Univerzita Palackého V Olomouci Přírodovědecká Fakulta Katedra Ekologie a Životního Prostředí

UNIVERZITA PALACKÉHO V OLOMOUCI PŘÍRODOVĚDECKÁ FAKULTA KATEDRA EKOLOGIE A ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ

Bc. Roman Baran

Faktory ovlivňující výskyt vranky pruhoploutvé (Cottus poecilopus)

Faktors influencing occurrence sculpin (Cottus poecilopus)

Diplomová práce

Studijní program: B1501 Biologie Obor: Hydrobiologie Prezenční studium

Vedoucí práce: Doc. RNDr. Martin RULÍK, Ph.D.

Olomouc 2012

Prohlašuji, že jsem předloženou práci vypracoval samostatně. Použitou literaturu a všechny zdroje, z kterých jsem čerpal při zhotovení práce, jsou v textu citovány a jsou uvedeny v seznamu použité literatury.

V Olomouci …………………………. ………….……………………………. Roman Baran

Tímto bych chtěl poděkovat zejména Doc. RNDr. Martinu Rulíkovi, Ph.D., za odborné vedení a cennné rády, které jsem využil při tvorbě diplomové práce, za půjčení separátů a pomůcek potřebných pro terenní výzkum. Rád bych poděkoval Bc. Miroslavovi Kubínovi, na jehož popud a výborné spolupráci mohla tato diplomová práce vzniknout. Děkuji taky Mgr. Evženu Tošenovskému, za množství cenných rad a pomoc při zpracování statistické části. Doc. RNDr. Bohumíru Lojkáskovi, CSc. chci poděkovat za cenné rady a připomínky. Za vypůjčení přístrojů a dalších pomůcek potřebných v terenních výzkumech děkuji RNDr. Vladimíru Uvírovi, Dr.

Abstrakt

O životních nárocích vranky pruhoploutvé (Cottus poecilopus) máme poměrně málo informací. V této práci bylo hodnoceno 9 lokalit na třech tocích v povodí Rožnovské Bečvy, na 3 úsecích se sledovaný druh nevyskytuje. Nepřítomnost byla potvrzena elektro odlovem. V roce 2010 a 2011 bylo hodnoceno 18 vybraných faktorů – fyzikálně- chemické vlastnosti vody, množství makrozoobentosu a preferované potravy, granulometrie a hydroekologický monitoring toků. Na lokalitách bez přítomnosti vranky byly prokazatelně vyšší teploty, konduktivita, pH naopak nižší množství kyslíku, redox-potenciál a potravně preferované čeledi makrozoobentosu. Výsledky lépe objasňují biologické a ekologické nároky vranky. Klíčová slova Dolnopasecký potok, Starozuberský potok, Zákopecký potok, fyzikálně-chemické vlastnosti, makrozoobentos, granulometrie, hydroekologický monitoring

Abstrakt

The life demands sculpin (Cottus poecilopus) have relatively little information. In this study evaluated 9 localities on three streams in the watershed Roznovska Bečva, into 3 sections of the monitored species is absent. Absence was confirmed by electro fishing. In 2010 and 2011 were evaluated 18 selected factors - physical-chemical properties of water, number of macroinvertebrate and preferred food, granulometry and hydroecological monitoring flows. At locations without the presence of sculpin were significantly higher temperature, conductivity, pH, but lower amounts of oxygen, redox potential and preferred food macroinvertebrate families. The results explain of better biological and ecological requirements of sculpin. Keywords Dolnopasecký stream, Starozuberský stream, Zákopecký stream, physico-chemical characteristics, macroinvertebrate, granulometry, Hydroecological monitoring

Obsah

Úvod ...... 1 1. Cíle práce ...... 2 2. Úvod do problematiky ...... 3 2.1 Začlenění vranky do zoologického systému ...... 3 2.2 Popis a charakteristika druhu ...... 4 2.3 Rozmnožování ...... 5 2.4 Biologie a ekologické nároky ...... 6 2.5 Potrava ...... 8 2. 6 Konkurenční vztahy ...... 9 2.7 Rozšíření ve světě ...... 11 2.8 Výskyt v České republice ...... 12 2.9 Ohrožení a ochrana ...... 12 3. Lokality ...... 15 3.1 Předchozí výzkum ...... 15 3.2 Rožnovská Bečva ...... 15 3.3 Dolnopasecký potok (Věřmiřovský p.) ...... 16 3.4 Starozuberský potok ...... 17 3.5 Zákopecký potok (Hutiský) ...... 18 4. Materiál a metodika ...... 20 4.1 Určení fyzikálních vlastností ...... 20 4.1.3 Stanovení pH a konduktivity ...... 20 4.1.4 Měření rychlosti proudu ...... 21 4.1.4 Oxidačně-redukční potencionál ...... 21 4.2.1 Stanovení obsahu organického uhlíku (TOC) ...... 21

- 4.2.2 Stanovení dusičnanů NO3 -N ...... 22 3- 4.2.3 Stanovení fosforečnanů PO4 ...... 22

4.2.4 Stanovení biochemické spotřeby kyslíku (BSK5) ...... 23 4.3.1 Odběr makrozoobentosu ...... 23 4.3.2 Potrava vranek...... 24 4.3.3 Zpracování vzorku makrozoobentosu ...... 24 4.3.4 Odběr dnových sedimentů ...... 26

4.3.5 Hydroekologický monitoring ...... 27 4.4. Zpracování dat ...... 27 5. Výsledky ...... 28 5.1 Fyzikální vlastnosti ...... 28 5.1.1 Teplota ...... 28 5.1.2 Množství kyslíku ...... 29 5.1.3 Konduktivita ...... 30 5.1.4 pH...... 31 5.1.5 Rychlost proudu a průtok ...... 32 5.1.6 Oxidačně-redukční potenciál ...... 33 5.2.1 Chemické vlastnosti ...... 34

5.2.1 TOC a BSK5 ...... 34 5.2.2 Dusičnany a fosforečnany ...... 34 5.2.2 Porovnání lokalit podle fyzikálně-chemických vlastností ...... 35 5.3. Biotické a abiotické faktory ...... 36 5.3.1 Makrozoobentos základní údaje ...... 36 5.3.2 Makrozoobentos denzita ...... 36 5.3.3 Kvantitativní Sőrensenův index ...... 37 5.3.4 Potrava vranek...... 38 5.3.5 Substrát ...... 39 5.3.6 Hydroekologický monitoring ...... 40 5.3.7 Korelace početností vranky a pstruha ...... 40 5.3.8 Analýza podobnosti v rámci všech sledovaných faktorů ...... 41 6. Diskuze ...... 42 6.1. Návrh managementu sledovaných toků ...... 51 Závěr ...... 53 Seznam zkratek ...... 54 Seznam použité literatury ...... 55 Seznam příloh...... 66

Úvod

Pokud chceme nějaký druh chránit, potřebujeme mít maximum dostupných informací o jeho biologických a ekologických nárocích. Je nutné znát jeho potřeby a naopak i faktory, které jedincům daného druhu nevyhovují. Sebenákladnější management, který nerespektuje potřeby daného taxonu, je obvykle zcela neefektivní a udržení a posílení populací druhu nezabezpečí. O ekologii a bionomii vranky pruhoploutvé známe poměrně málo, vždyť první záznamy o výskytu tohoto druhu na našem území jsou asi 60 let staré (Oliva 1949, Balon 1952). Tomuto druhu se věnovalo poměrně málo studií, jelikož nedorůstá velikosti, kdy může být pro člověka jakkoliv využitelná. Vranka je velmi náročná na čistotu vody toku. Při úpravách prováděných těžkou technikou přímo v toku, může docházet k výraznému snížení početnosti jejich populací nebo k jejímu úplnému vymizení. Tato práce je zaměřena na porovnání podmínek na lokalitách, kde byla vranka zjištěna a lokalit, kde výskyt nebyl zjištěn. Mělo by se tedy jednat o kombinaci faktorů, které existenci vitálních populací druhu umožňují s těmi, které naopak jedincům daného druhu nevyhovují a jsou pro jejich přežívání a rozmnožování jedinců nepříznivé. Pozorování bylo provedeno na nově zjištěných lokalitách výskytu vranky pruhoploutvé v povodí Rožnovské Bečvy.

1. Cíle práce

Hlavním cílem práce bylo změřit základní fyzikální a chemické parametry ve vybraných přítocích Rožnovské Bečvy a posoudit rozdílnost lokalit, v nichž vranka žije s těmi, kde její výskyt nebyl ichtyologickým průzkumem prokázán. K dílčím úkolům náleželo zjištění biotických i abiotických faktorů na základně odběru dnových sedimentů a makrozoobentosu pro posouzení úkrytové kapacity prostředí a potravní nabídky v příslušném úseku. Posouzením „antropogenních vlivů“ na základně hydroekologického monitorování byla posouzena ekologická kvalita toků a jejich případné narušení. Posoudit, zda může docházet ke konkurenci s potoční formou pstruha obecného (Salmo trutta morpha fario). Jedním z cílů teoretické části práce bylo vypracovat přehled literárních zdrojů, které se zabývají biologii daného druhu a formou rešerše zpracovat dostupné vědecké články a monografie. Všechny zjištěné poznatky budou sloužit k detailnějšímu objasnění, životních a ekologických nároků vranky pruhoploutvé, což by mohlo přispět k zlepšení ochranářského přístupu k tokům, které tento druh osidluje.

Hypotézy

 Na referečních lokalitach se odlišují vybrané faktory od úseku bez výskytu vranky.  Vyskyt vranky je vázán na lokality, kde je dostatečné množství vhodných mikrohabitatů.  Úpravy toků snižují množství habitatů pro vranku optimálních.  Vysoká početnost pstruhů může značně konkurovat vrance.

2. Úvod do problematiky

První zmínky o výskytu vranky pruhoploutvé na našem území jsou z druhé poloviny 20. Století (Oliva 1949, Balon 1952). Tento druh se vyskytuje společně s pstruhem obecným v horských tocích bystřinného charakteru. V těchto tocích tvoří jedinou icthyofaunu. Významný podíl prací se věnuje převážně konkurenci vranky a pstruha (Straškraba 1966, Zelinka 1971, Orság a Zelinka 1974, Dahl 1998, Holmen 2001, Hesthagen et al. 2011). V některých dřívějších pracích (Straškraba 1966, Orság a Zelinka 1974) se setkáváme s názorem, že vranka výrazně konkuruje pstruhovi, a proto je škodlivá. Postupně se ukázalo, že to není úplně pravda, naopak se zjistilo, že vranka je velmi citlivá na změny ve vodním prostředí, proto nyní slouží jako biodikační druh (Baruš a Oliva 1995b). Podle legislativy je chráněna zákonem č. 114/1992 Sb., o ochraně přírody a krajiny (zákony a normy 1.) a ve vyhlášce MŽP ČR č. 395/1992 Sb., (zákony a normy 2.) je vedena jako ohrožený druh. Tímto se stává klíčovým bodem střetů zájmů ochrany přírody, správců toků a rybářské organizace. Dalším výzkumem biologických a ekologických nároků této ryby můžeme tento to střet zájmů významně eliminovat.

2.1 Začlenění vranky do zoologického systému

Vranka pruhoploutvá je zařazena v systému do čeledě Cottidae (Tab. 1). Čeleď zahrnuje velký počet rodů (přes 60) obsahující více než 300 druhů, které se vyskytuji převážně na severní polokouli, v mírném až subpolárním pásu (Baruš a Oliva 1995b). Většina druhů jsou mořské ryby (Yokoyama a Goto 2005). Na území Evropy a Asie nalezneme 4 rody. V ČR a SR se vyskytují zástupci pouze jediného rodu. Sladkovodní druhy jsou většinou přizpůsobeny bentickému životu a nemají plynový měchýř (Baruš a Oliva 1995b). V ČR se vyskytují dva druhy toho rodu vranka obecná (Cottus gobio) a vranka pruhoploutvá. V některých tocích můžeme naleznout společně oba druhy např. Moravice, Morávka, Opava, Ostravice a Vsetínská Bečva většinou se jedná o krátké úseky (Lojkásek a Lusk 2001, Lusk a Lojkásek 2009). V místech styku může docházet ke

3 křížení, pouze v případě, že je nedostatek potenciálních partnerů stejného druhu (Andreasson 1969a).

Tab. 1 Zařazení do systému (FishBase online 2010)

Říše: Animalia Kmen: Chordata Třída: Actinopterygii Řad: Scorpaeniformes Čeledˇ: Cottidae Rod: Cottus Druh Cottus poecilopus (Heckel, 1836)

2.2 Popis a charakteristika druhu

Společného předka lze datovat někdy do pliocénu-pleistocénu. C. poecilopus nejspíš tvoří komplex několika druhů. C. gobio dle molekulární analýzy je sesterský druh C. poecilopus (Yokoyama and Goto 2005), proto mají velmi podobnou bionomii a ekologické nároky (Merta 2008, Lusk a Lojkásek 2009). Centrem šíření je nejspíše jihovýchodní Asie. C. volki, kterou nalezneme v oblasti jižním Primorie v Rusku, má několik morfologických znaků podobných komplexu C. poecilopus proto je předpoklad, že je to předek tohoto komplexu. V období posledního glaciálu nalezly vranky refugium v horní části povodí řeky Ob, odkud se potom šířily do Skandinávie a střední Evropy (Yokoyama et al. 2008). Na základě genetických analýz provedených na našem území můžeme předpokládat výskyt dvou komplexů vranky pruhoploutvé – komplex z úmoří Baltského moře (povodí Odry) a z komplexu úmoří Černého moře (povodí Moravy) (Lusk et al. 2008). Naše druhy vranek jsou si na první pohled velmi podobné, ale existuji znaky, které je velmi snadno determinují, některé znaky jsou patrné na první pohled, jiné se dají rozeznat s pomocí lupy. Vranka pruhoploutvá má na břišních ploutvích charakteristické skvrny, které tvoří souvislé pruhování, ploutve dosahují až k řitnímu

4 otvoru. Hlava je oblejší a rypec je kratší (Hanel 2001, Hanel a Lusk 2005). Různá je i vzdálenost mezi očima. Vranka obecná má pouze jednu hlenovou žlázu ve středu rypce (Frilund et al. 2009). Liší se i délka vnitřního paprsku břišní ploutve, kdy u vranky obecné je delší než polovina celkové délky ploutve, zatímco u vranky pruhoploutvé nedosahuje ani 40 % nejdelšího paprsku (Dungel a Řehák 2011). Vzhledem k tomu, že nedosahuje velkého vzrůstu, nemá pro člověka velký hospodářský význam. Může sloužit jako potrava větších pstruhů (Hanel a Lusk 2005), v minulosti se používala jako nástraha pro lov lososovitých ryb (Vodinský 1962). Patří však mezi druhy bioindikační, protože vyžaduje velmi čistou vodu (Baruš a Oliva 1995b). Jedná se o málo pohyblivé ryby s velkou dorzoventrálně zploštěnou hlavou a s širokou tlamou na čelistech jsou malé zoubky. Kůže je slizovitá bez šupin. Hřbet je hnědý až zelenohnědý s drobnými skvrnkami. Má dvě rozdělené hřbetní ploutve. Na bocích je 4 – 5 větších tmavých skvrn, z nichž poslední je umístěna při základu ocasní ploutve. (Hanel 2001, Hanel a Lusk 2005). Břicho je bíle až nažloutlé. Nemá úplnou boční čaru (Pospíšil 2000). Břišní ploutve jsou posunuty až na úroveň ploutví prsních. Počet skvrn, které jsou charakteristické pro vranku pruhoploutvou, dosahují počtu 15. Hřbetní ploutev je na začátku a na konci tmavě orámovaná (Baruš a Oliva 1995b). Celková délka těla je obvykle 12 – 15 cm, vzácně do 20 cm. Jedná se o krátkověkou rybu, která se dožívá 5 - 6 let. Nejstarší známý jedinec měl 8 let (Hanel a Lusk 2005). Věk zjistíme výbrusem otolitů nebo jej lze zjistit podle tělesné velikosti, i když to není zcela přesná metoda a velikostní kategorie mohou být v rozdílných podmínkách velmi variabilní. Podle Hanela a Luska (2005) dorůstá v 1. roce života 29 – 32 mm délky těla, v 2. 42 – 55 mm, v 3. 58-78 mm, ve 4. 71 - 85 mm a v 5. roce 92 – 93 mm. Hlava tvoří přibližně 25 % délky těla. Průměrná hmotnost adultních jedinců se pohybuje v rozmezí 6 - 15 g, maximum do 40 g, největší jedinci až 100 g (Atlas ryb online 2011)

2.3 Rozmnožování

Vranky se vytírají v březnu až květnu. Samci mají větší hlavu a ploutve. V období tření mají samci tmavší zbarvení a oranžově zbarvený okraj přední hřbetní ploutve,

5 samice jsou výrazněji mramorově zbarvené (Baruš a Oliva 1995b, Hanel 2001). Pohlavní dospělosti samci dosahují ve 2. roce života, samice později nejčastěji ve 3 – 4. Počet a velikost jiker jsou závislé na velikosti samice (Abdoli et al. 2005, Przybylski a Borowska 1998). Množství jiker se pohybovalo mezi 70 až 896 kusy, velikost samic byla mezi 57 a 134 mm (Abdoli et al. 2005). Jurajda (1992) spočítal průměrnou snůšku 31 samic o velikosti 63 – 109 mm na 371 ks a průměrnou velikost na 1.83 mm. Samice připlouvají do teritoria samce, zde se v jeho úkrytu třou a poté lepí jikry na spodní stranu kamenů a samci je oplodňují, vypouštěním spermií (Byeon et al. 1995). Spermie přežijí 120 – 140 minut v 50 mmol.l-1 roztoku NaCl. Rychlost pohybu spermii je 50 ± 2,1 µm.s-1 (Lahnsteiner et al. 1997). Vranky patří mezi druhy, které staví hnízdo nebo využívají různé dutiny a úkryty a samci je střeží (Lojkásek 1996). Samci ochraňují hnízdo do vylíhnutí plůdku asi 12 dní. Během této doby samci ztrácejí až 20 % tělesné váhy, proto si samice vybírají samce větší a v lepší kondici (Bisazza and Marconato 1988). Pokud je ztráta váhy už kritická a mohlo by dojít k uhynutí samce, uchyluje se samec ke konzumaci svých vlastních jiker (Marconato et al. 1993)

2.4 Biologie a ekologické nároky

Vranka pruhoploutvá je bentická ryba, která osidluje horské potoky a říčky s kamenitým dnem, kde vyhledává vhodné úkryty. Vyskytuje se ve vyšších nadmořských výškách než vranka obecná, hranice je přibližně 500 m. n. m. (Baruš a Oliva 1995b). Může obsazovat i pramenné stružky toků. Pohybuje se pomocí menších skoků, které mohou dosahovat 30 – 50 cm, jsou schopné překonat proud o rychlosti až 1 m.s-1 (Lusk a Lojkásek 2009). Aktivní je především za soumraku, menší pohyblivost je zaznamenána v zimě. V letních měsících může být aktivita rozdělena na dvě období a to za soumraku a těsně před východem slunce. Pohybová aktivita je taky závislá na intenzitě světla a teplotě, při zatažených dnech v zimě může být v činnosti po většinu dne (Andreasson 1969b). Za polárním kruhem naopak platilo, že aktivita byla převážně za světelné fáze dne, jen v létě byla pohybová činnost přesunuta do období soumraku. Po přesunutí vranek o 11° níže, se pohybovaly převážně za soumraku. Je jasné, že tento druh má fázový posun v závislosti na zeměpisné šířce (Andreasson a Müller 1969, Andreasson 1973).

