárů, které si staví přenosné schránky z anorganického materiálu, žijí pouze na bazických prameništích. Tedy tam, kde blešivec potoční dosahuje nejvyšších abundancí. Jedním z možných vysvětlení této druhové změny společenstva pakomárovitých by mohl být predační nebo disturbační tlak blešivce na minerálně bohatých prameništích a s tím související ústup některých pakomárovitých do kyselejší části gradientu. Cílem této diplomové práce je vyhodnotit vliv blešivce potočního na početnost larev dvoukřídlých (zejména pakomárů) v pramenném biotopu pomocí terénního manipulačního experimentu připraveného během mé bakalářské práce. V rámci tohoto experimentu byly na lokalitu, kde se blešivec přirozeně nevyskytuje, nainstalovány kruhové klece, do nichž byli vloženi blešivci v počtech, které odpovídají jejich běžné denzitě na bazických lokalitách. Po 4 týdnech expozice byly odebrány a následně v laboratoři analyzovány vzorky makrozoobentosu a byl otestován efekt blešivce na početnost nejhojnějších taxonomických skupin pomocí zobecněných lineárních modelů (GLM) s negativně binomickým rozdělením. Nejsilnější efekt blešivce byl pozorován u larev pakomárců rodu Atrichopogon, kteří byli zároveň i tím nejpočetnějším taxonem na lokalitě. Jejich početnost klesla v experimentální skupině s blešivcem na polovinu. Slabší efekt blešivce byl pak zaznamenán u máloštětinatých červů (třetí nejpočetnější skupina), kdežto u larev pakomárů (druhá nejpočetnější skupina) statisticky významný efekt blešivce pozorován nebyl. Protože predace pakomárů blešivcem nebyla prokázána terénním experimentem ani mikroskopickou analýzou střev vybraných experimentálních jedinců, byl proveden ještě laboratorní experiment, kde bylo jednomu blešivci nabídnuto vždy 5 larev pakomárů jako kořist. Tento ex situ experiment potvrdil, že blešivec potoční dokáže predačně velmi efektivně redukovat počty pakomárů (minimálně v laboratorních podmínkách), když během 24 hodin pozřel všech 5 larev téměř ve všech opakováních. Tato práce dokládá, že blešivec potoční může působit silným predačním tlakem na podstatnou část společenstva makrozoobentosu na prameništích. Je tedy možné, že se takto podílí na změně jeho druhového složení podél minerotorfního gradientu.

Abstract

Spring areas are aquatic habitats with relatively stable environmental conditions and a high diversity of aquatic invertebrate assemblages. The species composition of these spring biotopes reflects a gradient of mineral richness, which is determined mainly by bedrock and water chemistry. Gammarus fossarum (Koch 1835) is found in base-rich springs in huge densities, however, it is absent from acidic habitats. Similarly, the species composition of chironomid assemblages (Diptera: Chironomidae), which is a group with the highest species richness present in spring areas, changes along this minerotrophic gradient. Larvae of some chironomid species found in base- rich springs build portable cases from inorganic material. Such unusual protective cases might be an adaptation to predatory or disturbance effect of Gammarus fossarum, who reaches highest densities at the same sites. The objective of this thesis is to evaluate the influence of Gammarus fossarum on the abundance of Diptera larvae (especially Chironomidae) in a spring biotope by a field manipulation experiment prepared with my bachelor thesis. Within this experiment, circular cages were installed in the locality where Gammarus fossarum is not present naturally. Gammmarus fossarum was introduced into these cages in quantities that correspond to their usual density in base-rich locations. After four weeks of exposition samples of macrozoobenthos were taken and analysed for the effect of Gammarus fossarum on the number of the most abundant taxonomic groups using generalised linear models (GLM) with negative binomial distribution. The strongest effect of Gammarus fossarum was observed in the larvae of Atrichopogon, the most abundant taxon at the locality. In average, its abundance halved in the experimental group with Gammarus fossarum. A weaker effect of Gammarus fossarum was observed in Oligochaeta, (the third most abundant group), while no statistically significant effect was observed in chironomid larvae (the second most abundant group). Because neither the field experiment nor microscopic gut content analysis of selected experimental individuals proved the predation of Chironomidae by Gammarus fossarum, an additional laboratory experiment was executed. Five larvae of Chironomidae were offered to each Gammarus fossarum as prey. This ex situ experiment confirmed that Gammarus fossarum can very efficiently reduce the number of Chironomidae by predation (at least in laboratory conditions), as all 5 larvae were consumed within 24 hours in almost all repetitions. This thesis demonstrates that Gammarus fossarum can exert a strong predatory pressure on a substantial part of benthic assemblages in springs. It is therefore possible that Gammarus fossarum is involved in the change of the species composition along the minerotrophic gradient.

Poděkování

Velké děkuji patří Víťovi Syrovátkovi za trpělivost a vstřícnost, pomoc se zpracování dat, odborné vedení a cenné rady, které mi pomohly při vypracování diplomové práce a za veškerý čas, který mi věnoval. Dále chci poděkovat Zuzce Lizoňové, Aničce Šímové, Ondrovi Fikarovi a Tomáši Peterkovi za pomoc v terénu. Děkuji také své rodině za podporu během studia.

Prohlášení

Prohlašuji, že jsem svoji diplomovou práci vypracovala samostatně s využitím informačních zdrojů, které jsou v práci citovány.

Brno 2. května 2016 ……………………………… Martina Hortvíková Obsah

1. ÚVOD ...... 13

1.1. Pramenné biotopy ...... 13

1.2. Charakteristika druhu blešivce potočního ...... 15

1.3. Rozšíření a habitatové nároky blešivce potočního ...... 16

1.4. Potravní nároky blešivce potočního ...... 18

1.5. Chironomidae na slatiništích ...... 20

1.6. Pakomárci rodu Atrichopogon ...... 21

2. MATERIÁL A METODIKA ...... 22

2.1. Terénní manipulační experiment ...... 22

2.2. Popis studované lokality ...... 22

2.3. Design klecí ...... 25

2.4. Instalace klecí ...... 26

2.5. Odběr a zpracování vzorků...... 27

2.6. Pitva ...... 29

2.7. Laboratorní experiment ...... 29

2.7.1. Design laboratorního experimentu ...... 30

2.8. Hodnocení dat ...... 31

3. VÝSLEDKY ...... 33

3.1. Terénní manipulační experiment ...... 33

3.1.1. Proměnné prostředí ...... 33

3.1.2. Taxonomické složení společenstva ...... 33

3.1.3. Efekt blešivce ...... 35

3.2. Pitva ...... 41

3.3. Laboratorní experiment ...... 41

4. DISKUSE ...... 43

4.1. Terénní manipulační experiment ...... 43

4.2. Pitva ...... 45

4.3. Laboratorní experiment ...... 46

5. ZÁVĚR ...... 47

6. DIDAKTICKÁ ČÁST ...... 49

7. LITERATURA ...... 51

PŘÍLOHA

1. ÚVOD

Předkládaná diplomová práce úzce navazuje na práci bakalářskou

(HORTVÍKOVÁ 2014), ve které jsem pomocí informací z literatury a pilotního experimentu připravila design finálního terénního experimentu, jehož cílem bylo otestování vlivu blešivce potočního (Gammarus fossarum Koch 1935) na společenstvo larev pakomárů na pramenném biotopu. Tato diplomová práce se zaměřuje na provedení a vyhodnocení tohoto terénního experimentu. Samotné vyhodnocení zahrnuje: 1) přebrání 24 odebraných vzorků makrozoobentosu a spočítání larev těch nejvíce abundantních čeledí dvoukřídlých (Diptera) a blešivců, 2) statistickou analýzu vlivu blešivce na zjištěnou abundanci dvoukřídlých spolu s vyvozením závěru o síle vlivu, 3) mikroskopickou analýzu střev vybraných jedinců blešivce pro možné potvrzení predace dvoukřídlých blešivcem. Bohužel však výsledky této analýzy nepotvrdily ani nevyvrátily predační efekt blešivce. Proto jsem se rozhodla provést ještě jednoduchý laboratorní experiment, který by predační schopnosti blešivce dostatečně ozřejmil.

1.1. Pramenné biotopy

Prameniště patří mezi ty nejohroženější habitaty v rámci celého evropského kontinentu. Jelikož se jedná o malá území zpravidla na plochách několika málo 2 m (CHYTRÝ et al. 2001), jsou velmi citlivá k sebemenším zásahům způsobených především lidskou činností přímo (eutrofizace, změny v zemědělských postupech) nebo nepřímo (globální oteplování, zvýšené množství polutantů ve vzduchu) (JOOSTEN & CLARKE 2002, HÁJEK et al. 2005,

CANTONATI et al. 2006). I přesto, že ve srovnání s řekami nebo jezery pokrývají prameniště relativně menší plochu, jsou v poslední době atraktivní ve výzkumné oblasti biologie vzhledem k vysokému množství nalezených specialistů a ohrožených druhů (CANTONATI et al. 2006, HÁJEK et al. 2006). Prameniště vznikají na vývěrech podzemních vod a prezentují tak přechod mezi podpovrchovou a povrchovou vodou (HAHN 2000, CHYTRÝ et al. 2001,

KRESIC & STEVANOVIC 2010). Z ekologického hlediska je prameniště (neboli krenon, krenál) členěno na vlastní pramen (eukrenál) a pramennou stružku (hypokrenál). Prameniště jsou relativně stabilní ekosystémy, jejichž fyzikálně- chemické proměnné prostředí (např. teplota vody, pH, konduktivita, obsah kyslíku) během roku jen nepatrně kolísají (VON FUMETTI & NAGEL 2012, VAN DER

KAMP 1995) a jsou charakterizovány především vlastnostmi zdroje podzemní vody (CANTONATI et al. 2006). Prameny se zpravidla dělí do 3 typů na základě morfologie a proudění vody z pramenného vývěru (STEINMAN 1915, KUBÍČEK & ZELINKA 1982). Limnokrén je pramen vyvěrající na povrch a tvořící lentický systém ve formě tůně. Rheokrén je naopak lotický systém, kde podzemní voda vyvěrá pod velkým tlakem a tvoří proudící pramennou stružku. Helokrén je charakterizován jako podzemní voda prosakující skrz vrstvu podloží a vytvářející pramenný mokřad. V této práci je hlavní pozornost věnována prameništním slatiništím, což jsou mokřadní systémy sycené podzemní vodou s ukládáním uhlíku do organogenních sedimentů. Vegetace je tvořena hlavně rašeliníky a mechy, tedy rostlinami adaptovanými na trvalý nadbytek vody (CHYTRÝ et al 2001). Typické pro slatiništní biotopy je postupná změna podmínek prostředí, které vytvářejí rozmanitou typologii ekologických gradientů (KŘOUPALOVÁ 2014). Mezi ty nejznámější a nejlépe prostudované gradienty, díky popisu změn ve vegetačním složení, patří: 1) hydrologický gradient, který hodnotí rašeliniště podle způsobu, jakým jsou zásobeny vodou (ombrotrofní - srážková voda, minerotrofní - podzemní voda) (WEBER 1902), 2) trofický gradient dělící rašeliniště podle přístupnosti živin na eutrofní, mesotrofní a oligotrofní

(WHEELER & PROCTOR 2000) a 3) gradient minerální bohatosti od vápnitých slatinišť po kyselá vrchoviště (MALMER 1986, HÁJEK et al. 2006, HÁJEK &

HÁJKOVÁ 2007). Podél tohoto gradientu minerální bohatosti se díky měnícímu se vegetačnímu složení dělí pramenná slatiniště do 5 kategorií (HÁJEK et al.

2006, HÁJEK & HÁJKOVÁ 2007):  vápnitá se srážením pěnovce,  extrémně (minerálně) bohatá bez srážení pěnovce,  s kalcitolerantními rašeliníky (minerálně středně bohatá),

 mírně bohatá,  přechodová (minerálně chudá) slatiniště.

