Univerzita Karlova v Praze Přírodovědecká fakulta Ústav pro životní prostředí

Univerzita Karlova v Praze Přírodovědecká fakulta Ústav pro životní prostředí Bakalářská práce

Vybrané faktory ovlivňující ekologickou stabilitu NPR Novozámecký rybník Selected factors influencing the ecological stability of the Novozámecký fishpond National Nature Reserve

Řešitel:

Jan Hanzelka

Obor:

Ochrana životního prostředí

Školitel:

RNDr. Martin Čihař, CSc.

Datum odevzdání:

červen 2010

Na tomto místě bych chtěl poděkovat svému školiteli RNDr. Martinu Čihařovi, CSc. za pomoc při sepisování své bakalářské práce.

Prohlášení: Prohlašuji, že jsem bakalářskou práci vypracoval samostatně s použitím uvedené literatury. V Praze dne 4. června 2010 ………………………. Jan Hanzelka

Obsah Abstrakt ........................................................................................................................................... 4 Abstract ........................................................................................................................................... 4 Úvod ................................................................................................................................................ 5 1. Ekologická stabilita ..................................................................................................................... 6 2. Funkce rybníků v krajině............................................................................................................. 7 3. Zarůstání břehového pásma vegetací ........................................................................................ 10 3.1 Vodní ptáci a vztah k rákosinám.................................................................................... 12 3.2 Management rákosin ...................................................................................................... 16 4. Zazemňování nádrže ................................................................................................................. 17 5. Eutrofizace rybníků ................................................................................................................... 20 5.1 Důležitá živina - fosfor .................................................................................................. 21 5.2 Vliv dusičnanů na uvolňování fosforu ........................................................................... 23 6. Chov ryb .................................................................................................................................... 23 7. Kolísání hladiny vody ............................................................................................................... 25 8. Průhlednost vody ....................................................................................................................... 26 Závěr.............................................................................................................................................. 27 Seznam použité literatury .............................................................................................................. 30 Přílohy ........................................................................................................................................... 35

3

Abstrakt Rybníky a jejich okolí jsou ovlivněny mnoha faktory narušující jejich ekologickou stabilitu. V této práci jsou zhodnoceny vlivy vybraných faktorů, především nadměrné zarůstání břehového pásma vegetací, zazemňování nádrže allochtonním materiálem z povodí, eutrofizační proces a intenzivní chov ryb. Je uveden vliv těchto faktorů na místní avifaunu v NPR a ptačí oblasti Novozámecký rybník a porovnáván s ptačí oblastí Třeboňsko. Ptáci využívají rybníky především jako hnízdní habitat a zdroj potravy. Proto je nezbytné popsat vlivy, které tento habitat narušují. Z hlediska dynamiky ekologické stability je nutno šetrně zasahovat do zmíněných procesů vhodným managementem, aby byly zachovány požadované parametry rybníků a tím i jejich ekologické a ekonomické hodnoty. Na třeboňských rybnících má na habitat ptáků největší dopad přímé rybářské hospodaření a nedostatek historického managementu v podobě rozumně prováděného kosení a pastvy v nejbližším okolí rybníků. Novozámecký rybník pak trpí též nedostatkem historického managementu, ale neuspokojivý stav rybníka je spíše způsoben celkovou eutrofizací prostředí. Klíčová slova: Novozámecký rybník, Třeboňsko, ekologická stabilita, management, ptáci, chov ryb

Abstract Fishponds and their surroundings are affected by many factors disrupting their ecological stability. In this thesis, influences of selected factors are evaluated. Particularly it is discussed excessive overgrowing of shoreline by plants, pond siltation by allochthonous material from catchment area, eutrophication process and intensive fish farming. It is presented the impact of these factors on local avifauna in Novozámecký fishpond National Nature Reserve and Special Protection Area and compared with Třeboňsko Special Protection Area. Birds use the ponds especially as nesting habitat and food source. Therefore, it is necessary to describe the influences disrupting this habitat. The frugal interference with mentioned processes is needed in terms of dynamics of the ecological stability. Thereby the requested fishpond parameters and ecological and economic values will be maintained. Fisheries management and lack of historical management in the form of reasonably performing mowing and grazing in the vicinity of the ponds has the greatest impact on the habitat of birds upon Třeboň fishponds. Novozámecký pond also suffers from the lack of historical management, but the unsatisfactory state of the pond is rather due to the overall eutrophication of the environment. Keywords: Novozámecký fishpond, Třeboňsko, ecological stability, management, birds, fish farming 4

Úvod Rybníky představují nedílnou součást krajiny našeho státu a výrazně se podílejí na tvorbě specifického krajinného rázu. Tvorba rybníků je přírodě blízký způsob zajišťující zvýšení biodiverzity v krajině. Člověk se snaží stavbou rybníka napodobit letitý proces utváření vodních nádrží (Williams et al. 2008). Stavba rybníků má velmi dlouhou tradici, neboť první z těchto vodních nádrží byly na území České republiky zbudovány již před bezmála 900 lety (Jankovská and Pokorný 2002). Obecně se zvyšuje povědomí o tom, že člověkem vytvořené ekosystémy podporují biodiverzitu, protože mohou představovat přirozený typ habitatu. Zároveň poskytují ekonomicky hodnotné zdroje (Odling-Smee 2005). Na rybníky je možno nazírat z několika různých úhlů pohledu. Za nejdůležitější považuji právě jejich ekologické a ekonomické hodnoty. Tyto umělé sladkovodní nádrže poskytují vhodné podmínky pro četné organizmy vázané na stojaté vody. V porovnání s jinými sladkovodními ekosystémy, např. jezery, řekami a potoky, mají rybníky srovnatelnou biodiverzitu z pohledu množství i vzácnosti druhů (Williams et al. 2008). Z ekonomických hodnot vyzdvihuji chov ryb, rekreační využití, v některých případech zdroj povrchové vody a také účinný systém zmírňující průběh povodní. Zmíněné užití nádrží a jejich širšího okolí člověkem má vždy nějaký význam či vliv na určitou složku nebo celý ekosystém. Proto je cílem této práce podchycení a zhodnocení vybraných faktorů ovlivňujících ekologickou stabilitu a funkci rybníků v krajině. Práce se zaměřuje zejména na ovlivnění rybničních ekosystémů ve vztahu k místní avifauně. Z předpokládaných nejdůležitějších vlivů se jedná o nadměrné zarůstání břehového pásma vegetací, zazemňování nádrže allochtonním materiálem z povodí, eutrofizační proces a intenzivní chov ryb. Vlivy výše zmíněných faktorů jsou popsány na ekosystému Novozámeckého rybníka, který je vyhlášen národní přírodní rezervací (viz. Přílohy – Obrázek 2) a ptačí oblastí Českolipsko - Dokeské pískovce a mokřady. Dále je uveden jako evropsky významná lokalita Jestřebsko – Dokesko a v Úmluvě o mokřadech majících mezinárodní význam především jako biotopy vodního ptactva (dále jen Ramsarská úmluva) jako Novozámecký a Břehyňský rybník Pro srovnání je zvolena rybniční soustava v ptačí oblasti a CHKO Třeboňsko. Její rybníky jsou z většiny uvedeny na seznamu Ramsarské úmluvy jako Třeboňské rybníky, mnohé jsou součástí evropsky významných lokalit a jsou také součástí biosférické rezervace Třeboňsko (viz. Přílohy – Obrázek 4). Právě kvůli statutům ptačích oblastí se zaměřuji na ovlivnění ptačích populací v oblasti rybníků. Důležitost přilehlých mokřadů nejen pro ptáky představuje jejich uvedení na seznamu mokřadů mezinárodního významu Ramsarské úmluvy.

5

Téma ovlivnění ekologické stability rybníků jsem si vybral proto, že rybníky spolu s mokřady představují jedny z nejohroženějších a zároveň druhově velmi bohatých habitatů. Avifaunu jako ovlivněnou skupinu jsem zvolil proto, že mnoho ptačích druhů je přímo závislých na udržení stability rybničních ekosystémů. Jejich následné změny lze na ptačích druzích poměrně snadno identifikovat. Účelem práce je popsat vlivy výše zmíněných faktorů na hnízdní habitaty ptáků a provést jejich srovnání v rámci Novozámeckého rybníka a Třeboňských rybníků. Hypoteticky by se mělo jednat o rozdílný vliv rozsahu porostů. Třeboňsko je hospodářsky více využíváno (intenzivnější chov ryb) a proto předpokládám, že porosty budou více redukovány z důvodu zpřístupnění vodní plochy. Tím pádem bude dostupnost habitatu tvořeného souvislým porostem nižší. Naproti tomu eutrofizační proces by měl být z důvodu intenzivnějšího hospodářství na Třeboňsku silnější. Prostředí silně obohacené živinami by mohlo ovlivnit vegetaci a tím dostupnost potravy pro herbivorní ptáky. V důsledku provázanosti potravního řetězce pak i ostatní druhy ptáků. Z hlediska zazemňování nádrží by ohroženější mohl být Novozámecký rybník z důvodu malé průměrné hloubky a kvůli silnému zarůstání. Tento proces by mohl znamenat celkový postupný úbytek druhů ptáků, jelikož snižuje velikost volné plochy a přístup k ní se stává obtížnější. Zatímco v CHKO Třeboňsko jsou rybníky soukromým majetkem od jejich privatizace v roce 1992 (Správa CHKO Třeboňsko 2007), Novozámecký rybník je ve vlastnictví státu od roku 1945 a nyní spravován AOPK ČR (Počta 2002). Tento podstatný rozdíl ve vlastnictví může představovat různý přístup k ochraně přírody.

1. Ekologická stabilita Pro hodnocení vlivu jednotlivých vybraných faktorů ovlivňující ekologickou stabilitu je nutno tento pojem v základu vymezit. Z právního hlediska je ekologická stabilita schopnost ekosystému vyrovnávat změny způsobené vnějšími činiteli a zachovávat své přirozené vlastnosti a funkce (Zákon č. 17/1992 Sb., o životním prostředí, ve znění pozdějších předpisů). Z uvedeného vyplývá, že ekosystém musí reagovat na vnější činitele. Systém tedy musí projevovat dynamiku, aby mohl být stabilní, byť ekologicky. Grimm a Wissel (1997) shromáždili 163 definic týkajících se pojmu ekologická stabilita a došli k závěru, že třemi hlavními odlišujícími se vlastnostmi jsou: (1) zůstat v zásadě nezměněn, (2) navrátit se do výchozího stavu (i dynamického) po dočasné disturbanci a (3) perzistence ekosystému v čase. Ekologickou stabilitu je tedy možné vidět dynamicky i staticky. Jednotlivé vybrané faktory ovlivňující ekologickou stabilitu rybníků budou v závěru zhodnoceny ve vztahu k jejich dynamice, ale i vzhledem k odchylování od výchozího stavu. 6