Denní pohyby jsou relativně malé maximálně několik metrů denně (Lusk a Lojkásek 2009). Rychlost pohybu je závislá na teplotě vody, při teplotě 10 °C je schopná vyvinout plovací rychlost až 112 cm.s-1, při teplotě 20 °C je maximální plovací rychlost cca 83 cm.s-1 (Daněk et al. 2008). V období března až května (období tření) mohou vranky migrovat na vzdálenost až 120 metrů přibližně za 3-4 týdny. Migrace jsou většinou po proudu, až 60 % jedinců migruje tímto směrem. Průměrná vzdálenost pohybu proti proudu byla 6,1 m a po proudu 12 m (Knaepkens et al. 2005). Vranka je přirozeně reofilní ryba, a proto migruje proti proudu nebo po proudu. Vranky se ve Finsku za 15 let rozšířily o 14,2 km proti proudu (Hesthagen and Sandlund 2004). Lusk a Lojkásek (2009) zjistili převážně migraci po proudu v řádech desítek až stovek metrů. Maximální vzdálenost zjištěná proti proudu byla za 3 měsíce asi 80 m. Knaepkens et al. (2005) nalezli dva jedince, kteří migrovali proti proudu - během 9. měsíců do vzdálenosti až 270 m proti proudu. (Fisher 1999) uvádí migraci 28 – 40 % jedinců, ale jen 5 % na vzdálenost větší než 100 m. Vranky jsou ryby teritoriální, velikost území, které si hájí je asi 1 m2 (Byeon et al. 1995). Jako nejvhodnější biotop jsou uváděna peřejnatá místa s mírným proudem do 0,3 m.s-1 s hloubkou okolo 30 cm, s převahou omletých oblázků a štěrkem, kde mohou vranky nalézt úkryt (AOPK 2007, Gosselin et al. 2010). Juvenilní ryby v létě obývají menší hloubky okolo 20 cm, zatímco ryby větší zůstávají v hlubší vodě. V zimě jsou využívána hlubší místa s hloubkou okolo 40 cm. V zimě také více vyhledávají rychlejší proud. U dospělých ryb je využíván substrát od 5 – 250 mm, u juvenilních pak 0 – 100 mm (Liefferinge et al. 2005). Podle Daněk et al. (2008) jsou vyhledávány spíše užší úseky toku. Preference větších kamenů je i u juvenilních ryb, pokud je však vysoká hustota jedinců na lokalitě, jsou mladší jedinci vytlačení staršími na jemnější substrát. Podle (Prenda et al. 1997) využívají vranky substrát v závislosti na velikosti těla. Pokud jsou na lokalitě makrofyta, jsou vybírána méně než hrubší substrát. Dále jsou vhodné habitaty, které jsou zastíněny pobřežní vegetací (Davey et al. 2005). Teplota, při které jsou vranky schopné konzumovat potravu, je v rozmezí 26,6 ± 0,16 °C a 4,2 ± 0,20 °C. Kritické hodnoty, kdy je doba přežití jen několik minut, jsou 32,5 ± 0,24 °C a 0 ± 0,29 °C (Elliott and Elliott 1995). Vranky jsou schopné tolerovat vysoké koncentrace dusíkatých látek. Oproti tomu vysoká koncentrace látek typu DOC (> 3 mg C l-1) mohou negativně ovlivňovat výskyt (Utzinger et al. 1998).

V závislosti na podmínkách může být denzita velmi proměnlivá. Do 500 ks.ha-1 lze považovat hustotu vranek za nízkou, početnost do 2500 ks.ha-1, lze považovat za průměrnou (Jurajda et al. 1993, Lojkásek a Lusk 2001, Lusk a Lojkásek 2009, Kubín 2009). Nejvyšší ojedinělé hodnoty nad 10000 ks.ha-1 byly u nás zaznamenány např. v Opavici mezi Hynčicemi a Holčovicemi (Lojkásek a Lusk 2001). Mezi nejvýznamnější predátory vranek patří větší pstruzi, hlavně v období tření vranek, kdy opouštějí své úkryty a jsou snadněji uloveny (Zelinka 1971). Vranky mohou tvořit významný podíl potravy až 70 % vydry říční (Lutra lutra), hlavně na podzim a na jaře, při dominanci vranky v toku (Poledník et al. 2004). Infekční onemocnění vranek převážně způsobují žábrohlísti (Gyrodactylus spp.). Existuje asi 5 druhů, kteří parazitují na vrankách (Harris et al. 2004). Podle Winger et al. (2008) byl objeven šestý druh, který byl nalezen na Slovensku je tedy možné, že se rozšíří i k nám. Mezi další cizopasníky patří Cerpidostomum farionis (Trematoda), Cyathocephalus truncatus (Cestoda), Echinorhynchus bodalis (Acanthocephala) (Baruš a Oliva 1995b).

2.5 Potrava

Trávicí ústrojí ryb je všeobecně poměrně jednoduše uspořádané. Většinou začíná ústní štěrbinou vedoucí do ústní dutiny. U vranek jsou čelisti opatřeny zoubky. Za ústní dutinou je hltan, ten postupně přechází v jícen, jícen přechází v žaludek. Ústní dutina je vyložena sliznicí z vícevrstevného epitelu, mezi epitelem jsou vtroušeny vysoké pohárkové buňky, které vylučují sliz. Ryby nemají slinné žlázy, takže chybí enzymatická funkce slin. Potrava není zvlhčována, naopak je tendence se zbavovat přebytečné vody. V žaludku je vylučován pepsin, který v kyselém prostředí štěpí bílkoviny. Sliz tvoří ochranu proti kyselině chlorovodíkové. Ze žaludku pokračuje potrava do tenkého střeva, které je jednodušeji stavěno než u suchozemských obratlovců, vranky mají 3 pylorické přívěsky, které nejspíš zvětšují povrch střeva, byla v nich dokázána přítomnost enzymu lipázy. Vzhled vnitřního střevního povrchu tvoří četné řasy a někdy síťovitě uspořádané řasy. Střevo je ukončeno řitním otvorem, jenž je před řitní ploutví. Játra se účastní metabolismu bílkovin, tuků a sacharidů, produkují glykogen a ukládají tuk (Baruš a Oliva 1995a, Gaisler a Zima 2007).

Vranky přijímají potravu po celý rok nejvíce v zimních měsících před třením, ale jen pokud neklesne teplota vody pod kritickou hodnotu 4,2 °C. Potravu vyhledávají pod kameny méně na kamenech, vranky nejsou příliš vybíravé a většinu potravy konzumují v proudu (Orság a Zelinka 1974). Největší podíl v potravě tvoří larvy pakomarů čeledi Chironomidae (30,8 %), jepice rodu Baetis (13,7 %) a chrostíci podřádu Integripalpia (12,9 %) (Maceček 2002). Další využívané druhy jsou velké druhy jepic rodu Ecdyonorus, pošvatky rodu Perla a chrostíky rodu Hydropsyche a Rhyacophila (Zelinka 1971). Podle Orsága a Zelinky (1974) v období tření pstruhů nebyly v trávicích traktech vranek jikry pstruhů. Nejmladší ryby konzumují hlavně zástupce čeledi Chironomidae; na podzim kdy už jsou ryby větší, jsou v jejich potravě zastoupeny i malé nymfy pošvatek a jepic. V dalších letech se snižuje podíl Chironomidae a naopak se zvyšuje podíl pošvatek a jepic, protože jsou mnohem větší a taky nutričně výživnější (Adamicka 1991). Při vysoké hustotě chrostíku rodu Polycentropus a Hydropsyche, kteří si staví sítě, tyto využívají Chironomidae jako úkryt, a proto mohou být méně dostupné pro vranky (Englund and Evander 1999).

2. 6 Konkurenční vztahy

Vranka žije v horských potocích, které nejčastěji obývá společně s pstruhem obecným. V dolních částech toku může být součástí ichtyofauny ještě střevle potoční (Phoxinus phoxinus), lipan podhorní (Thymalus thymalus) případně mřenka mramorovaná (Barbatula barbatula). V závislosti na rybářském obhospodařování mohou být do toků vysazování i pstruzi duhoví (Oncorhynchus mykiss) a siven americký (Salvelinus fontinalis) (Zelinka 1971). Pokud se vyskytují vranky a pstruzi společně, byl zjištěn pomalejší růst pstruhů, tzn., že může vznikat interspecifická kompetice mezi těmito druhy (Vøllestad et al. 2002). Hesthagen et al. (2004a) pokazují na to, že pokud se zvýší hustota vranek, sníží se početnost juvenilních pstruhů. Pokud v daném roce chyběli větší larvy čeledi Chironomidae, potrava vranek byla velmi podobná mladým jedincům pstruha. Schoener index, jedná se o index, který porovnává podobnost potravy na základě překrytí, uvádí se buď v desetinném čísle, nebo v procentech, tento index dosahoval hodnot až 0,8. Preference habitatu je taky velmi podobná, adultní jedinci pstruha využívají velmi hrubý substrát (17 – 21 cm), jen se pohybují ve vodním

9 sloupci, vranky jsou bentické a využívají velkých kamenů jako úkryty. Juvenilní vranky preferují spíše jemnější substrát (8 – 11 cm), ale při vysoké hustotě dochází často k vytlačování mladších jedinců ještě na jemnější substrát. Při využívání substrátu mezi velkými vrankami a malými jedinci pstruha platí podobné pravidlo jako mezi různými generacemi vranek (Hestgagen a Heggenes 2003). Mladí pstruzi využívají hloubky 20 - 30 cm a spíše oblázky než štěrk. Juvenilní pstruzi za přítomnosti vranky častěji migrovali po proudu (Bardonnet a Heland 1994). Oba druhy vranek u nás využívaji jiné habitaty, a proto mohou na některých místech společně koexistovat. Vranka obecná se vyskytuje v nižších úsecích, využívá silnější proud, nižší hloubky, vyšší teploty a nižší množství rozpuštěného kyslíku (Andreasson 1969a). Pstruzi konzumují menší larvy (Chironomidae), velké larvy jsou méně pohyblivé a také jsou více ukryty, proto jsou snadněji ulovitelné vrankami než pstruhy. Pstruzi dále konzumují larvy chrostíků, větší nymfy pošvatek a jepic. Pstruzi více využívají spadlý hmyz a driftující makrozoobentos (Dahl 1998, Kreivi 1999, Holmen 2001). Proto se více pohybují ve vodním sloupci a vystavují se více predátorům (Holmen et al. 2003). Při obdobích sucha více strádají v konkurenci pstruzi, protože se snižuje drift a omočená plocha koryta. Bentické vranky mají výhodu v tom, že jejich potrava je dostupná i při nižším stavu vody (Eliott 2006). Vranka konzumuje převážně larvy pakomárů a chrostíků. V podzimním období při soumraku byla podobnost potravy vranek a pstruhů podobná až z 90 % (Hesthagen et al. 2011). Potrava pstruha je z největší části tvořena hmyzem spadlým do vody, následují larvy chrostíků a larvy i kukly muchniček (Simuliidae). Mladší jedinci střevle (0 + a 1 +) konzumovaly nejvíce larvy pakomárů, ale v dalších letech převládaly vláknité řasy (Straškraba et al. 1966). V řekách, kde migrují a vytírají se lososi, byla zjištěna velká konkurence mezi vrankou a strdlicemi lososa obecného (Salmo salar). V řece, kde byly vranky, byl signifikantně nižší růst strdlic než v řekách bez vranek (Amundsen and Gabler 2008). Míra podobnosti konzumované potravy byla větší než 60 %, nejčastěji se jednalo o larvy pošvatek, chrostíků, jepic a dvoukřídlých (Chiromidae a Simuliidae) (Gabler and Amundsen 2010).

2.7 Rozšíření ve světě

Ve světě je vranka pruhoploutvá rozšířena převážně v Evropě. Jsou dvě hlavní centra: Karpatsko-sudetská a Skandinávská oblast ta je rozdělena na severní část (Finsko, severovýchodní Švédsko a část Norska) a jižní část (Švédsko, Norsko a poloostrov Jutland). V Karpatsko-sudetské oblasti ji nalezneme v jihovýchodním Německu v jezeře Luzin a v jihovýchodním Polsku v jezeře Hancza (Witkowski 1979, Kotusz et al. 2004). Dále je rozšířená v České republice, Slovenské republice, Maďarsku, Rumunsku, Moldávii a Ukrajině (Hanel a Lusk 2005). Tato část je oddělena od Skandinávské nejspíše vlivem znečištění a nevhodností biotopů (Obr. 1).

Obr. 1 Rozšíření Cottus poecilopus ve světě (IUCN online 2011)

2.8 Výskyt v České republice

V České republice je vranka pruhoploutvá rozšířena v povodí Odry a Moravy (Hanel a Lusk 2005). V povodí Odry se vyskytuje v potocích na území Beskyd a Jeseníků (Lojkásek a Lusk 2000). V povodí Moravy je zaznamenána přímo ve vlastním toku Moravy v horním úseku, vyskytuje se v horních úsecích i pravostranných a levostranných přítoků. Z povodí Dyje je jediný záznam z toku Fryšávka a přítoku Mendlovce (Vítek a Spurný 2008). Výskyt je zaznamenán ve 49 registračních čtvercích (11,1 x 12 km) zoogeografické mapovací sítě (Obr. 2) (Lusk et al. 2008)

Obr. 2 Výskyt vranky pruhoploutvé v ČR (Lusk et al. 2008)

2.9 Ohrožení a ochrana

Podle vyhlášky MŽP ČR č. 395/1992 Sb. (zákony a normy 2.) je vranka zařazena v kategorii ohrožený druh. V Červeném seznamu ČR je tento druh vedený jako zranitelný / vulnerable (Lusk et al. 2010). Podle mezinárodního červeného seznamu druh zařazen jako málo dotčený (IUCN online 2011).

Nejvýznamnějším ohrožením pro vranky je devastace jejich biotopu, převážně úpravou koryta, jak v příčném tak podélném profilu. Změny v podélném profilu mění strukturu dna a břehů, tím se zhoršuje kvalita stanovišť vhodných pro vranky. Příčné úpravy zase zabraňují protiproudové migraci. Jako fatální se jeví pojezd těžké techniky v toku (Lusk a Lojkásek 2009). Příčné stavby mění morfologii toku a narušují říční ekosystém. Převážně jako migrační bariéry v toku, který slouží jako biokoridor, tím znemožňují genetický drift směrem proti proudu (Jungwirth 1998, Knaepkens et al. 2004). Příčné objekty také zabraňují pohybu sedimentů. Nad většími jezy se tvoří stojatá voda, kde sedimentují jemné částice, toto nově vytvořené prostředí vrankám nevyhovuje (Lusk a Lojkásek 2009). Utzinger et al. (1998) uvádí výšku příčných objektů, které je vranka schopna překonat do 20 cm od nivelety dna. Podle Luska a Lojkáska (2009) byl jeden jedinec schopen překonat překážku z kulatiny, která tvoří skok oproti niveletě dna přibližně 0,3 m. Předpokládá se, že k překonání překážky dopomohl zvýšený průtok a nízké břehy v okolí prahu z kulatiny. V případě, že existují překážky v migraci, budují se rybí přechody. Maximální rychlost proudu pro vranku v rybím přechodu je 1,1 m.s-1 a skok 0,05 m (Lusk a Lojkásek 2009). Na řece Blatnici byl zjištěn výskyt vranek v rybím přechodu v počtu několika kusů, je ale otázkou, zda jej využívaly k migraci nebo zde našly vhodné podmínky k životu (Knížek 2007). Stavbou malých vodních elektráren v horských bystřinách s derivovaným úsekem nebo menších přehrad v horním úseku toku, dochází k fragmentaci říčního kontinua a degradaci společenstva vlivem odběru vody nebo případným špičkováním. V období špičky dochází k vypouštění velkého množství vody a průtok se může zvýšit oproti normálnímu průtoku 10 – 100 x. U derivovaných úseků dochází ke snížení smáčené plochy, tím se snižuje úkrytová možnost toku. V letních měsících v těchto úsecích dochází k vysokému prohřívání, v zimním období může naopak docházet k promrzání až ke dnu, což může vést ke snížení počtu jedinců (Fischer and Kummer 2000, Sutela and Vehanen 2008). Významný negativní vliv na biologii vranek má i zemědělské a průmyslové využívání krajiny v okolí vodního toku. Vranka je velmi citlivá na znečištění toku a dostatek kyslíku. Například voda z papíren obsahuje velké množství špatně rozložitelného ligninu a celulózy, který se hromadí v substrátu dna. Látky obsažené

13 přímo v odpadní vodě mohou mít přímý vliv na zásoby glykogenu, odumírání jaterních buněk, ztrátu buněčné soudržnosti (Bucher et al. 1992). Využívání okolní krajiny zemědělstvím, zvyšuje přísun dusičnanů a fosforečnanů a chemické spotřeby kyslíku což negativně ovlivňuje hustotu vranek (Sutela and Vehanen 2010). Podle Abdoli et al. (2007) bylo zjištěno, že v teplejších vodách ryby rychleji dospívají, ale dožívají se nižšího věku než v neoteplených tocích. Při zvýšení teploty se zvyšuje množství triglycidů ve svalstvu, zmenšuje se množství triglycidů v gonádách a počet vajíček. Vyšší teplota negativně ovlivňuje rychlost metabolismu a růst (Reyjol et al. 2009). Naopak velmi nízká roční průměrná teplota vody snižuje rychlost růstu v prvních dvou letech života (Hesthagen et al. 2004b).

3. Lokality

3.1 Předchozí výzkum

Na tocích Dolnopasecký, Starozuberský a Zákopecký v povodí Rožnovské Bečvy, provedl Kubín (2009) ichtyologický výzkum. Ve své práci publikuje informace, že na prvních úsecích Dolnopaseckého a Starozuberského potoka nezaznamenal výskyt vranky. V rámci této práce i vymezil nejvyšší výskyt vranky na těchto tocích. Jedná se o recentně doloženou nepřítomnost, kdy vranky se na úsecích nevyskytují poslední tři roky (Kubín 2009, rybáři ústní zdělení 2011, Kubín 2011 nepublikovaná data) jiné data u těchto toků nejsou, vzhledem k tomu, že rybáři se zabývají převážne úlovkem pstruha. Byly tedy vybrány úseky bez prokázané přítomnosti, na Zákopeckém potoce to byl úsek nad úsekem s nejvyšším zjištěným výskytem, k těmto třem úsekům byly přidány vždy dvě lokality na každém toce jako referenční s potvrzeným výskytem sledovaného druhu.

3.2 Rožnovská Bečva

Jedná se o podhorskou říčku patřící do úmoří Černého moře, která pramení na severních svazích Vysoké v nadmořské výšce 940 m n. m. Její delká až po soutok s Vsetínskou Bečvou je 37,6 km. Významnými pravostrannými přítoky jsou Krhovský, Zuberský, Starozuberský, Dolnopasecký potok a Kněhyně. Nejvýznamnější levostranné přítoky jsou Maretka a Solanecký potok. Plocha povodí je 254,4 km2. Průměrný průtok pod Rožnovem p. Radhoštěm je 2,51 m3.s-1 (Rožnovská Bečva online 2011). Zkoumané potoky jsou součástí rybářského revíru Rožnovská Bečva 2 a jsou využívány pro odchov násad pstruha obecného a to ve dvouletých hospodářských cyklech. Na jaře prvního roku je vysazen do toků odkrmený plůdek. Po dvou letech je násada slovena a vysazena do lovných revírů. Po odlovu je opět vysazen odkrmený plůdek. Vybrané toky leží v okolí Rožnova pod Radhoštěm, všechny toky se nacházejí v CHKO Beskydy. Toky Starozuberský a Dolnopasecký patří do geologické provincie

Moraskoslezkých Beskyd, Zákopecký potok náleží do Západních Karpat. Geologická jednotka je tvořena flyšem pískovcem a margurským flyšem. Půdy jsou tvořeny fluvizemí, glejí, organozemí a podzolem. Množství strážek za rok se pohybuje mezi 800 – 1000 mm (Mackovčin et al. 2002). Dolnopasecký a Starozuberský potok patří do klimatických jednotek MW1 (MT1) a MW7 (MT7), první značení podle (Quitt 1971) druhé značení využívá (Tolasz 2006), rozdělení je přibližně v půli toku. Tok Zákopecký patří do MW1 a C7 (CH7). MW1 je charakterizováno krátkým létem, které je mírně chladné a vlhké, zima je průměrně dlouhá, chladná a mírně vlhká s dlouhou sněhovou pokrývkou (příl. 1 - tab. 1). MW7 je popsána s létem normálně dlouhým, mírným, s mírně suchým, zima je normálně dlouhá, teplá a mírně vlhká s krátkým trváním sněhové pokrývky (příl. 1 - tab. 2). C7 je charakteristické krátkým létem mírně chladným a vlhkým, zima dlouhá, mírná, mírně vlhká s dlouho trvající sněhovou pokrývkou (příl. 1 - tab. 3) (Quitt 1971, Tolasz 2006).

