|
Samočistící schopnost toků odpadní vody a jejich vliv na fyzikálně chemické vlastnosti vody a na organismy, biologická diverzita znečištěných toků, biotické indexy Samočištění (samočistící schopnost toků)
Lze obecně definovat jako komplex přirozeně probíhajících fyzikálních, chemických a biologických procesů, které vracejí znečištěnou vodu téměř do normálního, původního stavu. Podíl, který mají jednotlivé dílčí pochody je v každém toku jiný, tyto procesy však neprobíhají navzájem odděleně, ale jsou úzce propojené. Nezastupitelnou úlohu v procesech samočištění pak mají mikroorganismy. Samočistící pochody jsou vlastní každému přirozenému, neznečištěnému či jiným způsobem člověkem ovlivněnému (regulované úseky řek apod.) vodnímu systému. Z ekologického hlediska je samočištění přirozený autoregulační proces, kterým se vodní ekosystémy vrací do původního stavu dynamické rovnováhy.
Samočistící pochody probíhají ve všech typech vod, přičemž v tekoucích vodách bývá schopnost samočištění obvykle větší než ve vodách stojatých. Nejúčinněji a nejrychleji probíhá samočištění v mělkých peřejnatých tocích, kde mineralizaci látek napomáhá dobré prokysličování vody a také častý styk molekul znečištění s mikrobiálními nárosty (biofilmy) na dně toku. Naopak v pomalu tekoucích vodách a tím více ve stojatých jsou v důsledku zvýšené sedimentace organické a jiné znečišťující látky ve velké míře ukládány do sedimentů dna, kde poté probíhá jejich poměrně pomalejší anaerobní rozklad. Samočistící procesy zpravidla vykazují lepší průběh během letního období – především v důsledku vyšší metabolické a degradační aktivity mikroorganismů. Rychlost samočištění obecně závisí na chemickém složení a koncentraci znečišťujících látek, rychlosti proudění, hloubce vody, teplotě vody a kyslíkových poměrech. O jednotlivých faktorech ovlivňujících samočištění nelze uvažovat jednotlivě a izolovaně, ale je třeba uvažovat o jejich komplexním působení. Role a význam jednotlivých samočistících procesů dodnes není spolehlivě známa, proto vyjádření průběhu samočištění pomocí matematických modelů naráží často na řadu problémů. Zatímco některé proměnné samočistícího procesu lze dobře stanovit (např. směšovací poměr odpadní a čisté vody apod.), u jiných (zejména biologické pochody) je to velmi obtížné. Stručná charakteristika základních samočisticích pochodů Fyzikální procesy samočištění Z fyzikální pochodů ovlivňujících samočištění mají největší význam především: v Disturbance (rozrušování) větších předmětů účinkem proudu a sunutím či saltací po dně v Retence, akumulace a sedimentace nerozpuštěných částic v Vzplývání lehkých částic (polystyrénu, tuků a olejů), jejich shlukování a vyplavování na břehy, zachycování v porostu vodních makrofyt, v kořenech stromů apod. v Sorpce znečišťujících látek na povrch částic dna v Disperze (rozptyl), promíchávání a nařeďování znečišťujících látek v Difúze plynných látek z vodního prostředí do ovzduší v Působení slunečního záření (fotodegradace, podpora fotosyntézy) Chemické pochody samočištění Čistě chemické procesy se při samočištění uplatňují méně než pochody fyzikální a biologické. Z chemických procesů lze uvažovat následující: v Hydrolýza v Oxidoredukční reakce v Hydratace v Iontová výměna Biologické procesy Zpravidla nejdůležitějšími procesy v samočištění jsou pochody biologické, resp. biochemické, které postihují jak látky nerozpuštěné, tak látky rozpuštěné. Biologickými pochody dochází zpravidla k transformaci látek organických, které jsou zapojovány do koloběhu látek v rámci jednotlivých trofických úrovní daného vodního ekosystému. Nejdůležitější úlohu při biochemických pochodech hrají mikroorganismy, zejména baktérie a mikromycety (tzv. vodní hyfomycety). Podle chování organických látek ve vodě a schopnosti mikroorganimů využívat tyto látky jako zdroj energie a transformovat je na látky jednodušší, dělíme organické látky na lehce nebo obtížně rozložitelné a nerozložitelné, biochemicky stabilní a rezistentní. První informaci o zastoupení rozložitelných a nerozložitelných látek poskytuje poměr BSK5 : CHSKCr, který je u dobře rozložitelných látek asi 0.4 až O.7, u obtížně rozložitelných 0.25 až 0.4. Pro odhad rozložitelnosti organické látky podle její chemické struktury lze použít přehled, uvedený v následující tab.