2. Funkce rybníků v krajině Management a ochrana sladkovodních zdrojů se tradičně zaměřovala na vody tekoucí a velká vodní tělesa. Malé vodní plochy, jako jsou rybníky, byly přehlíženy (Oertli et al. 2009). Ve státech Evropské unie byly rozsáhle zavedeny monitorovací programy především pro tekoucí vody a jezera, avšak ve velké míře selhaly v zahrnutí rybníků do těchto programů (Oertli et al. 2005). V počtu kolem 20 000 vodních ploch o celkové výměře přibližně 50 000 ha utvářejí rybníky nejběžnější typ mokřadu v ČR (Musil 2006). V poslední době však byla rozpoznána důležitost těchto malých mokřadních ploch nejen kvůli jejich biodiverzitě, ale i jejich socioekonomické hodnotě (Oertli et al. 2009). Rybníky představují pro společnost cenné přírodní zdroje: často jsou budovány za účelem získání zdroje vody, zadržování povodňových vln, rekreace a případně slouží výzkumu (Ruhí et al. 2009). V současné době je v Evropě trendem vyhlásit mokřady za chráněné plochy a provádět na nich přiměřený management (Báldi 2005). Rybníky často představují „hot spot― biodiverzity v daném regionu nebo krajině (Céréghino et al. 2008). Mnoho rybníků má historický význam jako takový (Správa CHKO Třeboňsko 2007) a zároveň je možno z jejich umístění v krajině a skladby sedimentů dna zjistit cenné informace o historii konkrétního místa a okolí, především pak lépe porozumět životu lidí v minulosti (European Pond Conservation Network 2007) a antropogenním a přírodním změnám v tehdejším životním prostředí (Kashiwaya et al. 1998). Rybníky jsou součástí historického rázu lokality a mohou představovat její jediný pozůstatek. Mohou být také spojovány s lidskými obydlími nebo s historickým plánováním krajiny (European Pond Conservation Network 2007). Dokladem může být význačný fenomén Třeboňska - mohutné duby vytvářející stromořadí na rybničních hrázích, nejstarší z nich pocházejí z konce 16. století (Bureš et al. 2006). Novozámecký rybník byl založen nejspíše již v druhé polovině 14. století jako součást jedné z nejstarších rybničních soustav v Čechách. V důsledku malého spádu se tu vytvořil již před založením rybníka rozsáhlý komplex rašelinišť (Počta 2002). Nyní patří k nejvýznamnějším ornitologickým lokalitám v ČR. Koncem devadesátých let bylo na rybníce zastiženo okolo 150 druhů ptáků (Turoňová et al. 2009). Na Třeboňsku, které díky vysokému počtu rybníků představuje jednu z nejvýznamnějších lokalit pro vodní ptáky ve střední Evropě (IUCN 1996), byl zaznamenán výskyt téměř 280 druhů ptáků (Bureš et al. 2006). Třeboňsko nepředstavuje původní, minimálně narušené území, ale oblast od středověku intenzivně přetvářenou, která je dnes ve stadiu určité druhotné biologické rovnováhy, a která je poměrně hustě osídlena (Bureš et al. 2006). I přestože rybníky představují nejdůležitější habitat pro hnízdění vodních ptáků v ČR (Musil 2006), nacházejí se pod silným tlakem intenzifikace lidských aktivit a environmentálních 7

změn (Sebastián-González et al. 2010). Ekosystémy jsou ohroženy především zazemněním nádrže, vysazováním nadměrného množství ryb nebo nevhodných druhů ryb, znečištěním, nevhodným hospodařením v okolí, vysoušením a mnoha dalšími vlivy, které se typicky vztahují ke ztrátě historických funkcí rybníka a změně hospodaření v krajině (Rannap et al. 2009). Rybníky v podobě mělkých, eutrofních nádrží jsou výsledkem přeměny krajiny v řádu několika lidských generací. Často mají zarostlá litorální pásma makrofyty a tím pádem poskytují vhodné podmínky pro hnízdění, odpočinek a migraci vodního ptactva (Musil 2006). Poškozením litorální vegetace dojde ke ztrátě těchto hnízdních habitatů (Houdková and Musil 2003). Způsob užívání krajiny v okolí rybníka může do určité míry ovlivnit jeho parametry. Důležitou roli v měřítku povodí rybníka hrají procesy jako nadměrné užívání hnojiv, zvýšená eroze a kontaminace pesticidy. Relativně malá povodí rybníků v kombinaci s jejich poměrně vysokým příspěvkem k diverzitě krajiny nabízejí mnoho příležitostí k efektivní ochraně přírody (Céréghino et al. 2008). Mokřady mají různou prostorovou proměnlivost, a proto svou velikostí ovlivňují dostupnost habitatů a tím i skladbu avifauny (Paracuellos 2006). Vhodnost mokřadních habitatů je pro mnoho druhů ptáků ovlivněno jejich velikostí, přítomností stojaté vody a vertikální a horizontální heterogenitou, např. střídání volné vody a ostrůvků vegetace, přítomností keřů a vlhkých luk (Desgranges et al. 2006). Ptáci si vybírají vhodné mokřady podle mnoha faktorů, mezi něž patří chemizmus vody, typ místní vegetace, množství bezobratlých živočichů a další fyzikální vlastnosti (Walsh et al. 2006). Délka pobřežní linie a její vývoj určují početnost ptactva. V podobně velkých mokřadech bude početnost ptactva vyšší v případě členitějšího a tím pádem delšího pobřeží, které nabízí více možností k úkrytu (González-Gajardo et al. 2009). Ve velkých rybnících s více habitaty mají všechny přítomné druhy přístup k potravě, ať už u mělkých břehů nebo na volné, hlubší vodě. Avšak na malých rybnících, kde vnitřní zóna představuje daleko menší plochu přicházejí druhy, které ve vnitřní zóně hledají potravu jako např. potápka černokrká (Podiceps nigricollis) nebo lžičák pestrý (Anas clypeata), o značnou část potravních zdrojů (Paracuellos 2006). Z důvodu podstatně větší rozlohy CHKO Třeboňsko, potažmo ptačí oblasti Třeboňsko než je rozloha NPR Novozámecký rybník, případně ptačí oblasti Českolipsko - Dokeské pískovce a mokřady, nabízí Třeboňské rybníky více možných habitatů než Novozámecký rybník. Avšak počet ptačích druhů na Novozámeckém rybníce ve srovnání s Třeboňskými rybníky nepředstavuje několikanásobně menší číslo, jako je tomu u rozlohy (viz Tabulka 1). Proto je potřeba dbát na šetrnost provedení managementových zásahů zvláště na Novozámeckém rybníce, aby nedošlo k omezení počtu druhů pouze z důvodu nedostatečného množství habitatů.

8

Větší počet druhů ptáků, kteří jsou předmětem ochrany ptačí oblasti Třeboňsko koresponduje s větším počtem druhů pozorovaných v této oblasti než je tomu v ptačí oblasti Českolipsko - Dokeské pískovce a mokřady. Avšak tyto druhy se v okolí Novozámeckého rybníka vyskytují také, některé v menším počtu či jen během migrace (Vondráček 2002). Právě výskyt „naturových― druhů Třeboňska v oblasti Novozámeckého rybníka podporuje výše zmíněnou opatrnost při provádění managementu. Tabulka 1: Porovnání rozlohy a ptačích druhů příslušných zvláště chráněných území a ptačích oblastí rozloha [ha]

rozloha [ha] počet druhů ptáků předmět ochrany

CHKO Třeboňsko 70 000

NPR Novozámecký rybnik 350

Ptačí oblast Třeboňsko

Ptačí oblast Českolipsko - Dokeské pískovce a mokřady

47 360

9 409

280

150

čáp černý Ciconia nigra

jeřáb popelavý (Grus grus )

datel černý (Dryocopus martius ) lelek lesní (Caprimulgus europaeus ) husa velká (Anser anser ) moták pochop (Circus aeruginosus ) kopřivka obecná (Anas strepera ) skřivan lesní (Lullula arborea ) kulíšek nejmenší (Glaucidium passerinum ) slavík modráček (Luscinia svecica ) kvakoš noční (Nycticorax nycticorax ) ledňáček říční (Alcedo atthis ) lelek lesní (Caprimulgus europaeus ) lžičák pestrý (Anas clypeata ) moták pochop (Circus aeruginosus ) orel mořský (Haliaeetus albicilla ) rybák obecný (Sterna hirundo ) skřivan lesní (Lullula arborea ) slavík modráček (Luscinia svecica ) strakapoud prostřední (Dendrocopos medius ) sýc rousný (Aegolius funereus ) včelojed lesní (Pernis apivorus ) volavka bílá (Egretta alba ) žluna šedá (Picus canus ) Podle: Turoňová et al. 2009; IUCN 1996; Nařízení vlády č. 598/2004 Sb., kterým se vymezuje Ptačí oblast Českolipsko – Dokeské pískovce a mokřady; Nařízení vlády č. 680/2004 Sb., kterým se vymezuje Ptačí oblast Třeboňsko

9

3. Zarůstání břehového pásma vegetací Přilehlé plochy Novozámeckého rybníka byly ještě ve třicátých letech obhospodařovány kosením lučních porostů a pastvou v létě a sečením rákosu obecného (Phragmites australis) v zimě. Tento způsob managementu však postupně ustával (Počta 2002). Sečení rákosu by se také mohlo jevit jako jeden ze způsobů boje proti eutrofizaci, avšak z pohledu současných poznatků je vliv sečení na trofickou úroveň vod nejistý (Vadász et al. 2008). Rákosové porosty začaly expandovat do okolních luk, břehové plochy zarůstaly náletem dřevin (především vrby Salix sp., olše Alnus sp. a břízy Betula sp.) a změnou vodního režimu se projevil i zvýšený splach živin z okolních zemědělských pozemků způsobující eutrofizaci (Počta 2002). Upouštění od intenzivního hospodaření na rybníce bylo způsobeno také jeho vyhlášením jako „Ornitologická rezervace, hnízdiště vodního ptactva s rákosinami a přilehlými lukami s rašelinnou květenou― v roce 1933 Ministerstvem školství a osvěty (Turoňová and Rychtařík 2002). V posledních desetiletích však rákosové porosty v břehové linii naopak ustoupily zvýšením hladiny rybníka z důvodu rybářského hospodaření. Došlo i k silnému zamokření okolních luk (Turoňová et al. 2009). Mezi porosty rákosu existují zjevné rozdíly v rychlosti invaze do vodních ploch. Některé rybníky kompletně zarostly za dobu kratší než 10 let, zatímco jiné porosty si udržely původní hranice přes 30 let. Tyto rozdíly mezi jednotlivými porosty zásadně ovlivňují možnosti chovu ryb a ochrany přírodních poměrů rybníků (Ritterbusch 2007). Na konci vegetačního období mohou jednotlivé rostliny rákosu dosahovat výšky od méně než 1 m po přibližně 4,5 m vysoké jedince. Hustota porostu dosahuje na přirozených stanovištích až 300 jedinců na m2 a na ovlivněných stanovištích až 1000 jedinců na m2 (Ritterbusch 2007). Vliv uspořádání rákosin, především výška a hustota porostu, která výrazně ovlivní možnosti predátorů spatřit hnízdo, má významný vliv na úspěšné vyhnízdění (Batáry et al. 2004). Invazní forma rákosu (krátké, tenké stonky a většinou vyšší hustota porostu) byla nalezena na plochách, kde po dobu pěti až sedmi let rákos nerostl nebo byl intenzivně sekán. Dostatek volné plochy nebo dostupnost živin může omezovat hustotu porostu. Sekání však může také snížit velikost jedinců a jejich hustotu v porostu (Ritterbusch 2007). Invazní forma rákosu je vhodná pro chov ryb. Hustota je různorodá a výška je poměrně malá. Může tak sloužit jako habitat pro ryby a organizmy, kterými se ryby živí. Avšak invazní forma rákosu se brzy vyvine v silnější porosty, které jsou méně vhodné. Z hlediska chovu ryb by měl být rákos pravidelně sekán, jinak hrozí omezení možnosti jejich chovu (Ritterbusch 2007). Nesmíme však společenstva rákosu vnímat jako překážku pro udržení stability ekosystému. Rákosiny jsou v oblastech bez ochrany přírody ohroženy různými vlivy, které představují problémy i pro ptáky, kteří je obývají. Hlavní příčiny odpovědné za ústup rákosin 10

zahrnují přímé ničení porostů člověkem, zanášení příbřežní zóny, introdukci nepůvodních organizmů poškozujících rákosiny (např. ondatra pižmová Ondatra zibethicus a nutrie říční Myocastor coypus), eutrofizaci vodních ploch, vypouštění odpadních vod a manipulaci s hladinou podzemní vody a hladinou vodní nádrže (Ostendorp et al. 2003). Rákosiny dále trpí nedostatkem managementu, fragmentací ploch, znečištěním povrchových a podzemních vod nebo disturbancí (Self 2005). Zvýšená hladina vody Novozámeckého rybníka v posledních desetiletích zřejmě způsobila částečné odumíráním rákosin směrem od volné hladiny (Počta 2002). Oblasti s dominujícím rákosem jsou přirozeně dynamické a pokud se upustí od hospodaření, obvykle se přemění na sušší, méně zaplavované stanoviště s keřovitou vegetací, eventuálně s nálety stromů. Nejlepším řešením je zachovat plochy s různou hloubkou vody, které poskytují dostatek možností k hnízdění a hledání potravy (Gilbert et al. 2005). Expanze rákosu obecného však nemusí znamenat pouhé rozšíření monokultury a tím snížení biodiverzity. Rákosiny představují plynulý přechod mezi vodou a pevninou (Ostendorp 1993). Pobřežní porosty rákosu chrání břehovou linii před vodní erozí, zadržují živiny z plošných zdrojů a tím se uplatňují jako nárazníkové zóny mezi zemědělskou půdou a otevřenou vodní plochou. Slouží také jako zdroj potravy pro mnohé bezobratlé živočichy, ptáky a savce a tvoří typicky uspořádaný habitat pro mnoho ohrožených druhů na něj adaptovaných (Ostendorp et al. 2003).