3.3 Dolnopasecký potok (Věřmiřovský p.)

Dolnopasecký potok (příl. 2) pramení pod hřebenem Veřovických vrchů ve výšce 740 m n. m. Jedná se o malý horský potok o celkové délce 6,1 km a plochou povodí 10,227 km2. Tok ústí z pravé strany do Rožnovské Bečvy přibližně v 15,7 ř. km jejího toku. Velká část toku protéká osídleným územím, proto je poměrně velká část toku zregulována. Na toku bylo zaznamenáno 75 jezů, které byly převážně z lomového kamene zpěvněné cementovou maltou a 5 balvanitých skluzů. Na horním úseku je vybudována přehrádka, určená k zadržování sedimentů. Správcem toku jsou Lesy České republiky, s. p. Po stránce rybochovné je obhospodařován MO ČRS Rožnov p. Radhoštěm. Lokalita 1 (příl. 3 - obr. 1) úsek se nachází asi 0,8 ř. km od ústí do Rožnovské Bečvy. Na levém břehu se v blízkosti nachází rekonstruovaný hotel Energetic. Oba břehy v celé délce jsou upraveny kamenou dlažbou v betonovém loži. Stromová vegetace se vyskytuje pouze na pravém břehu, tvořena jilmem a olší, zastínění toku vegetací bylo asi ze 40 %. V úseku se vyskytuje jeden kamenný stupeň vyšší než 0,5 m z lomového kamene. Průměrná šířka hladiny je 5-6 m. Hloubka byla v rozmezí 0,05 –

0,2 m, kromě tůně pod jezem, kde hloubka dosahovala až 1,2 m. Dnový substrat byl převážně z kamenů a místy se vyskytovaly balvany (příl. 4 - obr. 1 a 2). Na tomto úseku nebyl zjištěn výskyt vranky. Lokalita 2 (příl. 3 - obr. 1) – úsek je asi 1,7 ř. km od soutoku. Asi 100 metru od firmy UNIPAR proti proudu. Levý břeh je v celé délce upraven kamenným pohozem. Pravý břeh je bez úprav. Vegetace zastiňuje tok z 90 %, na levém břehu se nachází lesní společenstvo s výskytem olše a jilmu, levý břeh je s občasným výskytem stromové vegetace. Šířka toku byla rozmezí 3 až 6 m. Hloubka vody na tomto úseku byla mezi 0,1 – 0,5 m. Substrát byl převážně balvanitý, kamenitý s hrubým štěrkem (příl. 4 - obr. 3 a 4). Lokalita 3 (příl. 3 - obr. 1) – úsek se nachází 3,5 ř. km. Přibližně 50 m proti proudu od dřevěné kapličky. Oba břehy jsou bez známek úprav. Vegetace zastiňuje tok z 80 %, na obou březích je vegetace tvořena olší místy buky a smrky. Průměrná šířka toku je 4,5 m. Výška vodního sloupce byla v rozmezí 0,1 – 0,3 m. Substrát se skládal převážně z balvanů a kamenů (příl. 4 - obr. 5 a 6)

3.4 Starozuberský potok

Starozuberský potok (příl. 2) pramení pod hřebenem Veřovických vrchů ve výšce 960 m n. m. Ve 2,887 ř. km je soutok Starozuberského potoka s potokem Romanovským. Jedná se o horský potok v délce 7,1 km a plochou povodí 12,079 km2. Potok ústí zprava do Rožnovské Bečvy v jejím 12,834 ř. km toku. Střední úsek toku protéká Starým Zubřím, zde je tok nejvíce regulovaný. Na této horské říčce se vyskytuje 60 stupňů, převážně z lomového kamene zpevněného cementovou maltou. Také se na tomto toku vyskuje 7 balvanitých skluzů. Správcem toku je Povodí Moravy, s. p. Lokalita 1 (příl. 3 - obr. 2) – od ústí do Rožnovské Bečvy je tento úsek vzdálen 0,7 ř. km. V blízkosti se nachází kolonie zahrádek. Břehy jsou upraveny asi 70 % starou kamennou dlažbou. Vegetace zastiňuje tok ze 70 %, převážně je tvořena olší. Na úseku se nachází jeden stupeň z kulatiny. Průměrná šířka vodní hladiny je okolo 5 m. Hloubka byla většinou do 0,2 m, jen u tůně vytvořené jezem byla hloubka vyšší. Dnový substrát se skládal převážně z kamenů a hrubším štěrkem, balvany se objevují až na konci úseku. (příl. 4 - obr. 7 a 8). Na tomto úseku není zaznamenán výskyt vranky.

Lokalita 2 (příl. 3 - obr. 2) – vybraný úsek se nachází asi 1,7 ř. km. Je zde levostranný přítok Olšovec. Pod úsekem se nachází brod lesní cesty. Břehy jsou bez jakékoliv úpravy. V okolí toku se nacházejí listnaté stromy převážně olše, které zastiňují tok asi 90 %. Šířka hladiny je v rozmezí 3 – 5 m. Výška vodního sloupce byla v rozmezí 0,1 - 0,3 m. Dnový substrát byl tvořen především kameny a hrubým štěrkem s občasným výskytem balvanů (příl. 4 - obr. 9 a 10) Lokalita 3 (příl. 3 - obr. 2 ) - úsek je asi 3,8 ř. km od ústí. V blizkosti je točna autobusu Staré Zubří. Břehy jsou z 15 % upraveny kamennou dlažbou. Vegetace zastiňuje tok ze 70 % převážně z olše a lísky. Průměrná šířka hladiny je okolo 4 m. Hloubka vody byla do 0,4 m. V dnovém substrátu převažují kameny s občasným výskytem balvanů. (příl. 4 - obr. 11 a 12).

3.5 Zákopecký potok (Hutiský)

Tok pramení pod vrcholem Tanečnice v nadmořské výšce 880 m n. m. Délka toku je asi 5,9 km. Plocha povodí je 10,271 km2. Zákopecký potok je levostranným přítokem Solaneckého potoka v jeho 1,927 ř. km, ten je poté také levostranným přítokem Rožnovské Bečvy v její 23,9 ř. km (příl. 2). Tok je nesouměrně zregulován v okolí obydlí na Zákopčí. Na toku se vyskytovalo 125 jezů, které byly převážně z kulatiny nebo betonových panelů. Tok je ve správě Lesy České republiky, s. p. Lokalita 1 (příl. 3 - obr. 3) – je asi 0,9 ř. km od soutoku se Solaneckým potokem. Nachází se v blízkosti první stavby. Břehy jsou z 25 % upraveny kamenným pohozem. Vegetace zastiňuje tok ze 70 % a je tvořena především lískou. Šířka toku se pohybuje mezi 4 – 6 m. Výška vodního sloupce se pohybovala v rozmezí 0,1 - 0,5 m. Dnový substrát byl s převahou balvanů a kamenů (příl. 4 - obr. 13 a 14). Lokalita 2 (příl. 3 - obr. 3) – úsek se nachází přibližně ř. km 2,8 od soutoku se Solaneckým potokem. Na levém břehu jsou menší stáje. Břehy nejsou upraveny. Vegetace zastiňuje vodní tok asi z 80 %, převážně je to líska a jasan. Na úseku se nachází tři stupně do výšky 0,5 m převážně z kulatiny. Průměrná šířka hladiny se pohybuje okolo 5 m. Průměrná hloubka kromě vzniklých tůní pod stupni byla v rozmezí 0,1 - 0,3 m. Dnový substrát s převahou kamenů a hrubým štěrkem (příl. 4 - obr. 15 a 16).

Lokalita 3 (příl. 3 - obr. 3) – vzdálenost od soutoku je asi 4,1 ř. km, místní název je Za Kopcem. Břehy jsou přirozené bez známek úprav. Vegetace je tvořena především smrkem a tok je zastíněn ze 100 %. V toku se nachází dva kompaktní shluky větví. Průměrná šířka hladiny je 2,5 m. Hloubka vody s vyjímkou několika tuní byla do 0,2 m. Dnový substrát je převážně složen z kamenů a hrubého štěrku, ale nalezneme, zde i úseky s jemnějším štěrkem a pískem. Na tomto úseku se nevyskytuje vranka (příl. 4 - obr. 17 a 18).

4. Materiál a metodika

4.1 Určení fyzikálních vlastností

Fyzikální vlastnosti vody byly měřeny každý měsíc od října 2010 do září 2011 vždy na každé lokalitě. Byly sledovány tyto ukazatelé: Teplota vody, obsah kyslíku ve vodě, stanovení konduktivity, pH, rychlost proudu a oxidačně-redoxní potenciál.

4.1.1 Teplota vody

Teplotu vody jsem určoval pomocí přístroje GREISINGER GHM 3530. Měření probíhalo mimo hlavní proudnici asi 20-50 cm od břehu v hloubce do 15 cm. Určení teploty probíhala vždy ve stínu, ať měření není ovlivněno prohřátou vodní masou. Také byla stanovována teplota nejbližšího okolí toku.

4.1.2 Obsah kyslíku ve vodě

Obsah kyslíku byl určován přístrojem HANNA OXY – CHECK. Tento přístroj má zabudované teplotní čidlo, které umožňuje teplotní kompenzaci. Principem měření v tohoto přístroje je elektrochemické napětí na membráně. S tímto oxymetrem je -1 možné stanovit hodnotu O2 v mg.l a také nasycení O2 v %, obě hodnoty byly zaznamenány.

4.1.3 Stanovení pH a konduktivity

pH bylo určováno přístrojem GREISINGER GHM 3530, který má také teplotní kompenzaci. Hodnoty byly uváděny na dvě desetinná místa. Konduktivita byla měřena tužkovým konduktometrem HANNA DIST3 v rozmezí od 10 – 1000 μS.cm-1.

4.1.4 Měření rychlosti proudu

Proud byl měřen přístrojem FLO-MATE model 2200. Vždy ve stejném průtočném profilu, označeno viditelně kameny nebo zabodnutými klacíky, 3x na každé lokalitě byla změřena rychlost proudu v m.s-1, poté z těchto tří hodnot byl vypočítán průměr. 50 m pásmem byla změřena šířka koryta, měrnou tyčí byla změřena v 3 bodech hloubka, opět byla vypočítaná průměrná hloubka. Měrnou tyčí se měřila i hloubka na úsecích. Z průměrné hloubky, šířky koryta a průměrné rychlosti proudu za 1 s, se vypočítal objem kvádru, který lze považovat za přibližný průtok na lokalitě v l.s-1.

4.1.4 Oxidačně-redukční potencionál

Opět byl využit GREISINGER GHM 3530. Oxidačně-redukční potencionál ve vodách vyjadřuje parametry vodního prostředí z hlediska oxidačních a redukčních procesů. Je to srovnání inertní elektrody ponořené v roztoku oproti elektrodě kontrolní, vyjadřuje se jednotkách mV.

4.2 Chemické ukazatele

4.2.1 Stanovení obsahu organického uhlíku (TOC)

Stanovení probíhalo na analyzátoru FORMACSHT firmy Skalar, používané v laboratoři Katedry ekologie a životního prostředí Přf UP v Olomouci. Na odběr vody byly použity plastové epruvety na 100 ml vzorku. Byl využíván směsný vzorek, kdy se do plastového kyblíku odebraly tři vzorky po 1 l. Na epruvety bylo lihovým fixem zaznamenáno datum a zkratka lokality. Vzorky byly co nejrychleji trasportovány a zamraženy na -24 °C a více stupňů, jelikož analýza neprobíhala ten den. Rozmražení je postupné např. ve vlažné vodě. Do testovacích kyvet byla napipetován vzorek, vždy ve třech opakováních. Následně byly kyvety se vzorky ponořeny do ultrazvukové lázně na 30 minut. Přístroj využívá dvou reaktorů – kobaltový s teplotou spalování 940 °C, stanovení celkového uhlíku TC a nízkoteplotní (4 °C) Peltierův kapalinový reaktor, který

21 je v kyselém prostředí (2 % kyselina fosforečná) na stanovení anorganického uhlíku TIC. Přístroj vyžaduje připojení k tlakové láhvi s kyslíkem pro podporu spalování, destilovanou vodu pro čistění dávkovací jehly, 2 % kyseliny fosforečné pro nízkoteplotní reaktor a kyselinu chlorovodíkovou pro kobaltový reaktor. K přístroji je připojený počítač s ovládacím systémovým rozhraním TOC4Win. Celkový organický uhlík TOC je vypočítán z rozdílu TC – TIC, výchozí hodnota je v mg C.l-1.

4.2.2 Stanovení dusičnanů NO3- -N

Dusičnany jsou konečným produktem rozkladu organicky vázaného dusíku. Do vody se dostávají především splachem zemědělských hnojiv. Do 500 ml plastových odběrových lahví byl z každé lokality odebrán směsný vzorek vody, aby nedocházelo k dalšímu mikrobiologickému rozkladu, přidává se do vody 3 ml chloroformu (CHCL3) na 1 l vzorku. Do lahviček HACH odpipetujeme 25 ml vzorku, přidáme sáčky HACH LANGE NitraVer6 a NitriVer3. Po rozpuštění těchto balíčků asi za 5 minut se přistupuje k analýze. Byl použit spektrofotometr DR 2000 nastavený na vlnovou délku 507 nm číslo metody 351. Destilovaná voda slouží jako nulová hodnota. Rozsah přístroje je 0 – -1 - 0,40 mg.l NO3 -N, v případě vyšší hodnoty provádíme zředění vzorku.

4.2.3 Stanovení fosforečnanů PO43-

3- Celkový fosfor je dán množstvím anorganických orthofosforečnanu (PO4 ), polyfosforečnanu a organicky vázaného fosforu. Do vod se fosfor dostává ve formě orthofosforečnanu a polyfosforečnanu z hnojiv, pracích a čistících prostředku atd. Stejně jako u stanovení dusičnanů byly použity 500 ml plastové odběrové lahve, bylo přidáno 1,5 ml chloroformu. Do lahviček HACH odlijeme 25 ml, přes filtrační papír přefiltrovaného vzorku, pak do vzorku přidáme jedno balení HACH LANGE PhosVer3, po dvou minutách míchání do rozpuštění, počkáme 8 – 10 minut. Nastavíme na spektrofotometru DR 2000 vlnovou délku 890 nm a číslo metody 490. Destilovanou vodu nastavíme jako nulovou hodnotu, poté jen odečteme z přístroje hodnoty, které

-1 3- se pohybují v rozmezí 0 – 2,70 mg.l PO4 . Stanovení dusičnanů a fosforečnanů proběhlo v červenci 2011.

4.2.4 Stanovení biochemické spotřeby kyslíku (BSK5)

Stanovení probíhalo v srpnu 2011, každý týden se analyzoval jeden tok v pořadí Starozuberský, Dolnopasecký a Zákopecký potok u každé lokality bylo provedené paralelní testy. Do odběrových lahví o objemu 1 l byl odebrán směsný vzorek z lokality a následně popsán lihovým fixem. První odběr byl proveden 31. 7. 2011 a v pondělí 1.8 byla zahájena analýza, jelikož tato analýza se nedá nijak konzervovat, je vhodné analýzu provést do 24 hodin. K analýze potřebujeme tmavé láhve o maximálním objemu 465 ml, magnetické míchače, gumové zátky, kde se dávají dvě „kuličky“ hydroxidu sodného, které jsou dodávající firmou přesně naváženy a datalogry firmy OxiTop, které zaznamenávají a ukládají data měření. Postupuje se následovně – do hnědých lahví se odměří 465 ml vzorku, který musí být nasycen 100 % O2, do zátky se přidají dvě kuličky hydroxidu sodného, na láhev se našroubují OxiTop hlavice, láhve se uloží na 5 dní do termostatu nastaveného na 20 °C.

4.3. Biotické a abiotické faktory

4.3.1 Odběr makrozoobentosu

Odběr makrozoobentosu byl proveden v říjnu 2010 a v dubnu 2011. Byla použita bentoska s průměrem oka 0,5 mm a s rámem ohraničující plochu 1089 cm2 s hranou 33 cm, v této ploše byly ručně setřeny všechny kameny případný štěrk nebo jemný sediment byl promyt proudem ať přirozeným nebo vytvořený přiháněním vody rukou (příl. 5) Na každé lokalitě byla určena tři odběrová místa podle rozdílnosti mikrohabitatů – úsek s proudící vodou, tůň s případnými jemnějšími nánosy a úsek v blízkosti břehu s mírnějším proudem. Po každém odběru byl obsah bentosky vysypán na plastovou misku, na které byl vytříděn nejhrubší materiál jako kameny, větvičky a

23 listí. Zbytek byl přelit do nádoby o objemu 1 l a následně fixován 4 % formaldehydem. Lihovým fixem označeno datum a lokalita odběru.

4.3.2 Potrava vranek

Odlov vranek byl proveden v září až listopadu 2011 na každém toku, byl proveden jeden odlov vždy na třetím úseku v případě Zákopeckého potoka druhém úseku. Pro odlov byl využíván elektrický bateriový agregát SEN (výrobek firmy Bednář Olomouc) s výstupním napětím od 192 do 423 V, s výstupní frekvencí od 50 do 95 Hz a stejnosměrným pulzním proudem o hodnotě 8 A. Po odlovu bylo náhodně vybráno 15 jedinců, ale byla snaha dodržet podobnou variabilitu délek od 70 – 120 mm a průměru kolem 90 - 100 mm, měřila se celková délka (tzn. od konce rypce až po nejdelší paprsky ocasní ploutve). Následně byl proveden výplach žaludku šetrnou metodou, která byla úspěšně provedena na rybách (Blaszczok 2011) i na rosničkách (Janíčková 2011). Podle Lososa et al. (1992) se jedná o nepřímou metodu sledování potravy v trávicí trubici bez usmrcení daného jedince. Do ústního otvoru byla vložena injekční jehla, která byla na konci zapečetěna voskem, ať nedojde k poranění trávicí trubice. Po zavedení jehly do žaludku byl stlačen píst stříkačky a do žaludku vtlačeno 5 ml vody, která pocházela z lokality a byla před použitím přefiltrována, to umožnilo vyvrhnutí potravy ze žaludku. Celý objem žaludku byl vyvržen na petriho misku, z petriho misky byl vzorek přelit do plastové eprůvety, ty byly popsány délkou jedince a lokalitou. Lahvičky byly fixovány 70 % ethanolem.

4.3.3 Zpracování vzorku makrozoobentosu

Při zpracovávání vzorku byly zachyceny organismy větší než 0,5 mm. Vzorek byl v laboratoři promýt tekoucí vodou přes sítko o stejné velikosti jako oka bentosky, z důvodu zbavení se formaldehydu. Malé množství vzorku bylo vždy odebráno na petriho misku spolu s destilovanou vodou. Pomocí binokulární lupy Olympus SZ51 v případě menších částí byl použit mikroskop značky Olympus, byla provedena determinace do čeledí, díky složitosti zástupců řádu Colembolla a třída Oligochaeta byly ponechány v těchto kategoriích. K determinaci byla využita literatura (Rozkošný

1980, Waringer a Graf 1997, Sedlák 2002, Greenhalgh a Ovendet 2007). Bentos byl hodnocen jak kvalitativně tak kvantitativně. Kvantitativní propočet:

Kdy, S – je plocha, 1 – 1 m2, 0,33 – hrana bentosky v metrech, 3 – odběry na lokalitě Pro srovnání jednotlivých lokalit byl využit kvantitativní Sőrensenův index podobnosti. Sőrensenův index počítá s minimální početností společných druhů, které se vyskytují na porovnávaných lokalitách. Výpočet kvantitivního Sőrensenova indexu:

Kdy, S12 - Sőrensenův index, x1 – početnost druhu na první lokalitě, x2 – početnost druhu na druhé lokalitě Vyhodnocení potravy – u vyvržených organismů byla snaha determinovat do čeledí. Bylo hodnoceno množství jednotlivých kategorií, vztahujících se k celkovému počtu determinovaných organismů (dominance), dále frekvence výskytu jednotlivých složek potravy v žaludcích, počítáno dle Losos et al. (1984, 1992). Pro zjíštění výběrovosti potravy byl využit index selektivity, který určuje míru preference určité potravy (Jacobs 1974). Na základě indexu selektivity byly vybrány čeledě, které vranka v potravě nejvíce preferovala, jednalo se o 8 čeledí (Rhyacophilidae, Sericostomatidae, Nemouridae, Simuliidae, Leptophlebidae, Chiromidae, Baetidae, Leuctridae). Dominance vyjadřuje procentuální zastoupení jednotlivých taxonů v rámci všech zjištěných druhů. Výpočet dominance:

D – dominance, ni – počet jedinců taxonu, N – celkový počet jedinců.