Tab. Biologická rozložitelnost organických látek Zdroj: Hyánek et al. 1991 Zatímco rozložitelné organické látky se ve vodním prostředí postupně převádějí na jednoduššní sloučeniny, při úplném rozkladu až na anorganické sloučeniny (CO2, H2O, NH4+, aj.) a negativně mohou působit pouze při vyšších koncentracích především ovlivněním kyslíkové bilance, rezistentní sloučeniny se nemění. Mohou se akumulovat v sedimentech a prostřednictvím potravního řetězce i ve vodních organismech. Tyto látky mohou mít toxické, karcinogenní, mutagenní nebo teratogenní (embryotoxické) účinky.Většina těchto látek byla v nedávné době syntetizována a znalosti o jejich dlouhodobých účincích na vodní organismy a člověka jsou doposud nedostatečné. Mikrobiální metabolické pochody lze zjednodušeně rozdělit na aerobní (za účasti kyslíku) a anaerobní (v bez kyslíkatém prostředí). Obecně platí, že aerobní procesy hrají v samočištění významnější úlohu, probíhají rychleji a zapojuje se do nich mnohem větší spektrum organismů včetně ryb. O anaerobních procesech dosud víme velmi málo, některé studie z poslední doby však naznačují, že jejich úloha v samočištění je často podhodnocená; v případě degradace některých halogenovaných polutantů jsou anaerobní procesy naprosto nezbytné (např. halorespirace). Odpadní vody a jejich vliv na fyzikálně-chemické vlastnosti vody a na organismy Za vodu odpadní je považována veškerá voda, která projde jakýmkoliv výrobním procesem a tímto použitím se změnila její jakost nebo teplota, příp. i jiné vody, odtékající ze sídlišť, obcí, dolů, závodů a dalších objektů, které jsou vypouštěny do vod povrchových (recipientů) a mohou ohrozit jakost těchto vod. Obvykle se rozdělují na odpadní vody městské (splaškové) a průmyslové ( do kterých se většinou zahrnují i odpadní vody ze zemědělských závodů). Znečištění způsobené odpadními vodami, resp. škodlivými látkami v nich obsažených dělíme ve vodohospodářské praxi do následujících kategorií: a) hnilobné b) toxické c) s anorganickými kaly d) s tukym oleji a ropnými látkami e) oteplené f) radioaktivní g) s patogenními mikroby h) kyselé důlní vody Odpadní vody hnilobné - do této skupiny zařazujeme odpadní vody obsahující organické látky, podléhající bakteriálnímu rozkladu. jejich nepříznivé působení můžeme označit jako sekundární (druhotné), protože se projeví až jako důsledek změn vyvolaných rozkladnými pochody. Jedná se v prvé řadě o snížení obsahu kyslíku, až po nástup anaerobních pochodů a v redukčním prostředí vznik látek toxických (sirovodík, čpavek). Patří sem vody splaškové, z průmyslových pak odpadní vody z potravinářského průmyslu. Odpadní vody toxické - vody obsahující látky, které přímo škodí vodním i suchozemským (po požití kontamonované vody) organismů. Největším producentem tox. látek vypouštěných v odpadních vodách je průmysl chemický a strojírenský Odpadní vody s anorganickými kaly - jedná se o vody důlní, z cihelen, úpraven rud apod, které obsahují velké množství suspendovaných anorganických látek. Jejich škodlivé působení lze označit jako mechanické - a spočívá hlavně v tom, že zakalují vodu a brání přístupu světla. Tím je snížena nebo zcela znemožněna fotosyntéza, základ primární produkce. Škodlivé je i zalepování žaber a jiných dýchacích orgánů živočichů, v případě ostrých částic (např. odpadní vody z výroby brusných kotoučů) dochází i k jejich přímému poškozování. Trvale zakalené toky jsou chudé na organismy. Zákaly podobného charakteru vznikají i za přirozených podmínek, splachem zemin za dešťových přívalů. tyto zákaly však nejsou trvalé a organismy je obvykle přežívají bez poškození. V případě erozívního povodí některého toku (např. Trkmanka na jižní Moravě), kdy zákaly trvají delší dobu, je oživení rovněž velmi chudé. Odpadní vody s tuky, oleji a ropnými látkami - do povrchového recipientu nebo podzemních vod se dostávají nejen s vodami odpadními (závody na zpracování ropy, autodílny, těžba ropy, letiště), ale také únikem nebo haváriemi. Tyto látky vytvářejí nejdříve na hladině filmový povlak, který zabraňuje výměně plynů, zejména difuzi vzdušného kyslíku. Sedimentace a vazba těchto látek na substrát vytváří mazlavé bahno (též na povrchu organismů). Některé typy olejů obsahují navíc toxické látky (např. fenoly), mající negativní dopad na organismy. Odpadní vody oteplené - vypouštěné teplé chladící vody zvyšují někdy podstatně teplotu povrchových vod. Důsledkem je snížení obsahu kyslíku, zvýšení intenzity rozkladných pochodů a tím opět větší spotřeba kyslíku, dále urychlení vývoje některých organismů a na druhé straně hynutí druhů studenomilných. Se zvyšující se teplotou klesá počet druhů. Odpadní vody radioaktivní - přirozená radioktivita má původ v atmosféře nebo v geologickém podloží, umělá radioaktivita vzniká při pokusech s jadernými zbraněmi, při provozu jaderných reaktorů, při těžbě a zpracování uranových rud. Přirozenou radioaktivitu způsobují zejména radium, radon, uran, thorium, polonium, olovo a draslík; na umělé se podílejí nejvíce stroncium, cesium a tritium. Radionuklidy jsou ve vodě obsaženy v rozpuštěné nebo nerozpuštěné formě jako jednoduché nebo komplexní ionty a jejich forma závisí na pH a redoxpotenciálu prostředí. Škodlivost účinků radioaktivního záření je vysoká zejména u radionuklidů s dlouhým poločasem rozpadu. Odolnost organismu vůči záření závisí na jeho adaptačních schopnostech a postavení v trofickém řetězci. Obecně platí, že čím vyšší organismus, tím větší citlivost na záření. Radionuklidy se v organismech kumulují. Do organismů se radioaktivní látky dostávají buď sorpcí nebo fyziologickou činností (dýchání, potrava). Velmi rezistentní jsou baktérie. Teoretický předpoklad nárůstu koncentrace kumulovaných radionuklidů směrem od vodního prostředí k vyšším trofickým článkům nebyl potvrzen. Obecně platí pouze pro nižší trofické stupně. Proces kumulace pokračuje i mimo vodu v dalších trofických článcích (ptáci, savci, člověk). Velkou kumulační schopnost mají sedimenty možnost sekundární kontaminace. Odpadní vody s patogenními mikroby - jedná se o odpadní vody z nemocnic, sanatorií, u nichž je možný výskyt patogenních mikroorganismů, virů a parazitů. U běžných splaškových vod se nečiní žádná zvláštní opatření, pouze v případě epidemií se provádí dezinfekce (chlorace). V odpadních splaškových vodách byly běžně prokázány patogenní mikroby střevních onemocnění (Enterobacteriaceae - průjmová onemocnění, Salmonella typhi - paratyf a tyf), cholera - Vibrio cholerae z čeledi Vibrionaceae. Rezistentní díky ochranným pouzdrům jsou zárodky tuberkulózy - Mycobacterium tuberculosis. Poměrně častý je výskyt parazitických prvoků a červů (jejich vajíček). Znečišťování vod srážkami a spadem - primární (přírodní) znečištění ovzduší způsobují elektrické a prašné bouře a vulkanická činnost. Sekundární (umělé) zdroje znečištění ovzduší souvisí s průmysle, s provozem spalovacích zařízení