11

3.1 Vodní ptáci a vztah k rákosinám Jednotlivé druhy ptáků, zmíněné v následující kapitole, mají doložený výskyt na Třeboňsku i na Novozámeckém rybníce (IUCN 1996; Správa CHKO Třeboňsko 2007; Turoňová et al. 2009; Vondráček 2002). Vodní ptáky je možno rozdělit na několik základních skupin podle jejich přístupu ke společenstvu rákosin, jak je uvedeno v Tabulce 2. Tabulka 2: Základní rozdělení ptáků podle přístupu k rákosinám

Skupina ptáků „Plavci“

Vztah k rákosinám

Příklad druhu

v uzavřených rákosinách ukrývají potápka roháč (Podiceps cristatus ) hnízdo, potravu hledají především potápka malá (Tachybaptus ruficollis ) v litorálu bez rákosin

pohybují se po téměř neproniknutelném podkladu „Kráčející“ (stařina), jsou vybaveni delšíma nohama hbitě se pohybují skrz hustý rákosový porost, v čemž jim „Lezci houštin“ pomáhají krátké nohy s relativně dlouhými prsty pohybují se po vertikálních „Vertikální lezci“ strukturách, k tomu mají přizpůsobenu anatomii nohy Podle: Ostendorp 1993

volavka popelavá (Ardea cinerea ) chřástal malý (Porzana parva ) bukač velký (Botaurus stellaris ) bukáček malý (Ixobrychus minutus ) rákosník obecný (Acrocephalus scirpaceus ) rákosník velký (Acrocephalus arundinaceus )

Mnozí ptáci využívají rákosiny k hnízdění, vyhledávají v nich potravu, usedají na ně při zpěvu, odpočinku a nocování či se v nich skrývají před predátory (Ostendorp 1993). Rákosiny představují pro mnohé ptačí druhy ojedinělou možnost skrytí hnízda před predátory. Hustý rákos nabízí skvělé maskování při horizontálním úhlu pozorování. Ale shora je možno si poměrně dobře prohlédnout okraje porostů. Proto se mnozí ptáci snaží svoje hnízda svrchu maskovat tím, že si nad ně ohýbají okolo rostoucí stébla rákosu, např. chřástal malý (Porzana parva), chřástal vodní (Rallus aquaticus), lyska černá (Fulica atra), sýkořice vousatá (Panurus biarmicus). Ze stejného důvodu je snůška překrývána okolními rostlinami při jejím dočasném opuštění např. u kachny divoké Anas platyrhynchos či potápky roháče Podiceps cristatus (Ostendorp 1993). Struktura rákosin hraje pro ptáky důležitou roli při jejich výběru jako hnízdiště. Ve starých rákosinách bylo nalezeno asi o 60 % více hnízd než v kosených porostech stejné výšky (Ostendorp 1993). Kupříkladu rákosníci (Acrocephalus sp.) upevňují svá hnízda na stébla rákosu. Doba hnízdění připadá na období růstu rákosu, proto k ukotvení hnízda připadají pouze

12

loňská, odumřelá stébla. Ve výjimečných případech mohou být použita stébla orobince (Typha sp.). Jiné druhy jako chřástal vodní (Rallus aquaticus), chřástal malý (Porzana parva) a cvrčilka slavíková (Locustella luscinioides) jsou odkázány výhradně na vrstvy starého rákosu. Také moták pochop (Circus aeruginosus) si staví hnízdo jen v hustém, „zplstnatělém― rákosu (Ostendorp 1993). Vybrané druhy ptáků ukazují jejich různý vztah k okraji rákosin. Prvních 5 m od okraje porostu preferuje sýkořice vousatá (Panurus biarmicus), rákosník velký (Acrocephalus arundinaceus), cvrčilka slavíková (Locustella luscinioides) a rákosník obecný (Acrocephalus scirpaceus), avšak nesmí v tomto pásmu růst keře. Tato preference by mohla vyplývat z dostupnosti potravy. Navzdory větší hustotě rákosu uvnitř porostu se více hmyzu vyskytuje při jeho okraji. Ale např. strnad rákosní (Emberiza schoeniclus) obývá rákosiny rovnoměrně (Báldi and Kisbenedek 1999). Mezi druhy citlivé na stav stanoviště jsou na rákos striktně vázáni např. bukáček malý Ixobrychus minutus, rákosník obecný Acrocephalus scirpaceus a rákosník velký Acrocephalus arundinaceus (Benassi et al. 2009). Rákosník velký navíc preferuje okrajový habitat, jeho početnost na okrajích byla asi 12 krát vyšší než uvnitř porostu (Báldi and Kisbenedek 1999). Nejvyšší početnost jedinců slavíka modráčka (Luscinia svecica) byla zaznamenána uvnitř mohutných rákosových porostů (Orlowski and Sek 2005), asi 3,5 násobek oproti okrajům (Báldi and Kisbenedek 1999), kterým se vyhýbá. Proto je považován za druh obývající vnitřní část rákosin. Slavík modráček je kromě strnada rákosního jeden z mála ptačích druhů, který se navrátil do téměř úplně zničených rákosin. V současné době patří k druhům, jehož populace rostou v antropogenně vytvořených stanovištích (Orlowski and Sek 2005). Z hlediska managementu je pro slavíka modráčka důležité zachovat stávající rozlohu křovin a litorálních porostů, zvláště rákosin (Správa CHKO Třeboňsko 2007). Moták pochop (Circus aeruginosus) je na zemi hnízdící druh, který dává přednost polootevřeným habitatům s extenzivně rostoucím rákosem, ale také vyhledává blízkost obdělávaných polí. Během hnízdění preferuje především mělké rybníky s rozvinutým litorálním pásmem rákosin. Listy a stonky rákosu poskytují podklad pro umístění hnízda (Němečková et al. 2008). Je možné, že mezi dobou kladení vajec a fenologií vegetace je určitá vazba. Hustší vegetační pokryv snižuje možnost spatření hnízda a chrání mláďata a dokonce i rodiče před predací a nepřízní počasí (Němečková et al. 2008). Moták pochop má velmi silnou vrozenou filopatrii a jeho populace se od místa snůšky rozšiřuje jen na krátkou vzdálenost. Avšak u migrujících populací se vazba na určité stanoviště snižuje a tím se vzdálenost rozšíření zvětšuje (Sternalski et al. 2007).

13

Bukač velký (Botaurus stellaris) je vzácný pták, který je silně vázán na rozsáhlé rákosiny. Jeho hlavní potravou jsou ryby, dále se živí obojživelníky, hmyzem, malými savci a dokonce i ptáky. Bukače ovlivňuje změna druhové skladby ryb, jejich celková biomasa a stáří a také dostupnost zooplanktonu a makrofyt (Self 2005). Bukači preferují rákosiny v rané fázi sukcese. Některé lokality s aktivním managementem rákosu byly opuštěny (Self 2005). Velmi důležitým faktorem je pro bukače rozhraní volné vody a rákosového porostu. Rákos ve vzdálenosti 30 a více metrů od volné hladiny je jím obýván ojediněle (Self 2005; Noble et al. 2004). Okraje rákosin vedoucí podél tůní a příkopů jsou pro bukače nejvýznamnější plochou pro hledání potravy kvůli její snadnější dostupnosti. Bukač zůstane ukryt v rákosu a čeká na ryby připlouvající k jeho okraji. Důležitá je také délka okraje rákosin z hlediska dostupnosti ryb. Struktura a souvislost rákosin s vodní hladinou ja pak důležitá pro samotné ryby (Self 2005). Přítomnost vody přímo u hnízda může být spíše důležitým antipredačním opatřením než potřebou trvalé blízkosti u zdroje potravy (Gilbert et al. 2005). Výskyt bukače velkého je na lokalitách Novozámeckého rybníka i v oblasti Třeboňska poměrně vzácný a hnízdí na těchto lokalitách jen ojediněle (Vondráček 2002; Správa CHKO Třeboňsko 2007). Lyska černá (Fulica atra) upřednostňuje hustší porost proto, že se v něm skrývá a vyvaruje se tak predátorů (Báldi and Kisbenedek 1998). Protože je teritoriálním druhem, stává se, že během nedostatku hnízdních habitatů hnízdí slabší páry v nevhodných podmínkách nebo zahnízdí neúspěšně. Nevhodný hnízdní habitat zvyšuje možnost predačního tlaku na hnízdo a mláďata, protože jsou hnízda špatně ukryta. Z predátorů jsou nejčastější moták pochop Circus aeruginosus a volavka popelavá Ardea cinerea (Houdková and Musil 2003). Podíl predovaných hnízd u rákosníka obecného (Acrocephalus scirpaceus) byl zřetelně vyšší v porostech starého rákosu než v čerstvé vegetaci. Predátorem je často např. moták pochop (Circus aeruginosus). Daleko vyšší neúspěšnost vyhnízdění byla pozorována u hnízd nad suchou půdou než nad vodou. Proto také možná hnízdí rákosník obecný častěji nad vodou (Honza et al. 1998). Podíl parazitování hnízd kukačkou obecnou (Cuculus canorus) byl zřetelně vyšší v jednotlivých porostech než v homogenní vegetaci. Důvodem může být snadnější nalezení hostitele z pozorovacího místa kukačky. Ze stejného důvodu vyplývá, že hnízda umístěná blízko stromů jsou zranitelnější z hlediska hnízdního parazitizmu. Jelikož je ptačí oblast Třeboňsko z více než poloviny rozlohy tvořena lesními porosty (Bureš et al. 2006) a mnoho zdejších rybníků - v důsledku opuštění od pastvy a kosení a likvidace litorální vegetace a následným zarůstáním přechodového pásma keři a stromy - získalo lesní charakter (IUCN 1996), lze zde