Stanovení frekvence pro jednotlivé taxony znázorňuje procento odběrů (výplachů), které obsahovali danou kategorii k celkovému počtu prováděných odběrů (výplachů). Nebyly posuzovány výplachy, které neobsahovaly vůbec žádné organismy. Vypočet frekvence výskytu:

F =

Kde F – je frekvence výskytu, x – počet výplachů obsahující danou kategorii, S – celkový počet vzorků (bez prázdných). Výpočet indexu elektivity:

E =

Kde E – je index elektivity, r – poměr daného taxonu v žaludcích, p – poměr daného taxonu na lokalitě Vzhledem k tomu, že výplachy nemohly být provedeny na všech lokalitách, z důvodu, že na lokalitách bez vranky by nebylo co hodnotit. Proto byl výplach proveden jen jednou na každém toce, a poté byl vypočítán průměr ze sledovaných toků.

4.3.4 Odběr dnových sedimentů

Odběr byl proveden v červenci 2011 z důvodu ustálení sedimentu po jarním tání sněhu. Kovovou lopatkou mimo hlavní proudnici vzdálenosti od břehu 0,5 – 1 m, byly vždy provedeny 3 odběry, všechen sediment byl sesypán do plastových kyblíků. Po vysušení na slunci. Byla provedena granulometrická analýza, při které byl využit třepací stroj a 7 sít s různým průměrem oka (20; 10; 7; 3; 0,7;0,4;0,09;0,083 mm), v rámci pohybu třepacího stroje byl substrát rozdělen do 7 frakcí, které byly poté na digitálních váhách zváženy na jednu desetinu gramu, poté byl spočítán hmotnostní podíl.

4.3.5 Hydroekologický monitoring

Monitoring toků probíhal podle metodiky (Langhammer 2008a). Mapování probíhalo v září a říjnu 2011, fyzickým broděním v toku, podle GPS Garmin byly vyměřeny úseky po 90 – 95 metrů. Celkově bylo sledováno 17 ukazatelů, které byly rozděleny do čtyř částí – koryto a trasa toku, dno, břeh a inundační území a hydrologický režim. Všechny údaje byly zaznamenány do mapovacího formuláře. Fotoaparátem Samsung byly pořízeny fotografie jednotlivých úseků. Hodnocení probíhá podle metodiky (Langhammer 2008b), faktory jsou hodnoceny „jako ve škole“ hodnotami 1 – 5, kdy jedna je nejlepší.

4.4. Zpracování dat

Základní analýzy dat jako výpočty průměrů, sum nebo transformace dat probíhala v MS Office Excel. Pro tvorbu grafů a statistických analýz byl využit program STATISTICA 9 CZ. Spearmanova korelace byla využita pro porovnání množství pstruhů a vranek. Ke srovnání podobnosti lokalit byla využita shluková analýza na základě Euklidovských vzdalenosti a shlukovacím algoritmem „Complete linkage“. Pro srovnání v rámci t-testů byla data transformována pomocí dekadického logaritmu (hodnota nula byla převedena na 1, což je při zlogaritmování 0, jednalo se především u denzity makrozobentosu a učelem porovnání nebyla důležitá přítomnost nepřítomnost, ale početnost), výjimku tvoříl podíl substrátu vyjadřeného v procentech, zde byla provedena transformace ARSIN. Test byl hodnocen na hladině významnosti 0,05.

5. Výsledky

5.1 Fyzikální vlastnosti

5.1.1 Teplota

Měření probíhalo v periodě po měsíci. Na každé lokalitě bylo provedeno 12 měření. Podle (příl. 6 – obr. 1) znázorňuje, že nejvyšší průměrná teplota byla naměřena na první lokalitě Dolnopaseckého potoka. Nejnižší průměrná teplota byla na třetím úseku Zákopeckého potoka. Absolutně nejvyšší teplota 20,7 °C byla naměřena v červnu na prvním stanovišti Dolnopaseckého potoka. Nejnižší hodnoty byly naměřeně v prosinci a únoru, na všech lokalitách se pohybovaly přibližně kolem 0 °C. Nejvýznamnější variabilitu teplot v průběhu sledování vykazoval první úsek Dolnopaseckého potoka. Dle (příl. 6 - tab. 1) znázorněné tabulky vychází, že referenční lokality a bez přítomností vranky vykazovaly signifikatně p=0,0462 rozdílné hodnoty. Vyšší teplota vody byla v průměru na lokalitach bez zjištěného výskytu vranky (obr. 1).

1.0

0.8

0.6

0.4

0.2

0.0

Průměr -0.2 Průměr±SmCh Vranka + Vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 1 Znázornění průměru logaritmů hodnot teploty vody na obou typech lokalit Pozn. vranka + znamená výskyt, - nepřitomnost

5.1.2 Množství kyslíku

Množství O2 ve vodě je závislé především na teplotě, proto na úsecích, kde byla v průměru vyšší teplota, bylo nižší množství kyslíku. Nejnižší průměrná hodnota 11,3 mg.l-1 byla zjištěna na první lokalitě Dolnopaseckého potoka, na tomto úseku byla zaznamenána také absolutně nejnižší hodnota 8,6 mg.l-1 při nasycení 88 %. Nejvyšší průměrné množství kyslíku 11,8 mg.l-1 bylo zaznamenáno na třetím úseku Zákopeckého potoka (příl. 6 – obr. 2). V porovnání lokalit bez vranky a s výskytem vranky bylo signifikantně nižší množství kyslíku p=0,0075 (příl. 6 - tab. 1, obr. 2)

1.13

1.12

1.11

1.10

1.09

1.08

1.07

1.06

1.05

1.04 Průměr 1.03 Průměr±SmCh Vranka + Vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 2 Znázornění průměrných logaritmů množství kyslíku na obou typech lokalit

5.1.3 Konduktivita

Podle (příl. 6 – obr. 3) je patrné, že celý Starozuberský potok vykazoval vyšší hodnoty, nejvyšší naměřená hodnota byla 221 μS.cm-1. Celkově nejnižší hodnoty byly zjištěny na Zákopeckém potoce, kde na třetí lokalitě byla zaznamenána hodnota 74 μS.cm-1. Podle výsledku t-testu p=0,0196 byl průměr referečních lokalit nižší než na lokalitách, bez sledovaného druhu (příl. 6 - tab. 1, obr. 3).

2.16

2.14

2.12

2.10

2.08

2.06

2.04

2.02

2.00

Průměr 1.98 Průměr±SmCh Vranka + Vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 3 Srovnání průměrných logaritmů hodnot konduktivity na obou typech lokalit

5.1.4 pH

pH vykazovalo u dvou toků (Dolnopasecký a Zákopecký) klesající charakter. Nejvyšší průměrné hodnoty byly na prvních úsecích těchto toků. U Starozuberského potoka třetí úsek vykazoval nejvyšší hodnotu, první dva úseky velmi podobné hodnoty (příl. 6 – obr. 4). Nejvyšší pH 8,05 bylo naměřeno v záři na prvním stanovišti Dolnopaseckého potoka, zde byl také největší rozptyl měření a to 1,31. Minimální variabilita měření 0,82 byla na prvním úseku toku Starozuberského. Lokality s výskytem vranky vykazují nižší hodnoty než bez sledovaného druhu, rozdíl je statisticky významný na hladině významnosti p=0,0000 (příl. 6 – tab. 1, Obr. 4).

7.4

7.3

7.2

7.1

7.0

6.9

Průměr 6.8 Průměr±SmCh Vranka + Vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 4 Porovnání hodnot pH na obou typech lokalit Pozn. hodnoty nejsou zlogaritmovány, jelikož pH jsou vyjadřovány jako dekadický logaritmus

5.1.5 Rychlost proudu a průtok

Podle (příl. 6 – obr. 5 a 6) zjišťujeme, že rychlejší proud je na posledních úsecích toku, zároveň jsou zde nejnižší průtoky. Velký rozdíl průtoku mezi třetím a druhým úsekem Starozuberského a Zákopeckého potoka způsobují větší přítoky. Výrazný rozdíl rychlosti proudu byl změřen na Zákopeckém potoce, na prvním úseku byla průměrná rychlost 0,19 m.s-1 a třetím 0,48 m.s-1, na této lokalitě byla zaznamenána nejvyšší zjištěná hodnota 0,77 m.s-1. Velmi nízké průtoky byly změřeny v září 2011, kdy bylo období sucha s minimálními srážkami, průtoky na prvních úsecích nedosahovaly ani 100 l.s-1, když průměrné hodnoty na těchto úsecích jsou přibližně 145 l.s-1 . Nejvyšší průtoky byly zjištěny v lednu 2011. Rychlost proudu ani průtok nebyly v rámci lokalit bez přítomnosti a výskytu sledovaného druhu statisticky rozdílné p=0,4368 a p=0,6282(příl 6 – tab. 1 a obr. 7 a 8)

5.1.6 Oxidačně-redukční potenciál

Výrazně nejnižší hodnoty v průměru 189,3 mV, byly zjištěny na prvním úseku Dolnopaseckého potoka. Na tomto toce byl vzestupný charakter, na třetím úseku byla hodnota o 61,4 mV vyšší než na prvním. Na Starozuberském potoce maximální průměrné hodnoty dosahoval druhý úsek 264,9 mV. Na Zákopeckém potoce byl trend klesající, vyšší hodnoty vykazoval první úsek, pak byl zaznamenán výraznější pokles u druhé lokality o 17,5 mV, na posledním úseku byla hodnota nižší než na prvním (příl. 6 – obr. 9) Podle t-testu referenční lokality vykazovaly rozdílný průměr na hladině významnosti p=0,0047 (příl. 6 – tab. 1). Vyšší hodnoty se vyskytovaly na lokalitách s vrankou (obr. 5).

2.40

2.38

2.36

2.34

2.32

2.30

Průměr 2.28 Průměr±SmCh Vranka + Vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 5 Srovnání průměrů logaritmů hodnot redox potenciálu na obou typech lokalit

5.2.1 Chemické vlastnosti

5.2.1 TOC a BSK5

Podle (příl. 6 – obr. 10) je patrné, že na všech lokalitách spíše převládal anorganický uhlík (uhličitany, hydrogenuhličitany a rozpuštěný oxid uhličitý) místo organických forem uhlíku. Trend u anorganického uhlíku byl vždy klesající, kdy nejvyšší hodnoty byly na prvních úsecích, celkově nejvyšší hodnota 16,73 mg l.C-1 byla na prvním úseku Starozuberského potoka. U organického uhlíku byly nejvyšší ukazatelé u dvou toků vždy na druhém úseku, kromě Zákopeckého potoka zde byl charakter klesající, největší hodnota 8,81 mg l.C-1 byla zjistěna na první lokalitě Starozuberského potoka. Vyrazné rozdíly mezi referenčními lokalitami a bez přítomnosti v parametrech TOC a TIC nebyly statisticky významné p=0,9131 a p=0,4080 (příl. 6 – tab. 1 a obr. 11 a 12) Biologická spotřeba kyslíku byla na všech sledovaných úsecích toku -1 Dolnopaseckého shodná 0,35 mg.l O2, na ostatních dvou tocích byl klesající trend, kdy u Starozuberského byly hodnoty nepatrně vyšší (příl. 6 – obr. 13) Průměry BSK5 s výskytem vranky a bez výskytu se jen nepatrně lišily p=0,8366 (příl. 6 – tab. 1 a obr. 14).

5.2.2 Dusičnany a fosforečnany

Dolnopasecký a Starozuberský potok vykazují stoupající charakter, nejvyšší hodnoty na třetích úsecích 0,315 mg.l-1 a 0,295 mg.l-1. Na Zakopeckém potoce byl trend klesající, kdy na posledním úseku zaznamenána nejnižší hodnota 0,140 mg.l-1 (příl. 6 – obr. 15). Rozdíl průměru porovnáním referenčních lokalit a bez přítomnosti sledovaného druhu nebyl statisticky významný p=0,5790 (příl. 6 – tab. 1 a obr. 16) Na tocích Dolnopasecký a Starozuberský byly nejvyšší hodnoty vždy na třetích stanovištích 0,235 a 0,245 mg.l-1, druhé úseky vykazovaly mírné snížení oproti prvním úsekům u lokality Do2 bylo snížení o 0,11 mg.l-1 vůči první lokalitě. Tok Zákopecký vykazoval jako jediný klesající charakter, opět byla nejnižší hodnota 0,06 mg.l-1 na druhém stanovišti, což znamenalo snížení hodnoty oproti první lokalitě o 0,12 mg.l-1 na

34 třetím úseku byla naměřená hodnota 0,125 mg.l-1 (příl. 6 – obr. 17). Rozdíl průměru nebyl prokázán p=0,7534 (příl. 6 – tab. 1 a obr. 18)

5.2.2 Porovnání lokalit podle fyzikálně-chemických vlastností

Podobnost lokalit (cluster analýza) na základě fyzikálně-chemických vlastnosti rozdělila lokality do tří skupin. V každé skupině je jedna lokalita bez sledovaného druhu. Nelze na základě této analýzy určit přesné vymezení lokalit bez přítomnosti vranky a ostatních lokalit (obr. 6).

Do1

Za2

Do2

Za1

Do3

Lokalita St3

Za3

St1

St2

10 20 30 40 50 60 70 80 Vzdálenost spoje

Obr. 6 Shluková analýza podobnosti lokalit na základě fyzikálně-chemických vlastností Pozn. tučně jsou lokality bez přítomnosti vranky

5.3. Biotické a abiotické faktory

5.3.1 Makrozoobentos základní údaje

V podzimním odběru bylo celkově determinováno 3757 jedinců, patřících do 29 taxonomických skupin, z toho bylo 27 čeledí, řád Colembolla a třída Oligochaeta. Nejčastěji se ve vzorcích vyskytovali zástupci čeledí Gammaridae (34,23 %), Heptagenidae (26,86 %), Baetidae (12,35 %), Elmidae (7,69 %) a Leuctridae (6,47 %) (příl. 6 – tab. 2). V odběru vzorků na jaře bylo determinováno 6798 jedinců patřících do 33 taxonomických skupin, z toho bylo 31 čeledí. Nejvíce se ve vzorku vyskytovali zástupci čeledí Gammaridae (25,71 %), Heptagenidae (12,67 %), Elmidae (11,44 %), Chiromidae (11,30 %) a Baetidae (10,87 %) (příl. 6 – tab. 3).

5.3.2 Makrozoobentos denzita

Z (příl. 6 – obr. 19) je patrné, že množství makrozoobentosu na jednotlivých lokalitách se poměrně liší. Velmi nízké hodnoty byly zjištěny v podzimním odběru na prvních lokalitách Dolnopaseckého a Starozuberského potoka u druhého zmiňovaného byla denzita pouze 584 ks.m-2. Rozdíl průměru na úsecích s přítomností vranky a nepřítomnosti daného druhu nebyl statisticky významný, i když výsledek t-testu nepatrně přesáhl 5 % p=0,0558 (příl. 6 - tab. 1, obr. 7) V jarním odběru vykazovaly první dva úseky Zákopeckého potoka velmi vysokou denzitu 3933 ks.m-2 a 3143 ks.m-2, významný podíl na tom měly vysoké hodnoty čeledi Baetidae, Sericostomatidae a Gammaridae u první lokality, u druhé měl na této vysoké denzitě podíl čeled Sericostomatidae (1277 ks.m-2). U jarního odběru nebyly rozdíly průměru statisticky významné p=0,1611 (příl. 6 – tab. 1 a obr. 20).

0.95

0.90

0.85

0.80

0.75

0.70

0.65

0.60

0.55

0.50 Průměr 0.45 Průměr±SmCh Vranka + Vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 7 Srovnání logaritmického průměru množství makrozoobentosu na obou typech lokalit

5.3.3 Kvantitativní Sőrensenův index

Srovnáním kvantitativního Sörensenova indexu z podzimního odběru je patrné, že první lokality Dolnopaseckého a Starozuberského potoka jsou si společenstvem makrozoobentosu velmi podobné (příl. 6 – obr. 21). Při porovnání jarního odběru vzniká podobnost lokalit v rámci stejného toku (příl. 6 – obr. 22). Pokud vypočítáme průměr z obou odběrů, vznikne podobnost prvního stanoviště Dolnopaseckého potoka a celého Starozuberského potoka. Lze tedy předpokládat, že makrozoobentos na těchto lokalitách je co do početnosti a druhové diverzity podobný (obr. 8).

Do1

St1

St3

St2

Do2

Lokalita Do3

Za1

Za2

Za3

0.20 0.25 0.30 0.35 0.40 0.45 0.50 0.55 0.60 0.65 Vzdálenost spoje

Obr. 8 Srovnání Sőrensenova indexu v rámci obou odběrů Pozn. svisla čára vymezuje shluky

5.3.4 Potrava vranek

Kvalitativní i kvantitativní parametry potravy byly analyzovány na základě vzorků získaných z výplachů žaludků 15 jedinců vranky z každého ze tří sledovaných vodních toků. Celkově se jednalo o 45 vzorků. Z nich v 9 případech nebyla potrava zjištěna (4- Dolnopasecký potok, 3 - Zákopecký potok, 2- Starozuberský potok). Celkově byli ve zbylých 36 vzorcích determinováni zástupci 11 čeledí bentosu. Nejčastěji byly v žaludcích zjištěny tyto čeledě Baetidae (91,7 %, 33 výplachů), Heptagenidae (77,8 %, 28 výplachů) a Chiromidae (58,3 %, 21 žaludků). Nejvyšší počty v žaludcích byly u čeledí Baetidae (21,3 %, 40 položek), Chiromidae (18,1 %, 34 položek) a Heptagenidae (17 %, 32 položek) (příl. 6 - tab. 4). Index elektivity vyjadřuje výběrovost potravy, hodnoty jsou v rozmezí -1 maximální vyhýbání a 1 maximálni preference. Potravě byly nejvíce preferovány čeledě

Rhyacophilidae (0,86), Nemouridae (0,60) a Sericostomatidae (0,60). V potravě se vranka nejvíce vyhýbá čeledi Gammaridae (-0,84) (příl. 6, obr. 23). Srovnáním lokalit na základě denzity preferovaných čeledí v potravě vranky je u podzimního odběru statisticky významný p=0,016 (příl. 6 - tab. 1, obr. 9). Na lokalitách bez vranky byly hodnoty výrazně nižší než s přítomností vranky (příl. 6 – obr. 24). V rámci srovnání jarní denzity preferovaných čeledí potravy vranky nebyly rozdíly statisticky významné p=0,50 (příl. 6 - tab. 1 a obr. 25).

1.7

1.6

1.5

1.4

1.3

1.2

1.1

1.0

0.9

0.8 Průměr 0.7 Průměr±SmCh vranka + vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 9 Srovnání logaritmického průměru denzity v potravě vranky preferovaných čeledí vrámci podzimního odběru

5.3.5 Substrát

Dnový substrát byl hodnocen na základě rozdělení do velikosti pomocí sít s rozdílnou velikostí ok. Největší podíl na všech lokalitách byl zaznamenán u velikostní frakce nad 20 mm. Nižší podily než 60 % substrátu většího než 20 mm byly zhodnoceny pouze na první lokalitě Dolnopaseckého a druhé Starozuberského potoka (příl. 6 – obr.