Tento gradient minerální bohatosti (tzv. poor-rich gradient) je nejspíše hlavním faktorem, který ovlivňuje složení a druhovou bohatost společenstva prameništních slatinišť. Je určován hlavně změnou pH (BREHM & MEIJERING 1982) a koncentrace vápenatých iontů, ale také ostatních minerálů (např. hořčík a železo) a dalších makroelementů (draslík, fosfor a amoniakální dusík)

(WHEELER & PROCTOR 2000). V Západních Karpatech byly změny ve složení společenstev podél gradientu minerální bohatosti zaznamenány nejen u cévnatých rostlin, mechů a rozsivek (POULÍČKOVÁ et al. 2001, HÁJEK et al. 2002,

HÁJEK et al. 2006, FRÁNKOVÁ et al. 2009), ale také u krytenek, vířníků, opaskovců, měkkýšů a dvoukřídlých (HORSÁK & HÁJEK 2003, HORSÁK et al.

2006, OPRAVILOVÁ & HÁJEK 2006, BOJKOVÁ et al. 2011, HÁJKOVÁ et al. 2011,

SYROVÁTKA et al. 2012, OMELKOVÁ et al. 2013). Protože se však podél tohoto gradientu spolu s chemismem vody komplexně mění i celý charakter prostředí, a to hlavně substrátu, není možné přesně určit, zda hlavním důvodem výměny druhů podél gradientu minerální bohatosti je chemické složení vody, vlastnosti substrátu, nebo obojí (SYROVÁTKA et al. 2012, OMELKOVÁ et al. 2013).

1.2. Charakteristika druhu blešivce potočního

Blešivec potoční je vodní korýš s rozlišenými končetinami (Amphipoda) patřící do čeledi Gammaridae. Laterálně zploštělé tělo nese na hrudních článcích 7 párů končetin. První a druhý pár jsou klešťovité gnathopody na konci rozšířené s velkým drápkem (k uchopení a zpracování potravy). Zbývajících 5 párů hrudních končetin je kráčivých (pereiopody) s žaberními výběžky a u samic s oostegity tvořící marsupium. Na zadečku je dalších 6 párů končetin - první 3 páry jsou pleopody (plovací nožky) a zbývající tři páry se nazývají uropody (skákací nožky). Pohybuje se pomocí pereiopodů nebo pleopodů, přičemž tělo leží na boku. Při pohybu po substrátu se blešivec odstrkuje od podkladu pomocí pereiopodů, ve vodním sloupci se pohybuje rychlým kmitáním prvních tří párů pleopodů (LELLÁK et al. 1982).

1.3. Rozšíření a habitatové nároky blešivce potočního

Blešivec potoční je široce rozšířeným druhem východní a centrální Evropy, který byl zaznamenán ve Francii, východní Belgii, Lucembursku, jižní části Nizozemska, středním a jižním Německu, jižním Polsku, České republice, Slovensku, Rakousku, Švýcarsku, severní Itálii, Jugoslávii, Maďarsku,

Rumunsku, Bulharsku, Řecku a v severní části Malé Asie (více NIJSSEN 1963,

GOEDMAKERS 1972, KARAMAN & PINKSTER 1977, GOEDMAKERS 1981). Je rozšířen na celém území České republiky (obr. 1) a vyskytuje se v prostředí málo znečištěném, proto jej můžeme zařadit mezi bioindikátory kvality vody (GOEDMAKERS 1981, LANG et al. 2003). Specializuje se na prameniště, horské potoky a říčky, kde osidluje především horní části toků s menším proudem (např. NIJSSEN 1963, HAHN 2000, PÖCKL et al. 2003, MEZEK et al.

2010, STOFFELS et al. 2011, MAYER et al. 2012), kde dochází k přirozené sedimentaci rostlinného opadu a jiných zbytků rostlin (ANDERSON & SEDELL

1979, LELLÁK et al., 1982). Nejvyšších abundancí dosahuje na bazických prameništích. Jedná se o druh oligostenotermní (GOEDMAKERS 1981, BERACKO et al. 2012). Z dolních částí toků je vytlačován jinými druhy rodu Gammarus (G. pulex Linnaeus 1758, G. roeseli Gervais 1835) (NESEMANN et al. 1995). Pokud však koexistuje s těmito druhy, objevuje se v místech s největší rychlostí proudu

(KARAMAN & PINKSTER 1977, PÖCKL 1995). Velmi důležitá je pro něj nižší teplota vody, která pozitivně ovlivňuje jeho

život, reprodukci a růst (BERACKO et al. 2012). MACNEIL et al. (1997) a PEETERS

& GARDENIERS (1998) zmiňují ještě i jiné faktory, jako je salinita, kyslík a pH vody.

Obr. 1: Zaznamenaný výskyt blešivce potočního na území České republiky. Převzato z: http://hydro.chmi.cz/isarrow/objects.php?objekty_biodata=1&taxon=Gammarus%20fossarum (URL 1)

Blešivec potoční patří mezi druhy citlivé na kyselé prostředí (RADDUM &

SKJELKVALE 2001, SMITH 2001, SIMČIČ & BRANCELJ 2006). Jeho pH optimum je v rozmezí 7 – 9 (SCHRIMPFF & FOECKLER 1985b, PÖCKL 1995, SIMČIČ & BRANCELJ

2006). BREHM & MEIJERING (1982) a VANGENECHTEN et al. (1989) uvádějí, že při pH 6 – 5 se blešivec potoční vyskytuje velmi vzácně a pH hodnoty nižší než 5 jsou pro jeho život kritické. Podle studie autorů DANGLES & GUÉROLD (2000) je blešivec potoční ještě schopen v prostředí o pH 6 přijímat potravu. Pokud je však vystaven prostředí o pH 4,9, kompletně ztrácí schopnost požírat potravu. Větší míra úmrtnosti vzhledem ke zvyšování acidity je způsobena především nárůstem koncentrací volných vodíkových iontů (BREHM & MEIJERING 1982). To vede k větší spotřebě kyslíku, následnému zhroucení metabolismu a nakonec ke smrti organismu (SIMČIČ & BRANCELJ 2006). Z biochemického hlediska zapříčiňuje stres ve formě acidifikace prostředí: 1) selhání iontově-regulačního systému, 2) posun acidobazické rovnováhy, která úzce souvisí s inhibicí zpětného vychytávání iontů z prostředí a 3) poruchu respiračního systému

(MEINEL et al. 1985, FELTEN & GUÉROLD 2001). Podobně byla popsána intolerance ke kyselému prostředí např. u ryb (více MEINEL et al. 1985).

Prodloužit přežití blešivce v prostředí s nízkým pH je možné zvýšením koncentrace Na+ iontů. Ty regulují koncentraci kyselých H+ iontů. Tento efekt sodných iontů je pak zvláště patrný, pokud je zvýšena také koncentrace Cl- iontů. Podobný vliv jiných kationtů (např. K+, Mg2+ a Ca2+) se nepodařilo prokázat (MEINEL et al. 1985, VANGENECHTEN et al. 1989).

1.4. Potravní nároky blešivce potočního

V České republice žije 5 druhů z čeledi Gammaridae. Jedná se o tyto druhy: Gammarus fossarum, Gammarus roeselii, Dikerogammarus villosus Sowinsky

1894, Gammarus pulex a Gammarus lacustris Sars 1863 (KARAMAN & PINKSTER 1977, URL 2). Mezi sebou se liší potravními nároky. Dikerogammarus villosus patří (spolu s Dikerogammarus haemobaphes Eichwald 1841 a Pontogammarus robustoides Sars 1894) k největším predátorům řádu Amphipoda a je označován jako „killer shrimp“, protože jeho potravní strategie je podobná malé bentické rybě (DICK & PLATVOET 2000). Tito tři zmínění zástupci jsou silnými invazními druhy a jsou velkými konkurenty druhům domácím (BACELA-SPYCHALSKA & VAN DER VELDE 2013). Mají větší potravní nároky než původní druhy, což může vést k rychlému růstu populace těchto cizích druhů a k vytlačení původních a méně konkurenceschopných zástupců (DICK et al. 1993, VAN RIEL et al. 2007,

PLATVOET et al. 2009, STOFFELS et al. 2011), jako je např. blešivec potoční

(BACELA-SPYCHALSKA & VAN DER VELDE 2013). Tradičně jsou druhy rodu Gammarus známí především jako tzv. „kouskovači“

(shredders) (SCHRIMPFF & FOECKLER 1985a, KELLY et al. 2002, BERACKO et al.

2012, BACELA-SPYCHALSKA & VAN DER VELDE 2013). To znamená, že se živí odumřelou rostlinnou tkání (nejčastěji opadem listí a detritem), kterou rozdělí na menší části. Tyto kousky jsou pak zpracovány jinými vodními bezobratlými, např. pošvatkami (Plecoptera). Tím tedy výrazně přispívají k celkovému koloběhu živin ve vodních ekosystémech (PENNAK 1989). Jejich ústní ústrojí je specializované na kouskování měkké tkáně (listová žilnatina zůstává neporušená) (ANDERSON & SEDELL 1979) a větší druhy jsou dokonce schopny roztrhat a pozřít i velké fragmenty listů (ALLAN & CASTILLO 2007). Je také známo,

že blešivci některé listy jedí více, některé méně (KAUSHIK & HYNES 1971, GRACA

2001, ALLAN & CASTILLO 2007). To je dáno nejspíše charakteristikou listu, např. tuhostí, výživovou hodnotou, množstvím sekundárních metabolitů (pravděpodobně se tvoří při napadení rostliny (Rosenthal & Berenbaum 1979)) a mírou ovlivnění listu mikroorganismy (Graca 2001, Allan & Castillo 2007). Nutriční kvalita listu je úzce spjata s mikroorganismy na jeho povrchu. Jedná se především o houby a bakterie, které velkou měrou přispívají k rozkladu listu

(ALLAN & CASTILLO 2007). KAUSHIK & HYNES (1971) uvádějí, že blešivec upřednostňuje listy kolonizované mikroorganismy před listy, u kterých byl růst mikroorganismů inhibován antibiotiky. Z několika možných vysvětlení jsou tyto dvě nejvýznamnější (Bärlocher & Kendrick 1975): a) blešivec profituje z působení hub na povrchu listu b) blešivec se živí houbami.

Na druhou stranu laboratorní studie ukazují, že blešivci mohou být agresivní vůči stejnému druhu s poměrně běžným výskytem kanibalismu a predace na makrozoobentosu (DICK et al. 1993, PÖCKL 1995; MACNEIL et al. 1997, KELLY et al. 2002), i když jsou přítomny alternativní zdroje potravy (rostlinný materiál)

(KELLY et al. 2002, VALLENDUUK & MOELEKER 2012). To by mohlo naznačovat, že rozpadající se listí samo o sobě plně neuspokojuje nutriční požadavky blešivců a proto konzumace živočišné tkáně může být výhodnější než tlející listí

(FELTEN et al. 2008). Mělo by se tedy přistupovat k blešivci jako k všežravci, který využívá celou řadu potravních strategií ke zvýšení své fitness (CRUZ-

RIVERA & HAY 2000). Důležitý faktor, který ovlivňuje potravní strategii blešivců, je jejich velikost těla. S rostoucí velikostí těla je jedinec schopen pozřít větší potravu a také se stupňuje jeho predační chování (FELTEN et al. 2008, HELLMANN et al. 2013). Ve srovnání se zmíněným D. villosus, D. haemobaphes a P. robustoides jsou blešivci rodu Gammarus menší predátoři, jako např. blešivec potoční (BACELA-

SPYCHALSKA & VAN DER VELDE 2013). Při experimentu obsahoval trávicí trakt blešivce potočního pouze 3 % živočišné tkáně, zatímco u D. haemobaphes a P. robustoides bylo nalezeno 30 % živočišného materiálu.

Nejčastějším zdrojem potravy blešivců rodu Gammarus jsou tedy opravdu spíše rostlinné zbytky (hlavně opad listí), popř. části vegetace ponořené ve vodě (LELLÁK et al.1982, DANGLES & MALMQVIST 2004), které jsou schopni strávit díky amylázám (MACNEIL et al. 1997). Příležitostně však může zkonzumovat i

živočišnou potravu, např. menší bezobratlé (LELLÁK et al. 1982, MACNEIL et al.

1997, FELTEN et al. 2008, BACELA-SPYCHALSKA & VAN DER VELDE 2013).