14

předpokládat vyšší míru parazitování hnízd než v přímém okolí Novozámeckého rybníka, kde lesy zaujímají méně plochy (Bureš et al. 2006). Na druhou stranu je poměr predace hnízd vyšší v homogenní vegetaci. Vysvětlením může být fakt, že jednotlivé porosty jsou ve větší míře chráněny před malými savci, protože rostou v relativně hlubší vodě na vnějším okraji rákosin (Honza et al. 1998). Jeřáb popelavý (Grus grus) je druh sbírající potravu na souši i v mokřadech (Meine and Archibald 1996). Během období krmení mláďat dává přednost sbírání potravy na vyvýšených plochách s nízkou vegetací. Může se jednat i o zemědělsky využívané pozemky (Meine and Archibald 1996; Mathews and Macdonald 2001). Jeřáb hnízdí v poměrně mělkých oblastech přiléhajících k vodní ploše spojené s otevřenými mokřady, rákosovými porosty a bažinami s olšemi a břízami. Otevřené plochy vyhledává kvůli široké viditelnosti. Často obsazuje poměrně malé habitaty uvnitř intenzivně obdělávaných území. Po vylíhnutí vodí mláďata na sousední vyvýšené pozemky, kde sbírají potravu a na nocování se vracejí do mokřadu (Mathews and Macdonald 2001; Meine and Archibald 1996). V přirozených podmínkách má populace jeřába malý potenciál růstu kvůli pomalé výměně generací. To znamená, že pro malou populaci je obtížné vyhnout se rizikům environmentálního, demografického a genetického ohrožení. Z predátorů ohrožuje snůšku a mladé ptáky především moták pochop (Circus aeruginosus) a liška obecná (Vulpes vulpes) (Mathews and Macdonald 2001). Obecně se jeřábi snaží udržet si vzdálenost několika kilometrů od oblastí s lidskou aktivitou, ale pokud nejsou rušeni jsou schopni si na lidskou přítomnost zvyknout. V posledních desetiletích se v Evropě rostoucí populace jeřába popelavého rozšířila i do menších, méně izolovaných a více ovlivněných mokřadů blíže k lidským obydlím (Meine and Archibald 1996). Odvodňování mokřadů kvůli zemědělství změnilo jeřábům do určité míry jejich habitat. Mokřady ohraničené zemědělskými pozemky často mohou poskytnout příznivější habitat než původní mokřady obklopené lesy (Meine and Archibald 1996). Obecně alespoň některé rybníky a mělká jezera poskytují vhodné podmínky pro zajištění vysoké druhové diverzity. Je to například větší diverzita stanovišť, která není dostupná ve volné vodě, a která může být dále zajištěna makrofyty tvorbou habitatů a mikrohabitatů v mělčí vodě (Padisák and Reynolds 2003). Bolduc a Afton (2008) zjistili, že diverzita vodních ptáků je obecně nejvyšší na malé hloubce vody. Obecně je ptačí společenstvo rákosin druhově poměrně chudé a jednotlivé druhy si jsou navzájem více podobné než druhy např. lesních společenstev (Báldi and Kisbenedek 1999).

15

Důležitým negativním jevem v okolí Novozámeckého rybníka i na Třeboňsku je vysoký predační tlak prasete divokého (Sus scrofa) na ptáky hnízdící

na podmáčených loukách

i v rákosinách. (Správa CHKO Třeboňsko 2007; Vondráček 2002). Možnou ochranou pro některé druhy, jako je moták pochop (Circus aeruginosus), je umístění hnízdních podložek (Vondráček 2002). V CHKO Třeboňsko je jedním z nejvýznamnějších problémů masové vysazování hybridů kachny divoké (Správa CHKO Třeboňsko 2007).

3.2 Management rákosin Vzhledem k rozpínavosti rákosu se ve vybraných chráněných oblastech přistupuje nejčastěji k managementu sečením, případně posléze spálení posečeného rákosu (Turoňová et al. 2009; Správa CHKO Třeboňsko 2007). Sečení rákosu je však příčinou nedostatku stébel a rákosového opadu, tím pádem se někteří ptáci takto ošetřených ploch vyvarují (Ostendorp 1993). Celkově kosení rákosin omezuje příležitosti k hnízdění četných specializovaných druhů ptáků. A protože leckdy nemohou přestoupit do jiného biotopu, nedochází k úspěšnému zahnízdění ani vyvedení mláďat a velkoplošné kosení rákosin tak může přinést značné snížení početnosti jejich populace (Ostendorp 1993). Následující Tabulkou 3 je možno prokázat, že sečení rákosu je výhodné jen pro některé z vybraných ptačích druhů. Tabulka 3: Přístup vybraných druhů ptáků k rákosinám

sečené plochy rákosin rákosník obecný (Acrocephalus scirpaceus ) pozn.: pouze druhá snůška rákosník proužkovaný (Acrocephalus schoenobaenus ) pozn.: pouze druhá snůška konipas luční (Motacilla flava )

nesečené plochy rákosin moták pochop (Circus aeruginosus ) pozn.: nepřijme v zimě sečené

starý, hustý rákos

chřástal malý (Porzana parva)

chřástal malý (Porzana parva )

cvrčilka slavíková (Locustella luscinioides ) rákosník velký čejka chocholatá (Acrocephalus arundinaceus ) (Vanellus vanellus ) strnad rákosní (Emberiza schoeniclus ) Podle: Ostendorp 1993; Vadász et al. 2008

chřástal vodní (Rallus aquaticus )

cvrčilka slavíková (Locustella luscinioides ) rákosník obecný (Acrocephalus scirpaceus )

Po ukončení zásahů do vegetace se vyvíjí rákosové porosty jen pomalu směrem k dřívějšímu stavu neupravovaných ploch. Také rozpad rákosového opadu probíhá pomalu. Proto 16

nelze očekávat,že se na takováto místa brzy vrátí například chřástal malý Porzana parva nebo rákosník velký Acrocephalus arundinaceus (Ostendorp 1993). Fragmentace stanovišť má negativní dopad hlavně na úspěšnost vyhnízdění ptáků. Stejně tak jako snižování plochy původního stanoviště zvyšuje fragmentace podíl okrajových habitatů. Důsledkem je pak větší možnost predace spojené s okraji a větší míra hnízdního parazitizmu, které snižují úspěšnost vyhnízdění (Batáry et al. 2004). Okrajový efekt je navíc proměnlivý v čase a změna struktury habitatů má vliv na jejich výběr druhy se specifickými požadavky (Báldi 2005). Pokud je rákos posečen mozaikovitě a nesečené plochy jsou relativně malé, druhy upřednostňující vnitřní části se vyvarují celé oblasti. Členovci jsou zejména na jaře a v létě hlavní zdroj potravy pro pěvce hnízdící v rákosu a při vytvoření velké homogenní oblasti posečené plochy se proces jejího znovuobydlení členovci zpomalí (Vadász et al. 2008).

4. Zazemňování nádrže Vymizení rybníků je způsobeno důsledkem zazemnění (přírodním i přímým poškozením stanoviště), odvodněním krajiny a odklonem od tradičních způsobů hospodaření (Oertli et al. 2005). Zanášení rybníků ovlivňují především tři následující faktory (Kashiwaya et al. 1998): 1) Úroveň hospodaření na zemědělských pozemcích v povodí, ze kterých jsou splavovány částice půdy; důležitými podmínkami jsou sklon svahů a přítomnost údolí v povodí 2) Stav eroze půdy, ovlivněný intenzitou srážek 3) Stav vodní nádrže (výška hladiny, morfologie břehových porostů aj.) Částice usazované z vodního sloupce pochází ze dvou zdrojů. Prvním jsou partikulované organické látky (POM) obsahující biogenní materiál (např. odumřelé řasy, rybí exkrety nebo zbytky krmiv), který se neustále usazuje z vodního sloupce. Suspendované částice importované přítokem jsou taktéž sedimentovány. Usazování má tak důležitý vliv na rovnováhu živin a organických částic ve vodě rybníka. (Avnimelech et al. 2007). Druhým zdrojem sedimentujícího materiálu jsou částice resuspendované z rybničního dna. Resuspenzace představuje hlavní mechanizmus přenosu živin a částic mezi sedimentem a dnem. V hlubokých jezerech je resuspenzace částic zanedbatelný proces kvůli soudržnosti sedimentu a zanedbatelným pohybům vody u dna (Avnimelech et al. 2007). Ve většině mělkých nádrží je resuspenzace sedimentu způsobena vlnami a proudy formovanými neustálým prouděním větru (Nõges 2009; Avnimelech et al. 2007). Navíc v zarybněných nádržích mohou

17

být sedimenty neustále resuspendovány pohybem ryb při sbírání potravy u dna. Na resuspenzaci jsou velmi citlivé málo zpevněné sedimenty mělkých nádrží (Avnimelech et al. 2007). Sedimenty hrají důležitou roli při obhospodařování rybníků, protože představují zdroj různých rozpuštěných látek a usazují se do nich částečky organické a anorganické hmoty (Lefebvre et al. 2001). V důsledku velmi nízké hladiny vody v mělkých rybnících jsou sedimenty dna blízko u povrchu vody, a proto jsou do určité míry schopny podpořit primární produkci (Padisák and Reynolds 2003). Biochemické procesy, a proto tedy i výměna látek mezi sedimentem a vodou závisí především na typu potravy a způsobu krmení ryb, změnách teploty, proudění a provzdušnění vody a na hloubce rybníka (Kashiwaya et al. 1998). Difúze je jedním z hlavních mechanizmů řídící tok rozpuštěných látek na rozhraní sedimentu a vody. Pohyb živin přes toto rozhraní může mít hluboký dopad na dostupnost živin podporující primární produkci (Avnimelech et al. 2007) a také na ryby (Lefebvre et al. 2001). Několik milimetrů pod povrchem sedimentu nebo přímo na rozhraní s vodou se často vyskytují anaerobní zóny. Takové anaerobní půdy obsahují vysoké koncentrace amoniaku, fosfátů a sulfidů. Z toho důvodu je molekulární difúze ze sedimentu a exkrece chovaných ryb hlavním zdrojem amoniaku v hospodářsky využívaných rybnících. Zvýšené koncentrace amoniaku jsou pak jedním z faktorů pomocí něhož můžeme vysvětlit zpomalení růstu ryb v zaneseném rybníce (Lefebvre et al. 2001). Geomorfické změny v podobě sesuvů půdy a člověkem způsobená přeměna krajiny zřetelně přispívají k možnostem splavování materiálu z povodí do rybníků a výrazně tak ovlivňují sedimentaci (Kashiwaya et al. 1998). Přírůstek naplavenin z povodí je důležitý indikátor rozdílné citlivosti povodí na narušení erozí. Změny v nárůstu sedimentu mohou vyjadřovat dopad využití krajiny nebo klimatických změn na vodní erozi půdy. Měření přírůstu sedimentu je důležitý proces k odhalení vlivu vodní eroze na zanášení nádrží a břehů, které může mít významnou roli na průběh povodní (Verstraeten and Poesen 2001). Velikosti plochy povodí, velikost nádrže a klimatické podmínky ovlivňují přísun živin povrchovým odtokem a podzemním přítokem z povodí (Nõges 2009) a potažmo i intenzitu sedimentace (Kholodov 2010). To má vliv na chemizmus vody, hydrodynamiku, světelné podmínky, biogeochemické cykly a strukturu potravního řetězce. Tenčí vrstva míchané vody zvyšuje na velkých plochách pravděpodobnost regenerace živin (Nõges 2009). Časté působení větru na hladinu způsobuje hluboké promíchávání nádrže a pokud se jedná o mělkou nádrž, dochází k intenzivnímu narušení sedimentu. Ve velkých a mělkých nádržích s velkou plochou povodí v poměru k objemu nádrže je dopad procesů v povodí na zvýšení zatížení znečištěním relativně rychlý a silný (Nõges 2009).