apod. Nejčastější jsou emise tepláren a tepelných elektráren, některých odvětví chemického průmslu, hutní výroby a cementáren. Dále silniční, železniční a letecká doprava. Emise se yskytují ve 3 formách - prach, aerosoly a plyny. a) Okyselování ovzduší - emise síry a dusíku; následkem je acidifikace vod. b) Eutrofizace - spad nutrientů (N, P) Odpadní vody městské se odvádějí věřejnými kanalizacemi. Jsou tvořeny především odpadními vodami z domácností. Do kanalizací bývají rovněž vypouštěny průmyslové odpadní vody ze závodů, pokud jsou na tuto kanalizaci připojeny a dále dešťové vody. Množství odváděných splaškových vod v případě jednotné kanalizace (tj. odvádějící odpadní i srážkové vody dohromady) v čase značně kolísá, především v závislosti na srážkách. Někdy se buduje tzv. oddílná kanalizace, tj. zvlášť pro odpadní a zvlášť pro srážkové vody. Složení městských odpadních vod závisí na podílu druhů vod výše uvedených. Znečištění splašků je závislé na způsobu života obyvatel, životní úrovni a technické vybavenosti domácnosti i obce. V odpadních splaškových vodách jsou látky rozpuštěné i nerozpuštěné. Nerozpuštěné látky jsou jednak sunuté po dně sto (písek, škvára, hlína), jednak unášené a plovoucí (papír, hadry a především jemný kal vznikající rozmělněním různých organických zbytků a výkalů. Množství odpadních látek je dosti stálé např. u BSK5 se pohybuje přibližně v rozmezí 50 - 70 g/osobu/den. oncentrace BSK5 bývá 150 - 400 mg.l-1. Nerozpuštěných látek je asi 90 g/osobu/den. Ve splašcích bývá i množství tuků - až 20 mg.l-1. Průmyslové odpadní vody Jednotlivé druhy průmyslových odpadních vod mají charakteristické složení podle výroby, ze které pocházejí. K nejdůležitějším odvětvím průmyslu, majícím zásadní vliv na vodní recipienty, patří: a) průmysl papíru a celulózy Odpadní vody z výroby celulózy (výluhy a prací vody) jsou silně znečištěné, hlavně organickými, nesnadno odbouratelnými látkami. Odpadní vody při výrobě papíru, kartonů apod. vznikají hlavně při praní výrobků, v papírně odtékají z papírenského stroje. b) chemický průmysl Zahrnuje rozmanité technologie; organická a anorganická výroba, zpracování ropy, výroba umělých hmot aj. Z jednotlivých výrob odpadají vody znečištěné řadou chemických látek organického či anrganického původu. c) cukrovary a škrobárny Podniky pracují kampaňově, zpracovávají cukrovou řepu a brambory. Odpadní vody jsou jednak prací a plavící (obsahují hlínu, úlomky zpracovávaných plodin) a technické. d) ostatní potravinářský průmysl Zahrnuje konservárny, pivovary, lihovary, jatky, drůbžářské závody, mlékárny, drožďárny atd. Ze všech uvedených výroben odtékají odpadní vody znečištěné organickými hnilobnými látkami. Jejich charakter je často podobný, jako u městských splašků, obvykle však bývají výrazně koncentrovanější. e) textilní a koželužny průmysl V odpadních vodách významný podíl organických neodbouratelných látek, odpadní vody bývají často intenzivně zabarveny. f) těžba a úprava rud a uhlí Problémem jsou zejména důlní vody, často silně zasolené, kyselé, obsahující těžké kovy, někdy i radioaktivní. Odpadní vody jsou většinou znečištěny nerozpuštěnými látkami. g) sklářský a keramický průmysl V odpadních vodách jsou především minerální látky z broušení. leptání, leštění výrobků i z přípravných operací. h) hutnictví železa "Zahrnujeme sem vlastní výrobu železa a jeho zpracování (válcovny, ocelárny) a související výroby (koksovny). Nejzávadnější odpadní vody vznikají při tepelném zpracování uhlí v koksovnách. Obsahují fenoly, čpavek, organické kyseliny a další látky (obdobný charakter mají odpadní ody z plynáren. Z ostatních výrobních procesů jsou vody znečištěné oleji, tuky a nerozpuštěnými látkami. ch) elektrárny Spotřebovávají značné množství vody, především na chlazení. Odpadní vody obsahují většinou anorganické rozpuštěné i nerozpuštěné látky. i) kovoprůmysl Produkuje některé velmi závadné odpadní vody, především odpadní vody z povrchových úprav kovů, které obsahují různé těžké kovy, jedovaté kyanidy, příp. kyseliny z moření. Do odpadních vod se dále dostávají oleje a emulze z obráběcích chladících kapalin, rozpouštědla a další látky. j) zemědělská výroba Produkuje málo odpadních vod. Daleko závadnější jsou kapalné odpady jako kejda, močůvka apod. Měření biochemické spotřeby kyslíku (BSK) používáme pro zjištění a porovnání síly různých odtoků. Jedná se v zásadě o měření znečišťující kapacity odtoku, která je způsobena spotřebou kyslíku mikroorganismy, kteří rozkládají organické sloučeniny obsažené v odpadní vodě. Čím větší je BSK odpadní vody, tím větší je její potenciál k redukci množství kyslíku ve vodě. Typické hodnoty pro splaškové domovní vody jsou 250-350 g.m-3. Pro srovnání čistá, neznečištěná voda dosahuje BSK ≤ 3 g.m-3, zatímco silně znečištěná říční voda může mít hodnoty BSK okolo 10 g.m-3. Příklady některých organicky znečištěných odpadních vod jsou uvedeny v tab.
Tab. Srovnání znečišťující síly různých odpadních průmyslových vod Zdroj: Hayward 1992 Vliv organického znečištění na vodní prostředí a biotu Z různých typů odpadních vod je relativně nejlépe a nejdéle znám vliv organicky znečištěných vod, tj. vod s vysokým BSK. Většina organických odpadních vod obsahuje rovněž vysoký podíl suspendovaných látek a jejich působení na vodní recipient je částečně podobné jako u vod znečištěných suspendovanými látkami. Avšak nejvýznamnějším důsledkem organického znečištění je jeho vliv na koncentraci rozpuštěného kyslíku ve vodě a v sedimentech. V neznečištěných vodách je relativně malé množství organické hmoty rychle asimilováno faunou a florou. Část je zkonzumována detritovory a inkorporována do jejich biomasy. Zbytek je rozložen baktériemi a houbami, které sami jsou zkonzumovány organismy na vyšší trofické úrovni. Výsledkem aktivity mikrooragnismů je rozklad komplexních organických molekul na jednodušší monomery, anorganické látky jako fosfáty a nitráty, oxid uhličitý a vodu. Během těchto metabolických procesů je spotřebováván kyslík. Kde je však organické zatížení lehké, kyslík je rychle nahrazován fotosyntézou re-aerací z atmosféry. Uvedené procesy společně s nařeďováním, sedimentací a UV zářením jsou součástí samočištění. Pokud však přísun organického materiálu převýší asimilační kapacitu systému, nastává řada změn. Jak významné budou tyto změny závisí především na množství organického zatížení, jeho původu a fyzikálních charakteristikách recipientu, včetně teploty vody a nasycení vody rozpuštěným kyslíkem. Tzv. deoxygenace v řekách v důsledku organického znečištění je všeobecně pomalá a maximálního bodu deoxygenace je dosaženo zpravidla až v určité poproudové vzdálenosti pod zdrojem znečištění. Deoxygenaci lze graficky znázornit jako tzv. kyslíkové křivky průhybu (oxygen sag curve), které získáme vynesením koncentrací rozpuštěného kyslíku proti vzdálenosti od zdroje (tedy dobou, za kterou urazí tok určitou vzdálenost).