1.5. Chironomidae na slatiništích

Pakomáři (Diptera: Chironomidae) jsou nejrozšířenější a často nejhojnější skupinou hmyzu sladkých vod (ARMITAGE et al. 1997, HALPERN et al. 2002). Většinu života tráví pakomáři jako larvy, které se vyvíjejí ve vodním prostředí. Larvy jsou malé, eucefální s červovitým tělem. Na předohrudi mají jeden pár panožek a jeden pár pošinek na konci zadečku. Ty jim umožňují relativně pomalý píďalkovitý pohyb. Pro svoji ochranu si obvykle staví rourky nebo schránky, které jsou druhově specifické (HERSHEY 1987, MACCHIUSI & BAKER 1992). Nejčastěji jsou vytvořeny z jemného detritu slepeného pomocí sekretu slinných žláz, přilepené k podkladu, výjimečně mohou být přenosné. Chironomidae jsou druhově jednou z nejbohatších čeledí řádu Diptera s vodními larvami (ORENDT 2000, BIASI et al. 2013). Jedná se o bentické bezobratlé obývající nejrůznější typy vodního (tekoucí i stojaté vody), popř. vlhkého prostředí (půdy, komposty). Můžeme se s nimi setkat na prameništích, kde jsou druhově nejbohatší skupinou hmyzu (SYROVÁTKA et al. 2012). Na rozdíl od blešivců jsou někteří pakomáři schopni žít i v prostředí s nízkým pH (OMELKOVÁ et al. 2013). Podél minerotrofního gradientu se mění druhové složení jejich společenstva

(SYROVÁTKA et al. 2012). Např. pouze na bazických slatiništích se můžeme setkat s některými druhy pakomárů, kteří si staví přenosné schránky z minerálního substrátu (např. Neostempellina thienemanni Reiss 1984,

Stempellina bausei Kieffer 1911) (SYROVÁTKA, ústní sdělení). Tvorba přenosných schránek, u larev pakomárů neobvyklý jev, by mohla představovat adaptaci na vyšší predační nebo disturbační tlak na bazických slatiništích. Protože blešivec dosahuje na bazických slatiništích úctyhodných

20 hustot (desetitisíce jedinců na m2), nabízí se, že by on mohl být představitelem tohoto predačního nebo disturbačního tlaku. Není sice považován za predátora v úzkém slova smyslu, ale při takto vysoké hustotě je představitelné, že by svým pohybem a ochutnáváním všeho kolem sebe mohl společenstvo bezbranných larev pakomárů omezovat či dokonce ohrožovat.

1.6. Pakomárci rodu Atrichopogon

Čeleď Ceratopogonidae (Insecta: Diptera) zahrnuje mnoho druhů malých nematocerních mušek, které jsou rozšířeny po celém světě (SZADZIEWSKI et al. 1997). Larvy rodu Atrichopogon se nacházejí ve stinných vodních habitatech

(SZADZIEWSKI et al. 1995). Hlava je eucefální, tělo je s výrůstky a s nepárovou panožkou na hrudi a pošinkou na konci těla (ROZKOŠNÝ & VAŇHARA 2004).

CUMMINS (1973) je řadí mezi sběrače, kteří se živí FPOM (jemně partikulovanou organickou hmotou).

2. MATERIÁL A METODIKA

2.1. Terénní manipulační experiment

Tato diplomová práce navazuje na bakalářskou práci (HORTVÍKOVÁ 2014), jejímž cílem bylo pomocí rešerše a pilotní studie připravit terénní manipulační experiment, pomocí něhož bych otestovala možný predační nebo disturbační tlak blešivce potočního na společenstvo larev slatiništních pakomárů.

2.2. Popis studované lokality

Pro realizaci experimentu byl vybrán kyselý jižní cíp lokality Obidová a to z toho důvodu, že je dostatečně velký pro umístění 30 vzorků, nevyskytují se zde žádní blešivci a je zde vysoká abundance druhů čeledi Chironomidae. Naměřené pH na Obidové je v průměru 6,1, což podle literatury odpovídá kyselému pH, které je okrajové pro výskyt druhu Gammarus fossarum, ale zároveň při tomto pH je blešivec stále schopen aktivně žrát potravu (DANGLES &

GUÉROLD 2000). Jedná se o přírodní památku vyhlášenou roku 1991 nacházející se v CHKO Beskydy. Leží v Moravskoslezském kraji v katastru obce Krásná pod Lysou horou (obr. 2). Tato přírodní památka má rozlohu asi 7,3 ha a předmětem ochrany jsou zde hlavně unikátní mokřadní ekosystémy, které hostí řadu chráněných a ohrožených druhů rostlin a živočichů. Většina území Přírodní památky Obidová leží v nadmořské výšce asi 750 m n. m., v údolí prameniště Sihelského potoka (URL 5).

Obr. 2: Mapa ČR zobrazující umístění CHKO Beskydy a zvýrazňující oblast PP Obidová (upraveno z https://cs.wikipedia.org/wiki/Beskydy a http://www.cittadella.cz/europarc/index.php?p=mapa&site=CHKO_beskydy_cz) (URL 3, URL 4)

Jižní cíp Obidové (obr. 3) je typické prameništní slatiniště s malou pramennou stružkou a charakteristickou mokřadní vegetací. Mozaikovitě se zde střídají vlhké plošky porostlé vegetací a vodní habitaty - plošky se zaplavenou mrtvou organickou hmotou (listy a stonky cévnatých rostlin pokryté jemnou organickou hmotou, FPOM) (obr. 4). Slatiniště je celkově homogenní s pozorovatelným gradientem od stružky po rašeliniště. Tento gradient byl viditelný na pokryvnosti mechového patra (směrem do rašeliniště se pokryvnost zvětšuje) (obr. 5) a na měnícím se zastoupení jednotlivých druhů rostlin. Typickým druhem pro stružku je Glyceria fluitans (zblochan vzplývavý), naopak pro rašeliniště je typický rašeliník Sphagnum recurvum agg., dále ostřice Carex nigra a Carex echinata. Ojediněle se vyskytují i řasy.

Obr. 3: Letecký snímek lokality Obidová. Žlutá šipka ukazuje na místo, kde byly situovány klece. Převzato z: https://www.google.cz/maps/@49.5177124,18.5222135,509m/data=!3m1!1e3?hl=cs (URL 6)

Obr. 4: Pohled na jižní cíp lokality Obidová s mozaikovitě se střídajícími ploškami vodních habitatů s ploškami porostlými vegetací. Foto: V. Syrovátka

Obr. 5: Umístění klecí na lokalitě Obidová při pilotním experimentu provedeném v rámci bakalářské práce. Vlevo od klecí protéká pramenná stružka, od níž je dál na levou stranu vidět přibývající zastoupení mechů. Foto: V. Syrovátka

2.3. Design klecí

Pro účely experimentu bylo zhotoveno 20 novodurových kruhových klecí o průměru 25 cm. Z horní i spodní části jsou otevřené a po obvodu jsou vyříznuta vždy 4 okénka (12 x 5 cm) ve výšce 5 cm od okraje. Do těchto okének je vložena síťka o průměru ok 162 μm, aby bylo umožněno proudění vody skrz tuto klec. Klec byla zapravena do terénu tak, aby pod ní nemohlo nic prolézt a aby část okének byla pod úrovní hladiny vody a tím se dosáhlo proudění vody přes klec (obr. 6). Horní část klece byla opatřena výletovou pastí s eklektorem pro zachycení případných vyletujících imág. Výletová past zároveň posloužila jako bariéra proti živočichům (např. obojživelníkům), kteří by mohli svou přítomností narušit probíhající experiment, případně v kleci uhynout. Jako konzervační médium byl použit ethanol o koncentraci zhruba 50%.

Obr. 6: Pohled na dvě vzorkované plošky před odebráním substrátu. Foto: V. Syrovátka

2.4. Instalace klecí

22. 4. 2014 bylo na lokalitě Obidová instalováno 20 klecí o průměru 25 cm. Do deseti z nich jsem umístila vždy 150 jedinců druhu Gammarus fossarum větších než 5 mm. Takto velcí jedinci údajně přijímají živočišnou potravu v mnohem větší míře než juvenilní jedinci (HELLMANN et al. 2013). Blešivci byli naloveni v nedalekém epiritrálním potůčku, pravostranném přítoku Sihelského potoka. Zbývajících deset klecí sloužilo jako kontrola efektu klece. Každá klec byla označena číslem a písmenem, které odpovídá typu experimentální skupiny (např. B1 = klec s blešivcem č. 1; C1 klec bez blešivce č. 1). Jarní období bylo vybráno ze dvou důvodů. Jednak je důležité, aby v těchto měsících bylo na lokalitě dostatečné množství larev pakomárů, a zároveň musí být z blízkého okolí k dispozici větší množství blešivců schopných predace

(HELLMANN et al. 2013). Podle práce autorů BERACKO et al. (2012) je těchto „velkých“ blešivců nejvíce v jarních měsících - dubnu a květnu (obr. 7). Množství umístěných jedinců druhu Gammarus fossarum (150) odpovídá běžné abundanci blešivců (větších než 5 mm) na bazických slatiništích, přičemž maximální zaznamenaná hustota by na danou plochu odpovídala 300 jedincům.

Obr. 7: Velikostní rozložení výskytu druhu Gammarus fossarum v čase. Šířka každého pole představuje relativní množství jedinců. Čísla v závorkách představují absolutní počet jedinců na 1 m2 za každý měsíc. Červená čára označuje hranici 5 mm. Jarní měsíce s nejvyšší abundancí velkých blešivců jsou označeny modrým kroužkem (upraveno z BERACKO et al. 2012)

2.5. Odběr a zpracování vzorků

Po 4 týdnech expozice, 20. 5. 2014, bylo odebráno celkem 27 vzorků, místo původně plánovaných 30 vzorků. 3 klece v průběhu experimentu spadly, a proto nemohly být zařazeny do vzorkování. Celkově bylo tedy odebráno 8 vzorků z klecí s blešivci (B), 9 vzorků z klecí bez blešivců (C) a 10 vzorků z okolních plošek (N), které jsem použila jako kontrolu (obr. 8, obr. 9). Ještě před odebráním vzorků makrozoobentosu byly zpracovány vegetační snímky (Tomáš Peterka) a byly pořízeny fotografie každé vzorkované plošky. Dále bylo na několika místech změřeno pH, teplota vody, množství rozpuštěného kyslíku, konduktivita a hloubka substrátu. Protože vzorkované místo bylo poměrně homogenní, rozhodli jsme se měřit abiotické podmínky prostředí pouze náhodně, nikoliv v každé vzorkované plošce a tím jsme také ušetřili čas, který jsme mohli věnovat zpracování vzorků. Rychlost proudu vody jsme nezaznamenávali, protože přímo ve vzorkovaných ploškách se často přístroji nepodařilo nic změřit. Po odběru vzorků byla rychlost toku vody sice měřitelná, ale pravděpodobně se lišila od rychlosti proudu vody přímo v klecích. Vzorky byly odebírány ruční síťkou s velikostí ok 250 μm z celé plochy ohraničené klecí. Povrchová vrstva substrátu byla při odebírání zvířena rukou a

27 všechen zvířený materiál byl ruční síťkou vybrán do kýble. Substrát byl pomocí síťky se stejnou velikostí ok dále propláchnutý ve vodě a ručně z něj byly vybrány velké kusy rostlinného materiálu (především listů a kořenů trav). Poté byl substrát vložen do plastových vzorkovnic a na místě zafixován 4% roztokem formaldehydu. Vodní bezobratlí ze vzorků byli ručně vybráni v laboratoři pod binokulární lupou a determinováni většinou do vyšších taxonomických úrovní (řádů, čeledí). Detailnější odůvodnění použité metodiky je možné nalézt v mé bakalářské práci (HORTVÍKOVÁ 2014).