26). V hodnocení substrátu na lokalitách s přítomností vranky a bez výskytu vranky rozdíl nebyl statitsticky významný p=0,9583 (příl. 6 – tab. 1 a obr. 27)

5.3.6 Hydroekologický monitoring

Dolnopasecký potok: celkové hodnocení toku dosáhlo hodnoty 2,29, ze sledovaných lokalit nejhůře dopadla první lokalita 2,39. Faktory, které nejvýrazněji ovlivňovaly vypočítanou hodnotu – opevnění jednoho z břehů kamennou dlažbou z více než 50 %, jeden z břehů bez vegetace min. z 10 %, využití příbřežní zóny a nivy pro souvislou zástavbu (intravilán). Starozuberský potok: tok po komplexním hodnocení dosáhl hodnoty 2,06, nejhorší hodnocení ze sledovaných úseků vykazoval opět první úsek 2,71. Co nejvíce ovlivňovalo toto hodnocení – opevnění břehů kamennou dlažbou z více než 50 %, na jednom z břehů vegetace tvořena pouze bylinným patrem a to z více jak 50 %, příbřežní zóně a nivě rozptýlená zástavba. Zákopecký potok: celkově byl tok zhodnocen hodnotou 2,21 nejvyšší skóre v rámci sledovaných stanovišť dosáhl druhý úsek 2,78. Charakteristiky, které tuto hodnotu nejvíce ovlivňovaly, opevnění obou břehů z více jak 10 % betonem, na jednom z břehů úsek větší než 10 % úplně bez vegetace, příbřežní zóna a niva využita k rozptýlené zástavbě a také zde vedla komunikace, která vedla i přes tok. Třetí úsek naopak byl nepřirozenější a dosáhl nejnižší hodnoty 1,50 ze všech sledovaných lokalit (příl. 6 – obr. 28). Ve srovnání lokalit s výskytem vranky a nepřítomností vranky byl minimální rozdíl p=0,5581 (příl. 6 – tab. 1 a obr. 29)

5.3.7 Korelace početností vranky a pstruha

Data byla získana z bakalářské práce Kubína (2009). Korelace počtu vranek na sledovaných lokalitách a počtu pstruhů vykazuje zápornou hodnotu (-0,678), statisticky významnou na hladině významnosti p<0.05. To vyjadřuje negativní regresi, kdy velká početnost vranky značí nízkou početnost pstruha, ale platí to i obráceně (příl. 6 – obr. 30)

5.3.8 Analýza podobnosti v rámci všech sledovaných faktorů

Při srovnání všech faktorů, je patrné, že celý Starozuberský potok a lokality bez přítomnosti vranky jsou odlišné od ostatních referenčních lokalit. Lze tedy předpokládat rozdíl ve sledovaných faktorech u referenčních úseků.

Do1

Za3

St1

St3

St2

Lokalita Do2

Za2

Do3

Za1

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 Vzdálenost spoje

Obr. 10 Shluková analýza podobnosti na základě všech sledovaných faktorů

6. Diskuze

Vzhledem k tomu, že vranka nemá pro člověka hospodářský význam, byla ji v minulosti věnována velmi malá pozornost, naopak některé práce ji označovaly jako významného potravního konkurenta pstruhů v odchovných tocích (Straškraba et al. 1966, Zelinka 1971, Orság a Zelinka 1974). Zařazením obou zástupců rodu vranka mezi zvláště chráněné druhy fauny České republiky zákon č. 114/1992 Sb. (zákony a normy 1) se zvýšil o tento druh zájem. Především díky studiím Doc. Luskovi a Doc. Lojkáska byl velmi podrobně zmapován výskyt tohoto druhu na našem území (Lojkásek a Lusk 2000, 2001 Lusk et al. 2004, 2008). Významná je studie (Lusk a Lojkásek 2009), která se zabývá migrační prostupnosti a antropogenním ovlivnění toků. Dalších studií, které se zabývají faktory, které ovlivňují výskytem vranky v České republice je co do početnosti velmi málo. Převážně jsou to potravní studie (Zelinka 1971, Orság a Zelinka 1974, Maceček 2002), zhodnocení množství makrozoobentosu a fyzikálních vlastností na říčce Fryšávka (Sukop et al. 2007, 2008 a 2010). V Evropě se všeobecně více pozornosti věnuje vrance obecné, která je v rámci Evropy rozšířena na větším území, zabývali se jí např. (Utzinger et al. 1998, Knaepkens et al. 2004, 2005, Liefferinge et al. 2005, Gosselin et al. 2010). Obě vranky mají velmi podobnou bionomii, a proto je využita i literatura zabývající se vrankou obecnou. Vrankou pruhoploutvou se zabývají věděčtí pracovníci především ve skandinávských zemích (Holmen 2001, Holmen et al. 2003, Hesthagen a Heggenes 2003, Hesthagen a Sandlund 2004, Hesthagen et al. 2004a, 2004b, 2011). Podle zjištěných výsledků je vranka pruhoploutvá druh, který velmi citlivě reaguje na znečištění a změny v horských tocích, proto je považována za bioindikační druh. Prvotní rozdělení lokalit při ichtyologickém výzkumu bylo převážně kvůli snadné dostupnosti. Třetí úsek Zákopeckého potoka byl vybrán, protože je to úsek nad nejvyšší hranici výskytu, proto se zde vranka nevyskytuje. Důvod byl především ten, aby na každém toku byl úsek bez přítomnosti vranky a k němu byly přidány dva úseky referenční. Pro lepší názornost by bylo vhodné porovnávat i dva toky, které jsou nejlépe ve stejném povodí a na úsecích přibližně 1 ř. km od soutoku se vranky

42 vyskytují. Najít velmi podobné toky, které by vyhovovaly, těmto podmínkám může být velmi časově a ekonomicky náročné. Základním cílem bylo měření fyzikálně-chemických vlastností na referenčních lokalitách a výsledky měření srovnat s úseky bez přítomnosti vranky. Statitsticky významné byly rozdíly především u fyzikálních vlastností kromě rychlosti proudu a průtoku vody. V prosinci a únoru byla zjištěná teplota vody, která se pohybovala okolo nuly. Podle Elliott a Elliott (1995) by tato hodnota byla letální. Teplota vody byla měřena v hloubce do 15 cm, vranky zimu přečkávají v hlubší vodě, přibližně od 0,4 m Liefferinge et al. (2005), kde jsou podmínky příznivější. Vyšší teploty na prvních úsecích mohly být způsobené nižší nadmořskou výškou, která byla přibližně 400 m. n. m. Baruš a Oliva (1995b) uvádějí jako hranici výskytu 500 m. n. m., což je asi 100 m níže než v mém případě. Je ovšem potvrzen výskyt i v nižších nadmořských výškách jako v řece Opavici nad Městem Albrechtice, ve Střelmé v Nýdku, V Čeladence v Čeladné až po jez na řece Ostravici ve Vratimově přibližně 275 m. n. m. (Lojkásek a Lusk 2000, 2001 a Lusk a Lojkásek 2009). Podle Vannote et al. (1980) se fyzikálně-chemické vlastnosti mění od pramene k ústí, kdy se mění hloubka, šírka koryta a rychlost proudu. Je však nepravděpodobné, že na vzdálenosti 3-5 km toku fyzikálně-chemické vlastnosti výrazně změní a jsou nevhodné pro přežívání vranky. Výskyt vranky je zaznamenaný v úsecích delších než 10 km např. v řekách Morávka a Ostravice (Lojkásek a Lusk 2000). Dalším faktorem, který může ovlivňovat výrazné rozdíly teplot je poměrně nízké zastínění prvních úseků. Na prvním úseku Dolnopaseckého potoka je levý břeh úplně zbaven stromové a keřové vegetace. Na prvním úseku Starozuberského potoka je výskyt jednotlivých stromů, které přecházejí v lesní společenstvo. Vlivem odstranění vegetace může docházet k většímu prohřívání vody. Teplota na prvním stanovišti Dolnopaseckého potoka při slunných dnech byla až o 2 °C vyšší než na ostatních lokalitách daného toku. U první lokality Starozuberského potoka byly rozdíly méně markantní a rozdíl teplot byl asi 0,5 °C. Podle Davey et al. (2005) vranky vyhledavají lokality spíše zastíněné pobřežní vegetací. Lze tedy předpokládat, že prohřáté a osluněné lokality nejsou pro vranku příliš vhodné. Naměřené teploty vody se pohybovaly na lokalitách v průměru mezi 9,7 – 7,4 °C nejvyšší teplota byla 20,7 °C na prvním úseku Dolnopaseckého potoka. Utzinger et al. (1998) uvadí v severocentrálním

Švýcarsku průměrné teploty vody v roce 1990 a 91 9,8 – 8,5 °C, odběry byly také prováděny měsíčně, ale není možné srovnávat udaje z jiných klimatických podmínek a odlišnosti toků. Sukop et al. (2010) uvadí v rámci provedené studie na toku Fryšávka, která byla prováděna na podzim 2007 až v létě 2008 nejvyšší teploty max. 17 °C, což je až 3,7 °C méně než mnou zjištěné maximum. Adámek et al. (1997) ve své publikaci uvádí rozmezí teplot ve pstruhových vodách 15 - 18 °C, mé maximálni hodnoty spíše vyjadřují pásmo lipanové. Předpokládám, že vysoké teploty, které byly zjištené na prvních úsecích nejsou pro vranky optimální, a proto nebyl na těchto úsecích potvrzen výskyt sledovaného druhu. Z ekonomických důvodů, nebylo provedeno kontinuální měření, které by mohlo zachytit maxima při nejteplejších dnech sledovaného období. Domnívám se, že teplota by byla vyrazně vyšší, jelikož nejvyšší teplota byla zjištěna v červnu, kdy teplota vzduchu byla okolo 25 °C. Množství kyslíku ve vodě je závislé převážně na teplotě vody, proto vysoké průměrné teploty znamenají nižší množství kyslíku. Nebyla zjištěna hodnota nižší než 8 mg.l-1, kterou uvadí jako limitní Hanel a Lusk (2005). V horských tocích tuto hodnotu mohou dosahovat jen toky se silným organickým znečištěním. Rozkladné procesy v toku mohou výrazně snižovat množství kyslíku. Lellák a Kubíček (1991) uvádějí, že množství kyslíku klesne pod 8 mg.l-1 při nasycení 100 % a teplotě vyšší než 25 °C. -1 Průměrné hodnoty 11 – 12 mg.l O2 přibližně odpovídají množství kyslíku ve pstruhových vodách Adámek et al. (1997). Naměřené hodnoty kyslíku se výrazně neochylují od normálu, proto je předpoklad, že kyslík nebude limitním faktorem výskytu. Konduktivita vyjadřuje míru elektrolytů ve vodě. Logicky se postupně zvyšuje od pramene k ústí, proto hodnoty lokalit bez vranek byly vyšší než lokality, převážně výše na toku. AOPK (2007) uvádí hodnoty vyšší než 400 µS.cm-1, jako nevhodné pro vranku. Této hodnotě jsem se ani zdaleka nepřiblížil, nejvyšší mnou naměřená hodnota byla 221 µS.cm-1. Sukop et al. (2010) naměřili hodnoty v průměru 120 µS.cm-1. Mé hodnoty vykazují velmi podobné hodnoty, s výjimkou Starozuberského potoka. Pro vyšší hodnoty na toku Starozuberském je možné vysvětlení, že je to vlivem zaústění odpadních vod do recipientu. V ramci hodnot pH žádná dostupná literatura nepojednavá o optimálních hodnotách. Pokud přihlédneme k tomu, že vranka žije především čistých horských

44 tocích, lze předpokládat optimální hodnoty někde v rozmezí 6 – 9. To potvrzují i mé výsledky, průměrné hodnoty přesahují jen nepatrně hodnotu 7. Utzinger et al. (1998) uvadí průměrné hodnoty okolo 8,5 Sukop et al. (2010) uvádějí průměrné hodnoty od 6,5 – 8,01. Mé výsledky vykazují převážně neutrální pH, což většině vodních organismů vyhovuje, lze tedy považovat pH za faktor, který má nepatrný vliv. Rychlost proudu je důležitá především, protože vranka nemá plynový měchýř, proto není schopná souvislého plavání. Vranka je schopná krátkodobě vyvinout plovací rychlost az 1,12 m.s-1 při teplotě vody 10 °C Daněk et al. (2008). Nejvyšší naměřená rychlost proudu byla na třetím úseku Zákopeckého potoka a to 0,77 m.s-1. Takový proud je pro vranky překonatelný jen krátkodobě. AOPK (2007), Davey et al. (2005) a Gosselin et al. (2010) předkládají jako vhodný proud do rychlosti 0,3 m.s-1. Na lokalitách byla průměrná hodnota rychlosti proudu mezi 0,2 - 0,4 m.s-1, jen na třetím úseku Zákopeckého potoka byla v průměru přibližně 0,5 m.s-1. Je předpoklad, že všechny lokality s kromě třetího úseku Zákopeckého potoka vykazují velmi podobnou rychlost proudu a jsou zde vhodné podmínky pro výskyt vranky. Kvalita vody srovnáním chemických ukazatelů vykazuje poměrně čisté toky. -1 Hodnoty BSK5 vykazovaly hodnoty do 0,5 mg.l , Adámek et al. (2010) uvádí hodnoty pro neznečištěné toky do 3 mg.l-1. Množství dusičnanového dusíku nepřesáhlo hodnoty 0,5 mg.l-1, což by v tomto charakteru mohla být voda využitelná pro vodárenské účely Hartman et al. (2005). Množství fosforečnanů se pohybovalo v rozmezí 0,1 - 0,25 mg.l- 1, to by tyto toky zařazovalo do kategorie mezotrofní úživnosti Adámek et al. (2010). Celkově toky patřily do třídy jakosti vody I. kromě hodnot fosforečnanů, které byly dle hodnot ve třídě II. (Do2, Za2, Za3) ostatní byly až ve třídě III. Hartman et al. (2005). Kvalita vody v Dolnopaseckém potoce je velice vysoká, vzhledem k nálezu raka říčního (Astatus astatus), který se vyskytuje jen velmi čistých vodách, výskyt byl zjistěn asi 200 m po proudu od první lokality (vlastní pozorování). Vzhledem k technické a eknomické náročnosti nebyly hodnocené chemické vlastnosti substrátu nebo hodnot těžkých kovů. V podzimním odběru makrozoobentosu lokality bez přítomnosti vranky vykazovaly denzitu nižší než 1000 ks.m-2. Maceček (2002) uvadává v říčce Skalka abundanci v podzimních měsících přes 1800 ks.m-2. Sukop et al. (2008) uvádí na říčce Fryšávka abundanci v říjnu od 1290 – 3478 ks.m-2. Na řece Moravici na konci července

2004 byla zjištěna abundance 313 – 616 ks.m-2 Spurný et al. (2006). Orság a Zelinka (1974) předkládají ve stejném povodí v říčkách Lušová a Brodská průměrně 2200 ks.m- 2. Jen pro představu Holmen (2001) udavá v řece Søre Osa v jihovýchodním Norsku denzitu až 26967 ks.m-2. Jsou tři možné hypotézy vysvětlení nízkých hodnot abundance makrozoobentosu. Prvním hypotéza je postavena na tom, že bentické organismy reagují na disturbance v toku (Lellák a Kubíček 1992, Hartman et al. 2005, Adámek et al. 2010). Lze předpokládat, že v sedimentech může být zvýšené množství toxických polutantů, tuto hypotézu popírá odběr na jaře, kdy hodnoty byly podobné, ne-li vyšší než na ostatních lokalitách. Další možnost je závislá na tzv. poproudovému driftu bezobrátlých organismů, při výletu imága letí proti proudu a kladou vajíčka ve vyšších úsecích toku a opětovnému splavování juvenilních instarů (Lellák a Kubíček 1992). Proto je možné, že jsem zaznamenal nižší početnost především na nižších úsecích toků. Posledním důsledkem může být subjektivní hodnocení mikrohabitatů a menší zkušeností s odběrem makrozoobentosu. V jarním odběru byla vybírána podobná místa a odběr jsem prováděl stejnou metodou, je proto méně pravděpodobné, že se nevyskytla stejná chyba a opět se neprojevily nizké denzity na lokalitách bez vranky. Proto bych přikládal nejvýraznějí váhu hypotéze s driftem organismů, případně zhoršeným chemickým vlastnostem vody na podzim, v tomto období proběhla pouze analýza TOC. Při srovnání kvantitativního Sörensenova indexu, vykazuje společenstvo makrozobentosu velkou podobnost první lokality Dolnopaseckého potoka s celým tokem Starozuberským. Tuto podobnost bych přikládal především tomu, na těchto lokalitách je velmi podobný substrát většinou kameny s občasným výskytem balvanů. Celkově lze říci, že na Starozuberském potoce se zhruba do 4 ř. km od soutoku, vyskytují poměrně málo velké balvany a peřejnatá místa. Dalším významným vlivem může být úprava břehů těchto lokalit kromě druhého úseku Starozuberského potoka kamennou dlažbou. Podle dostupné literatury si vranky vybírají potravu, která je pro ně dostupná tedy pod kameny a na kamenech, především preferují larvy pakomárů (Chiromidae), larvy jepic převážně čeledi Baetidae a rodu Ecdyonurus, larvy pošvatek čeledi Nemouridae, Leuctridae a rodu Perla, z chrostíků především bezschránkaté Hydropsyche a Rhyacophila velmi zřídka se objevují Gammaridae a Simuliidae

(Straškraba 1966, Orság a Zelinka 1974, Adamicka 1991, Maceček 2002, Gabler a Amundsen 2010). Starší vranky preferuji větší a nutričně bohatší potravu, využívají více larvy jepic a pošvatek případně larvy chrostíků (Orság a Zelinka 1974, Adamicka 1991). Mé výsledky vykazují menší odchylky od zmiňované literatury, nejvíce preferované čeledě byly Rhyacophilidae, Sericostomatidae, Nemouridae, Leptophlebidae a Simuliidae, naopak vranky se vyhýbaly čeledím Gammaridae, Hydropsychidae a Heptagenidae. To že se v mých výsledcích objevili dvě čeledě, které jiní autoří nezmiňují, je především dáno velkou početností chrostíků čeledi Sericostomatidae na Zákopeckém potoce, tato čeleď se vyskytovala v žaludcích častěji než jinde. Je předpoklad, že je vyhodnější konzumovat potravu, při které je spotřeba energie při vyhledávání nejnižší. Čeleď Leptophlebidae se v prostředí vyskytovala poměrně málo, v zažívacím traktu byla zjištěna asi v 33 % procentech. Mé výsledky mohou být zkresleny, použitou metodou výplachu, při které nebyli jedinci usmrceni a prozkoumany jejich travící trakt. V mém připadě jedinci přežívali a byly vráceny zpět do toku. Výrazný rozdíl také může způsobit rychlost trávení jednotlivých organismů, kdy „měkké organismy“ jako larvy pakomárů jsou stráveny velmi rychle. Vranka preferuje substrát v rozmezí 50 – 250 mm (Hesthagen a Heggenes 2003, Hesthagen et al. 2004a, Davey et al. 2005, Liefferinge 2005). Prenda et al. (1997) uvádí velikost vranky závislé na velikosti substrátu. Je tedy předpoklad, že vranky 1+ a starší budou využívat substrát větší než 100 mm. V mé studii byl substrát hodnocen jen v rámci menších partikulí, jelikož není logisticky možné dopravit větší substrát, proto velké částice byly hodnoceny převážně změřením pásmem nebo odhadem. Na všech úsecích Starozuberského potoka byl substrát v rozmezí 100 – 200 mm s občasným výskytem balvanů větších než 250 mm, na třetím úseku Zákopeckého potoka se nacházely pouze kameny do 200 mm, ale převážne od 50 – 100 mm. Proto můžeme říct, že na třetím úseku Zákopeckého potoka vranka nenachází dostatečné množství vhodného substrátu. Jako vhodnou hloubku pro výskyt vranky se předpokládá vodní sloupec o výšce 0,3 m a vyšší (Davey et al. 2005, Liefferinge 2005, AOPK 2007). Hloubka nižší než 0,3 m byla zjištěna převážně na všech lokalitách bez vyskytu vranek. Na obou prvních úsecích se sice vyskytují tůně pod jezy, kde byla výška vodního sloupce až 1,2m. Nevhodnost