18

Procesy zanášení a zazemňování jsou součástí stárnutí nádrží. Letněním a zimováním nádrží jsou však tyto procesy zpomalovány. Periodické vysoušení celé plochy rybníků z rybářského hlediska omezuje růst rybniční buřeně, hlavně rákosin. V minulosti to byl jeden z efektivních způsobů ozdravění nádrže (IUCN 1996). Koncem 90. let byla vynucena oprava výpustního zařízení Novozámeckého rybníka z důvodu havarijního stavu výpusti. Kvůli tomu byl rybník od listopadu 1996 až do března 1998 vypuštěn, tzn. dvakrát zimován a jedenkrát úplně letněn. Toto úplné zimování a letnění zlikvidovalo nežádoucí souvislý porost růžkatce ponořeného (Ceratophyllum demersum), který do roku 1996 pokrýval téměř celou vodní plochu a silně omezoval výskyt dalších druhů submerzních rostlin (Faina and Přikryl 2002). Proto je doporučeno zimovat rybník v případě velkého nárůstu nežádoucích submerzních rostlin (Turoňová et al. 2009). Na Třeboňsku pomáhá letnění rybníků omezovat rozvoj nežádoucího vodního moru kanadského (Elodea canadensis), který zastiňuje vodní sloupec a vytlačuje původní druhy rostlin (Správa CHKO Třeboňsko 2007). Od 19. století byla provozní hladina Novozámeckého rybníka několikrát snižována a to urychlilo jeho zarůstání a zanášení (Počta 2002). Stratigrafický průzkum prokázal až 4 metry mocné pokryvy organických sedimentů typu olšové a rákosové slatiny (Pokorný 2002). Nyní činí průměrná hloubka vody 1,5 m (Turoňová and Rychtařík 2002). Snížení průměrné hloubky vodního sloupce bylo způsobeno důsledkem silného zazemňování rybníka, a to zejména v oblasti přítoku Robečského potoka (viz Přílohy – Obrázek 3). Záměr postupného odbahňování převážně vodní cestou sacím bagrem zatím realizován nebyl. (Turoňová et al. 2009). Průměrná hloubka rybníků Třeboňska se pohybuje kolem 1 m, tudíž se jedná také o mělké nádrže (IUCN 1996). K velkému transportu splavenin do Novozámeckého rybníka v minulosti docházelo z prostoru Staré Splavy – Jestřebí v důsledku meliorací Jestřebského blata. Jejich transport byl urychlován nárazovým špičkovým provozem vodní elektrárny ve Starých Splavech. V posledních desetiletích 20. století pak byly největším zdrojem splavenin Provodínské pískovny, jejichž odpadní vody z úpravy sklářských písků tekly do rybníka (Vondráček 2002). Během 20. století došlo k zásadním změnám obhospodařování litorálního pásma a přilehlých luk v okolí Třeboňských rybníků. Bylo upuštěno od kosení, což vedlo k nárustu organické hmoty, sedimentaci a postupnému zazemňování litorálních pásem. Intenzifikace zemědělství a zvýšená eroze umožnily výraznější splachy materiálu z polí do rybníků. Poté byly rybníky v mnoha případech vyhrnovány a deponovaný materiál tím značně poškodil litorální porosty. Rybníky by se proto měly vyhrnovat co nejméně, alespoň by se materiál neměl

19

deponovat do oblasti litorálu, aby mohlo dojít k obnově pobřežní vegetace (Správa CHKO Třeboňsko 2007; IUCN 1996).

5. Eutrofizace rybníků Eutrofizace

vodních

nádrží

je

environmentální

problém

většinou

vyplývající

z nadbytečného přísunu živin a přerybnění (Wang et al. 2009). Eutrofizace přirozeně probíhala i v historickém období, avšak odvodnění krajiny, regulace řek a tvorba mokřadů a jejich přeměna probíhala vyváženě (Vadász et al. 2008). Velký příspěvek v obohacení nádrže o živiny z prostředí pochází ze zbytků rybích krmiv a hnojiv a poté se uhlík, ale především fosfor a dusík stávají nejdůležitějšími polutanty nádrže. Rozklad zbytků krmiv a rybích exkretů výrazně snižuje obsah kyslíku ve vodě a zvyšuje koncentraci živin, což může vést k eutrofizaci nádrže (Gál et al. 2003). Mnoho herbivorních vodních ptáků často hledá potravu na pevnině, ale hnízdí a odpočívá v mokřadech a na rybnících. Tím se mohou významně podílet na přenosu nepůvodních živin a zvyšování jejich koncentrace ve vodních nádržích. Jejich role v zatížení živinami však závisí na velikosti a hloubce nádrže, typu sedimentu, retenci vody a době vlastního zdržení ptáků (Hanh et al. 2007). Příspěvek rákosin k celkové produkci biomasy vodního zdroje závisí především na morfologii břehů a také na podílu plochy břehů s rákosem. Další důležitý faktor je obsah živin ve vodě, respektive v sedimentech. Příspěvek rákosin k celkové produkci eutrofních plochých jezer či zarybněných rybníků je velmi vysoký, zatímco v oligotrofních jezerech se strmými břehy se blíží takřka nule (Ostendorp 1993). Naopak vliv vysokého přísunu živin na porosty rákosu není přesně znám (Ritterbusch 2007). Bylo zjištěno, že makrofyty jsou schopny redukovat živiny, eliminovat fytoplankton a udržovat stabilitu ekosystému v mělkých eutrofních nádržích (Wang et al. 2009). Submerzní rostliny nabývají většího významu při obnově eutrofních nádrží než rostliny natantní a emerzní. V porovnání s natantními rostlinami mají submerzní rostliny menší vliv na funkci nádrže jako je rybaření, rekreace a využití jako zdroj vody. Avšak je velmi obtížné přímo obnovit populace submerzních rostlin v eutrofních nádržích kvůli jejich vysokému zakalení a špatným světelným podmínkám pod hladinou (Wang et al. 2009). K obnovení je možno použít právě natantní rostliny, které mohou rychle zlepšit kvalitu vody a efektivně snížit koncentrace živin. Mohou tak vytvořit heterogenní stanoviště pro submerzní rostliny a jiné druhy organizmů (Wang et al. 2009). Rybníky mají obecně velkou plochu litorálu (Sager 2009). Někdy se mohou jevit jako nádrže, ve kterých se litorální pásmo rozkládá téměř po celé ploše (Padisák and Reynolds 2003). 20

Z toho důvodu hraje příspěvek bentických organizmů k primární produkci větší roli u mělkých rybníků než u hlubokých nádrží. Při zaměření se na kvalitu vody zjišťujeme, že submerzní makrofyta mají schopnost mobilizovat živiny ze sedimentů (Sager 2009). Během minulého století bylo zemědělské odvodňování nejsilnějším procesem degradace mokřadů a jejich úbytku po celé Evropě. Hlavní zájmem při udržení kvality vody v zemědělsky využívané krajině je její ochrana před nadbytečným zdrojem fosforu z odtoků z polí a drenáží. Zvýšení koncentrací fosforu ve vodních tocích a následně v rybnících urychluje proces eutrofizace (Niedermeier and Robinson 2009). Během 20. století se ekosystémy rybníků zřetelně změnily z hlediska chovu ryb, biodiverzity a kvality vody. Nejvýraznější změny v hospodaření v rybnících se udály od 50-tých let - obrovské zvýšení přísunu živin z okolní krajiny a přímé hnojení nádrží. Následkem byla změna rybníků z oligotrofních a mezotrofních vod na vody eutrofní a hypertrofní během 80-tých a 90-tých let. Masivní eutrofizace také vedla k intenzivnímu vývoji litorální vegetace (Houdková and Musil 2003). Metody ozdravení rybníka mohou zahrnovat přímou eliminaci fytoplanktonu chemickými látkami, omezení vstupu znečištěných vod a snížení vnitřního zatížení živinami, odtěžení sedimentů, ředění eutrofizovaných vod čistou vodou, obnovu porostů makrofyt a biomanipulaci (Wang et al. 2009). Biomanipulace se často používá k snížení eutrofizace kvůli její vysoké, dlouhodobé efektivitě. Hlavním cílem biomanipulace je navrátit do nádrže čistou vodu na dobu nutnou pro obnovení populace makrofyt (Wang et al. 2009).

5.1 Důležitá živina - fosfor Koncentrace živin v sedimentech rybničního dna jsou typicky dva až čtyřikrát vyšší než ve vodě v nádrži. Obecně je množství chemických látek do hloubky 1 cm povrchové vrstvy dna vyšší než ve vodním sloupci o výšce 1 m nacházejícím se nad ní (Avnimelech et al. 2007). Vrstva sedimentu reagující s vodou v nádrži je pravděpodobně specifická a velice závisí na její morfologii, charakteristice sedimentů a vystavení hladiny větru. Biochemických procesů v nádrži se účastní fosfor obsažený v 10 cm svrchní vrstvy sedimentu. V některých nádržích se může negativní působení fosforu projevovat ještě po 20 i více let po snížení zatížení touto živinou (Søndergaard et al. 2003). V porovnání s hlubokými nádržemi, ve kterých se akumulace fosforu závislá na redoxních podmínkách objevuje v anoxickém hypolimniu během stratifikace, jsou mělká jezera obvykle dobře promíchána a prokysličena v celém vodním sloupci. Nicméně sediment v mělkých nádržích často prokazuje uvolňování fosforu do dobře prokysličené vody a tím 21

naznačuje, že na rozhraní sedimentu a vody se uplatňují i jiné faktory než redoxní podmínky. Důležitost interakce sedimentu a vody v mělkých nádržích je navíc zvýšena vysokým poměrem mezi povrchem sedimentu a vodním sloupcem. Z toho vyplývá, že koncentrace fosforu ve vodě je v mělkých nádržích potenciálně vyšší než v hlubokých (Søndergaard et al. 2003). Zvláště významné jsou dva procesy uvolňování fosforu ze sedimentů (Søndergaard et al. 2003): 1) Uvolňování fosforu vázaného na železo 2) Mikrobiální procesy Uvolňování organicky vázaného fosforu je důležitý proces také v dobře promíchávaných eutrofních nádržích s organicky bohatým sedimentem. Zde je oxická povrchová vrstva často příliš tenká na to, aby zabránila úniku částic z hlubší části sedimentu. Mikrobiální procesy jsou podpořeny živinami z rozložitelného materiálu akumulovaného v sedimentu nebo usazováním sedimentu z částic přenášenými vodou. Spolu se zdrojem oxidačních činidel (kyslík, dusičnany, sulfáty) jsou mikrobiální procesy předpokladem pro cyklus fosforu (Søndergaard et al. 2003). Koncentrace fosforu v mělkých eutrofních nádržích často vzrůstají během léta (Søndergaard et al. 2003). Zřetelná sezonalita ve vnitřním zatížení nádrže fosforem a zádržná kapacita sedimentu poukazuje na provázanost teplotních poměrů a biologické aktivity s uvolňovacími mechanizmy. To zahrnuje stimulaci mineralizace organických látek, zvýšené uvolňování anorganických fosfátů se vzrůstající teplotou a zvýšení sedimentace organických částic vztahujících se k sezónní proměnlivosti produkce fytoplanktonu (Søndergaard et al. 2003). Cyklus fosforu v eutrofní nádrži popisuje Obrázek 1. Obrázek 1: Cyklus fosforu v eutrofní nádrži (vpravo)

Zdroj: Lellák and Kubíček (1991) Submerzní makrofyty se mohou významně podílet na asimilaci fosforu. Avšak mohou cyklus fosforu i zpomalit. Nižší rychlost uvolňování fosforu ze sedimentu probíhá v případě, že 22

výdej kyslíku z kořenů zvýší sorpci fosforu na železité sloučeniny, která je citlivá na změnu redoxních podmínek a když vysoká početnost makrofyt sníží rychlost resuspenzace a redukuje tak uvolňování fosforu ze sedimentu (Søndergaard et al. 2003).