Obr. 8: Schematická mapa umístění vzorků na odběrovém místě. Žlutě jsou označeny klece s blešivci (B), modře klece bez blešivců (C) a šedou barvou vzorky referenční (N). Červenými křížky jsou označeny vzorky, které nebyly použity do analýz

Obr. 9: Pohled na umístění klecí na vzorkované ploše. Černým bodem jsou označeny klece s blešivcem (B), červeným křížkem jsou označeny klece, které nebyly použity do analýz. Na obrázku chybí referenční vzorky (N). Foto: V. Syrovátka

2.6. Pitva

Součástí zadání práce je i mikroskopická analýza střev vybraných jedinců blešivce potočního pro možné potvrzení predace dvoukřídlých blešivcem. Pod binokulární lupou jsem nejdříve u jednoho vzorku provedla pitvu střeva všech blešivců, u kterých to bylo možné, konkrétně 70 jedinců. Po přebrání vzorků se totiž ukázalo, že ne všech 150 blešivců vložených do klecí se z nich i vybralo. Následně jsem z dalších 6 vzorků náhodně vybrala vždy 15 blešivců (8. vzorek byl z datasetu vyloučen). Celkově jsem tedy provedla pitvu u 160 blešivců. Obsah střeva jsem dehydratovala v 96% alkoholu, prosvětlila v hřebíčkové silici a zafixovala do kanadského balzámu na trvalý mikroskopický preparát. Poté jsem s pomocí mikroskopu hledala ve vytvořených preparátech zbytky hlavových kapsul larev pakomárů.

2.7. Laboratorní experiment

Z výsledků pitev a dat získaných během přebírání vzorků jsem stále nebyla přesvědčena o tom, zda je blešivec schopen vyvinout na larvy pakomárů

29 predační tlak. Proto jsem se rozhodla uskutečnit ještě jeden malý a velice jednoduchý experiment v laboratorních podmínkách. Jeho úkolem bylo zjistit, zda Gammarus fossarum opravdu žere larvy prameništních pakomárů. A pokud ano, jsou hlavové kapsuly pozorovatelné v jejich střevě?

2.7.1. Design laboratorního experimentu

Do šestnácti Petriho misek o průměru 3 cm jsem dala vždy 5 larev pakomára druhu Monopelopia tenuicalcar (Kieffer, 1918). Jedná se o druh patřící do podčeledi Tanypodinae, jejichž larvy žijí volně ve vegetaci malých stojatých vod

(nestaví si rourky), kde se živí dravě (SYROVÁTKA, ústní sdělení). Dále jsem do každé petričky přidala kousek listového opadu a trochu vody z potoka, kde byli blešivci naloveni. Nakonec jsem pouze do osmi petriček vložila vždy jednoho blešivce (většího než 5 mm). Tím jsem vytvořila dvě odlišné experimentální skupiny - s blešivcem a kontrolu (bez blešivce) (obr. 10). Takto připravených 16 petriček jsem uložila do termostatu Lovibond nastaveného na 15°C a s fotoperiodou 12:12 h. Laboratorní experiment byl založen 2. 11. 2015 v 11 hod. Po 3, 24 a 48 hodinách byly provedeny kontroly, při nichž jsem zaznamenávala počty živých pakomárů, počty mrtvých pakomárů a veškeré nalezené útržkovité části těl pakomárů. Po ukončení experimentu jsem blešivce usmrtila v 70% ethanolu a také u nich jsem provedla mikroskopickou analýzu střev.

Obr. 10: Uspořádání laboratorního experimentu

2.8. Hodnocení dat

Před začátkem analyzování byl z datasetu vyloučen vzorek B9 (klec s blešivcem), kde byli při přebírání zaznamenáni jen 3 blešivci. Jelikož nebylo možné odebrat vzorky ze všech 20 umístěných klecí (3 spadly), rozhodla jsem se, že do datasetu nepoužiji ani všechny vzorky kontrolní (N). Tím bude počet vzorků ve všech experimentálních skupinách srovnatelný. Celkově tedy bylo přebráno a do analýz zahrnuto 24 vzorků odebraného makrozoobentosu: 7 vzorků z klecí s blešivcem (B), 9 vzorků s klecí bez blešivce (C) a 8 vzorků kontrolních (N). Analýza změny abundancí nejběžnějších skupin vodních bezobratlých byla provedena pomocí zobecněných lineárních modelů (GLM) s negativně binomickým rozdělením, přičemž hladina statistické významnosti byla nastavena na 5 %. Použila jsem tento model, protože výsledné modely měly lepší charakteristiku residuí oproti poissonovskému modelu s korekcí pro

31 overdispersion. Jako referenční jsem nakonec použila skupinu klec bez blešivce (C). Z předběžných grafů se totiž ukázalo, že klec má skutečně vliv na početnost bezobratlých makrozoobentosu. Zadání a základní zpracování dat, včetně úpravy tabulek, proběhlo v programu MS Office Excel. Všechny grafy a testy byly provedeny ve statistickém softwaru R (verze 3.1.1, R Core Team, 2014) s využitím balíčku

„MASS“ (RIPLAE et al. 2014).

3. VÝSLEDKY

3.1. Terénní manipulační experiment

3.1.1. Proměnné prostředí

Hodnoty proměnných prostředí (pH, konduktivita, teplota vody a množství rozpuštěného kyslíku) měřené na několika místech odběrové plochy se nijak zásadně nelišily. Hodnota pH se pohybovala kolem 5,5 a teplota vody byla 14°C. Měrná elektrická vodivost byla stanovena na 34,8 μS/cm a množství rozpuštěného kyslíku bylo rovno 8,15 mg/l. Hloubka vzorkovaných plošek se ve většině případů pohybovala od 2 do 3 cm, výjimečně až 5 cm. Místy organický substrát vystupoval i nad hladinu vody.

3.1.2. Taxonomické složení společenstva

Celkem bylo ve vzorcích zaznamenáno 14 351 jedinců makrozoobentosu. Nejpočetnější skupinou byly larvy pakomárců rodu Atrichopogon (Diptera: čeleď Ceratopogonidae, 5 669 jedinců), dále larvy pakomárů (Diptera: čeleď Chironomidae, 3 072 jedinců), máloštětinatí červi („Oligochaeta“, 2 995 jedinců), hrachovky (Bivalvia: rod Pisidium, 1 538 jedinců) a ostatní dvoukřídlí (Diptera, 831 jedinců). Občas byly zaznamenány larvy pošvatek rodu Nemoura (Plecoptera, 98 jedinců) a larvy brouků (Coleoptera, 92 jedinců). Nejméně početným taxonem pak byly larvy chrostíků, všechny patřící do čeledi Sericostomatidae (Trichoptera, 56 jedinců) (obr. 11). Zástupci rodu Atrichopogon byli ve všech experimentálních skupinách celkově tím nejpočetnějším taxonem, avšak v sedmi vzorcích byli až druhou nejvíce abundantní skupinou po pakomárovitých (1 vzorek v experimentální skupině B a 4 vzorky v experimentální skupině N), respektive po mlžích (2 vzorky z experimentální skupiny B).

Obr. 11: Složení společenstva vodních bezobratlých na lokalitě Obidová. Měřítko na ose x bylo logaritmicky transformováno

Ve vzorcích experimentální skupiny klec s blešivcem (B) bylo nalezeno 85 až 125 jedinců blešivce potočního (medián = 106 jedinců) (obr. 12). Z toho vyplývá, že v žádném vzorku nebylo nalezeno všech 150 blešivců, kteří byli do klece vloženi na začátku experimentu.

Obr. 12: Počet blešivců v jednotlivých experimentálních skupinách - kontola (C), bez klece (N), s blešivcem (B)

3.1.3. Efekt blešivce

Nejdříve jsem se rozhodla otestovat efekt blešivce potočního na první tři nejpočetnější skupiny bezobratlých (pakomárci, pakomáři a červi), poněvadž všichni mají měkké, poměrně malé tělo a proto by se mohli stát potencionální potravou blešivce. V kontrolní skupině a ve skupině s blešivcem se zdají být jejich počty srovnatelné, od 239 do 654 jedinců (medián = 398 a 407 jedinců), zatímco ve skupině klec jich bylo zpravidla více, od 308 do 943 jedinců s mediánem 679 jedinců, a početnosti byly mnohem variabilnější (obr. 13). Testování rozdílů v abundancích mezi jednotlivými experimentálními skupinami vyšlo statisticky významně jak pro skupinu klec, tak pro skupinu s blešivcem (tab. 1). Připomínám, že jako referenční úroveň byla zvolena skupina klec (v boxpoltech je pro přehlednost označována jako kontrola a je zvýrazněna modrou barvou). Model ukazuje (obr. 18), že pokud nejsou pakomáři vystaveni vlivu klece, jejich početnost klesá (p = 0,016). V případě interakce s blešivci, zaznamenáváme ještě větší pokles jejich abundance (p = 0,003). Data tedy dokládají změnu v abundanci těchto tří testovaných skupin živočichů.

Obr. 13: Počet pakomárců, pakomárů a červů v jednotlivých experimentálních skupinách - kontrola (C), bez klece (N), s blešivcem (B)

Tab. 1: Sumarizační tabulka koeficientů negativně binomického modelu závislosti sloučené abundance pakomárců, pakomárů a červů na experimentální skupině. Odhady koeficientů jsou počítány jako rozdíly středních hodnot abundancí od kontrolní skupiny

odhad střední z hodnota p hodnota koeficientu chyba k ontrola 6,4290 0,1047 61,385 < 2e -16 bez klece -0,3673 0,1530 -2,401 0,016 s blešivcem -0,4640 0,1588 -2,922 0,003

V dalším testování jsem se zaměřila na jednotlivé taxony z celku těchto tří nejpočetnějších skupin živočichů. Pakomárců rodu Atrichopogon se zdá být nejvíce ve skupině klec, od 131 do 524 jedinců (medián = 336 jedinců) navíc s vysokou variabilitou jejich početností, kdežto v kontrole a ve skupině s blešivcem jsou jejich počty poměrně srovnatelné a méně variabilní, od 54 do 309 jedinců s mediánem 159 a 200 jedinců (obr. 14). Testování rozdílnosti v abundancích mezi skupinami vyšlo podobně jako v předchozím případě, tedy statisticky významně pro skupinu klec i skupinu s blešivcem (tab. 2). Obě p hodnoty jsou téměř stejně signifikantní, avšak bez přítomnosti klece byl pokles abundance pakomárců o trošku výraznější (obr. 18).

Obr. 14: Počet pakomárců v jednotlivých experimentálních skupinách - kontrola (C), bez klece (N), s blešivcem (B)

Tab. 2: Sumarizační tabulka koeficientů negativně binomického modelu závislosti abundance pakomárců na experimentální skupině. Odhady koeficientů jsou počítány jako rozdíly středních hodnot abundancí od kontrolní skupiny

odhad střední z hodnota p hodnota koeficientu chyba k ontrola 5,8480 0,1572 37,204 < 2e -16 bez klece -0,7398 0,2300 -3,217 0,001 s blešivcem -0,6816 0,2385 -3,858 0,004

Z mediánových abundancí se zdá, že množství pakomárů bylo relativně srovnatelné ve všech experimentálních skupinách (medkontrola = 91, medbez klece =

119, meds blešivcem = 105). Ve vzorcích kontrolních a s blešivcem byla zaznamenána velká variabilita v abundancích pakomárů (obr. 15). U tohoto taxonu se testováním rozdílnosti v abundancích nepodařilo prokázat vliv klece ani vliv blešivce (obr. 18). Efekt klece ani efekt blešivce na abundanci pakomárů nebyl statisticky významný (p > 0,81) (tab. 3).

Obr. 15: Počet larev pakomárů v jednotlivých experimentálních skupinách - kontrola (C), bez klece (N), s blešivcem (B)

Tab. 3: Sumarizační tabulka koeficientů negativně binomického modelu závislosti abundance pakomárů na experimentální skupině. Odhady koeficientů jsou počítány jako rozdíly středních hodnot abundancí od kontrolní skupiny

odhad střední z hodnota p hodnota koeficientu chyba k ontrola 4,8701 0,1453 33,521 <2e -16 bez klece -0,0083 0,2118 -0,039 0,969 s blešivcem -0,0533 0,2198 -0,242 0,808

Nejvyšší mediánová abundance máloštětinatých červů byla zaznamenána v kontrolní skupině (medián = 139 jedinců), naopak nejnižší mediánová abundance byla ve skupině s blešivcem (medián = 82 jedinců). Abundance červů ve vzorcích bez klece vykazují vysokou míru variability (obr. 16). U tohoto taxonu vyšlo testování rozdílů abundancí signifikantně pro skupinu klec s blešivcem (p = 0,020), kde došlo k poklesu abundance máloštětinatých červů oproti skupině kontrolní (obr. 18). Zatímco rozdíl v abundanci mezi vzorky kontrolními a bez klece nebyl prokazatelný (p = 0,753) (tab. 4).