47 tůní jako habitatů pro výskyt vranky, je především v předpokladu, že vranka vyhledává proudné úseky s proudem okolo 0,3 m.s-1 (Davey et al. 2005, Gosselin et al. 2010). Při hodnocení HEM nejvýrazněji ovlivňovaly celkové výsledky: nízky počet mrtvého dřeva v korytě, vysoký počet příčných objektů v toku, opevnění břehů ať kameným záhozem nebo dlažbou a velmi částá zástavba v inundačním území a odstranění většiny příbřežní vegetace. Mrtvé dřevo slouží jako úkryty pro ryby a bezobratlé je to také přísun alochtoního materiálu do toku. Vývratky nebo naplavené dřevo pozměňuje rychlost proudění, a tím vznikají výmoly s jemným sedimentem, tento jev rozšiřuje variabilitu mikrohabitatů (Krolo 2006). Počet příčných objektů na všech tocích převyšoval 50, na Zákopeckém potoce bylo napočítano dokonce 125 jezů. Na každém potoce bylo kolem 30 příčných překážek vyšších než 0,5 m. Převážně se jednalo o jezy z lomového kamene zpevněné cementovou maltou. U Zákopeckého potoka se využívaly při stavbě jezů betonové panely. Jezy jsou v toku jako migrační překážka, vranka je schopna překonat jen nízké jezy do 0,2 m (Utzinger et al. 1998). Podle Lusk a Lojkásek (2009) vranka migruje jen minimálně proti proudu. Nad příčnými stavbami dochází k sedimentaci jemnějšího sedimentu, pod tělesem stupně vzniká v přirozeném dně výmol, tímto vznikná tůň (Kravka et al. 2009). Obě tyto nově vzniklé prostředí nejsou pro vranku vhodné (Lusk a Lojkásek 2009). Na sledovaných tocích bylo velmi časté opevnění břehu kamenným záhozem nebo kamennou dlažbou, která byla vyspárovana štěrkem, případně v betonovém loži. U vyspárovaných opevnění ryby nenacházejí útočiště, je zde také kontinuální proud, který nutí ryby neústálemu pohybu a spotřebě energie, proto tato místa nejsou pro ryby vhodná (Adámek 1997). V okolí toků bylo běžné odstranění příbřežní vegetace. Tento faktor má výrazný vliv na mikroklima toku – zastínění hladiny ovlivňuje teplotní režim toku. Rozdíl teploty u toků bez vegetací oproti tokům s vegetací může dosahovat až 3 – 5 °C (Lusk 1989), tuto skutečnost potvrzuji i ve své praci. Ryby ve pstruhových tocích vyhledávají především zastíněné stanoviště (Lusk 1989) to platí i o vrankách (Davey et al. 2005). Nejvyšší hodnoty při hydroekologickém monitoringu vykazovaly úseky, které byly v blízkosti obydlí nebo přimo v intravilánu, tento fakt je předpokladatelný, protože zde

48 se úpravami zkapacitňuje koryto na Q20 a vyšší (Jůva et al. 1984, Kavka et al. 2009). Na těchto úsecích se upravuje tvar koryta, opevňují se břehy a upravuje spád jezy a stupni. Sledované toky jsou obhospodařovány v dvouletém rybochovném cyklu. Je vysazován odkrmený plůdek pstruha obecného, po dvou letech je opět sloven. V tocích se vyskytuje nepřirozená věková skladba pstruha. Jen velmi minimálně se vyskytují pstruzi starší než 2 roky. Hyvarinen a Huusko (2006) uvádějí, že pstruzi jsou schopni pozřít potravu ve velikosti 40 % svého těla, ale preferuje především potravu od 4-10 cm. Hesthagen et al. (2004a) udavájí ve vzorku 207 jedinců 1 + a starších pouze jednu vranku v trávicím traktu, je to nejspíš především tím, že vranka je po většinu času ukryta mezi kameny a pod kameny, tím je poměrně špatně ulovitelná. Vyšší predační tlak může být v době tření, kdy vranky opouštějí své úkryty. Vzhledem k tomu, že na tocích se vyskytuje jen velmi málo velkých jedinců pstruha, proto bych považoval predační tlak ze strany pstruhů jako nevýrazný a s největší pravděpodobnosti to nebude faktor ovlivňující výskyt. Naopak poměrně velké množství studií předkládá potravní a habitatovou konkurenci mezi juvenilními jedinci pstruha a velkými vrankami. Pstruzi 0 + preferují v potravě především larvy pakomárů čeledi Chiromidae, larvy jepic Baetidae, larvy chrostiků (Trichoptera) a larvy pošvatek (Plecoptera) (Kreivi et al. 1999, Holmen 2001, Holmen et al. 2003, Hesthagen a Heggenes 2003). Hesthagen et al. (2004a) uvádí překrytí potravy juvenilních pstruhů a vranek starších jednoho roku podle Schoenerova indexu 0,50 - 0,86. Kubín (2009) udavá početnost pstruhů v dolních úsecích kolem 100 ks na 100 metrový úsek. V roce 2011 bylo zarybnění pstruhy ještě výraznější. Početnost se pohybovala mezi 100 – 300 ks. na odlovený úsek o délce 100 metrů (Kubín nepublikovaná data, vlastní pozorování). Není pravděpodobné, že v přírodních podmínkách je taková vysoká hustota pstruhů, kteří jsou stejného věku. Při korelací početnosti vranek a pstruhů z dat úvedených Kubínem (2009) vychází negativní korelace, kdy vysoká početnost vranek znamená nízký počet pstruhů a naopak. Myslím si, že velmi vysoká početnost pstruhů 0 + může mít na výskyt vranky negativní dopad, pokud uvážime, že juvenilní jedinci pstruha využivají velmi podobnou potravní základnu. Komplexním hodnocením shlukovou analýzou je vidět, že úseky bez přítomnosti vranky tvoří společně s celým Starozuberským potokem jeden shluk. Je tedy patrná odlišnost referenčních lokalit od lokalit bez výskytu vranky. Odlišnost všech lokalit

Starozuberského potoka může být zapříčiněna vlivem vypouštění odpadních vod do tohoto toku, ale vliv může mít i jiný faktor, který nebyl sledován. Vranka je stenovalentní druh, který je adaptován na velmi úzké rozmezí fyzikálně-chemických vlastností. U nás je to ryba, kterou nalezneme v nejvyšších nadmořských výškách. Je proto předpoklad, že optimální podmínky pro přežívání a rozmnožování jsou velmi úzkého rozmezí, tyto vhodné podmínky v toku může naleznout, jen na několika km toku nebo vůbec. V podelném profilu toku se fyzikálně- chemické vlastnosti toku mění a druhy jsou postupně nahrazovány druhy, které snášejí větší variabilitu prostředí. Tyto podmínky mohou mít přirozenou podobu nebo je může svou činnosti v toku ovlivňovat člověk (Vannote et al. 1980). Třetí úsek Zákopeckého potoka, není nijak ovlivněn lidmi, jedná se o přirozený úsek horského toku. Na tomto úseku je tedy přirozená nepřítomnost vranky způsobena vlivem nevhodnosti mikrohabitatů. Nevhodné jsou především – velká rychlost proudu, malé množství substrátů vhodné velikosti a nízká hloubka vodního sloupce. Dalším možným faktorem je nízký průtok v letních měsích a případné promrzaní většiny úseku až ke dnu, tuto hypotézu by bylo vhodné podrobit zkoumání. První lokalita na Dolnopaseckém potoce se nachází v obydleném území, koryto je upravené tak, aby co nejrychleji odvedla povodňovou vlnu mimo toto územi. Oba břehy jsou opevněny kamenou dlažbou v betonovém loži. Levý břeh je úplně zbaven vegetace. Za výrazný faktor na tomto úseku bych pokládal odstranění příbřežní vegetace a vysoké prohřívání vodního sloupce, nízká hloubka to jen umocňuje. Pro úplné potvrzení předpokladu by bylo vhodné kontinuálně měřit teplotu vody na úseku zastíněném a nezastiněném. První stanoviště Starozuberského potoka se nachází v oblasti, která je využívána hlavně pro zemědělské účely, ale nebylo zde zjištěno vyšší množství dusičnanů nebo fosforečnanů. U tohoto úseku lze předpokládat prolínání více faktorů např. od mírně zvýšené teploty, malému počtu vhodných habitatů, nízké množství potravy na podzim až po vysokou početnost vysazovaných pstruhů juvenilního věku. Vysvětlením absence nějakého druhu na jednotlivých lokalitách nemusí být podmíněno jedním faktorem, může to být souhrn vlastností prostředí. V rámci této práce bych vyzdvihl tyto faktory, které mohou výskyt vranek ovlivňovat – vhodné habitatové podmínky (hloubka, rychlost proudění, substrát), rozdílné fyzikální

50 vlastnosti především teplota vody, úpravy koryta (odstraněním vhodného substrátu, pojezd těžké techniky v korytě, odstranění příbřežní vegetace), vysazování velkého počtu pstruhů stejné věkové kategorie. Tato recentní nepřítomnost může být způsobena i faktory, které vznikly v minulosti a nejsou o nich údaje např. (otrava těchto úseků a ještě na tyto místa vranky nenamigrovaly, vylovení rybáři nebo jiné).

6.1. Návrh managementu sledovaných toků

Management toku s výskytem vranky pruhoploutvé je poměrně problematícká záležitost. Důvodů je především několik. Prvním je nedostatečná znalost vhodných podmínek pro přežívání tohoto druhu. Druh se pro člověka jeví jako neatraktivní a taky nelze předpokládat nějaká návratnost investovaných financí. Jedním z důvodů je problém, že toky s výskytem vranky často protékají zastavěným územím a jsou obhospodařovány místními organizacemi rybářského svazu. Proto je potřeba vždy pokusit se náleznout kompromis, který vyhovuje ochraně přírody, ochraně majetku a hospodaření rybářů. Základním ochraným opatřením je zajištění stabilního a vhodného životního prostředí, ať už se jedná o vhodné habitatové podmínky nebo fyzikálně-chemické vlastnosti toku. Podle výsledků je patrné, že je důležité zachovávat přirozenost dna toku i vegetačního krytu převážně z keřového nebo stromového patra. Vysoká kvalita čistoty vody je základním předpokladem. Významným problémem je úprava dna a odstranění vhodných habitatů pro vranky (Kumstáková et al. 2005). Pokud jsou tyto úpravy nezbytně nutné, je důležité na úpravovaném úseku vranky odlovit a přenést vranky do vyšších úseků toků. Lusk a Lojkásek (2009) uvádí minimální vzdálenost 300 m nad úsek, který je upravován u zásahů kratších 3 měsíce. Dále je nevhodné provádět úpravy v období tření tedy (březnu – květnu). Je žádoucí tyto úpravy co nejvíce minimalizovat. Případně zvyšovat variabilitu mikrohabitatů osázením toku velkých balvanů (Šlezingr 2005, Šlesingr 2010). Při úpravách toků velmi často dochází k pojezdu těžké techniky v toku. Tento stav má výrazně negativní vliv na výskyt vranky, toto potvrzuje i Kubín (nepublikovaná data), na jednom úseku zjistil pokles početnosti vranky při nelegálním pojezdu techniky v toku.

Při projektování by tato alternativa neměla být vůbec orgánem ochrany přírody povolena, v případě porušení by mělo být přistoupeno k sankcím. Dle mých výsledků je nevhodné zbavovat břehy vegetace ať už keřové nebo stomové. Tento vliv ma výrazný dopad na mikroklima toku a také erozní působení vody. Břehová vegetace je zdrojem alochtoního materiálu, který je potravou pro bentické organismy, větší větve nebo vývratky potom slouží jako mrtvé drěvo ve vodě (Lusk 1989, Kavka et al. 2009). Je proto vhodné při úpravách toků ponechávat co nejméně dotčenou příbřežní vegetaci. V intravilánu je problém s nedostakem místa, přesto by bylo při plánování úprav ponechávat pobřežní vegetaci ať už keřovou nebo stromovou. V této oblasti je možné využívat nízké porosty s ohebnými prýty nebo využívaní multifunkční vegetace (Šlezingr 2010). Předpokládám, že vysoká rybí obsádka, především pstruha může konkurovat vrance. Je důležíté snížit množství vysazovaných ročků pstruha, kteří výrazně konkurují vrance. Vhodné je více diverzifikovat věkovou strukturu pstruhů. Tímto krokem se sníží konkurence interspecifická (mezidruhová) a intraspecifická (vnitrodruhová). Lze předpokládat, že by se efektivnějí využívala potravní nabídka v toku a mohlo by to vést ke zvýšení výnosů. V budoucnu je důležité ponechávat toky co nejvíce přírodnímu charakteru. Lidé snad pochopí, že není nejlepším počinem z toků udělat betonové kanály, které slouží jen rychlému odvedení vody. Místo betonu lze využívat i přírodnějších úprav, které jsou jak esteticky tak funkčně vhodné a jen minimálně nevhodné pro vodní organismy.

Závěr

Srovnáním referenčních lokalit s úseky bez přítomnosti sledovaného druhu byly výrazné rozdíly především ve fyzikálních vlastnostech vody a nižší potravní nabídce na podzim. Nejvýrazněji se projevovala vysoká teplota na prvních úsecích, především v důsledku odstranění příbřežní vegetace. Vranka pruhoploutvá se vyskytuje v horských tocích, kde jsou vhodné habitatové podmínky, především větší částice substrátu (nad 100 mm), dostačná hloubka vodního sloupce (okolo 0,3 m) a rychlost proudu nepřesahující rychlost (0,3 m.s-1). Pro sledovaný druh je důležité minimální úpravy dna toků. Snižení případného pojezdu těžké techniky tokem. Přítomnost břehové vegetace je pro sledovaný druh klíčové, pokud dojde k jejímu odstranění, může se výrazně změnit mikroklima toku. Velká početnost juvenilní násady pstruha potočního může výrazně konkurovat vrance ať podobným využíváním potravy nebo habitatů. Pro aktivní ochranu druhu je důležité zachovat rozmanitou variabilitu dnového substrátu a hloubek v toku. Důležíté je ponechávat příbřežní vegetaci a pokud už byla odstraněna, ji opět vysadit. V rybářském hospodaření je vhodné snížit početnost juvenilních jedinců pstruha a vysazované ryby více diverzifikovat v rámci věkové struktury. Případné další studie na sledovaných tocích bych rozdělil do dvou kategorií – monitoring ichtyofauny a sledování fyzikálně-chemických vlastností vody. Je potřeba provést komplexní ichtyologický výzkum sledovaných horských potoků, aby bylo možné přesně určit, kde se vranka vyskytuje a kde ne, jak jsou úseky dlouhé, nejedná-li se o mozaikovitý výskyt. V předem určených časových intervalech by se měl provádět biomonitoring početnosti a zaznamenávat přirozenou reprodukci, výskytem 0 + jedinců vranek. Kontinuálním měřením fyzikálně-chemických vlastností na úsecích, kde se vranka nevyskytuje a na lokalitách, kde je početnost největší pro srovnání podmínek optimálních a nevhodných.

Seznam zkratek

AOPK agentura ochrany přírody

BSK5 biologická spotřeba kyslíku (v 5 dnech) ČR Česká republika Do Dolnopasecký potok DOC rozpuštěný organický uhlík HEM hydroekologický monitoring MO ČRS místní organizace Českého rybářského svazu MŽP Ministerstvo životního prostředí SR Slovenská republika St Starozuberský potok Sv stupně volnosti TC celkový uhlík TOC celkový organický uhlík TIC anorganický uhlík Za Zákopecký potok

Seznam použité literatury

 ABDOLI, A., PONT, D.,SAGNES, P. (2005): Influence of female age, body size and environmental conditions on annual egg production of the bullhead. Journal of Fish Biology: vol. 67, s. 327–1341.  ABDOLI, A., PONT, D., SAGNES, P. (2007): Intrabasin variations in age and growth of bullhead: the effects of temperature. Journal of Fish Biology: vol. 70, s. 1224–1238.  ADÁMEK, Z., VOSTRADOVSKÝ, J., DUBSKÝ, K., NOVÁČEK, J., HARTVICH, P. (1997): Rybářství ve volných vodách. 2. vydání. Praha: EAST PUBLISHING, 204 s.  ADÁMEK, Z., HELEŠIC, J., MARŠÁLEK, B., RULÍK, M. (2010): Aplikovaná hydrobiologie. 2. vydání. České Budějovice: Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích, 350 s  ADAMICKA, P. S. (1991): A food schedule for Cottus gobio L. (Pisces) in Oberer Seebach, Ritrodat-Lunz study area, Austria. Verh. Internat. Verein. Limnol.: vol. 24, s. 1941-1943.  AMUNDSEN, P.-A., GABLER, H.-M. (2008): Food consumption and growth of Atlantic salmon Salmo salar parr in sub-Arctic rivers: empirical support for food limitation and competition. Journal of Fish Biology: vol. 73, s. 250-261.  ANDREASSON, S. (1969a): Interrelations between Cottus poecilopus Heckel and C. gobio L. (Pisces) in a regulated North Swedish river. Oikos: vol. 20, s. 540-546.  ANDREASSON, S. (1969b): Locomotory activity patterns of Cottus poecilopus Heckel and C. gobio L. (Pisces). Oikos: vol. 20, s. 78-94.  ANDREASSON, S., MÜLLER, K. (1969): Persistence of the diel activity phase shift in Cottus poecilopus Heckel (Pisces) after transfer from 66° to 55° northern latitude. Oikos: vol. 20, s. 171-174.  ANDREASSON, S. (1973): Seasonal changes in diel activity of Cottus poecilopus and C. gobio (Pisces) at the Arctic Circle. Oikos: vol. 24, s. 16-23.  AOPK (2007): Obecné charakteristiky předmětů ochrany v rizikových chráněných územích a návrhy hodnot indikačních parametrů a managementových opatření: skupina: ryby a mihule. AOPK., s. 1-23.

 BALON, E. K. (1952): Ryby řeky Olzy. Přírodověd. Sborník Ostravského kraje: vol. 13, s. 518-548.  BARDONNET, A., HELAND, M. (1994): The influence of potential predators on the habitat preferenda of emerging brown trout. Journal of Fish Biology: vol. 45, s. 131-142.  BARUŠ, V., OLIVA, O. (1995a): Mihulovci Petromyzontes a Ryby Osteichtyes I.: vydání 1, ACADEMIA, Praha, 698 s  BARUŠ, V., OLIVA, O. (1995b): Mihulovci Petromyzontes a Ryby Osteichtyes II.: vydání 1, ACADEMIA, Praha, 698 s  BISAZZA, A., MARCONATO, A. (1988): Female mate choice, male-male competition and parental care in the river bullhead, Cottus gobio L. (Pisces, Cottidae). Anita. Behav.: vol. 36, s. 1352-1360.  BLASZCZOK, R. (2011): Potravní konkurence vysazovaných pstruhů duhových a volně žijících pstruhu obecných a lipanů podhorních. České Budějovice. 82 s. Diplomová práce. Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích.  BYEON, H-K., KYU-SONG C., JAE-SUK C., JONG-PIL K. (1995): Reproduktive behavior of the fluvial sculpins (Cottus poecilopus) in Korea. Korean journal of Limnology: vol. 28, s. 191-198.  BUCHER, F., HOFER, R., SANVELMOSER, W. (1992): Effects of treated paper mill effluents on hepatic morphology in male bullhead (Cottus gobio L.). Archives of Environmental Contamination and Toxicology: vol. 23 (4), s. 410-419.  DAHL, J. (1998): Effects of a benthivorous and a drift-feeding fish on a benthic stream assemblage. Oecologia: vol. 116, s. 426-432.  DANĚK, T., DUŠEK, J., MORAVEC, P., ŠVÁTORA, M. (2008): Preference mikrohabitatu vybraných druhů ryb v prostředí malých vodních toků, s. 47-55. In: KOPP, R. (ed.): XI. Česká ichtyologická konference, 3-4. prosince 2008, Brno: Mendelova zemědělská a lesnická univerzita v Brně, s. 262.  DAVEY, A. J. H., HAWKINS, S. J., TURNER, G. F., DONCASTER, C. P. (2005): Size- dependent microhabitat use and intraspecific competition in Cottus gobio. Journal of Fish Biology: vol. 67, s. 428—443.