5.2 Vliv dusičnanů na uvolňování fosforu Přítomnost dusičnanů, které běžně pronikají hlouběji do sedimentu než kyslík a tak jako kyslík mají schopnost udržet železo v jeho oxidované formě, může být také důležitá pro sorpci fosforu, která je citlivá na změnu redoxních podmínek (Søndergaard et al. 2003). Uvolnění vysokých koncentrací fosforu v létě se vztahuje k nízké koncentraci dusičnanů. V zimě a v časném létě přítomnost dusičnanů snižuje rychlost uvolňování fosforu, naproti tomu nárůst koncentrace dusičnanů v pozdním létě ve stejné nádrži zvyšuje uvolňování fosforu, pravděpodobně stimulací mineralizačního procesu (Søndergaard et al. 2003). Celková produkce litorálního pásma je zastoupena širším rozsahem druhů rostlin a živočichů, kteří udržují více nahromaděné biomasy (Padisák and Reynolds 2003). V případě rákosin se organický materiál akumuluje v porostech, většinou je původem z předešlých odumřelých jedinců rákosu. Výhony a kořeny se proplétají a spolu s organickým a anorganickým materiálem tvoří ostrůvkovité shluky, které se postupně dostávají nad hladinu vody (Ritterbusch 2007).

6. Chov ryb Leckdy rozdílné pohledy na využití rybníka, jako je intenzivní chov ryb a zachování estetické hodnoty rybníka, se shodují v názoru, že rybníky je nutno zachovat pokud možno alespoň v současném rozsahu (Ritterbusch 2007). Vývoj rybničních ekosystémů, na který jsou vázány další ekosystémy, je závislý i na způsobu rybníkářského hospodaření. Podstatný vliv má hustota rybích obsádek a jejich druhová skladba (Počta 2002). Ačkoliv by doporučené způsoby péče o rybníky měly respektovat jejich původní účel, v některých rybnících, například v ptačích oblastech a přírodních rezervacích, by měla být snížena intenzita chovu ryb. Měl by být podpořen rozvoj přirozených zdrojů potravy (velký zooplankton, bentos, litorální živočichové) a zlepšeny některé fyzikální charakteristiky rybníků, zvláště pak průhlednost vody (Musil 2006). Hnojení Novozámeckého rybníka pro rybářské účely je zcela vyloučeno z důvodu zvyšování eutrofizace (Turoňová et al. 2009). Také v CHKO Třeboňsko je vhodné rybníky v I. zóně obhospodařovat extenzivně nebo polointenzivně bez hnojení průmyslovými hnojivy ani prasečí kejdou (Správa CHKO Třeboňsko 2007), neboť její

23

nevhodná aplikace na zemědělské pozemky a do rybníků ještě zvyšuje zátěž prostředí zdroji živin (IUCN 1996). Býložravé ryby by se měly používat pouze jako meliorační obsádka při zarůstání nevhodnou vegetací (Správa CHKO Třeboňsko 2007). Efektivita asimilace živin rybami má důležitou roli pro kvalitu vody a rentabilitu rybníka. Kombinací intenzivního a extenzivního hospodaření je možno zvýšit efektivitu zpracování živin, pokud je však zachována dostatečně dlouhá doba extenzivního využití rybníka (Gál et al. 2003). Novozámecký rybník je v současnosti využíván k účelovému extenzivnímu chovu ryb (Počta 2002) a obsádka je volena tak, aby docházelo k postupné oligotrofizaci rybníka (Turoňová et al. 2009). Avšak vzhledem k obtížné slovitelnosti rybníka není jeho hospodářský přínos nijak významný (Počta 2002). Naproti tomu rybníky Třeboňska byly v minulosti poškozeny intenzivním hospodařením a tím došlo k významnému úbytku litorálních porostů a submerzní vegetace (Správa CHKO Třeboňsko 2007). Ohrožení nadbytečným přísunem živin nebo příliš velkým počtem ryb, hledajících potravu u dna, je možno vyřešit aplikováním vhodné biomanipulace (Padisák and Reynolds 2003). Bentivorní ryby zřetelně ovlivňují výše zmíněnou resuspenzaci sedimentu stejně tak jako koncentraci fosforu a jeho uvolňování ze sedimentu. Snížení jejich početnosti může představovat zvláště důležitý krok biomanipulace v mělkých rybnících (Søndergaard et al. 2003). Oertli a kol. (2009) zjistili, že tento druh hospodářského zásahu může být použit alespoň v případě krátkodobé obnovy ekologické kvality vody. Následná rychlá odezva biomanipulace může být zjištěna vyplachováním vysokých koncentrací fosforu, ale pouze za předpokladu, že období s vysokou zátěží fosforem bylo relativně krátké. Pokud je však akumulace fosforu značná, nemusí ani prudký proces vyplachování zajistit rychlé dosažení nízkých koncentrací (Søndergaard et al. 2003). Jednou z metod snížení vyžíracího tlaku rybí obsádky je snížení nadměrného množství planktonofágních ryb a následně vysazování většího množství dravých ryb (Turoňová et al. 2009). Změny v rozsahu, propojenosti a kvality rákosin mohou mít zásadní vliv na rybí populace v rákosinách (Self 2005). Velmi vzrostlý porost rákosin se může silně zanášet. Rákosové porosty s takovýmto charakterem představují nevhodné podmínky pro chov kapra, který nemůže do porostu proniknou kvůli nevhodné hloubce a anaerobním podmínkám. V takovýchto oblastech je vytvoření podmínek pro ryby umožněno kompletním odstraněním porostu těžkou mechanizací, která však silně naruší rybniční ekosystém. Situaci lze řešit mírnější metodou sekáním rákosu ve vegetační sezóně (Ritterbusch 2007).

24

7. Kolísání hladiny vody Nejdůležitější ekologický proces v udržení diverzity mokřadních stanovišť a biodiverzity je denní, sezónní a roční proměnlivost výšky hladiny a režim přítoku (Desgranges et al. 2006). Soustavy mokřadů jsou zranitelné a obzvláště citlivé na změny v kvantitě a kvalitě vody v přítoku. Dokonce jen malá hydrologická úprava může vést k podstatným změnám v rostlinných společenstvech a habitatech živočichů a mnohé z nich už byly takto degradovány či zničeny. Především v období po 2. světové válce byly farmáři podporováni subvencemi ve vysoušení mokřadů, aby tím zvýšili zemědělské výnosy (Acreman et al. 2007). Kolísání vodní hladiny se ukázalo být rozhodujícím prvkem zvláště v hydrologii mělkých nádrží obklopených mokřady, které jsou zvláště citlivé na prudké změny hladiny vody a změny v přítoku (Coops ae al. 2003). Hladina vody kolísá v závislosti na regionálních klimatických podmínkách, morfologii povodí a lidských aktivitách. Změna výšky hladiny je pozorovatelná v různých měřítkách od krátkodobého (způsobeno větrem) po roční, meziroční i během desetiletí. Zvláště roční změny hladiny hrají důležitou strukturní roli při utváření litorální zóny. Malá změna hladiny může vést k velkému posunu rostlinných společenstev (Coops ae al. 2003). Mokřady nejsou izolované plochy, ale dynamická, komplexní stanoviště s biotickým i abiotickým napojením na své okolí. Obecně jsou mokřady závislé na podmínkách v okolní krajině. Hydrologické podmínky určují sezónní kolísání hladiny vlivem různé intenzity srážek a zaplavování území. Fauna a flóra je určena hloubkou a pohyby vody. Mokřady mohou být extrémně citlivé na změny v povodí jako je povrchový a podzemní přítok vody. Podobně může přežití mokřadu ovlivnit složení vody a znečištění ze vzdáleného zdroje (Amezaga et al. 2002). Úroveň vodní hladiny u povrchu, ať už stálá, nebo periodická, je obecně přijímaná klíčová charakteristika mokřadů. Vysoká vodní hladina je následkem nadbytku příjmu vody nad její ztrátou a tím kombinací hydrologických podmínek v povodí (srážky, vodní toky, pohyb podzemní vody) a propustností půd mokřadů (Acreman et al. 2007). Kolísání hladiny vody může představovat katastrofické narušení společenstev submerzních rostlin. Nadměrně vysoká hladina vody během růstového období snižuje dostupnost světla, zatímco příliš nízký stav vody může způsobit poškození rostlin vlivem sněhu a ledu v zimě a vysycháním během léta (Coops ae al. 2003). S kolísáním hladiny vody jsou spojeny jevy jako riziko zatopení hnízd u hladiny a větší náchylnost k predaci. Antropogenní úpravy vodního cyklu pravděpodobně ovlivňují populace ptáků vázaných na mokřady ve větším měřítku než přirozená mortalita, protože ptáci nemají dostatek času na adaptování se novým podmínkám (Steen et al. 2006). Někteří vodní ptáci během hnízdění nejvíce reagují na změnu hydrologických podmínek proto, že si stavějí hnízda na natantní příbřežní vegetaci. Pokud hladina vody stoupne příliš, jsou 25

jejich hnízda zaplavena. Pokud by byla hladina vody moc nízko, hnízda se zkroutí, což vede ve zvýšené míře k jejich opuštění a zvyšuje možnost přístupu pozemních predátorů (Desgranges et al. 2006). Proto je na Novozámeckém rybníce požadováno udržování výše hladiny normálního stavu s tolerancí 5 cm (Turoňová et al. 2009).

8. Průhlednost vody Kvalita vody je ovlivněna mnoha faktory zahrnující povrchový odtok z povodí, infiltraci podzemní vody, srážky, geologické podloží, roční období, způsob odtoku v povodí a velikost a hloubku nádrže (Walsh et al. 2006). Průhlednost vody a koncentrace chlorofylu a organických částic je silně vázána na hloubku nádrže. Vazba mezi kvalitou vody a morfometrií je silnější ve velkých mělkých nádržích. V nestratifikovaných mělkých nádržích ovlivňuje změna hloubky průměrné množství světla ve vodním sloupci, resuspenzaci sedimentu, uvolňování živin ze sedimentu a rychlost denitrifikace. Pokud jsou sedimenty v neustálém kontaktu s trofogenní vrstvou, může být stejné množství fosforu jako je v sedimentu uvolněno do vodního sloupce několikrát během vegetační sezóny a podpořit tak růst velkého množství fytoplanktonu (Nõges 2009). Avšak fytoplankton se může stát hojným pouze při určitém stavu mikroplanktonu a planktivorních ryb (Padisák and Reynolds 2003). Ryby svým způsobem požíráním potravy významně ovlivňují bentická a planktonní společenstva, rozlohu litorální vegetace a následně i průhlednost vody a její chemizmus. Výsledkem je nadměrný růst fytoplanktonu, zvýšení kalnosti vody a omezení přístupu světla do hlubších vrstev vody, kde následně mohou vzniknout anaerobní podmínky (Musil 2006). Světlo je významný faktor mělkých, na živiny bohatých nádrží, ve kterých limituje autotrofní produkci více než živiny. Podmínky limitace světlem převládající v mělkých, zakalených nádržích jsou podporovány vysokým obsahem živin a celkovým promícháváním vodního sloupce, čímž stimulují rychlost primární produkce fytoplanktonu, podporují vysoké koncentrace sestonu a snižují průhlednost vody (Llames et al. 2009). Ustálení stavu s pročištěnou vodou po obnově závisí na výskytu submerzních makrofyt. Některé druhy makrofyt mohou postupně regenerovat a kolonizovat nádrž poté, co byla snížena zátěž živinami, pokud ovšem nebyl předchozí ekosystém zcela zničen (Wang et al. 2009). Jako příklad širokého druhového spektra submerzních a natantních vodních rostlin uvádím druhy zjištěné na Novozámeckém rybníce během roku 2000: rdest vzplývavý (Potamogeton natans), rdest tupolistý (Potamogeton obtusifolius), rdest světlý (Potamogeton lucens), rdest maličký (Potamogeton pusillus), rdest kadeřavý (Potamogeton crispus), růžkatec ponořený (Ceratophyllum demersum), okřehek menší (Lemna minor), okřehek trojbrázdý 26