Obr. 16: Počet máloštětinatých červů v jednotlivých experimentálních skupinách - kontrola (C), bez klece (N), s blešivcem (B)

Tab. 4: Sumarizační tabulka koeficientů negativně binomického modelu závislosti abundance máloštětinatých červů na experimentální skupině. Odhady koeficientů jsou počítány jako rozdíly středních hodnot abundancí od kontrolní skupiny odhad střední z hodnota p hodnota koeficientu chyba kontrola 4,9605 0,1282 38,700 < 2e -16 bez klece -0,0590 0,1870 -0,315 0,753 s blešivcem -0,4528 0,1953 -2,319 0,020

Doposud jsem porovnávala změny abundancí u bezobratlých, na které by blešivec mohl mít pravděpodobně vliv. Pro srovnání jsem se rozhodla zobrazit i abundanci jedné skupiny bezobratlých, která by neměla podléhat vlivu přítomnosti blešivce. Vybrala jsem hrachovky, jejichž tělo je kryto lasturou a zároveň tito mlži dosahovali ve vzorcích poměrně vysokých abundancí. Pravděpodobně nejvíce hrachovek bylo podle boxplotů v experimentální skupině s blešivcem (medián = 90 jedinců) a naopak nejméně ve skupině bez klece (medián = 40) (obr. 17). Testování ukázalo, že klec ani blešivec nemají vliv a abundanci mlžů rodu Pisidium (obr 18). Efekt klece i blešivce na jejich početnost nebyl statisticky významný (p > 0,14) (tab. 5).

Obr. 17: Počet hrachovek v jednotlivých experimentálních skupinách - kontrola (C), bez klece (N), s blešivcem (B)

Tab. 5: Sumarizační tabulka koeficientů negativně binomického modelu závislosti abundance hrachovek na experimentální skupině. Odhady koeficientů jsou počítány jako rozdíly středních hodnot abundancí od kontrolní skupiny

odhad střední z hodnota p hodnota koenficientu chyba k ontrola 4,0943 0,2031 20,161 < 2e -16 bez klece -0,3419 0,2975 -1,149 0,250 s blešivcem 0,4474 0,3056 1,464 0,143

Závěrem jsem spočítala u všech testovaných taxonů 95% intervaly spolehlivosti jejich středních hodnot pro všechny úrovně experimentální skupiny (obr. 18).

Obr. 18: Modelované střední hodnoty abundance taxonomických skupin v závislosti na experimentální skupině. Svislé úsečky představují 95% konfidenční intervaly

3.2. Pitva

Mikroskopická analýza střev byla provedena u 160 blešivců. Pouze v 7 případech byl nalezen zbytek hlavové kapsuly pakomára. Navíc bylo u všech hlavových kapsul dobře patrné, že jsou zaneseny jemným detritem. Tyto výsledky pitvy nemohu považovat za dostatečný důkaz o predaci larev pakomárů blešivcem. Zaprvé proto, že jen asi u 5 % jedinců byla nalezena část hlavové kapsuly pakomáří larvy a zadruhé není jasné, zda tito pakomáři už nebyli mrtví, když je blešivec požíral, popř. mohl již mrtvé jedince náhodně pozřít spolu s detritem.

3.3. Laboratorní experiment

Kontrolní experimentální skupina byla po celou dobu průběhu experimentu neměnná. Po skončení experimentu bylo v každé petričce opět spočítáno 5 larev pakomárů Monopelopia tenuicalcar. Mezi jedinci tedy nedocházelo ke kanibalismu. Změny (a to docela rychlé) nastaly u experimentální skupiny s blešivcem (obr. 19), kde po první kontrole (po 3 hodinách) byli nalezeni průměrně 3 mrtví pakomáři v pertičce. Zajímavé je, že někteří mrtví jedinci byli často minimálně poškozeni, např. neúplnost tělních článků v oblasti hrudní části. Dále byly zaznamenány celé hlavové části pakomárů, larvy bez poloviny těla směrem k zadním panožkám a výjimečně i samostatné tělní články. Po 24 hodinách od založení experimentu proběhla druhá kontrola. Při ní byli nalezeni živí pakomáři (2) pouze v jedné petričce. V jiném vzorku byly zaznamenány hlavové části a zadečkové články těla. Ve zbývajících petričkách nebylo zaznamenáno nic z těl pakomárů. Po třetí kontrole (48 hodin) byl experiment ukončen, jelikož v žádném vzorku nebyla zaznamenána živá larva pakomára, pouze jejich hlavové části. Co se týče blešivců, tak ti byli všichni až do konce experimentu živí a čilí. Při mikroskopické analýze střev blešivců nebyly nalezeny žádné zbytky těl nebo hlavových kapsul larev pakomárů.

Obr. 19: Počet živých larev pakomárů v čase během laboratorního experimentu. Pakomáři pochází z experimentální skupiny s blešivcem

4. DISKUSE

4.1. Terénní manipulační experiment

Do každé klece na lokalitě bylo umístěno vždy 150 blešivců. Během zpracování odebraných vzorků z klecí bylo však zaznamenáno maximálně 125 blešivců ve vzorku. Jedním z možných vysvětlení, proč nebyl v žádném vzorku zaznamenán původní počet 150 blešivců, je kanibalismus mezi jedinci. Tato potravní strategie je u blešivců poměrně běžná (např. DICK 1996, MACNEIL et al.,

1997, OTTO 1998, DICK & PLATVOET 2000, PÖCKL at al. 2003, KINZLER et al. 2009), Tomuto chování nasvědčují i pozorované části těl blešivců ve vzorcích. Bohužel jsem jejich množství nezaznamenávala. Neuvědomila jsem si, že by mohly být později důležité. Dalším důvodem může být způsob, jakým byly odebírány vzorky. Ještě na lokalitě byly vzorky propláchnuty a ručně z nich byly vybrány velké části rostlinného materiálu, aby byla eliminována časová náročnost zpracování vzorků v laboratoři. Spolu s rostlinnou hmotou mohli být odstraněni také vodní bezobratlí, tedy i blešivci. Tato možnost je sice reálná, ale pravděpodobně je důvodem ztráty spíše menší části blešivců. Jedinci mohli samozřejmě uniknout i přímo z klecí v průběhu experimentu i přesto, že byl kladen důraz na to, aby byly klece opravdu pečlivě zasazeny do terénu a pod nimi nemohlo nic prolézt. Nicméně na lokalitě během experimentu dost pršelo a proto nejspíš některé klece nevydržely tlak proudu vody a zhroutily se (3 klece), nebo se mohly třeba jen kousek naklonit (1 klec, ve které byli zaznamenáni pouze 3 blešivci). Je také možné, že by se mohli stát kořistí nějakého predátora. Na lokalitě byli zaznamenáni tito potencionální predátoři: larvy chrostíků (Sericostomatidae), larvy brouků (Ditiscidae) a larvy dvoukřídlého hmyzu (Limoniidae, Pediciidae, Dolichopodidae, někteří Ceratopogonidae). Ve vzorcích se však vyskytovali maximálně jen v řádech jednotek, proto si nemyslím, že by měli vliv na pokles počtů blešivce. Celkový efekt u spojených abundancí pakomárců, pakomárů a máloštětinatých červů je způsoben silným efektem pakomárců, kteří, jak se zdá, byli nejvíce ovlivněni přítomností blešivce. Zajímavé je, že nemají žádnou únikovou reakci - nehýbají se a vypadají, jako by byli mrtví (vlastní pozorování).

Proto by se mohli lehce stát potravou blešivce. Naproti tomu pakomáři jsou na mechanické podráždění velmi citliví a rychlým mrskavým pohybem odplavou pryč. Navíc si většina druhů staví rourky (HERSHEY 1987, ARMITAGE et al 1997,

SYROVÁTKA et al. 2012, OMELKOVÁ et al. 2013), ve kterých se mohou ukrýt

(DILLON 1985, MACCHIUSI & BAKER 1992). A červi se zase mohou zavrtat do substrátu (FISHER & BEETON 1975, THORP & COVICH 2009). To, že se efekt blešivce nejvíce projevil u pakomárců může souviset i s tím, že ve skupinách dosahovali nejvyšších abundancí a proto se pokles jejich početností silně projevil v celkovém testu tří sloučených skupin. Efekt přítomnosti klece se silně projevil u pakomárců, ve vzorcích bez klece došlo k výraznému úbytku těchto dvoukřídlých na rozdíl od ostatních testovaných skupin živočichů. Tato změna v abundanci pakomárců mohla být způsobena vlivem zvýšeného proudění vody během dešťů. U pakomárů se efekt proudění vody neprojevil nejspíš proto, že si staví rourky, které je tak mohly ochránit před vyplavením (HERSHEY 1987, MACCHIUSI & BAKER 1992,

ARMITAGE et al. 1997). U máloštětinatých červů byla zaznamenána velká variabilita počtu jedinců ve vzorcích bez klece. Ta byla možná způsobena prouděním vody, které pravděpodobně nebylo homogenní. Je možné, že se směrem ke krajům pramenné stužky mohlo proudění snižovat. Někteří jedinci se také mohli ukrýt v trsech nebo za trsy zblochanu (Glyceria fluitans) a tím se vyhnout vyplavení - na prudký proud vody nejsou přizpůsobeni (BRINKHURST 2012), i když někteří jedinci mohou žít i v tekoucích vodách. Např. máloštětinatci z čeledi Enchytraeidae mají silnější kutikulu než ostatní vodní máloštětinatí červi a proto jsou schopny osidlovat extrémní biotopy s velkým pohybem splavenin (SCHÖLL & FUKSA 2000). V modelovaných datech se neprojevil efekt blešivce na pakomáry. Možným vysvětlení by mohlo být to, že larvy pakomárů mají oproti pakomárcům efektivnější únikovou reakci, kdy během chvíle rychle odplavou pryč (vlastní pozorování), takže by měly být schopny blešivci uniknout. Naopak pakomárci se hýbat přestanou a předstírají smrt (vlastní pozorování). Eventuálně by se mohlo ukázat, že blešivec měl efekt na druhové složení pakomárů, které však nebylo analyzováno. Pokud jde o vysvětlení velké variability v početnosti pakomárů,

44 myslím si, že by bylo dobré odebrat a zpracovat více vzorků, které by snad mohly tuto variabilitu vysvětlit. Blešivci i někteří jiní vodní bezobratlí mohou být považováni za potravní oportunisty (využívají široké nabídky potravy pro zvýšení své fitness; CRUZ-

RIVERA & HAY 2000), např. larvy chrostíka druhu Clistoronia magnifica Banks 1899 (čeleď Limnephilidae). Typicky se živí detritem - mrtvou rostlinnou hmotou

(WIGGINS 2004), avšak mohou zkonzumovat i živočišnou tkáň, pokud je dostupná (ANDERSON 1976). V této studii vykazovaly takto živící se larvy rychlejší růst než jiné, kterým byla nabízena pouze potrava rostlinná. Důvodem je, že živočišná tkáň je vysoce kvalitní zdroj potravy a to zvláště na proteiny (esenciální aminokyseliny), které jsou nutné právě pro vývoj a růst.

4.2. Pitva

Mikroskopická analýza střev je bezesporu velmi užitečná metoda ke zjištění potravní strategie zvířete. Může být však těžce interpretovatelná: 1) Některé složky potravy se tráví rychleji než ostatní, a tak to, co se najde v nejmenším množství, může být naopak nejvíce výživné. Například červi a jiní bezobratlí s měkkým tělem jsou poměrně rychle stravitelní a jejich doba uchování ve střevě je tedy kratší než například u detritu složeného z nestravitelné celulózy a ligninu (CUMMINS 1973). Podobné je to také s mikrobiální flórou, která se nachází na povrchu odumřelé organické hmoty. Tyto mikroorganismy (houby a bakterie) mají pro detritovorní živočichy daleko větší nutriční hodnotu a jsou tedy i rychleji tráveny než samotná rostlinná tkáň

(ANDERSON 1976). 2) Výskyt fragmentů živočišné tkáně ve střevech kouskovačů („shredders“) by mohl být vysvětlen náhodným požitím (CUMMINS & KLUG 1979). Jinými slovy se může na fragmentech rostlinné hmoty zachytit mrtvý živočich, který je pak bezděčně pozřen nějakým vodním detritovorem. Zanesené hlavové kapsuly pakomárů, které jsem zaznamenala během mikroskopické analýzy střev, naznačují, že blešivci nepredovali na larvách pakomárů. Nejspíš došlo právě k náhodnému pozření mrtvé larvy spolu s jinou potravou nebo k cílenému pozření již mrtvého jedince.