Obr. Průběh deoxygenace a reareace v podélném profilu toku Jak je patrné z obrázku, stupeň deoxygenace závisí především na stupni zatížení recipientu, resp. na koncentraci organických látek, které se do toku dostávájí. Při silnějším zatížení bude deoxygenace vyšší a následná reareace bude trvat déle a bude probíhat na delším úseku toku ve srovnání s tokem s menším organickým znečištěním. V následujícím přehledu je stručně nastíněn pravděpodobný vývoj změn fyzikálně-chemických podmínek a oživení v recipientu, které nastávají po zvýšeném přísunu organického znečištění (viz obr…). Zvýšené množství organických látek bude stimulovat aktivitu aerobních rozkladačů. Když rychlost jejich spotřeby kyslíku převýší rychlost reaerace vody, koncentrace rozpuštěného kyslíku ve vodě poklesne. Tento fakt sám o sobě může dostatečným k tomu, aby eliminoval některé druhy, které mohou, ale nemusí být nahrazeny druhy jinými, méně náročnými na koncentraci kyslíku. Je-li pokles koncentrace kyslíku příliš velký, aerobní rozkladači nebudou sami schopni dlouho fungovat a dominantními se stanou anaerobní organismy.
Obr. Sukcese organismů v podélném profilu toku ovlivněného přísunem lehce odbouratelných organických látek typu BSK Biologická diverzita znečištěných toků Odezva organismů na znečišťující látky se liší především s ohledem na typ polutantu. Na úrovni společenstva organismů daného recipientu lze sledovat změny v druhové diverzitě (bohatosti) a dále na početnosti (abundanci) jednotlivých druhů (obecně taxonů). Disturbance vyvolaná znečišťující látkou (polutantem) zpravidla vede k vymizení citlivých druhů , tedy ke snížení druhové diverzity a masovému výskytu jednoho či několik amálo druhů, které jsou k danému typu znečištění rezistentní, resp. méně citlivé (odolné). U některých typů znečištění lze následnou reakci společenstva organismů poměrně dobře predikovat (viz předcházející kapitola), naopak u některých, v současnosti běžných polutantů je reakce organismů zatím málo známá a může se projevit až v dlouhodobém měřítku. V následujícím obrázku je schematicky znázorněn vliv různých typů poluatntů na druhovou diverzitu a početnost vodních bezobratlých v podélném profilu toku pod zaústěním odpadních vod.
Obr. Vliv různých typů polutantů na diverzitu (d) a abundanci (m) vodních bezobratlých v podélném profilu toku Látky typu BSK (saprobní vody) a vody s nadbytkem živin (eutrofizované) vykazují podobnou reakci, naopak vody znečištěné radioaktivními látkami neukazují žádnou nápadnou změnu ve složení a abundanci, což může často vést k dlouhodobému ignorování důsledků znečištění. Tradiční a nové přístupy v hodnocení kvality tekoucích vod Vodní ekosystémy jsou ze strany lidské populace vystaveny enormní zátěži, která má v mnoha případech za následek negativní změny v kvalitě vody. Rychlé zhoršování stavu vodních ekosystémů způsobuje vážný nedostatek kvalitní vody, kterou může lidstvo využívat jako zdroj vody pitné. Prvořadou úlohou vodohospodářů je tedy sledovat její kvalitu. Kvalitu vody a její změny můžeme hodnotit v zásadě dvěma způsoby: 1) přímým měřením fyzikálně-chemických parametrů - tento způsob dává konkrétní, exaktní informaci o okamžitém (bodovém) stavu, a proto je nutné provádět celé série měření v čase nebo prostoru tak, abychom získali průkazné výsledky. Ani poté však není možné těmito postupy zjistit skutečný vliv jednotlivých faktorů, případně kumulovaný vliv více faktorů na živé organismy. Nevýhodou je rovněž vyšší finanční náročnost, zejména při speciálních chemických analýzách. 2) zprostředkovaně, pomocí metod založených na principu biodiagnostiky - tento způsob využívá znalostí o zákonitých vazbách mezi kolísáním výskytu, chováním, tělesnou kondicí, morfologickými znaky, fyziologickými pochody a populační dynamikou organismů (bioindikátorů), mezi velikostí a strukturou jejich společenstev a podmínkami prostředí, zejména podmínkami výjimečnými a kvalitativně změněnými, k hodnocení odchylek od normálu jako nepřímých ukazatelů stavu a vývoje prostředí (Nováková 1989). Při použití bioindikačních metod zjištujeme odraz dlouhodobějšího stavu prostředí na sledované lokalitě a reálné působení více faktorů (včetně jejich interakcí) na biotu. Tyto metody zpravidla nevyžadují nákladná zařízení a rovněž není třeba rozsáhlých sérií odběrů. Nevýhodou tohoto postupu je, že i když zjistíme, do jaké míry je společenstvo nebo organismus ovlivněn, nemůžeme, až na výjimky, přesně stanovit příčinu a přímo kvantifikovat koncentraci polutantu. Optimální se proto jeví využití kombinovaného postupu, ve kterém se obě metody doplňují. V rozsáhlých biomonitorovacích programech se např. s výhodou používá bioindikačních metod k vyhledávání problematických lokalit, které jsou pak detailně zkoumány pomocí nákladných fyzikálně-chemických analýz. Příkladem využití bioindikace je např. geologické prospekce rudných nalezišť (viz např. Shacklette 1984). Většinou však biologické indikace využíváme k indikaci poruch a zhoršování přírodního prostředí, spojeného zejména s činností člověka (viz např. Hellawell 1986) . BIOINDIKACE Jako bioindikátor je označován organismus nebo společenstvo, jehož životní funkce jsou korelovány s faktory prostředí tak těsně, že mohou sloužit jako jejich ukazatele. Biologická indikace vychází z principu ekologické valence, přičemž druhy stenovalentní jsou lepšími indikátory než druhy euryvalentní - tj. mají vyšší indikační hodnotu (váhu). Vlastnosti ideálního bioindikátoru jsou taxonomická spolehlivost a snadná determinace, kosmopolitní rozšíření, vysoká početnost, nízká genetická a ekologická variabilita, dostatečná velikost, omezená pohyblivost a dlouhověkost, dostatek autekologických informací, vhodnost pro laboratorní studie. Bioindikátorů se běžně využívá pro potřeby monitoringu kvality vodního prostředí. Od vlastních bioindikátorů se oddělují sentinelové organismy a tzv. biomarkery. Sentinelový organismus - bioakumulativní indikátor, který kumuluje ve svém těle polutanty z prostředí (viz tab..). Analýza tkání sentinelových organismů umožňuje odhad polutantu v prostředí. Ideální sentinelový organismus vykazuje především dvě následující vlastnosti (Helawell 1986): 1. Musí existovat jednoduchá, vždy platná korelace mezi obsahem polutantu v těle organismu a v prostředí 2. Organismy musí snášet i maximální koncentrace polutantu v prostředí a rozmnožovat se za těchto podmínek Biomarker - xenobiotiky navozená změna v buněčných nebo biochemických složkách, procesech, strukturách nebo funkcích, která je měřitelná v biologickém systému či vzorku. Přehled bioindikačních metod používaných ve vodáchMožnostem bioindikace antropicky ovlivněných vodních ekosystémů a jejich využití v monitorovacích programech je věnována pozornost již od počátku tohoto století. Biocenóza říčního toku svým složením a fungováním odráží podmínky vodního prostředí a indikuje tak kvalitu vody v toku. Koncepce biologických indikátorů podmínek vodního prostředí vznikla pracemi Kolkwitze a Marsona (1908, 1909), kteří rozpracovali myšlenku saprobity řek jako stupně znečištění organickými látkami. Pozorování vyústilo ve vypracování seznamu indikátorových organismů. V praxi se doposud pro bioindikaci využívá především řas a bentických bezobratlých, přičemž zejména makrozoobentos je pro svoji citlivost a značnou druhovou diverzitu i abundanci všeobecně považován za skupinu v tekoucích vodách bioindikačně velmi vhodnou (viz např. Rosenberg a Resh 1993). 1. Bioindikace kvality vod pomocí makrozoobentosu Makrozoobentos je považován za nejvhodnější společenstvo pro bioindikaci. Výhody použití bentických bezobratlých shrnují např. Armitage et al. (1992) a Rosenberg & Resh (1993): 1) velká rozmanitost a abundance druhů téměř ve všech sladkovodních biotopech 2) relativně převažující sedentární způsob života - přítomnost většiny taxonů je v přímé relaci na podmínky v místě jejich odchytu 3) délka života mnoha druhů umožňuje zachycení situace na stanovišti po několik měsíců 4) schopnost společenstva bezobratlých integrovat a odpovídat simultánně na škálu environmentálních stresů; jsou známy odezvy mnoha druhů na rozdílné typy znečištění 5) mnoho druhů je významnými kumulátory toxických látek 6) kvantitativní vzorkování je jednoduché a levné 7) taxonomie mnohých skupin je dobře známá a jsou k dispozici určovací klíče 8) bentičtí bezobratlí jsou vhodnými objekty v experimentálním přístupu monitoringu Mezi nevýhody řadí Metcalfe-Smith (1994) následující: 1) Bentičtí bezobratlí reagují na malé změny ve velikosti a textuře substrátu a obsahu organických látek. Je proto někdy obtížné rozlišit mezi vlivem znečištění a vlivem envirnmentálních faktorů 2) Životní cyklus je komplexní a výsledky bioindikace mohou proto sezónně kolísat 3) Vysoká prostorová heterogenita vyžaduje opakované vzorkování Základem pro bioindikaci vodního prostředí se staly práce Kolkwitze a Marsona (1908, 1909). Jejich saprobní systém založený na přítomnosti určitých indikátorových druhů, umožňuje postihnout vliv organického znečištění na biotu tekoucích vod. Tento systém byl v průběhu let zdokonalován (Pantle a Buck 1955, Zelinka a Marvan 1961, Sládeček 1973) a dnes je používán ve více zemích Evropy, zejména v bývalých státech RVHP. V zemích západní Evropy se používají i jiné biotické systémy, založené na stanovení bioindikátorů a jejich indikačního významu, jako např. BMWP skóre a ASPT index ve Velké Británii, belgický Biotický Index, francouzský Biotický Index , aj. Během posledních dvou desetiletí se pozornost odborné veřejnosti začala přesouvat od organického zatížení toků k jiným znečišťujícím elementům - eutrofizaci, toxickým účinkům nejrůznějších látek a v poslední době ke kvalitě vodních ekosystémů jako celku. Příkladem využití indikátorových organismů je jejich použití při indikaci stupně acidifikace vodních ekosystémů (Raddum et al. 1988, Orendt 1998). V osmdesátých letech byla ve Velké Británii vypracována metoda RIVPACS, posuzující kvalitu ekosystémů z poněkud jiného hlediska než ji mohou posoudit biotické indexy. Je založena na predikci (předpovědi) společenstva makrozoobentosu na hodnocené lokalitě a následném srovnání předpovězeného společenstva se skutečným, zjištěným při odběru. Jedná se o komplexní přístup, který se jeví velmi vhodným nástrojem pro aplikaci v managementu ochrany přírody. Tradiční metody hodnocení společenstva makrozoobentosu Indexy diverzity Hodnocení kvality vod pomocí indexů druhové rozmanitosti (diverzity) je rozšířeno zejména v USA. Princip použití těchto metod vychází z předpokladu, že ideální společenstvo (nestresované) by mělo obsahovat jeden nebo několik málo velmi početných druhů (dominantních) druhů, několik druhů středně početných (doprovodných) a více vzácných druhů. Tuto skutečnost se snaží postihnout a vyjádřit jedním číslem nejrůznější indexy diverzity (rozmanitosti). Předpokladem použití těchto indexů je, že nenarušená společenstva mají diverzitu (bohatost) vyšší než společenstva narušená, stejné rozložení jedinců mezi druhy a střední až vysoké počty jedinců. Organické znečištění způsobuje pokles diverzity, protože senzitivní druhy zmizí, poklesne vyrovnanost a naopak v důsledku obohacení živinami vzroste abundance druhů tolerantních. Naopak toxické nebo kyselé znečištěné může způsobit pokles jak diverzity, tak abundance a dále vzrůst vyrovnanosti protože senzitivní druhy jsou eliminovány a není zde žádný přídatný zdroj potravy pro zbylé tolerantní formy (Metcalfe-Smith 1994). Indexy diverzity jsou velmi užitečným kritériem, nelze je však doporučit jako jediné kritérium pro rutinní monitoring. Indexy diverzity je nejlépe aplikovat na toxické a fyzikální znečištění. Jsou vhodné pro posouzení změn na jedné lokalitě, např. před a po nějakém zásahu. Rozdíly v rozmanitosti na jedné lokalitě v čase mají velkou vypovídací schopnost, naopak rozdíly v rozmanitosti na různých lokalitách ve stejném čase lze interpretovat různě. Ačkoliv je koncept diverzity jako měření kvality vody atraktivní teorií, v praxi je jeho používání méně populární. Výpočet indexů diverzity Diverzita (rozmanitost) postihuje tři základní vlastnosti společenstva: počet , druhovou pestrost a vyrovnanost. V praxi je nejpoužívanějším indexem diverzity index Shannonův, resp. index Shannon -Weawerův, který nemá prakticky žádná omezení . Blíže ke