 DUNGEL, J., ŘEHAK, Z. (2011): Atlas ryb, obojživelníků a plazů: České a Slovenské republiky: ACADEMIA, Praha, 181 s.  ELLIOTT, JM., ELLIOTT, JA. (1995): The critical thermal limits for the bullhead, Cottus-gobio, from 3 populations in north-west england. Freshwater biology: vol. 33 (3), s. 411-418.  ELLIOTT, JM. (2006): Periodic habitat loss alters the competitive coexistence between brown trout and bullheads in a small stream over 34 years. The Journal of Animal Ecology: vol. 75 (1), s. 54-63.  ENGLUND, G., EVANDER, D. (1999): Interactions between sculpins, net-spinning caddis larvae and midge larvae. Oikos: vol. 85, s. 117-126.  FISCHER, S. (1999): Verteilung und wanderverhalten der Mühlkoppe (Cottus gobio L.) in einem Astatischen bachabschnitt. Biologische Station Lunz: vol. 16, s. 75-81.  FISCHER, S., KUMMER, H. (2000): Effects of residual flow and habitat fragmentation on distribution and movement of bullhead (Cottus gobio L.) in an alpine stream. Hydrobiologia: vol. 422, s. 305–317.  FRILUND, G. E., KOKSVIK, J., RIKSTAT, A., BERGER, H. M. (2009): Cottus gobio (Linnaeus, 1758), a new fish-species in Nord-Trøndelag County, Norway. Fauna Norvegica: vol. 29, s. 55-60.  GABLER, H-M., AMUNDSEN, P-A. (2010): Feeding strategies, resource utilisation and potential mechanisms for competitive coexistence of Atlantic salmon and alpine bullhead in a sub-Arctic river. Aquat. Ecol.: vol. 44, s. 325–336.  GAISLER J. a ZIMA J. (2007): Zoologie obratlovců: Academia, Praha, 692 s.  GOSSELIN, M.-P., PETS, G. E., MADDOCK, I. P. (2010): Mesohabitat use by bullhead (Cottus gobio). Hydrobiologia: vol. 652, s. 299–310.  GREENHALGH, M., OVERDEN, D., (2007): Freshwater life: Britain and Northern Europe. London: Collins Pocket Guide, 256 s.  HANEL, L. (2001): Naše ryby a rybaření: Nakladatelství Brázda, Praha, 286 s.  HANEL, L., LUSK, S. (2005): Ryby a mihule České republiky: Rozšíření a ochrana. Český svaz ochránců přírody Vlašim, 448 s.

 HARRIS, A. D., SHINN, A. P., CABLE, J., BAKKE, T. A. (2004): Nominal species of the genus Gyrodactylus von Nordmann 1832 (Monogenea: Gyrodactylidae), with a list of principal host species. Systematic Parasitology: vol. 59, s. 1-27.  HARTMAN, P., PŘIKRYL, I., ŠTĚDRONSKÝ, E. (2005): Hydrobiologie. 3. vydání. Praha: Informatorium, 359 s.  HESTHAGEN, T., HEGGENES, J. (2003): Competitive habitat displacement of brown trout by Siberian sculpin: the role of size and density. Journal of Fish Biology: vol. 62, s. 222-236.  HESTHAGEN, T., SANDLUND, O. T. (2004): Fish distribution in a mountain area in south-eastern Norway: human introductions overrule natural immigration. Hydrobiologia: vol. 521, s. 49–59.

 HESTHAGEN, T., SAKSGARD, R., HEGGE, O., DERVO, B. K., SKURDAL, J. (2004a): Niche overlap between young brown trout (Salmo trutta) and Siberian sculpin (Cottus poecilopus) in a subalpine Norwegian river. Hydrobiologia: vol. 521, s. 117–125.

 HESTHAGEN, T., HEGGE, O., SKURDAL, J., DERVO, B. K. (2004b): Age and growth of Siberian sculpin (Cottus poecilopus) and young brown trout (Salmo trutta) in a subalpine Norwegian river. Hydrobiologia: vol. 521, s. 107–115.  HESTHAGEN, T., AUSTIGARD, A., HOLMEDAL, K. (2011): Diurnal and seasonal resource partitioning in young brown trout (Salmo trutta), Artic charr (Salvenius alpinus) and Alpine bulhead (Cottus poecilopus) in a subalpine lake in southeastern Norway. Boreal enviromental research: vol. 16, s. 149-157.  HOLMEN, J. (2001): On competition among brown trout (Salmo trutta L.) and Siberian sculpin (Cottus poecilopus Heckel) in a Norwegian river. Oslo, 45 s. Diplomová práce. Univerzity of Oslo.  HOLMEN, J., OLSEN, L. M., VØLLENSTAD, L. A. (2003): Interspecific competition between stream-dwelling brown trout and Alpine bullhead. Journal of Fish Biology: vol. 62, s. 1312–1325.  HYVARINEN, P.,HUUSKO, A. (2006): Diet of brown trout in relation to variation in abundance and size of pelagic fish prey. Journal of Fish Biology: vol. 68, (1), s. 87-98.

 JACOBS, J. (1974): Quantitative measurements of food selection. Oecologia: vol. 14, s. 413-417.  JANÍČKOVÁ, B. (2011): Potravní ekologie rosničky zelené (Hyla arborea). Olomouc, 104 s. Diplomová práce. Univerzita Palackého v Olomouci.  JUNGWIRTH, M. (1998): River continuum and fish migration - going beyond the longitudinal river corridor in understanding ecological integrity. Fish migration and fish bypasses: vol. 1, s. 19-32.  JURAJDA, P. (1992): Fecundity of the siberian sculpin Cottus poecilopus. Folia Zool.: vol. 41 (1), s. 63-68.  JURAJDA, P., HOHAUSOVÁ E., PRÁŠEK, V. (1993): Rybí společenstva vodních toků v okrese Vsetín. Ústav ekologie krajiny AV ČR Brno  JŮVA, K., HRABAL, A., TLAPÁK, V. (1984): Malé vodní toky. Praha: Státní zemědělské nakladatelství, 253 s.  KNAEPKENS, G., VERHEYEN, E., GALBUSERA, P., EENS, M. (2004): The use of genetic tools for the evaluation of a potential migration barrier for the bullhead. Journal of Fish Biology: vol. 64, s. 1737–1744.  KNAEPKENS, G., BAEKELANDT, K., EENS, M. (2005): Assessment of the movement behaviour of the bullhead (Cottus gobio), an endangered European freshwater fish. Animal Biology: vol. 55 (3), s. 219-226.  KNÍŽEK, J. (2007): Migrační prostupnost rybího přechodu na řece Blanici v regionu obce Zábrdí. České Budějovice, 65 s. Diplomová práce. Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích  KRAVKA, M., ŠLEZINGR, M., FIALOVÁ, J., DOMOKOŠOVÁ, M., MARKOVÁ, J., VÝSKOT, I. (2009): Úpravy malých vodních toků v krajině a lesnické meliorace. Brno: Mendelova zemědělská a lesnická univerzita v Brně, 132 s.  KREIVI, P., MOUTKA, T., HUUSKO, A., MÄKI-PETÄYS, A., HUHTA, A., MEISSNER, K. (1999): Diel feeding periodicity, daily ration and prey selectivity in juvenile brown trout in a subarctic river. Journal of Fish Biology: vol. 55, s. 553-571.  KROLO, M. (2006): Mrtvé dřevo přináší život do řek a potoků. České vydání. Mnichov: Bavorský zemský úřád pro životní prostředí, 47 s.

 KOTUSZ, J., KRAPPE, M., KUSZNIERS, J., PROPIOLEK, M., RIEL, P., WATERSTRAAT, A., WITKOVSKY, A. (2004): Distribution, density and habitat of Cottus poecilopus (Heckel, 1836) in Lake Hancza (North East Poland) as compared with the situation in the Luzin lakes (North East Germany). Verhandlungen der Gesellschaft für Ichthyologie Band: vol. 4, s. 91-105.  KUBÍN, M. (2009): Výskyt a ohrožení vranky pruhoploutvé (Cottus poecilopus) ve vybraných přítocích Rožnovské Bečvy. Olomouc, 61 s. Bakalářská práce. Univerzita Palackého v Olomouci.  KUMSTÁKOVÁ, T., NOVÁ, P., MARHOUL, P. (2005): Hodnocení projektů aktivní podpory ohrožených živočichů v České republice. Praha, 432 s.  LAHNSTEINER, F., BERGE, B., WEISMANN, T. (1997): Sperm structure and motility of the freshwater teleost Cottus gobio. Journal of Fish Biology: vol. 50 (3), s. 564-574.  LANGHAMMER, J. (2008a): Metodika pro monitoring hydromorfologických ukazatelů ekologické kvality vodních toků. Praha: Univerzita Karlova v Praze, 47 s.  LANGHAMMER, J. (2008b): Hodnocení úkazatelů. Praha: Univerzita Karlova v Praze, 23 s.  LELLÁK, J., KUBÍČEK, F. (1992): Hydrobiologie. Praha: Karolinum, 257 s.  LIEFFERINGE, C. Van, SEEUWS, P., MEIRE, P., VERHEYEN, R. F. (2005): Microhabitat use and preferences of the endangered Cottus gobio in the River Voer, Belgium. Journal of Fish Biology: vol. 67, s. 897–909.  LOJKÁSEK, B. (1996): Naše ryby: Tematický sešit biologie: SCHOLAFORUM, Ostrava, 29 s.  LOJKÁSEK, B., LUSK, S. (2000): Výskyt vranek (Cottus) ve vodních tocích na území okresu Frýdek-Místek, s. 87-90. In: LUSK, S., HALAČKA, K. (eds.): Biodiverzita ichtyofauny ČR (III), 8. listopadu 1999, Ústav biologie obratlovců AV ČR, Brno, s. 204  LOJKÁSEK, B., LUSK, S. (2001): Ohrožené a bioindikačně výnamné druhy mihulovců a ryb v povodí řeky Odry na území Moravy a Slezska. Universitas

Ostraviensis, Acta Facultatis Rerum Naturalium, Biologia-Ekologia: vol. 8, s. 133-140.  LOSOS, B., KUBÍČEK, F., ŠEDA, Z. (1984): Základy obecné ekologie. SPN: Praha, 320 s.  LOSOS, B., HELEŠIC, J., HOLOUBEK, I., KUBÍČEK, F., MARVAN, P., PELIKÁN, J., PROCHÁZKOVÁ, D., ROZKOŠNÝ, R. (1992): Cvičení z ekologie živočichů. Brno: Masarykova univerzita, 229 s.  LUSK, S. (1989): Rybářství a úpravy vodních toků. Brno: Řada vývoj č. 17. Hydroprojekt, 190 s.  LUSK, S., LUSKOVÁ, V., HALAČKA, K., LOJKÁSEK, B. (2004): Ryby říční sítě Chráněné krajinné oblasti Beskydy, s. 137-143. In: LUSK, S., LUSKOVÁ, V., HALAČKA, K. (eds.): Biodiverzita ichtyofauny ČR (V), 4. Listopadu 2003, Ústav biologie obratlovců AV ČR, Brno, s. 168  LUSK, S., BARTOŇOVÁ, E., LUSKOVÁ, V., LOJKÁSEK B., KOŠČO, J. (2008): Vranka pruhoploutvá (Cottus poecilopus) : Rozšíření a genetická diverzita v povodí řek Morava, Odra (Česká republika) a Hornád (Slovensko), s. 67-80 In: LUSK, S., LUSKOVÁ, V. (eds.): Biodiverzita ichtyofauny České republiky (VII), Ústav biologie obratlovců AV ČR, Brno, s. 134.  LUSK, S., LOJKÁSEK, B. (2009): Biologicko-ekologické a legislativní požadavky k migrační prostupnosti pramenných částí vodních toků. Projekty grantové služby LČR: vol. 1, s. 1-42.  LUSK, S., LUSKOVÁ, V., HANEL, L., LOJKÁSEK, B., HARTVICH, P. (2011): Červený seznam mihulí a ryb České republiky - vezre 2010. Biodiverzita ichtyofauny ČR (VIII), Ústav biologie obratlovců AV ČR, Brno, s. 68-78.  MACEČEK, J. (2002): Potravní ekologie a populační parametry vranky pruhoploutvé. Olomouc, 50 s. Diplomová práce. Univerzita Palackého v Olomouci.  Mackovčin, P., Jatiová, M. a kol. (2002): Zlínsko. In: Mackovčin, P., Sedláček M.: Chráněná území ČR, svazek II, Agentura ochrany přírody a krajiny ČR a EkoCentrum Brno, Praha, 376 s.

 MARCONATO, A., BISAZZA, A., FABRIS, M. (1993): The cost of parental care and egg cannibalism in the river bullhead, cottus-gobio L (pisces, cottidae). Behavioral Ecology and Socibiology: vol. 32 (4), s. 229-237.  MERTA, L. (2008): Vzácné druhy mihulí a ryb Olomouckého kraje: rozšíření a ochrana: Agentura ochrany přírody a krajiny ČR, krajské středisko Olomouc, 79 s.  OLIVA, O. (1949): K rozšíření vranky karpatské (Cottus poecilopus Heckel 1848) na Moravě. Akvaristické listy, Praha: vol. 21, s. 62-64.  ORSÁG, L., ZELINKA, M. (1974): Zur Nahrung der Arten Cottus poecilopus Heck. und Cottus gobio L.. Zool. listy., 23 (2), s. 185-196.  POLEDNÍK, L., MITRENGA, R., POLEDNÍKOVÁ, K., LOJKÁSEK, B. (2004): The impact of methods of fishery management on the diet of otters (Lutra lutra). Folia Zool.: vol. 53 (1), s. 27–36.  POSPÍŠIL, O. (2000): Naše ryby: Vrecková encyklopedia moderného rybara: Ottovo, v divizi Cesty, Praha, 136 s.  PRENDA, J., ARMITAGE, P. D., GRAYSTON, A. (1997): Habitat use by the fish assemblages of two chalk streams. Journal of Fish Biology: vol. 51, s. 64-79.  PRZYBYLSKI, M., BOROWSKA, A. (1998): Reprodukční biolog sibiřských Sculpin, Cottus poecilopus. Pol. Arch. Hydrobiol: vol. 45 (2), s. 245-258.  QUITT, E. (1971): Klimatické oblasti Československa. Studia Geographica 16.GgÚ ČSAV, Brno, 73 s.  REYJOL, Y., LÉNA, J-P., HERVANT, F., PONT, D. (2009): Effects of temperature on biological and biochemical indicators of the life-history strategy of bullhead Cottus gobio. Journal of Fish Biology: vol. 75, s. 1427–1445.  ROZKOŠNÝ, R (1980): Klíč vodních larev hmyzu. Praha: Československá akademie věd, 521 s.  SEDLÁK, E. (2006): Zoologie bezobratlých. 2. přepracované vydání. Brno: Masarykova univerzita, 337 s.  SPURNÝ, P., MAREŠ, J., SUKOP, I., KOPP, R., FIALA, J. (2006): Zhodnocení prosperity pstruha obecného a lipana podhorního v horním úseku řeky

Moravice, s. 153-156 In: VYKUSKOVÁ, B. (ed.): IX. ČESKÁ ICHTYOLOGICKÁ KONFERENCE. Vodňany: Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích, s. 189  SUKOP, I., ŠTASTNÝ, J., BRABEC, T., VÍTEK, T. (2008): Zoobentos říčky Fryšávky v roce 2007, s. 219 -223 In: KOPP, R. (ed.): XI. Česká ichtyologická konference, 3- 4. prosince 2008, Mendelova zemědělská a lesnická univerzita v Brně, Brno, s. 266.  SUKOP, I., ŠŤASTNÝ, J., VÍTEK, T., BRABEC, T. (2009): Makrozoobentos říčky Fryšávky v roce 2008, s. 148-152 In: KOPP, R. (ed.): „60 let výuky rybářské specializace na MZLU v Brně“. 2-3. prosince 2009, Mendelova zemědělská a lesnická univerzita v Brně, Brno, s. 192.  SUKOP, I., ŠTASTNÝ, J., VÍTEK, T., BRABEC, T. (2010): Hydrobiologická studie malého toku na Českomoravské vrchovině. Acta univerzitatis agriculturae et siIviculturae Meldelianae Brunensis: vol. 58 (4), s. 213-222.  SUTELA, T., VEHANEN, T. (2008): Effects of water-level regulation on the nearshore fish community in boreal lakes. Hydrobiologia: vol. 613, s. 13–20.  SUTELA, T., VEHANEN, T. (2010): Responses of fluvial fish assemblages to agriculture within the boreal zone. Fisheries Management and Ecology: vol. 17 (2), s. 141-145.  STRAŠKRABA, M., ČIHAŘ, J., FRANK, S., HRUŠKA, V. (1966): Contribution to the problem of food competition among the sculpin, minnow and brown-trout. The Journal of Animal Ecology: vol. 35 (2), s. 303-311.  ŠLEZINGR, M. (2005): Stabilizace říčních ekosystémů. Brno: Akademické nakladatelství CERM, 353 s.  ŠLEZINGR, M. (2010): Říční typy I - horní tok: Úvod do problematiky úprav toků. Brno: Mendelova univerzita v Brně, 169 s.  TOLASZ, R. et al. (2007): Atlas podnebí Česka. Praha: Český hydrometeorologický ústav, 255 s.  UTZINGER, J., ROTH, CH., PETR, A. (1998): Effects of environmental parameters on the distribution of bullhead Cottus gobio with particular consideration of the effects of obstructions. Journal of Applied Ecology: vol. 35, s. 882-892.

 VANNOTE, R. L., MINSHALL, K. W., CUMMINS, J. M., SEDELL C. B., CUSHING, C. E. (1980): The River Continuum Concept. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences: vol. 37, s. 130-137.  VÍTEK, T., SPURNÝ, P. (2008): Vranka pruhoploutvá: dominantní druh řeky Fryšávky. s. 235-239 In: KOPP, R. (ed.): XI. Česká ichtyologická konference, 3-4. prosince 2008, Mendelova zemědělská a lesnická univerzita v Brně, Brno, s. 266.  VODINSKÝ, S. (1962): Ryby našich vod: Státní nakladatelství dětské knihy, Praha, 282 s.  VØLLESTAD, L. A., OLSEN, E. M., FORSETH, T. (2002): Growth-rate variation in brown trout in small neighbouring streams: evidence for density-dependence?. Journal of Fish Biology: vol. 61, s. 1513–1527.  WARINGER, J., GRAF, W. (1997): Atlas der Österreichischen Köcherfliegenlarven: Unter Einschlus der Angrenzenden Gebiete. Graf: Universitätsverlag für Wissenschaft und Forschung, 286 s.  WINGER, A. C., HANSEN, H., BACHMANN, L., BAKKE, T. A. (2008): Gyrodactylus species (Monogenea) infecting alpine bullhead (Cottus poecilopus Heckel, 1837) in Norway and Slovakia, including the description of Gyrodactylus mariannae sp. nov. Acta Parasitologica: vol. 53 (3), s. 240–250.  WITKOVSKI, A. (1979): A taxonomic study on fresh-water Sculpins of genus Cottus Linnaeus, 1758 (Cottus gobio L. and Cottus poecilopus Heck.) in Poland. Acta universitatis Wratislaviensis: vol. 458, s. 1-95.  YOKOYAMA R., GOTO A. (2005): Evolutionary history of freshwater sculpins, genus Cottus (Teleostei; Cottidae) and related taxa, as inferred from mitochondrial DNA phylogeny. Molecular Phylogenetics and Evolution: vol. 36, s. 654–668.  YOKOYAMA, R., SIDELAVA, V. G., SHEDKO, S. V., GOTO, A. (2008): Broad-scale phylogeography of the Palearctic freshwater fish Cottus poecilopus complex (Pisces: Cottidae). Molecular Phylogenetics and Evolution: vol. 48, s. 1244– 1251.

 ZELINKA, M. (1971): Konkureční potravní vztahy v pstruhovém toku. Vertebrat. Zprávy: vol. 2, s. 49-101.