4.3. Laboratorní experiment

Výsledky samotného laboratorního experimentu potvrdily, že blešivec je opravdu schopný predačním tlakem ovlivnit početnost larev pakomárů. Zajímavé je, že v petričkách byly poměrně často zaznamenány hlavové části larev pakomárů, zatímco zbytek těla nikoli. Proto si myslím, že blešivec možná preduje jen na měkkých částech těla pakomára a inkrustovanou hlavou část nechává být. Avšak opět při následné analýze obsahu střev blešivců nebyly zaznamenány žádné zbytky těl pakomárů. Blešivec je hodně aktivní, stále se pohybující korýš, tedy i jeho metabolismus musí být hodně rychlý (metabolizuje rychleji než beruška vodní Asellus aquaticus Linnaeus 1758; RICHTER & NAGEL 2007). Takže pokud pozřel nějakou měkkou tkáň z těla pakomára, je velice pravděpodobné, že byla zvláště rychle strávena (CUMMINS 1973). Bylo by tedy dobré provést další analýzu u peletek s trusem. Bohužel však laboratorní experiment byl ještě před pitvou blešivců ukončen a zrušen, takže tato analýza už nebyla možná.

5. ZÁVĚR

Hlavní faktor, který ovlivňuje druhové složení společenstva pramenných biotopů je gradient minerální bohatosti, určovaný chemií vody a vlastnostmi substrátu. Podél tohoto gradientu se mění druhové složení mnoha společenstev bezobratlých, jako například u nejpočetnější skupiny hmyzu na prameništích - pakomárovitých (Chironomidae). Pouze na bazických prameništích se vyskytují larvy pakomárů, které si staví přenosné schránky z anorganického materiálu. V těchto minerálně bohatých prameništích se setkávají s obrovsky početnými populacemi blešivce potočního, který je znám jako kouskovač hrubé organické hmoty, ale může se příležitostně živit i jako predátor. Cílem této práce bylo zjistit, zda blešivec potoční představuje predační tlak na společenstvo larev dvoukřídlých (hlavně pakomárů). Celkem bylo vyhodnoceno 24 vzorků společenstva makrozoobentosu lokality Obidová nacházející se v CHKO Beskydy. U tří nejpočetnějších taxonů (pakomárců rodu Atrichopogon, pakomárů a máloštětinatých červů) byl testován predační efekt blešivce. Nejsilnější vliv blešivce byl zaznamenán u pakomárců, naopak u pakomárů zaznamenán nebyl. Larvy pakomárců byly také nejpočetnější z celého společenstva, a proto se jejich pokles způsobený blešivcem mohl opravdu projevit (v celkovém testu sloučených skupin). Na rozdíl od larev pakomárů nemají pakomárci únikovou obrannou reakci a tak mohli být blešivcem více napadáni. Dalším důvodem může být také to, že si nestaví žádné schránky a byli tedy daleko méně chráněni než pakomáři, jejichž larvy si rourky staví. Vliv blešivce se také projevil na poklesu abundance máloštětinatých červů, i když nebyl tak silný jako u pakomárců, možná proto, že se červi dokážou zavrtat do substrátu. Jelikož predace pakomárů blešivcem nebyla prokázána terénním experimentem ani mikroskopickou analýzou střev blešivců, byl proveden ještě laboratorní experiment. Ten konečně potvrdil, že blešivec dokáže svým predačním tlakem snižovat počty pakomárů.

Tato práce tedy pomocí terénního a laboratorního experimentu potvrzuje silný predačního vlivu blešivce potočního na významnou část společenstva pramenného biotopu.

6. DIDAKTICKÁ ČÁST

Biologie a ekologie pramenišť je ve výuce na středních školách často opomíjena. Žáci se s tímto termínem setkají pouze na hodinách zeměpisu, když si definují místo „vzniku“ řeky. Jsem si vědoma obsahové přeplněnosti školních vzdělávacích programů, a proto bych se zaměřila na doplňkové vzdělávání studentů pomocí posterů a nástěnných plakátů ve třídách a na chodbách školy. Studenti by tak o přestávkách a volných hodinách mohli získat nové poznatky jiným způsobem než klasickou frontální výukou. Mnou zpracovaný poster je zaměřen na pramenné biotopy. Jako další by se mohla zpracovat i jiná témata z oboru hydrobiologie, a tak tento obor popularizovat.

7. LITERATURA

ALLAN, J. D. & CASTILLO, M. M. 2007: Stream ecology. Structure and fiction of running waters. Springer Science & Business Media.

ANDERSON, N. H. 1976: Carnivory by an aquatic detritivore, Clistoronia magnifica (Trichoptera: Limnephilidae). Ecology 57: 1081-1085.

ANDERSON, N. H. & SEDELL, J. R. 1979: Detritus processing by macroinvertebrates in stream ecosystems. Annual Review of Entomology 24: 351–377.

ARMITAGE, P. D., CRANSTON, P. S. & PINDER, L. C. V. 1997: The Chironomidae: Biology and ecology of non-biting midges. Chapman & Hall, London.

BACELA-SPYCHALSKA, K. & VAN DER VELDE, G. 2013: There is more than one ‘killer shrimp’: trophic positions and predatory abilities of invasive amphipods of Ponto-Caspian origin. Freshwater Biology 58: 730-741.

BÄRLOCHER, F. & KENDRICK, B. 1975: Leaf-conditioning by microorganisms. Oecologia 20 (4): 359-362.

BERACKO, P., SÝKOROVÁ, A. & ŠTANGLER, A. 2012: Life history, secondary production and population dynamics of Gammarus fossarum (Koch, 1836) in a constant temperature stream. Biologia 67: 164-171.

BIASI, C., TONIN, A. M., RESTELLO, R. M. & HEPP, L. U. 2013: The colonisation of leaf litter by Chironomidae (Diptera): The influence of chemical quality and exposure duration in a subtropical stream. Limnologica 43: 427-433.

BOJKOVÁ, J., SCHENKOVÁ, J., HORSÁK, M. & HÁJEK, M. 2011: Species richness and composition patterns of clitellate (Annelida) assemblages in the treeless spring fens: the effect of water chemistry and substrate. Hydrobiologia 667: 159-171.

BREHM, J. & MEIJERING, M. P. D. 1982: On the sensitivity to low pH of some selected freshwater crustaceans (Daphnia and Gammarus, Crustacea). Archiv für Hydrobiologie 95 (1/4): 17-27.

BRINKHURST, R. O. 2012: Aquatic oligochaete biology. Springer Science & Business Media.

CANTONATI, M., GERECKE, R. & BERTUZZI, E. 2006: Springs of the Alps – sensitive ecosystems to environmental change: from biodiversity assessments to long- term studies. Hydrobiologia 562: 59-96.

CRUZ-RIVERA, E. & HAY, M. E. 2000: Can quantity replace quality? Food choice, compensatory feeding, and fitness of marine mesograzers. Ecology 81: 201– 219.

CUMMINS, K. W. & KLUG, M. J. 1979: Feeding ecology of stream invertebrates. Annual Review of Ecology and Systematics 10: 147–172.

CUMMINS, K. W. 1973: Trophic relations of aquatic insects. Annual Review of Entomology 18: 183-206.

DANGLES, O. & GUÉROLD, F. A. 2000: Feeding activity of Gammarus fossarum (Crustacea: Amphipoda) in acidic and low mineralized stress. Verhandlungen des Internationalen Verein Limnologie 27: 1-4.

DANGLES, O. & MALMQVIST, B. 2004: Species richness–decomposition relationships depend on species dominance. Ecology Letters 7: 395-402.

DICK, J. T. A. & PLATVOET, D. 2000: Invading predatory crustacean Dikerogammarus villosus eliminates both native and exotic species. Proceedings of the Royal Society of London B 267: 977-983.

DICK, J. T. A. 1996: Post-Invasion amphipod communities of Lough Neagh, Northern Ireland: Influences of habitat selection and mutual predation. Journal of Animal Ecology 65 (6): 756–767.

DICK, J. T. A., MONTGOMERY, I. & ELWOOD, R. W. 1993: Replacement of the Indigenous Amphipod Gammarus duebeni celticus by the Introduced G. pulex: Differential Cannibalism and Mutual Predation. Journal of Animal Ecology 62 (1): 79–88.

DILLON, P. M. 1985: Chironomid larval size and case presence influence capture success achieved by dragonfly larvae. Freshwater Invertebrate Biology 4: 22- 29.

+ – FELTEN, V. & GUÉROLD, F. 2001: Hyperventilation and loss of hemolymph Na and Cl in the freshwater amphipod Gammarus fossarum exposed to acid stress: a preliminary study. Diseases of Aquatic Organisms 45: 77-80.

FELTEN, V., TIXIER, G., GUÉROLD, F., DE CRESPIN, D. B. & DANGLES, O. 2008: Quantification of diet variability in a stream amphipod: implications for ecosystem functioning. Fundamental and Applied Limnology/Archiv für Hydrobiologie 170 (4): 303-313.

FISHER, J.A. & BEETON, A. M. 1975: The effect of dissolved oxygen on the burrowing behavior of Limnodrilus hoffmeisteri (Oligochaeta). Hydrobiologia 42: 273-290.

FRÁNKOVÁ M., BOJKOVÁ J., POULÍČKOVÁ A. & HÁJEK M. 2009: The structure and species richness of the diatom assemblages of the Western Carpathian spring fens along the gradient of mineral richness. Fottea 9: 355-368.

GOEDMAKERS, A. 1972: Gammarus fossarum Koch, 1835: Redescription based on neotype material and notes on its local variation (Crusatcea, Amphipoda). Bijdragen tot de Dierkunde, 42 (2): 124-138.

GOEDMAKERS, A. 1981: Polulation dynamics of three Gammarid species (Crustacea, Amphipoda) in a French chalk stream. Bijdragen tot de Dierkunde 51 (2): 181- 190.

GRACA, M. A. S. 2001: The role of invertebrates on leaf litter decomposition in stress - a review. International Review of Hydrobiology, 86: 383-393.

HAHN, H. J. 2000: Studies on classifying of undisturbed sprint in southwestern Germany by macrobenthic communities. Limnologica 30: 247-259.

HÁJEK, M. & HÁJKOVÁ, P. 2007: Hlavní typy rašelinišť ve střední Evropě z botanického hlediska. Zprávy České Botanické Společnosti, 42/2: 19-28.

HÁJEK, M., HEKERA, P. & HÁJKOVÁ, P. 2002: Spring fen vegetation and water chemistry in the Western Carpathian flysch zone. Folia Geobotanica 37: 205 224.

HÁJEK, M., HORSÁK, M., HÁJKOVÁ, P. & DÍTĚ, D. 2006: Habitat diversity of central European fens in relation to environmental gradients and an effort to standardise fen terminology in ecological studies. Perspectives in Plant Ecology, Evolution and Systematics 8: 97–114.

HÁJEK, M., HORSÁK, M., POULÍČKOVÁ, A., VAŠUTOVÁ, M. & HÁJKOVÁ, P. 2005: Ohrožená pestrost života na karpatských lučních prameništích. Společnost pro přírodu a krajinu ACTAEA, Rožnov pod Radhoštěm.

HÁJKOVÁ, P., BOJKOVÁ, J., FRÁNKOVÁ, M., OPRAVILOVÁ, V., HÁJEK, M., KINTROVÁ, K. &

HORSÁK, M. 2011: Disentangling the effects of water chemistry and substratum structure on moss-dwelling unicellular and multicellular micro-organisms in spring-fens. Journal of Limnology 70: 54-64.

HALPERN, M., GASITH, A. & BROZA, M. 2002: Does the tube of a benthic chironomid larva play a role in protecting its dweller against chemical toxicants? Hydrobiologia 470: 49-55.

HELLMANN, C., WISSEL, B. & WINKELMANN, C. 2013: Omnivores as seasonally important predators in a stream food web. Freshwater Science 32 (2): 548-562.