stanovení indexů diverzity a interpretaci dat viz např. Washington (1984), Losos et al. (1985) a Helešic (1991). Mezi výhody použití indexů diverzity patří, že: 1)Jsou striktně kvantitativní a bezrozměrné a vhodné pro statistické zpracování 2)Většina z indexů je relativně nezávislá na velikosti vzorku 3) Nepracují dopředu s žádnými předpoklady o toleranci druhů, které mohou být velmi subjektivní Nejvážnějšími výhradami pro jejich použití je: 1) Že redukují jednotlivé druhy na anonymní počty, které nedbají na jejich adaptace k prostředí, což teoreticky může vést k tomu, že společenstvo tolerantní ke znečištění (např. Oligochaeta-Chironomidae) srovnáváme s společenstvem citlivým na znečištění (např. Ephemeroptera-Gammaridae) 2) Ne všechna nenarušená společenstva mají přirozeně vysokou diverzitu a proto není možné korelovat určité hodnoty s ekologickým poškozením (např. oblasti oligotrofních vod velkých jezer a prameny potoků zásobených na živiny chudou podzemní vodou mají přirozeně nízkou produktivitu). Protože indexy diverzity mohou široce kolísat v neznečištěných podmínkách, není možné univerzálně aplikovat nějaký standard pro interpretaci hodnot 3) Indexy mohou v určitých podmínkách dávat „falešně negativní“ výsledky – např. střední znečištění může zvýšit abundanci aniž by došlo k eliminaci druhů, výsledkem je pak aktuální zvýšení hodnoty indexu. Protože H’ je více citlivé ke změnám ve vyrovnanosti než v diverzitě,, může jeho hodnota být vysoká na místech silně kontaminovaných toxickými chemikáliemi. 4) Indexy diverzity nejsou senzitivní a špatně rozlišují zejména při středních hodnotách různého znečištění, včetně živin, kovů a pesticidů. Tato poslední vlastnost omezuje použití indexů diverzity pro hodnocení vlivu bodových znečištění známého chemického složení na relativně jednoduchý systém. Naopak málo se indexů diverzity využívá v komplexních systémech ovlivněných četnými a rozmanitými stresory nebo při hodnocení plošného znečištění (Metcalfe-Smith 1994). Biotické indexy a skore („Biotic indices“) V anglické literatuře se pod tímto termínem rozumí ty indexy, které využívají jakýkoliv typ „indikátorového druhu “ („indicator species“). Biotické indexy hodnotí lokalitu na základě kombinace indikační hodnoty druhů nebo skupin druhů a rozmanitosti společenstva. Koncepce biotických indexů vychází ze dvou principů: a) skupiny bezobratlých jsou různě citlivé na znečištění a s jeho zvyšováním postupně ubývá méně tolerantních skupin b) se vzrůstajícím stupněm znečištění klesá bohatost (počet systematických skupin) společenstva. Biotické indexy jsou používány pro hodnocení znečištění (především organického) i pro hodnocení ekologické kvality toku. Výchozím podkladem pro biotické indexy je saprobní systém. Další „biotické indexy“, které byly vyvinuty, jsou více méně založeny na principu saprobity Biotické indexy lze rozdělit na dvě skupiny: 1) průměrové indexy - počítají se jako průměr indikačních hodnot jednotlivých druhů nebo jejich skupin. Ve výsledné hodnotě se jednak ztrácí individualita jednotlivých taxonů, jednak není postižena rozmanitost společenstva. Kromě saprobního indexu sem patří tzv. skóre systémy. 2) tabulkové indexy - jsou odečítány z tabulek. Individualita některých skupin může do značné míry určit jejich hodnotu. Postihují lépe rozmanitost společenstva než indexy průměrové; z tohoto důvodu lze z jejich hodnot usuzovat lépe i na celkové narušení společenstva. 1. Průměrové biotické indexy a) saprobní index U nás dosud nejrozšířenější metoda hodnocení kvality vody s důrazem na organické znečištění. Systém hodnocení je založen na toleranci jednotlivých indikačních druhů (saprobiontů) ke stupni znečištění vody lehce odbouratelnými organickými látkami (vyjádřené např. jako BSK5). Vlastním výsledkem měření je tzv. saprobní index společenstva, číslo, vyjadřující na stupnici saprobity (0.5 - 8.5) stupeň znečištění biochemicky odbouratelnými organickými látkami. Hlavní výhody: · zahrnuje široké rozpětí taxonů a společenstev a je proto aplikovatelný na všechny typy potoků a řek Hlavní nevýhody: · nutná znalost taxonomie - obtížnější determinace na druhové úrovni, při které mohou vznikat subjektivní chyby a tím pak odchylky v hodnocení; saprobní hodnoty nemusí být platné na širším geografickém území, · důraz na indikační druhy ® nebere v potaz počet druhů a změny v počtu druhů - což je nejdůležitější odpověď společenstva na toxické a jiné formy znečištění · saprobní systém je zaměřen pouze na hodnocení organického znečištění . Výskyt organismů je však ovlivňován i jinými faktory, než je znečištění vody hnilobnými látkami, které ovlivňují kyslíkový režim (viz např. Krpal & Zelinka 1990) · mnoho argumentů proti saprobnímu indexu je založeno na tom, že je empirický. Používá se několik seznamů, které přiřazují organismům rozdílné hodnoty · omezená platnost ve stojatých vodách Ačkoliv saprobní systém byl akceptován a používán v zemích střední Evropy, v USA byl akceptován málo, a to zejména ze dvou hlavních důvodů ( Rosenberg et Resh (1993): 1. toxicita působí v amerických řekách větší problémy než organické znečištění 2. všeobecná skepse ke koncepci indikátorových organismů. Kromě naší republiky se v Evropě v současnosti používají další 2 systémy založené na saprobním přístupu: BEOL (Biolgically Effective Organic Loading) v Německu a Quality-index či K-index v Holandsku (Metcalfe-Smith 1994)…… K výpočtu jsou potřeba podkladové seznamy, obsahující individuální saprobní indexy a indikační váhy jednotlivých druhů (viz např. Sládeček & Sládečková 1996, 1997). V současnosti je nejnověji tento podklad revidovánv normě ČSN 757716 z roku 1998. Nové a revidované seznamy saprobních indikátorů byly vydány rovněž v Rakousku a Německu. Postup při výpočtu saprobního indexu: Makrozoobentos na zájmové lokalitě musí být odebrán semikvantitiativně, determinován do druhů a musí být stanovena relativní abundance (Zelinka & Kubíček 1985).Výpočet saprobního indexu se provádí nejčastěji podle vzorce: S = S si.hi.Ii / S hi.Ii kde S - saprobní index; si - saprobní číslo druhu; hi - abundance; n - počet taxonů; Ii - indikační hodnota druhu (viz Sládeček et al. 1981).