(Lemna trisulca), závitka mnohokořenná (Spirodela polyrhiza), voďanka žabí (Hydrocharis morsus-ranae), řečanka přímořská (Najas marina), leknín bělostný (Nymphaea candida), stulík žlutý (Nuphar lutea) a bublinatka jižní (Utricularia australis) (Faina and Přikryl 2002). Resuspenzace jemných částic ze sedimentu způsobovaná pohyby vln je obecnou charakteristikou mělkých nádrží a voda se tak může často stát zakalenou. Bez mechanizmu progresivní redepozice částic do hlubších míst může být stejný materiál resuspendován znovu a znovu (Padisák and Reynolds 2003). Byl pozorován vztah mezi průhledností vody a potažmo zdrojem potravy a početností herbivorních vodních ptáků na mělkých nádržích. Obecně množství vodních ptáků značně vzrostlo, pokud se objevila fáze čisté vody s dominujícími makrofyty. Přítomnost ptáků s vyšším podílem příjmu rostlinné potravy, jako je zrzohlávka rudozobá (Netta rufina) a lyska černá (Fulica atra) koresponduje se střídajícími se fázemi čisté a zakalené vody. Byla pozorována sezónní proměnlivost v produkci mláďat u lysky černé, která je v podstatě výsledkem sézónní proměnlivosti v dostupnosti potravy (makrofyt). U kachny divoké (Anas platyrhynchos), která je částečně omnivorní, se korelace nepotvrdila. Potápka malá (Tachybaptus ruficollis) je predátor živící se malými živočichy ve vodním sloupci. Během fáze s vysokou průhledností vody se zvyšuje příležitost k lovu a roste tak i množství potenciální potravy, které může uživit větší populaci těchto vodních ptáků (Moreno-Ostos et al. 2008). Z průzkumu provedeného na Novozámeckém rybníce v roce 2000 vyplývá, že podmínky pro růst submerzních vodních rostlin (průhlednost vody) nebyly v tomto roce optimální. Průhlednost vody rybníka činila na začátku června 35 cm, na konci června po ochlazení jen 15 cm, koncem července 35 cm a začátkem září 18 cm (Faina and Přikryl 2002). Tyto nízké hodnoty ukazují velkou míru zakalení a mohou významně snížit množství přítomných herbivorních ptáků. Ještě ve 30. letech byla produkce ryb na Třeboňsku poměrně nízká, a proto měly rybníky vysokou průhlednost vody (IUCN 1996). Současný intenzivní chov ryb však tento stav průhlednosti vody neumožňuje, proto by se měla udržovat alespoň na hodnotě 50 cm (Správa CHKO Třeboňsko 2007).

Závěr Dlouhodobé využívání rybníků a okolní krajiny člověkem zásadně ovlivňuje jejich přirozené vlastnosti a funkce. O jaké procesy se může jednat shrnuje a hodnotí tato práce. Zarůstání břehového pásma vegetací, zde se jedná především o rákos obecný (Phragmites australis) a některé vodomilné druhy dřeviny, především vrby (Salix sp.) a olše (Alnus sp.), představuje jeden z prvních kroků ke zmenšení volné plochy nádrže. Z hlediska vodních ptáků to 27

může znamenat rozšíření hnízdního habitatu, jelikož mnoho druhů v rákosinách hnízdní. Dynamika tohoto procesu nemusí ohrozit populaci vodních ptáků, naopak může napomoci jejich rozšíření i v podobě navýšení počtu úkrytů před predátory. Avšak společně se zarůstáním litorálu dochází k urychlení procesu sedimentace a eutrofizace nádrže. Proto lze opodstatnit management sečením, který se snaží zachovat statičtější rovnováhu. Zazemňování a hydrologickými

nádrže

je

podmínkami

ovlivněno v povodí.

především Způsob

morfologickými,

hospodaření

však

geologickými přispívá

také

nezanedbatelnou měrou k jejímu zazemňování. Sedimenty nejenže ovlivňují trofický režim nádrže a tím pádem všechny přítomné organizmy, ale i fyzikální parametry jako je hloubka nádrže a průhlednost vody. Ptákům hledající potravu vizuálně pod vodní hladinou pak zvýšené zakalení vody neumožní její snadné nalezení. Sedimenty svou schopností zadržet živiny, především pak fosfor, podporují růst makrofyt a tím pomáhají zajistit dostatek potravy pro herbivorní ptáky. Dynamický proces neustálé sedimentace tak významně podporuje život nádrže, ale z dlouhodobého hlediska musí být zachována určitá individuální míra sedimentu, aby nedošlo k úplnému zazemnění nádrže. Výše zmíněné faktory se přímo vztahují k eutrofizaci nádrže. Každá nádrž musí obsahovat určité množství živin, které jsou nezbytné pro životní cykly. Jejich nadbytek však působí nerovnováhu v ekosystému a dochází hlavně k přemnožení fytoplanktonu. Následuje vymírání makrofyt a další destrukce ekosystému. Pro herbivorní ptáky se nádrž stane špatně obyvatelnou. Jelikož se na eutrofizaci ve velké míře podílí přítomné ryby, je důležité zvolit vhodnou rybí obsádku, především pak vhodný poměr mezi rybami herbivorními a karnivorními a tím nenarušit přirozenou dynamiku ekosystému. Produkční rybníky jsou chovem ryb velmi zatíženy a proto je nutno hospodařit především extenzivně. Hnojení nádrží by se mělo provádět pouze v nejnutnějších případech. Chov ryb však představuje vhodnou metodu biomanipulace a může se tak podílet na omezení dynamiky eutrofizace a udržet tak nádrž v přijatelném, statičtějším stavu stability. Klíčovou skutečností pro porovnání oblastí Třeboňska a Novozámeckého rybníka je primární účel stavby rybníků – chov ryb. Na Novozámeckém rybníce probíhá spíše extenzivně, naproti tomu na Třeboňsku se jedná o intenzivní, v lepším případě polointenzivní chov ryb. Silná exploatace rybníků Třeboňska způsobuje přílišné zatížení živinami. Tento stav pak způsobuje nadměrný rozvoj fytoplanktonu a omezení růstu submerzních rostlin. Aby se zachovaly výnosy ryb a snížilo vnitřní zatížení živinami, provádí se vyhrnování rybníků. Tím však bylo v minulosti poškozováno litorální pásmo a měněna jeho morfologie deponií sedimentu. Novozámecký rybník je také eutrofní nádrž, ale provádí se pouze případné zimování. Je naplánováno provést odtěžení sedimentů sacím bagrem, aby se nepoškodil litorální porost.

28

Letnění Novozámeckého rybníka se vůbec neprovádí. Některé třeboňské rybníky se letní, avšak vzhledem k rozsáhlosti soustavy by letnění části rybníků nemělo ohrozit celkovou dostupnost vhodného habitatu pro ptačí druhy. Díky intenzivnějšímu hospodaření však i přes zanášení nejsou třeboňské rybníky tolik ohroženy zazemněním jako Novozámecký rybník. Díky silnému rozvoji rákosových porostů s vtroušenými vrbami a olšemi dochází k rychlému zazemnění v jihovýchodní části rybníka. Proto by mělo být co nejdříve provedeno odbahnění rybníka, avšak je nutné se snažit minimalizovat jeho dopad na ekosystém. Na třeboňských rybnících má na habitat ptáků největší dopad přímé rybářské hospodaření a nedostatek historického managementu v podobě rozumně prováděného kosení a pastvy v nejbližším okolí rybníka. Novozámecký rybník pak trpí též nedostatkem historického managementu, ale neuspokojivý stav rybníka je spíše způsoben celkovou eutrofizací prostředí, než přímo chovem ryb. Detailnější průzkum působení managementu na rybníky ve vztahu k ptákům bych chtěl provést v rámci budoucí diplomové práce. Chtěl bych především konkrétně zanalyzovat hlavní faktory vlivu uvedené v úvodu této práce tak, abych je mohl lépe porovnat v rámci vybraných území. Orientační porovnání vybraných charakteristik oblastí Třeboňska a Novozámeckého rybníka vyjadřuje Tabulka 4. Tabulka 4: Vybrané charakteristiky CHKO Třeboňsko a NPR Novozámecký rybník průměrná roční teplota [°C] průměrné roční srážky [mm] nadmořská výška [m n.m.] průhlednost vody [cm]

CHKO Třeboňsko 7,5 600 - 650 410 – 450 521) 1)

NPR Novozámecký rybník 7 650 252 252) 2)

pH NH4-N [mg.l-1]

8,2

8,3

0,231)

0,32)

NO3-N [mg.l-1]

0,141)

0,042)

N celk. [mg.l-1]

2,481)

3,552)

0,241) 280 nedoporučeno; užívají se statková hnojiva (rybníky jsou v soukromém vlastnictví)

0,462) 150

P celk. [mg.l-1] počet druhů ptáků hnojení nádrží rybí obsádka [ks.ha-1]

1 000 - 1 600 (proměnlivé složení)

nepovoleno 160 (proměnlivé složení)

1) průměrná hodnota z roku 1993 2) průměrná hodnota z roku 2000

Podle: IUCN 1996; Turoňová et al. 2009; Faina and Přikryl 2002; Bureš et al. 2006; Správa CHKO Třeboňsko 2007; Počta 2002

29

Seznam použité literatury Acreman M.C., Fisher J., Stratford C.J., Mould D.J., Mountford J.O. (2007): Hydrological science and wetland restoration: some cases studies from Europe. Hydrology and Earth System Sciences. 11(1): pp. 158-169 Amezaga, J.M., Santamaría L., Green A.J. (2002): Biotic wetland connectivity—supporting a new approach for wetland policy. Acta Oecologica. 23(3): pp. 213-222 Avnimelech Y., Kochva M., Hargreaves J.A. (2007): Sedimentation and resuspension in earthen fish ponds. Journal of the World Aquaculture Society. 30(4): pp. 401-409 Báldi A. (2005): The importance of temporal dynamics of edge effect in reedbed design: a 12year study on five bird species. Wetlands Ecology and Management. 13(2): pp. 183-189 Báldi A., Kisbenedek T. (1998): Factors influencing the occurrence of Great White Egret (Egretta alba), Mallard (Anas platyrhynchos), Marsh Harrier (Circus aeroginosus) and Coot (Fulica atra) in the reed archipelago of Lake Velence, Hungary. Ekológia. 17(4): pp. 384– 390 Báldi A., Kisbenedek T. (1999): Species-specific distribution of reed-nesting passerine birds across reed bed edges: effects of spatial scale and edge type. Acta Zoologica Academiae Scientiarum Hungaricae. 45(2): pp. 97–114 Batáry P., Winkler H., Báldi A. (2004): Experiments with artificial nests on predation in reed habitats. Journal of Ornithology. 145(1): pp. 59-63 Benassi G., Battisti C., Luiselli L., Boitani L. (2009): Area-sensitivity of three reed bed bird species breeding in Mediterranean marshland fragments. Wetlands Ecology and Management. 17(5): pp. 555-564 Bolduc F., Afton A.D. (2008): Monitoring waterbird abundance in wetlands: The importance of controlling results for variation in water depth. Ecological Modelling. 216(3-4): pp. 402-408 Bureš J., Kloubec B., Ševčík J., Hora J. (2006): Metody monitoringu ptačích oblastí – Třeboňsko. Dep. AOPK ČR, Praha, 28 p. Céréghino R., Biggs J., Oertli B., Declerck S. (2008): The ecology of European ponds: defining the characteristics of a neglected freshwater habitat. Hydrobiologia. 597(1): pp. 1-6 Coops H., Beklioglu M., Crisman T.L. (2003): The role of water-level fluctuations in shallow lake ecosystems – workshop conclusions. Hydrobiologia. 506-509(1-3): pp. 23-27 Desgranges J.-L., Ingram J., Drolet B., Morin J., Savage C., Borcard D. (2006): Modelling Wetland Bird Response to Water Level Changes in the Lake Ontario – St. Lawrence River Hydrosystem. Environmental Monitoring and Assessment. 113(1-3): pp. 329-365 European Pond Conservation Network (2007): Developing the Pond Manifesto. Annales de Limnologie - International Journal of Limnology. 43(4): pp. 221-232