HERSHEY, A. E. 1987: Tubes and foraging behavior in larval Chironomidae: implications for predator avoidance. Oecologia 73: 236-241.

HORSÁK, M. & HÁJEK, M. 2003: Composition and species richness of molluscan communities in relation to vegetation and water chemistry in the western Carpathian spring fens: the poor–rich gradient. Journal of Molluscan Studies 69: 349-357.

HORSÁK, M., HÁJEK, M., DÍTĚ, D. & TICHÝ, L. 2006: Modern distribution patterns of snails and plants in the Western Carpathian spring fens: is it a result of historical development? Journal of Molluscan Studies 73: 53-60.

HORTVÍKOVÁ, M. 2014: Drtič Gammarus fossarum v roli inženýra: predační efekt blešivce potočního na společenstvo larev pakomárů. Bakalářská práce, Masarykova univerzita, Brno.

CHYTRÝ, M., KUČERA, T. & KOČÍ, M. 2001: Katalog biotopů České republiky. Agentura ochrany přírody a krajiny ČR, Praha.

JOOSTEN, H. & CLARKE, D. 2002: Wise use of mires and peatlands - background and principles including a framework for decision-making. International Mire Conservation Group and International Peat Societ.

KARAMAN, G. S. & PINKSTER, S. 1977: Freshwater Gammarus species from Europe, north Africa and adjacent regions of Asia (Crustacea-Amphipoda) PART I. Gammarus pulex-group and related species. Bijdragen tot de Dierkunde 47 (1): 1-97.

KAUSHIK, N. K. & HYNES, H. B. N. 1971: The fate of the dead leaves that fall into streams. Archiv für Hydrobiologie 68: 465–515.

KELLY, D. W., DICK, J. T. A. & MONTGOMERY, W. I. 2002: The functional role of Gammarus (Crustacea, Amphipoda): shredders, predators, or both? Hydrobiologia 485: 199–203.

KINZLER, W., KLEY, A., MAYER, G., WALOSZEK, D. & MAIER, G. 2009: Mutual predation between and cannibalism within several freshwater gammarids: Dikerogammarus villosus versus one native and three invasives. Aquatic Ecology 43 (2): 457-464.

KRESIC, N. & STEVANOVIC, Z. 2010: Groundwater Hydrology of Springs: Engineering, Theory, Management and sustainability, Elsevier, Oxford.

KŘOUPALOVÁ, V. 2014: Prostorová distribuce vodních bezobratlých krenálních stanovišť: variabilita a ekologické vztahy na malé škále. Disertační práce, Masarykova univerzita, Brno.

KUBÍČEK, F. & ZELINKA, M. 1982: Základy hydrobiologie. Státní pedagogické nakladatelství, Praha

LANG, B. K., GERVASIO, V., BERG, D. J., GUTTMAN, S. I., ALLAN, N. L., GORGOD, M. E. &

WARWICK, G. 2003: Gammarid amphipods of Northern Chihuahuan Desert spring systems: an imperilled fauna. Special Publications of the Museum of Texas Tech University 46: 47–57.

LELLÁK, J., KOŘÍNEK, V., FOTT, J., KOŘÍNKOVÁ, J. & PUNČOCHÁŘ, P. 1982: Biologie vodních živočichů. Univerzita Karlova, Praha.

MACCHIUSI, F. & BAKER, R. L. 1992: Effects of predators and food availability on activity and growth of Chironomus tentans (Chironomidae: Diptera). Freshwater Biology 28 (2): 207-216.

MACNEIL, C., DICK, J. & ELWOOD, R. 1997: The trophic ecology of freshwater Gammarus spp. (Crustacea:Amphipoda): problems and perspectives concerning the functional feeding group concept. Biological Rewiews 72: 349- 364.

MALMER, N. 1986: Vegetational gradients in relation to environmental conditions in northwestern European mires. Canadian Journal of Botany 64: 375-383.

MAYER, G., MAAS, A. & WALOSZEK, D. 2012: Mouthpart morphology of three sympatric native and nonnative gammaridean species: Gammarus pulex, G. fossarum, and Echinogammarus berilloni (Crustacea: Amphipoda). International Journal of Zoology.

MEINEL, W., MATTHIAS, U. & ZIMMERMANN, S. 1985: Ecophysiological studies on the acid tolerance of Gammarus fossarum (KOCH). Archiv für Hydrobiologie 104 (2): 287-302.

MEZEK, T., SIMČIČ, T., ARTS, M. T. & BRANCELJ, A. 2010: Effect of fasting on hypogean (Niphargus stygius) and epigean (Gammarus fossarum) amphipods: a laboratory study. Aquatic Ecology 44: 397-408.

NESEMANN, H., PÖCKL, M. & WITTMANN, K. J. 1995: Distribution of epigean Malacostraca in the middle and upper Danube (Hungary, Austria, Germany). Miscellanea Zoologica Hungarica 10: 49-68.

NIJSSEN, H. 1963: Some notes on the distribution and the ecology of the amphipod Gammarus fossarum Koch, 1835, in the Netherlands (Crustacea, Malacostraca). Beaufortia 10: 40-43.

Omelková, M., Syrovátka, V., Křoupalová, V., Rádková, V., Bojková, J., Horsák, M., Zhai, M. & Helešic, J. 2013: Dipteran assemblages of spring fens closely follow the gradient of groundwater mineral richness. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 70: 689–700.

OPRAVILOVÁ, V. & HÁJEK, M. 2006: The variation of testacean assemblages (Rhizopoda) along the complete base-richness gradient in fens: A case study from the Western Carpathians. Acta Protozoologica 45: 191–204.

ORENDT, C. 2000: The chironomid communities of woodland springs and spring brooks, severely endangered and impacted ecosystems in a lowland region of eastern Germany (Diptera: Chironomidae). Journal of Insect Conservation 4: 79-91.

OTTO, C. 1998: Factors affecting the disjunct distribution of amphipods along a North Swedish river. Oikos 83 (1): 21–28.

PEETERS, E. T. H. M. & GARDENIERS, J. J. P. 1998: Logistic regression as a tool for defining habitat requirements of two common gammarids. Freshwater Biology 39: 605-615.

PENNAK, R. W. 1989: Fresh-water invertebrates of the United States: Protozoa to

Mollusca. In: LANG, B. K., GERVASIO, V., BERG, D. J., GUTTMAN, S. I., ALLAN, N. L.,

GORGOD, M. E. & WARWICK, G. 2003: Gammarid amphipods of Northern Chihuahuan Desert spring systems: an imperilled fauna. Special Publications of the Museum of Texas Tech University 46: 47–57.

PLATVOET, D., DICK, J. T. A., MACNEIL, C., VAN RIEL, M. & VAN DER VELDE, G. 2009: Invader– invader interactions in relation to environmental heterogeneity leads to zonation of two invasive amphipods, Dikerogammarus villosus (Sowinsky) and Gammarus tigrinus Sexton: amphipod pilot species project (AMPIS) report 6. Biological Invasions 11: 2085-2093.

PÖCKL, M. 1995: Laboratory studies on growth, feeding, moulting and mortality in the freshwater amphipods Gammarus fossarum and G. roeselii. Archiv für Hydrobiologie 134 (2): 223-253.

PÖCKL, M., WEBB, B. W. & SUTCLIFFE, D. W. 2003: Life history and reproductive capacity of Gammarus fossarum and G. roeseli (Crustacea: Amphipoda) under naturally fluctuating water temperatures: a simulation study. Freshwater Biology 48: 53-66.

POULÍČKOVÁ, A., BOGDANOVÁ, A., HEKERA, P. & HÁJKOVÁ, P. 2001: Rozsivková flóra pramenišť moravsko-slovenského pomezí I. Severovýchodní část území. Czech Phycology 1: 63-68.

R DEVELOPMENT CORE TEAM 2014: A language and anvironment for statistical computing. R Foundation for Statistical Computing, Vienna, Austria. Dostupné z: http://www.R-project.org.

RADDUM, G. G. & SKJELKVALE, B. L. 2001: Critical limit of acidifying compounds to invertebrates in different regions of Europe. Water, Air, and Soil Pollution 130: 825-830.

RICHTER, S. & NAGEL, R. 2007: Biocencentration, biomagnification and metabolism of 14C-terbutryn and 14C-benzo[a]pyrene in Gammarus fossarum and Asellus aquaticus. Chemosphere 66: 603-610.

RIPLEY, B., VENABLES, B., BATES, D. M., HORNIK, K., GEBHARDT, A. & FIRTH, D. 2014: MASS: Support Functions and Datasets for Venables and Ripley's MASS. R package vision 7.3-33. Dostupné z: https://cran.r- project.org/web/packages/MASS/index.html.

ROSENTHAL, G. A. & BERENBAUM, M. R. 1979: Herbivores: Their interactions with secondary plant metabolites: Ecological and Evolutionary Processes (Vol. 2). Academic Press, INC.

ROZKOŠNÝ, R. & VAŇHARA, J. 2004: Diptera (mimo Ceratopogonidae, Chironomidae a Simuliidae), determinační kurz makrozoobentosu. VÚV Praha, pobočka Brno, Katedra botaniky a zoologie PřF MU, Brno.

SCHÖLL, F. & FUKSA, J. 2000: Makrozoobenthos Labe od Krkonoš po Cuxhaven. VÚV TGM, Praha.

SCHRIMPFF, E. & FOECKLER, F. 1985a: Gammarids in streams of Northeastern Bavaria, F.R.G. I. Prediction of thein general occurence by selected hydrochemical variables. Archiv für Hydrobiologie 4 (103): 479-495.

SCHRIMPFF, E. & FOECKLER, F. 1985b: Gammarids in streams of Northeastern Bavaria, F.R.G. II. The different hydrochemical habitats of Gammarus fossarum Koch, 1835 and Gammarus roeselii Gervais, 1835. Archiv für Hydrobiologie 2 (104): 269-286.

SIMČIČ, T. & BRANCELJ, A. 2006: Effects of pH on electron transport system (ETS) aktivity and oxygen consumption in Gammarus fossarum, Asellus aquaticus and Niphargus sphagnicolus. Freshwater Biology 51: 686-694.

SMITH, D. G. 2001: Pennak's freshwater invertebrates of the United States: Porifera to Crustacea. John Wiley & Sons.

STEINMAN, P. 1915: Praktikum der Süßwasserbiologie. Teil 1: Die Organismen des fließenden Wassers. Borntraeger, Berlin. In: Scarsbrook, M., Braquín, j. & Gray, D. 2007: New Zealand coldwater springs and their biodiversity. Science for Conservation 278: 1-13.

STOFFELS, B. E. M. W., TUMMERS, J. S., VAN DER VELDE, G., PLATVOET, D., HENDRIKS, H.

W. M. & LEUVEN, R. S. E. W. 2011: Assessment of predatory ability of native and non-native freshwater gammaridean species: A rapid test with water fleas as prey. Current Zoology 57 (6): 836-843.

SYROVÁTKA, V., BOJKOVÁ, J. & RÁDKOVÁ, V. 2012: The response of chironomid assemblages to mineral richness gradient in the Western Carpathian helocrenes. Fauna Norvegica 31: 117-124.

SZADZIEWSKI, R., GIŁKA, W. & ANTHON, A. 1995: Immature stages of two European species of the subgenus Meloehelea (Diptera: Ceratopogonidae), with keys to the European subgenera of Atrichopogon. Insect Systematics & Evolution 26: 181-190.

SZADZIEWSKI, R., KRZYWIŃSKI, J. & GIŁKA, W. 1997: Diptera Ceratopogonidae, biting midges. In: Turgut, F. & Kilic, A. Y. 2015: The Ceratopogonidae (Insecta: Diptera) fauna of the Central Black Sea Region in Turkey. Turkish Journal of Zoology 39: 1071-1089.

THORP, J. H. & COVICH, A. P. 2009: Ecology and classification of North American freshwater invertebrates. Academic press.

VALLENDUUK, H. & MOELEKER, M. 2012: The influence of predation by Gammaridae on invertebrates. Lauterbornia 75: 39-42.

VAN DER KAMP, G. 1995: The hydrogeology of springs in relation to the biodiversity of spring fauna: a review. Journal of the Kansas Entomological Society 68: 4-17.