Tab. Tabulkové přehledy taxonů – rozpis saprobních valencí b) BMWP Score (Biological Monitoring Working Party Score) a ASPT index Skore systémy jsou jednoduché metody hodnocení kvality vod a zahrnujeme mezi ně ty indexy, které přiřazují skóre určitým čeledím makrobezobratlých a po sečtení dávají celkové skore. Při vývoji těchto skore systémů se počítalo s následujíci fakty (Guhl 1987): a) čeledi bezobratlých jsou až na několik výjimek dobře determinovatelné b) každý druh určité čeledi (nebo řádu či třídy) má identické nebo minimálně podobné ekologické nároky a může proto sloužit jako indikátor s jedním skore pro čeleď c) počet individuí čeledi není počítán, tzn. jednotlivé organismy mají tutéž ekologickou váhu jako masy organismů. BMWP Score je dnes nejpoužívanější bioindikační systém ve Velké Británii a zcela nahradil předchozí skorovací indexy, jako byl Chandlerův index, Trent Biotic index aj. (De Pauw & Hawkes 1993). Používá pouze kvalitativní odběr a identifikaci na úroveň čeledí. Systém je založen na bodovém ohodnocení rozdílných čeledí bezobratlých podle jejich stupně tolerance k organickému znečištění (viz Armitage et al. 1983). Každá čeleď reprezentuje skóre pouze jednou - nezáleží na tom, jak mnoho druhů je v ní zahrnuto. Skóre je značně ovlivněno účinností odběru, zpracování a determinace, proto bylo navrženo, aby celkové skóre bylo děleno počtem zjištěných taxonů, čímž dostáváme průměrné skóre ASPT („Average Score Per Taxon“). Postup výpočtu BMWP skore: Sestaví se seznam systematických jednotek (SU=systematic units). To jsou taxonomické skupiny definované autory indexu. V případě BMWP jsou jako SU používány čeledi. Každé SU se přiřadí příslušné skóre (0 - 100) a ta se sečtou. Výsledkem je BMWP skore. Čím je vyšší, tím lepší je kvalita vody. Individuální skóre pro každou čeleď bylo fixováno empiricky. Protože toto skore nemá horní limit a není tedy závislý na velikosti (rozuměj bohatosti) vzorku, byl zaveden ASPT index. Je to BMWP skore dělený počtem skorujících SU (=čeledí).
Tab. The Biological Monitoring Working Party (BMWP) score (upraveno dle Mason 1991)
Tab. Příklad výpočtu BMWP Skóre a ASPT indexu (podle Kokeš & Vojtíšková 1999)
Tab. Zařazení hodnot BMWP a ASPT do tříd čistoty ve Velké Británii Použití tzv. rapidních metod („rapid field assessment“) při hodnocení kvality vodního prostředí je běžně využíváno v USA (viz např. Plafkin et al. 1989). Poměrně jednoduchým přístupem založeným na prezenci/absenci toleratních a citlivých indikátorů je např. tzv. Beckův index (viz obr.)
Obr. Indikátorové organismy podle Beck Biotic Index Obdobou BMWP je tzv. family-level biotic index (FBI), tj. určování nalezených jedinců do úrovně čeledí. Použití tohoto přístupu je daleko rychlejší než použití „generic“ - a „species“ level biotic index (BI), čili určování do rodu a druhu. Srovnáním obou indexů bylo zjištěno (Hilsenhoff 1988), že při použití FBI se ztrácí určitá přesnost; FBI obvykle indikuje větší znečištění než FBI v neznečištěných nebo nepatrně znečištěných tocích a menší znečištění ve znečištěných vodách. Cílem FBI je poskytnout pro biology rapidní (rychlé), ale méně kritické zhodnocení toků přímo v terénu. Není považována za náhradu za BI. Výsledná hodnota BI se může pohybovat v rozmezí od 0 do 10, odpovídající stupně kvality vody jsou uvedeny v tab. Family-level tolerance values byly odvozeny ze srovnání výskytu každé čeledi s průměrným BI toku, ve kterém se vyskytují ve větším počtu. Proto je FBI vážený průměr tolerančních hodnot druhů a rodů v každé čeledi, založený na jejich relativní abundanci. Postup výpočtu FBI je podobný jako u BMWP skore - FBI je vypočten násobením každé čeledi toleranční hodnotou pro čeleď (viz Tab. 3), sečtením a podělením počtem bezobratlých organismů ve vzorku. Tab. Hodnoty tolerance pro čeledi bezobratlých organismů toků (dle Hilsenhoff 1988) ISOPODA - Aselidae 8 AMPHIPODA - Gammaridae 4, Talitridae 8 EPHEMEROPTERA - Baetidae 4, Baetiscidae 3, Caenidae 7, Ephemerrelidae 1, Ephemeridae 4, Heptageniidae 4, Leptophlebiidae 2, Metretopodidae 2, Oligoneuriidae 2, Polymitarcyidae 2, Potamanthidae 4, Siphlonuridae 7, Tricorythidae 4 ODONATA - Aeshnidae 3, Calopterygidae 5, Coenagrionidae 9, Cordulegastridae 3, Corduliidae 5, Gomphidae 1, Lestidae 9, Libellulidae 9 Macromiidae 3 PLECOPTERA - Capnidae 1, Chloroperlidae 1, Leuctridae 0, Nemouridae 2, Perlidae 1, Perlodidae 2, Pteronarcyidae 0, Taeniopterygidae 2 MEGALOPTERA - Corydalidae 0, Sialidae 4 TRICHOPTERA - Brachycentridae 1, Glossosomatidae 0, Helicopsychidae 3, Hydropsychidae 4, Hydroptilidae 4, Lepidostomatidae 1, Leptoceridae 4, Limnephilidae 4, Molannidae 6, Odontoceridae 0, Philopotamidae 3, Phryganeidae 4, Polycentropidae 6, Psychomyidae 2, rhyacophilidae 0, Sericostomatidae 3 LEPIDOPTERA - Pyralidae 5 DIPTERA - Athericidae 2, Blepharicidae 0, Ceratopogonidae 6, Chironomini 8, ost. Chironomidae 6, Dolichopodidae 4, Empididae 6, Ephydridae 6, Psychodidae 10, Simuliidae 6, Muscidae 6, Syrphidae 10, Tabanidae 6, Tipulidae 3 COLEOPTERA - Dryopidae 5, Elmidae 4, Psephenidae 4