30

Faina R., Přikryl I. (2002): Novozámecký rybník: hydrobiologie a rybářské hospodaření na přelomu tisíciletí. Příroda. 20: pp. 171-175 Gál D., Szabó P., Pekár F., Váradi L. (2003): Experiments on the nutrient removal and retention of a pond recirculation system. Hydrobiologia. 506-509(1-3): 767-772 Gilbert G., Tyler G.A., Dunn Ch.J., Smith K.W. (2005): Nesting habitat selection by bitterns Botaurus stellaris in Britain and the implications for wetland management. Biological Conservation. 124(4): pp. 547-553 Grimm V., Wissel Ch. (1997): Babel, or the ecological stability discussions: an inventory and analysis of terminology and a guide for avoiding confusion. Oecologia. 109(3): pp. 323-334 González-Gajardo A., Sepúlveda P.V., Schlatter R. (2009): Waterbird assemblages and habitat characteristics in wetlands: Influence of temporal variability on species-habitat relationships. Waterbirds. 32(2): pp. 225-233 Hahn S., Bauer S., Klaassen M. (2007): Quantification of allochthonous nutrient input into freshwater bodies by herbivorous waterbirds. Freshwater Biology. 53(1): pp. 181-193 Honza M., Moksnes A., Røskaft E., Øien. I.J. (1998): Survival of Reed Warblers Acrocephalus scirpaceus clutches in relation to nest position. Bird Study. 45(1): pp. 104– 108 Houdková B., Musil P. (2003): Trends in numbers of the Coot (Fulica atra) in the Czech Republic in 1988-2000. Ornis Hungarica. 12-13(1-2): pp. 283-289 IUCN (1996): Význam rybníků pro krajinu střední Evropy. Trvale udržitelné využívání rybníků v Chráněné krajinné oblasti a biosférické rezervaci Třeboňsko. České koordinační středisko IUCN – Světového svazu ochrany přírody, Praha a IUCN Gland, Švýcarsko a Cambridge, Velká Británie, 189 p. Jankovská V., Pokorný J. (2002): Palaeoecology of a medieval fishpond system (Vajgar, Czech Republic). Folia Geobotanica. 37(3): pp. 253-273 Kashiwaya K., Okimura T., Harada T. (1998): Land transformation and pond sediment information. Earth Surface Processes and Landforms. 22(10): pp. 913-922 Kholodov V.N. (2010): Sedimentary basins, regularities of their formation and classification principles: Communication 1. Sedimentation basins. Lithology and Mineral Resources. 45(1): pp. 1-23 Lefebvre S., Bacher C., Meuret A., Hussenot J. (2001): Modeling approach of nitrogen and phosphorus exchanges at the sediment–water interface of an intensive fishpond system. Aquaculture. 195(3-4): pp. 279-297 Lellák J., Kubíček F. (1991): Hydrobiologie. Karolinum, Praha, 260 p. Llames M.E., Lagomarsino L., Diovisalvi N., Fermani P., Torremorell A.M., Perez G., Unrein F., Bustingorry J., Escaray R., Ferraro M., Zagarese H.E. (2009): The effects of light availability in shallow, turbid waters: a mesocosm study. Journal of Plankton Research. 31(12): pp. 1517-1529

31

Mathews F., Macdonald D.W. (2001): The sustainability of the common crane (Grus grus) flock breeding in Norfolk: insights from simulation modelling. Biological Conservation. 100(3): pp. 323-333 Meine C.D. and Archibald G.W. (Eds) (1996): The Cranes: Status Survey and Conservation Action Plan. IUCN, Gland, Švýcarsko a Cambridge, Velká Británie, 294 p. Moreno-Ostos E., Paracuellos M., de Vicente I., Nevado J.C., Cruz-Pizarro L. (2008): Response of waterbirds to alternating clear and turbid water phases in two shallow Mediterranean lakes. Aquatic Ecology. 42(4): pp. 701-706 Musil P. (2006): A review of the effects of intensive fish production on waterbird breeding populations. Waterbirds around the world. Eds. Boere G.C., Galbraith C.A., Stroud D.A. The Stationery Office, Edinburgh,UK. pp. 520-521. Němečková I., Mrlík V., Drozd P. (2008): Timing of breeding, habitat preference and reproductive success of marsh harriers (Circus aeruginosus). Biologia. 63(2): pp. 261-165 Niedermeier A., Robinson J.S. (2009): Phosphorus dynamics in the ditch system of a restored peat wetland. Agriculture, Ecosystems & Environment. 131(3-4): pp. 161-169 Noble R.A.A., Harvey J.P., Cowx I.G. (2004): Can management of freshwater fish populations be used to protect and enhance the conservation status of a rare, fish-eating bird, the bittern, Botaurus stellaris, in the UK?. Fisheries Management and Ecology. 11(3-4): pp. 291302(12) Nõges T. (2009): Relationships between morphometry, geographic location and water quality parameters of European lakes. Hydrobiologia. 633(1): pp. 33-43 Odling-Smee L. (2005): Dollar and Sense. Nature. 437(7059): pp. 614-616 Oertli B., Biggs J., Céréghino R., Grillas P., Joly P., Lachavanne J.B. (2005): Conservation and monitoring of pond biodiversity: introduction. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems. 15(6): pp. 535-540 Oertli B., Céréghino R., Hull A., Miracle R. (2009): Pond conservation: from science to practice. Hydrobiologia. 634(1): pp. 1-9 Orlowski G., Sek M. (2005): Semi-natural reedbeds as breeding habitat of Bluethroat (Luscinia svecica L.) on sewage farm in Wroclaw city (South-Western Poland). Polish Journal of Ecology. 53(1): pp. 135-142 Ostendorp W. (1993): Schilf als Lebensraum. Beihefte zu den Veröffentlichungen für Naturschutz und Landschaftspflege in Baden-Württemberg. 68: pp. 173–280 Ostendorp W., Dienst M., Schmieder K. (2003): Disturbance and Rehabilitation of Lakeside Phragmites Reeds following an Extreme Flood in Lake Constance (Germany). Hydrobiologia. 506-509(1-3): pp. 687-695 Padisák J., Reynolds C.S. (2003): Shallow lakes: the absolute, the relative, the functional and the pragmatic. Hydrobiologia. 506-509 (1-3): pp. 1-11

32

Paracuellos M. (2006): How can Habitat Selection Affect the use of a Wetland Complex by Waterbirds? Biodiversity and Conservation. 15(14): pp. 4569-4582 Počta J. (2002): Historie a současnost Novozámeckého rybníka. –Příroda. 20: pp. 7-15. Pokorný P. (2002): Paleoekologický průzkum Novozámeckého rybníka. Příroda. 20: pp. 17-24 Rannap R., A. Lõhmus A., Briggs L. (2009): Restoring ponds for amphibians: a success story. Hydrobiologia. 634(1): pp. 87-95 Ritterbusch D. (2007): Growth patterns of reed (Phragmites australis): the development of reed stands in carp ponds. Aquaculture International. 15(3-4): pp. 191-199 Ruhí A., Boix D., Sala J., Gascón S., Quintana X.D. (2009): Spatial and temporal patterns of pioneer macrofauna in recently created ponds: taxonomic and functional approaches. Hydrobiologia. 634(1): pp. 137-151 Sager L. (2009): Measuring the trophic status of ponds: Relationships between summer rate of periphytic net primary productivity and water physico-chemistry. Water Research. 43(6): pp. 1667-1679 Sebastián-González E., Sánchez-Zapata J.A., Botella F. (2010): Agricultural ponds as alternative habitat for waterbirds: spatial and temporal patterns of abundance and management strategies. European Journal of Wildlife Research. 56(1): pp. 11-20 Self M. (2005): A review of management for fish and bitterns, Botaurus stellaris, in wetland reserves. Fisheries Management and Ecology. 12(6): pp. 387 – 394 Søndergaard M., Jensen J.P., Jeppesen E. (2003): Role of sediment and internal loading of phosphorus in shallow lakes. Hydrobiologia. 506-509 (1-3): pp. 135-145 Správa CHKO Třeboňsko (2007): Plán péče o Chráněnou krajinnou oblast Třeboňsko na období 2008-2017. 49 p. Steen D.A., Gibbs J.P., Timmermans S.T.A. (2006): Assessing the sensitivity of wetland bird communities to hydrologic change in the eastern Great Lakes region. Wetlands. 26(2): pp. 605-611 Sternalski A., Bavoux C., Burneleau G., Bretagnolle V. (2007): Philopatry and natal dispersal in a sedentary population of western marsh harrier. Journal of Zoology. 274(2): pp. 188-197 Turoňová D. et al. (2009): Plán péče o Národní přírodní rezervaci Novozámecký rybník na období 2009–2012. 25 p. Turoňová D., Rychtařík P. (2002): Vegetace národní přírodní rezervace Novozámecký rybník a návrh péče o chráněné území. Příroda. 20: pp. 25-51 Vadász C., Német Á., Biró C., Csörgõ T. (2008): The effect of reed cutting on the abundance and diversity of breeding passerines. Acta Zoologica Academiae Scientiarum Hungaricae. 54(1): pp. 177-188

33

Verstraeten G., Poesen J. (2001): Variability of dry sediment bulk density between and within retention ponds and its impact on the calculation of sediment yields. Earth Surface Processes and Landforms. 26(4): pp. 375-394 Vondráček J. (2002): Ornitologický průzkum národní přírodní rezervace Novozámecký rybník. Příroda. 20: pp. 95-128 Walsh K.A., Halliwell D.R., Hines J.E., Fournier M.A., Czarnecki A., Dahl M.F. (2006): Effects of water quality on habitat use by lesser scaup (Aythya affinis) broods in the boreal Northwest Territories, Canada. Hydrobiologia. 567(1): pp. 101-111 Wang G.X., Zhang L.M., Chua H., Li X.D., Xia M.F., Pu P.M. (2009): A mosaic community of macrophytes for the ecological remediation of eutrophic shallow lakes. Ecological Engineering. 35(4): pp. 582-290 Williams P., Whitfield M., Biggs J. (2008): How can we make new ponds biodiverse? A case study monitored over 7 years. Hydrobiologia. 597(1): pp. 137-148

34

Přílohy Obrázek 2: Novozámecký rybník

Zdroj: Turoňová et al. 2009 Obrázek 3: Novozámecký rybník - ortofotomapa

Zdroj: Turoňová et al. 2009

Obrázek 4: CHKO Třeboňsko, vyznačená oblast NATURA 2000

Zdroj: Správa CHKO Třeboňsko 2007