VAN RIEL, M. C., HEALY, E. P., VAN DER VELDE, G. & BIJ DE VAATE, A. 2007: Interference competition among native and invader amphipods. Acta Oecologica 31: 282- 289.

VANGENECHTEN, J. H. D., WITTERS, H. & VANDERBORGHT, O. L. J. 1989: Laboratory studies on invertebrate survival and phisiology in acid waters. Acid Toxicity and Aquatic Animals. Cambridge University Press, Cambridge: 153-169.

VON FUMETTI, S. & NAGEL, P. 2012: Discharge variability and its effect on faunistic assemblages in springs. Freshwater Science 31: 647-656.

WEBER, C. A. 1902: Über die Vegetation und Entstehung des Hochmoors von Augustmal im Memeldelta mit vergleichenden Ausblicken auf andere Hochmoore der Erde. Parey, Berlin, UK.

WHEELER, B. D. & PROCTOR, M. C. F. 2000: Ecological gradients, subdivisions and terminology of north west European mires. Journal of Ecology 88: 187 203.

WIGGINS, G. B. 2004: Caddisflies: the underwater architects. University of Toronto Press, Buffalo.

Internetové zdroje:

URL 1: Arrow (Czech Approach): Assessment and Reference Reports of Water Monitoring. Výběr profilů povrchových vod [online]. © 2016 [cit. 2016-04- 26]. Dostupné z: http://hydro.chmi.cz/isarrow/objects.php?objekty_biodata=1&taxon=Gammarus %20fossarum

URL 2: Arrow (Czech Approach): Assessment and Reference Reports of Water Monitoring. Taxonomický strom [online]. © 2016 [cit. 2016-04-26]. Dostupné z: http://hydro.chmi.cz/isarrow/taxontable.php?taxon_type=&taxon=gammarus&ab brev=&autor=&id_art=&send=Vyhledat

URL 5: Agentura ochrany přírody a krajiny České republiky. Správa CHKO Beskydy. PP Obidová [online]. © 2016 [cit. 2016-04-26]. Dostupné z: http://beskydy.ochranaprirody.cz/ochrana-prirody/maloplosna-zvlaste-chranena- uzemi/pp-obidova/

PŘÍLOHA

Skripty použité při analýze dat v programu R

1. Schématická mapa umístění vzorků na odběrovém místě (Obr. 8) mapa2<-read.delim ("clipboard") mapa2<- data.frame (mapa2, row.names=1) windows() par(mar=c(4,4,2,1)) plot(osa.y~osa.x2, data=mapa2, asp=1,main= "Uspořádání experimentu", xlab="vzdálenost [cm]", ylab="vzdálenost [cm]", type= 'n') text(osa.y~osa.x2, labels= rownames(mapa), data= mapa2, col= c('orange','steelblue','grey')[treatment], font=2)

2. Sloupcový graf sloužení společenstva vodních bezobratlých na Obidové (Obr. 11) sumCH<-sum(vsechny$Chironomidae) sumA<-sum(vsechny$Atrichopogon_sp.) sumO<-sum(vsechny$Oligochaeta) sumDO<-sum(vsechny$Diptera_ostatní) sumP<-sum(vsechny$Nemouridae) sumB<-sum(vsechny$Pisidium_sp.) sumT<-sum(vsechny$Trichoptera) sumC<-sum(vsechny$Coleoptera) par(mar=c(5,8,4,2)) barplot(sort(c(sumA,sumCH,sumO,sumB,sumD,sumP,sumC,sumT),dec=T), log="x",xlab="Počet jedinců", main="Počty jedinců zastoupených skupin", horiz=T, names.arg= jmena, las= 2, cex.names=0.8, xlim=c(50,6000))

3. Krabicové grafy početnosti jedinců v experimentálních skupinách vsechny<-read.delim ("clipboard") vsechny$vzorek<- factor(vsechny$vzorek, levels=c("klec","kontrola","blešivec"))

#blešivec (Obr. 12) par(las=1) plot(G.fossarum~vzorek, data=vsechny, xlab="Vzorek", ylab="Počet blešivců", col=c('grey','steelblue','orange'), main="Množství blešivců ve vzorcích")

# pakomárci, pakomáři, červi (Obr. 13) par(las=1)

plot((Chironomidae+Atrichopogon_sp.+Oligochaeta)~vzorek, data=vsechny, xlab="Vzorek", ylab="Počet pakomárců, pakomárů a červů", col=c('steelblue','grey','orange'), main="Množství pakomárců, pakomárů a červů ve vzorcích")

#pakomárci (Obr. 14) par(las=1) plot(Atrichopogon_sp.~vzorek, data=vsechny, xlab="Vzorek", ylab= "Počet larev pakomárců",col=c('steelblue','grey','orange')) title("Množství pakomárců rodu Atrichopogon ve vzorcích")

# pakomáři (Obr. 15) par(las=1) plot(Chironomidae~vzorek, data=vsechny, xlab="vzorek", ylab= "Počet larev pakomárů", col=c('steelblue','grey','orange'), main="Množství pakomárů ve vzorcích")

# červi (Obr. 16) par(las=1) plot(Oligochaeta~vzorek, data=vsechny, xlab="Vzorek", ylab= "Počet červů", col=c('steelblue','grey','orange'), main="Množství červů ve vzorcích")

# hrachovky (Obr. 17) par(las=1) plot(Pisidium_sp.~vzorek, data=vsechny, xlab="Vzorek", ylab= "Počet hrachovek", col=c('steelblue','grey','orange'), main="Množství hrachovek ve vzorcích")

4. Čárový graf počtu živých pakomárů v čase (Obr. 19) experiment2<-read.delim ("clipboard") experiment2$miska<-as.numeric(experiment2$miska) nmiska<-max(experiment2$miska) xrange<-range(experiment2$cas) yrange<-range(experiment2$zivy) par(mar=c(4,4,1,0.1)) plot(xrange,yrange, type="n", xlab="Hodiny", ylab="Počet živých pakomárů", axes= F) for (i in 1:nmiska) { Miska<-subset(experiment2, miska==i) lines(Miska$cas, jitter(Miska$zivy, 0.1), lwd=10, col= adjustcolor('grey10', alpha= 1/3))} axis(1, at= c(0,3,24,48)) axis(2) box()

title("Počet živých pakomárů v čase")

5. Modelované střední hodnoty abundancí s 95% konfidenčními intervaly (Obr. 18) library(MASS)

# pakomárci summary(glm.nb(Atrichopogon_sp. ~ vzorek, data=vsechny)) m1.nb<-glm.nb(Atrichopogon_sp. ~ vzorek, data=vsechny) overdisp(m1.nb) windows() par(mfrow=c(2,2)) plot(m1.nb, which= 1:4)

predA<- data.frame(vzorek= factor(levels(vsechny$vzorek))) predA$fit<- predict(m1.nb, se= T, newdata= predA)$fit predA$se<- predict(m1.nb, se= T, newdata= predA)$se predA$atrich<- exp(predA$fit) predA$upper<- exp(predA$fit + 2*predA$se) predA$lower<- exp(predA$fit - 2*predA$se)

predA$vzorek<- factor(predA$vzorek, levels=c("klec","kontrola","blešivec")) plot(atrich ~ vzorek,xlab="Vzorek",ylab="Počet jedinců", data=predA, ylim=c(110,

480),

main = "Pakomárci" ) lines(c(1,1), c(predA$lower [1],predA$upper [1])) lines(c(2,2), c(predA$lower [2],predA$upper [2])) lines(c(3,3), c(predA$lower [3],predA$upper [3]))

# červi summary(glm.nb(Oligochaeta ~ vzorek, data=vsechny))

m2.nb<-glm.nb(Oligochaeta ~ vzorek, data=vsechny) overdisp(m2.nb)

par(mfrow=c(2,2)) plot(m2.nb, which= 1:4) predO<- data.frame(vzorek= factor(levels(vsechny$vzorek))) predO$fit<- predict(m2.nb, se= T, newdata= predO)$fit predO$se<- predict(m2.nb, se= T, newdata= predO)$se predO$oligo<- exp(predO$fit) predO$upper<- exp(predO$fit + 2*predO$se) predO$lower<- exp(predO$fit - 2*predO$se)

predO$vzorek<- factor(predO$vzorek, levels=c("klec","kontrola","blešivec")) plot(oligo ~ vzorek, data=predO,xlab="Vzorek", ylab="Počet jedinců",

main = "Červi", ylim=c(60, 200)) lines(c(1,1), c(predO$lower [1], predO$upper [1])) lines(c(2,2), c(predO$lower [2], predO$upper [2])) lines(c(3,3), c(predO$lower [3], predO$upper [3]))

# pakomáři summary(glm.nb(Chironomidae ~ vzorek, data=vsechny)) m3.nb<-glm.nb(Chironomidae~ vzorek, data=vsechny) overdisp(m3.nb)

par(mfrow=c(2,2)) plot(m3.nb, which= 1:4) predCh<- data.frame(vzorek= factor(levels(vsechny$vzorek))) predCh$fit<- predict(m3.nb, se= T, newdata= predCh)$fit predCh$se<- predict(m3.nb, se= T, newdata= predCh)$se predCh$chiro<- exp(predCh$fit)

predCh$upper<- exp(predCh$fit + 2*predCh$se) predCh$lower<- exp(predCh$fit - 2*predCh$se)

predCh$vzorek<- factor(predCh$vzorek, levels=c("klec","kontrola","blešivec")) plot(chiro ~ vzorek, data=predCh,xlab="Vzorek", ylab="Počet jedinců",

main="Pakomáři", ylim=c(80, 190)) lines(c(1,1), c(predCh$lower [1],predCh$upper [1])) lines(c(2,2), c(predCh$lower [2],predCh$upper [2])) lines(c(3,3), c(predCh$lower [3],predCh$upper [3]))

# pakomárci, pakomáří, červi summary(glm.nb((Chironomidae + Atrichopogon_sp. + Oligochaeta) ~ vzorek,

data=vsechny)) m5.nb<-glm.nb((Chironomidae + Atrichopogon_sp. + Oligochaeta) ~ vzorek,

data=vsechny) overdisp(m5.nb)

windows() par(mfrow=c(2,2)) plot(m5.nb, which=1:4) predChAO<-data.frame(vzorek= factor(levels(vsechny$vzorek))) predChAO$fit<- predict(m5.nb, se= T, newdata= predChAO)$fit predChAO$se<- predict(m5.nb, se= T, newdata= predChAO)$se predChAO$ChAtOl<- exp(predChAO$fit) predChAO$upper<- exp(predChAO$fit + 2*predChAO$se) predChAO$lower<- exp(predChAO$fit - 2*predChAO$se)

predChAO$vzorek<- factor(predChAO$vzorek, levels=c("klec","kontrola","blešivec")) plot(ChAtOl ~ vzorek, data=predChAO, xlab="Vzorek",

main="Pakomárci, pakomáři a červi",

ylab="Počet jedinců", ylim=c(275, 770)) lines(c(1,1), c(predChAO$lower [1], predChAO$upper [1])) lines(c(2,2), c(predChAO$lower [2], predChAO$upper [2])) lines(c(3,3), c(predChAO$lower [3], predChAO$upper [3]))

# hrachovky summary(glm.nb(Pisidium_sp.~ vzorek, data=vsechny)) m7.nb<-glm.nb(Pisidium_sp. ~ vzorek,

data=vsechny)

predP<-data.frame(vzorek= factor(levels(vsechny$vzorek))) predP$fit<- predict(m7.nb, se= T, newdata= predP)$fit predP$se<- predict(m7.nb, se= T, newdata= predP)$se predP$pisid<- exp(predP$fit) predP$upper<- exp(predP$fit + 2*predP$se) predP$lower<- exp(predP$fit - 2*predP$se)

predP$vzorek<- factor(predP$vzorek, levels=c("klec","kontrola","blešivec")) plot(pisid ~ vzorek, data=predP,xlab="Vzorek", ylab="Počet jedinců",

main= "Hrachovky", ylim=c(20,150)) lines(c(1,1), c(predP$lower [1], predP$upper [1])) lines(c(2,2), c(predP$lower [2], predP$upper [2])) lines(c(3,3), c(predP$lower [3], predP$upper [3]))