Tab. Hodnocení kvality vody pomocí biotického indexu (Hilsenhof 1987) MODERNÍ PŘÍSTUPY Predikční systémy Predikční systémy jsou využívány ke zjištění očekávaného (cílového - target) společenstva makrozoobentosu konkrétní hodnocené lokality na základě údajů z referenčních lokalit uložených v podkladové databázi. Podkladové údaje se týkají složení bentických společenstev a a hodnot abiotických proměnných vodního prostředí (průtok, hloubka, substrát atd..). S tímto očekávaným společenstvem je pak srovnána hodnocená lokalita. Srovnání se provádí pomocí výše uvedených metod, např. indexy podobnosti. (obr….) Základem predikčních systémů je systém RIVPACS (zkratka z River InVertebrate Prediction and Classification Systém), který byl rozpracován ve Velké Británii (viz např.Wright et al. 1988, 1989). Jde o software produkt používaný k predikci fauny na stanovišti pomocí environmentálních proměnných. Důležitým rysem tohoto přístupu je, že každá předpověď je specifická pro environmentální informace, které definují stanoviště. Model predikuje typ společentsva bezobratlých, které by se mělo v závislosti na daných environmentálních proměnných vyskytovat na nezasažených místech. Srovnání pozorovaných hodnot s predikovanými poskytuje tzv. EQI (Environmental Quality Index) . V současné době je vyvíjena a testována metodika hodnocení tekoucích vod podle makrozoobentosu, která vychází z požadavků Rámcové směrnice EU o vodách. Tato směrnice sice definuje systém pro hodnocení vodních těles, ale jednotná metodika na určení ekologického stavu stále čeká na své zpracování. Projekt byl zahájen v březnu 2000 a účastní se jej 8 evropských zemí. Vnímání (percepce) kvality vody závisí na způsobech, kterými ji pozorujeme a měříme. Historicky hodnotili biologové, zabývající se sladkými vodami, kvalitu toků měřením stupně stresu vyvolaného znečištěním na říční biotu. Avšak v současnosti jsou do hodnotících technik zahrnuty mnohem širší aspekty, jako je např. udržitelnost a diverzita. Kvalita vody proto může být definována jako „souhrn rysů a charakteristik vody, které souvisejí s její schopností podporovat vhodnou přirozenou faunu a podporují oprávněné užití (Tickner et al. 2001) viz obr.
Jako součást tohoto posunu ve vnímání, začali sladkovodní ekologové používat jako prostředek k hodnocení vlivu lidských aktivit na vodní prostředí říční habitat . Informace o složení a distribuci říčních habitatů je zásadní v pochopení vlivů různých fyzikálních změn. Jestliže mohou řeka nebo potok být popsány na základě složení jejich habitatů a je rovněž známo typické složení fauny každého habitatu, pak mohou být studiem změn v habitatu zhodnoceny vlivy managementových zásahů a přirozených změn v průtoku a morfologii koryta na faunu. V současnosti je vyvinuto několik hodnotících a klasifikačních technik založených na hodnocení habitatu, včetně River Habitat Survey (RHS) vyvinutého v Anglii a Physical Habitat Simulation (PHABSIM) - součásti Instream Flow Incremental Methodology (IFIM) vyvinuté v USA. River Habitat Survey (RHS) Metoda zahrnuje jednoduchý systém záznamu říčních a břehových (riparian) fyzikálních habitatů podél 500 m úseku. Je používána pro poskytnutí zevrubné analýzy říčního koryta a břehů pro celé toky nebo jejich úseky. Pomocí hodnotících měření, které zahrnují skórovací systém, umožňuje tato metoda srovnání kvality habitatů mezi podobnými řekami a použitím Habitat Modification Score (HMS) může rovněž kvantifikovat rozsah antropogenní interference s korytem. Sledování říčních mesohabitatů představuje potenciál pro doplnění RHS tím, že poskytuje detailnější obraz, tím umožňuje informovanější rozhodování o managementu konkrétních toků nebo jejich úseků. Biotická integritaSchopnost přírodního vodního systému udržet vyrovnané společenstvo je nejlepším indikátorem jeho zdraví (Karr 1981). Použití biologických společenstev jak indikátorů této vyrovnanosti umožňuje detekci senzitivních změn způsobených celou řadou faktorů. Index biotické integrity (Index of biotic integrity – IBI) představuje ekologický přístup k biomonitoringu, který inkorporuje rozmanité vlastnosti rybího společenstva do složeného indexu predikujícího kvalitu vodu (Eaton a Lydy 2000). Biotická integrita je pak definována jako „...schopnost akvatického ekosystému podporovat a udržovat rovnovážné, integrované, adaptivní společenstvo organismů, které má druhové složení, diversitu a funkční organizaci srovnatelnou s přírodními habitaty regionu“ (Karr a Dudley 1981). Strukturální složky IBI zahrnují druhovou bohatost, habitatové guildy, a počty individuí (Simon a Lyons 1995). Funkční složky se skládají z potravních a trofických kategorií, reprodukčních indexů, environmentální tolerance a individuálního stresu a skupinové kondice (Simon a Lyons 1995). Každý znak rybího společenstva nebo metrický údaj je nakalibrován na minimálně ovlivněné podmínky referenčního území. Referenční podmínka je definována jako tok v oblasti s minimálními antropogenními disturbancemi. Určení numerického IBI skore je potom založeno na složené hodnotě vzniklé součtem každé z individuálních metrických hodnot a porovnání, zda-li se testovaná lokalita liší podstatně nebo minimálně od referenční (Lydy et al. 2000). Biologická kritéria jsou „numerické hodnoty nebo slovní vyjádření, které popisují zařazení biologické integrity vodních společenstev obývající vody určené užitím pro život ve vodě...
Tab. Modifikované metrické hodnoty a skórující kritéria použitá pro hodnocení IBI v Little Arkansas River Basin (Lydy et al. 2000 (* DELT = deformities, eroded fins, lesions, or tumors) |
||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