Online zdroje

 Atlas ryb [online]. 2011 [cit. 2011-08-27]. Vranka pruhoploutvá. Dostupné z WWW: .  FishBase [online]. 2010 [cit. 2011-08-23]. Cottus poecilopus, Alpine Bullhead. Dostupné z WWW: .  Rožnovská Bečva. In Wikipedia : the free encyclopedia [online]. St. Petersburg (Florida) : Wikipedia Foundation, 17. 2. 2007, last modified on 16. 8. 2011 [cit. 2011-10-27]. Dostupné z WWW: .  The IUCN Red list of Threatened species [online]. 2011 [cit. 2011-09-03]. Cottus poecilopus (Siberian bullhead). Dostupné z WWW: .

Zákony a normy

1. Česká republika. Zákon č. 114/1992 Sb., O ochraně přírody a krajiny. In Úplné znění zákonů. 2005. 167-207. 2. Česká republika. Vyhláška 4. 395/1992 Sb., kterou se provádějí některá ustanovení zákona České národní rady č. 114/1992 Sb., o ochraně přírody a krajiny. In Úplné znění zákonů. 1997.

Seznam příloh

Příloha 1 Tabulky charakteristik klimatických jednotek Příloha 2 Mapové znázornění vybraných toků Příloha 3 Znázornění lokalit na sledovaných tocích Příloha 4 Fotografie lokalit Příloha 5 Fotografie vybrané metodiky Příloha 6 Tabulky a grafy sledovaných faktorů

Příloha 1 Charakteristika klimatických jednotek

Tab. 1 Charakteristika MW1 (MT1)

Počet letních dní 20-30 Střední teplota v říjnu (°C) 6-7 Počet dní s teplotou 10 °C a více 120-140 Střední počet dní se srážkami 1 mm a více 120-130 Počet mrazových dní 160-180 Srážkový úhrn ve vegetačním období (mm) 500-600 Počet ledových dní 40-50 Srážkový úhrn v zimním období (mm) 300-350 Střední teplota v lednu (°C) -5/-6 Počet dní se sněhovou pokrývkou 100-120 Střední teplota v červenci (°C) 15-16 Počet zatažených dní 120-150 Střední teplota v dubnu (°C) 5-6 Počet jasných dní 40-50

Tab. 2 Charakteristika MW7 (MT7)

Počet letních dní 30-40 Střední teplota v říjnu (°C) 7-8 Počet dní s teplotou 10 °C a více 140-160 Střední počet dní se srážkami 1 mm a více 100-120 Počet mrazových dní 110-130 Srážkový úhrn ve vegetačním období (mm) 400-450 Počet ledových dní 40-50 Srážkový úhrn v zimním období (mm) 250-300 Střední teplota v lednu (°C) -2/-3 Počet dní se sněhovou pokrývkou 60-80 Střední teplota v červenci (°C) 16-17 Počet zatažených dní 120-150 Střední teplota v dubnu (°C) 6-7 Počet jasných dní 40-50

Tab. 3 Charakteristika C7 (CH7)

Počet letních dní 10-30 Střední teplota v říjnu (°C) 6-7 Počet dní s teplotou 10 °C a více 120-140 Střední počet dní se srážkami 1 mm a více 120-130 Počet mrazových dní 140-160 Srážkový úhrn ve vegetačním období (mm) 500-600 Počet ledových dní 50-60 Srážkový úhrn v zimním období (mm) 350-400 Střední teplota v lednu (°C) -3/-4 Počet dní se sněhovou pokrývkou 100-120 Střední teplota v červenci (°C) 14-15 Počet zatažených dní 150-160 Střední teplota v dubnu (°C) 4-6 Počet jasných dní 50-60

Příloha 2 Mapové znázornění toků

Zdroj dat©Karpaty.net

Zdroj dat ©mapy.cz

Příloha 3 Znázornění jednotlivých lokalit na sledovaných tocích

Zdroj dat ©mapy.cz Obr. 1 Starozuberský potok Obr. 2 Dolnopasecký potok

Zdroj dat ©mapy.cz Obr. 3 Zakopecký potok

Příloha 4 Fotografie lokalit

Příloha 5 Fotografie metodiky

Obr. 1 Odběr makrozobentosu

Příloha 6 Tabulky a grafy sledovaných faktoru

Tab. 1 Srovnání referenčních lokalit s lokalitami sledovanými na základě t-testů Pozn. + znamená výskyt, - nepřítomnost, sv – stupně volnosti, červeně jsou znázorněné hodnoty pod hladinu významnosti 0.05

Sledované faktory sv Průměr vranka + Průměr vranka - Rozdíl p Teplota 35 0.2361 0.6542 -0.4181 0.0462 Kyslík 35 1.0994 1.0577 0.0417 0.0075 Konduktivita 35 2.0253 2.0940 -0.0687 0.0196 pH 35 6.8817 7.1647 -0.2831 0.0000 Proud 35 -0.4899 -0.4604 -0.0295 0.4368 průtok 35 2.0913 2.0738 0.0175 0.6282 Redox 35 2.3736 2.3244 0.0493 0.0047 Dusičnany 5 -0.6204 -0.6631 0.0427 0.5790 Fosforečnany 5 -0.7873 -0.7573 -0.0299 0.7534

BSK5 5 -0.5901 -0.5816 -0.0085 0.8366 TOC 8 0.1881 0.2119 -0.0238 0.9131 TIC 8 0.8789 0.9721 -0.0933 0.4080 Bentos - podzim 98 0.7576 0.6553 0.1023 0.0558 Bentos - jaro 98 0.9450 1.0413 -0.0963 0.1611 potrava - podzim 23 1.3714 1.0938 0.2777 0.0162 potrava - jaro 23 1.4129 1.4129 -0.1004 0.4997 Substrát 23 0.1310 0.1305 0.0005 0.9583 HEM 11 0.2863 0.3103 -0.0241 0.5581

teplota (°C) teplota

2 Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3 Průměr lokalita Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 1 Znázornění průměrné teploty vody na jednotlivých lokalitách Pozn. čáry odděluji jednotlivé toky, tučně jsou znázorněny úseky bez výskytu vranky

13.0 12.8 12.6 12.4 12.2 12.0

)

-1 11.8 11.6 11.4 11.2

kyslík(mg.l 11.0 10.8 10.6 10.4 10.2 10.0 Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3 Průměr lokalita Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 2 Znázornění průměrných hodnot množství kyslíku na sledovaných lokalitách

200

180

)

-1 160

.cm

μ 140

120

konduktivita ( konduktivita

100

80 Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3 Průměr lokalita Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 3 Průměrné hodnoty konduktivity na jednotlivých lokalitách

7.6

7.5

7.4

7.3

7.2

7.1

7.0

6.9

6.8 Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3 Průměr lokalita Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 4 Znázornění průměrných hodnoty pH na jednotlivých lokalitách

0.9

0.8

0.7

0.6

)

-1 0.5

0.4

proud (m.s proud 0.3

0.2

0.1

Průměr 0.0 Průměr±0.95 Int. spolehl. Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3 Odlehlé lokalita Extrémy

Obr. 5 Průměrná rychlost proudu na sledovaných úsecích

200

180

160

140

)

-1 120

100

průtok (l.s průtok 80

Průměr 20 Průměr±0.95 Int. spolehl. Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3 Odlehlé lokalita Extrémy

Obr. 6 Průměrný průtok na sledovaných stanovištích

-0.40

-0.42

-0.44

-0.46

-0.48

-0.50

-0.52

-0.54

Průměr -0.56 Průměr±SmCh Vranka + Vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 7 Srovnání průměrů logaritmů rychlosti proudu na obou typech stanovišť

2.14

2.12

2.10

2.08

2.06

2.04

2.02

Průměr 2.00 Průměr±SmCh Vranka + Vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 8 Porovnání průměrů logaritmů průtoku na referenčních lokalitách a bez přítomnosti vranky

320

300

280

260

240

220

redox mVredox 200

180

160

140

Průměr 120 Průměr±0.95 Int. spolehl. Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3 Odlehlé lokalita Extrémy

Obr. 9 Průměrné hodnoty redox potenciálu na jednotlivých lokalitách

-1 10

mg l.C mg

0 Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3 TOC Lokalita TIC

Obr. 10 Množství TOC a TIC na všech lokalitách

0.8

0.6

0.4

0.2

0.0

-0.2

Průměr -0.4 Průměr±SmCh Vranka + Vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 11 Porovnání průměru logaritmů množství organického uhlíku (TOC) na obou typech lokalit

1.15

1.10

1.05

1.00

0.95

0.90

0.85

0.80

0.75

Průměr 0.70 Průměr±SmCh Vranka + Vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 12 Porovnání průměrů logaritmů množství anorganického uhlíku (TIC) na referenčních lokalitách a lokalitách bez přítomnosti vranky

0.36

0.34

0.32

0.30

2 0.28

-1 -1

0.26

mg.l

0.24

0.22

0.20

0.18 Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3 Lokality

Obr. 13 Hodnoty BSK5 na sledovaných stanovištích

-0.44

-0.46

-0.48

-0.50

-0.52

-0.54

-0.56

-0.58

-0.60

-0.62

-0.64

-0.66

-0.68

-0.70

-0.72 Průměr -0.74 Průměr±SmCh Vranka + Vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 14 Porovnání průměrů logaritmů hodnot BSK5 na obou typech lokalit

0.35

0.30

0.25

0.20

-1

mg.l 0.15

0.10

0.05

0.00 Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3 Lokality

Obr. 15 Množství dusičnanů na sledovaných úsecích

-0.45

-0.50

-0.55

-0.60

-0.65

-0.70

-0.75

-0.80

-0.85

Průměr -0.90 Průměr±SmCh Vranka + Vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 16 Porovnání průměrů logaritmů množství dusičnanů na obou typech lokalit

0.26

0.24

0.22

0.20

0.18

0.16

-1 0.14

mg.l 0.12

0.10

0.08

0.06

0.04

0.02

0.00 Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3

Lokalita

Obr. 17 Množství fosforečnanů na jednotlivých úsecích

-0.55

-0.60

-0.65

-0.70

-0.75

-0.80

-0.85

-0.90

-0.95

Průměr -1.00 Průměr±SmCh Vranka + Vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 18 Srovnání průměrů logaritmů úseků množství fosforečnanů na obou typech lokalit

Tab. 2 Seznam čeledí se zjištěnou početností makrozoobentosu – odběr na podzim

Taxonomické Počet (ks) skupiny Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3 Seriata 1 1 2 1 0 8 0 1 1 Dugesiidae 1 1 2 1 0 8 0 1 1 Gastropoda 2 2 0 0 0 1 0 0 0 Planorbidae 1 2 0 0 0 0 0 0 0 Sphaeriidae 1 0 0 0 0 1 0 0 0 Oligochaeta 9 0 0 3 3 2 11 2 5 Lumbricidae 0 0 0 0 1 0 0 0 3 ostatní 9 0 0 3 2 2 11 2 2 Amphipoda 42 187 431 22 135 84 235 22 128 Gammaridae 42 187 431 22 135 84 235 22 128 Colembolla 0 0 0 0 0 0 0 1 0 Ephemeroptera 141 195 125 123 261 178 210 165 59 Baetidae 82 44 20 8 46 36 93 106 29 Ephemeridae 0 0 0 0 3 0 0 1 0 Ephemereliidae 0 0 0 0 0 0 0 10 1 Heptagenidae 52 132 89 106 190 111 113 37 29 Leptophlebiidae 7 19 16 9 25 31 4 12 0 Plecoptera 40 43 52 6 37 24 23 102 42 Leuctridae 31 38 15 3 24 14 16 70 32 Nemouridae 8 4 31 3 13 9 6 29 3 Perlodidae 1 1 6 0 0 1 1 3 7 Coleoptera 7 11 37 9 34 8 84 57 49 Dytiscidae 1 0 1 0 4 0 0 0 1 Elmidae 6 11 36 9 30 8 84 57 48 Trichoptera 10 23 19 10 30 3 16 29 20 Glossostomatidae 0 0 7 0 0 0 0 0 0 Goeridae 0 0 0 0 0 0 4 3 0 Hydropsychidae 4 9 5 10 17 2 8 15 6 Odontoceridae 0 0 2 0 0 0 2 6 4 Philopotamidae 0 0 2 0 1 0 1 0 2 Polycentropodidae 2 1 1 0 3 0 0 0 2 Rhyacophylidae 2 12 0 0 1 0 0 1 0 Sericostomatidae 2 1 2 0 8 1 1 4 6 Diptera 13 5 14 14 14 11 2 44 12 Athericidae 0 0 0 1 0 6 0 1 0 Chiromidae 12 4 11 10 10 2 0 39 4 Limoniidae 0 0 2 0 2 3 2 4 7 Simuliidae 1 1 1 3 2 0 0 0 1 Suma 265 467 680 188 514 319 581 423 316

Tab. 3 Seznam čeledí se zjištěnou početností makrozoobentosu – jarní odběr

Počet (ks) Taxonomické skupiny Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3 Seriata 0 0 1 3 6 10 2 4 5 Dugesiidae 0 0 1 3 6 10 2 4 5 Gastropoda 17 1 0 1 0 6 1 0 0 Planorbidae 1 1 0 0 0 0 0 0 0 Sphaeriidae 16 0 0 1 0 6 1 0 0 Oligochaeta 10 9 5 11 45 5 24 13 1 Lumbricidae 6 4 2 3 1 0 1 0 1 ostatní 4 5 3 8 44 5 23 13 0 Arhyncobdellida 7 0 0 0 0 0 0 0 0 Erpobdellidae 7 0 0 0 0 0 0 0 0 Prostigmata 6 0 0 0 0 1 1 1 1 Hydrachnidae 6 0 0 0 0 1 1 1 1 Amphipoda 203 410 391 137 98 62 295 81 71 Gammaridae 203 410 391 137 98 62 295 81 71 Colembolla 1 1 1 0 0 0 0 0 0 Ephemeroptera 80 60 56 293 96 238 516 207 195 Baetidae 55 44 32 35 17 23 340 65 128 Ephemeridae 0 0 0 1 2 0 3 2 0 Ephemereliidae 0 1 1 12 2 1 10 32 2 Heptagenidae 25 15 20 219 51 209 161 101 60 Leptophlebiidae 0 0 3 26 24 5 2 7 5 Plecoptera 19 28 49 12 6 18 24 108 73 Chloroperlidae 0 0 0 4 2 1 0 8 1 Leuctridae 11 18 16 5 1 5 14 81 28 Nemouridae 2 5 26 2 3 6 4 9 26 Perlidae 0 0 1 0 0 0 0 0 0 Perlodidae 6 5 6 1 0 6 6 10 18 Coleoptera 65 73 134 20 10 17 92 137 233 Dytiscidae 1 0 0 1 0 0 0 1 0 Elmidae 64 73 134 19 10 17 92 136 233 Trichoptera 50 61 46 35 21 48 219 451 55 Glossostomatidae 0 0 0 0 0 2 0 5 3 Goeridae 0 3 7 0 0 3 10 6 3 Hydropsychidae 22 29 22 22 4 33 25 11 1 Odontoceridae 2 1 5 4 7 4 11 9 2 Philopotamidae 8 3 2 0 1 2 0 3 20 Polycentropodidae 5 6 0 2 0 1 0 0 0 Rhyacophylidae 11 11 4 0 0 0 2 0 5 Sericostomatidae 2 8 6 7 9 3 171 417 21 Diptera 244 174 38 165 77 116 106 20 65 Athericidae 0 1 2 8 6 7 2 4 5

Chiromidae 225 154 8 143 52 35 100 11 40 Limoniidae 17 12 7 8 17 6 2 4 5 Simuliidae 2 7 21 6 2 68 2 1 15 Suma 702 817 721 677 359 521 1280 1022 699

4500

4000

3500

3000

)

-2

2500

2000

Denzita (ks.mDenzita 1500

1000

500

0 Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3 Podzim Lokality Jaro

Obr. 19 Denzita makrozoobentosu na sledovaných úsecích

1.25

1.20

1.15

1.10

1.05

1.00

0.95

0.90

0.85

0.80 Průměr 0.75 Průměr±SmCh Vranka + Vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 20 Porovnání průměrů logaritmů denzity makrozoobentosu na obou typech lokalit

Do1

Za2

St1

Do2

St2

Lokalita St3

Za3

Do3

Za1

0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7

Vzdálenost spoje

Obr. 21 Srovnání shlukovou analýzou kvantitativního Sörensenova indexu – podzim Pozn. svislá čára rozděluje shluky

Do1

Do2

Do3

St1

St3

Lokalita St2

Za1

Za2

Za3

0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 Vzdálenost spoje

Obr. 22 Srovnání shlukovou analýzou kvantitativního Sörensenova indexu - járo

Tab. 4 Frekvence a dominance potravy vranky

Frekvence výskytu (%) Dominance (%) Čeleď Do Za St Celkově Do Za St Celkově Gammaridae 18.2 7.7 8.3 11.1 3.3 1.6 3.1 2.7 Baetidae 100.0 76.9 100.0 91.7 23.0 19.0 21.9 21.3 Heptagenidae 81.8 69.2 83.3 77.8 14.8 20.6 15.6 17.0 Leptophlebiidae 36.4 30.8 33.3 33.3 6.6 6.3 6.3 6.4 Leuctridae 36.4 38.5 41.7 38.9 6.6 7.9 7.8 7.4 Nemouridae 36.4 38.5 41.7 38.9 6.6 9.5 9.4 8.5 Hydropsychidae 0.0 7.7 0.0 2.8 0.0 1.6 0.0 0.5 Rhyacophilidae 36.4 15.4 16.7 22.2 6.6 3.2 3.1 4.3 Sericostomatidae 27.3 53.8 41.7 41.7 8.2 14.3 7.8 10.1 Chiromidae 72.7 46.2 58.3 58.3 18.0 12.7 23.4 18.1 Simuliidae 36.4 15.4 8.3 19.4 6.6 3.2 1.6 3.7

Simuliidae

Chiromidae

Sericostomatidae

Rhyacophilidae

Hydropsychidae

Nemouridae

Čeleď Leuctridae

Leptophlebiidae

Heptagenidae

Baetidae

Gammaridae

-1.0 -0.8 -0.6 -0.4 -0.2 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 Elektivita

Obr. 23 Vyjadření indexu elektivity potravy u vranky Pozn. jedná se o všechny výplachy

2200

2000

1800

1600

) 1400

-2

1200

1000

Denzita (ks.mDenzita 800

600

400

200

0 Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3 podzim Lokalita jaro

Obr. 24 Denzita na jednotlivých stanovištích čeledí preferovány v potravě vranky

1.9

1.8

1.7

1.6

1.5

1.4

1.3

1.2

Průměr 1.1 Průměr±SmCh vranka + vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 25 Porovnání průměrů logaritmů denzity v potravně preferovaných čeledí v rámci referenčních lokalit a lokalit s nepřítomnosti vranky

100

(%) 65

55 0.083 mm 50 0.09 mm 0.4 mm 45 0.7 mm 3 mm 40 7 mm Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3 10 mm Lokalita 20 mm

Obr. 26 Procentuální rozdělení substrátu na jednotlivých stanovištích

0.24

0.22

0.20

0.18

0.16

0.14

0.12

0.10

0.08

0.06

0.04 Průměr 0.02 Průměr±SmCh Vranka + Vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 27 Srovnání průměru arsinové transformace na referenčních lokalitách a bez přítomnosti vranky

3.0

2.8

2.6

2.4

2.2

Hodnocení 2.0

1.8

1.6

1.4 Do1 Do2 Do3 St1 St2 St3 Za1 Za2 Za3 Lokalita

Obr. 28 Hodnocení lokalit na základě hydroekologického monitoringu

Porovnání hydroekologického monitoringu 0.44

0.42

0.40

0.38

0.36

0.34

0.32

0.30

0.28

0.26

0.24

0.22

0.20 Průměr 0.18 Průměr±SmCh Vranka + Vranka - Průměr±0.95 Int. spolehl.

Obr. 29 Porovnání průměrů logaritmů hodnocení HEM na obou typech lokalit

vranky

pstruzi

Obr. 30 Spearmanova korelace početností vranky a pstruha