Hodnocení stavu příbřežních biotopů jako podklad pro plánování jejich managementu

Příbřežní zóna vodních toků představuje území, které může v optimálních podmínkách plnit řadu významných funkcí, avšak zároveň jde o prostor výrazně degradovaný antropogenní činností. Degradace příbřežních zón toků je nejvýraznější v zemědělské a urbanizované krajině a souvisí obvykle se snahou majitelů přiléhajících pozemků o intenzivní využívání tohoto území. Z těchto důvodů je příbřežní zóna dnes obvykle tvořena velmi úzkým pásem vegetace v nevyhovujícím ekologickém stavu, který neumožňuje plnění ekosystémových funkcí a služeb v plném rozsahu a kvalitě. Cílem článku je představit čtenářům nově vyvinutou metodiku pro hodnocení aktuálního stavu příbřežních biotopů, která vznikla jako reakce na absenci informací, týkajících se stavu využití příbřežních zón a jejich kvalitativních parametrů. Metodika byla experimentálně aplikována v zájmovém území – povodí drobného vodního toku, protékajícího leso-zemědělskou krajinou s různou mírou antropogenního tlaku na krajinu v rámci povodí. Výstupy metodiky lze v praxi využít například při plánování revitalizačních akcí v nivách vodních toků, při plánování rutinní údržby břehových porostů ze strany správců vodních toků, pro potřeby identifikace kriticky degradovaných úseků nebo v obecné rovině při analýze proměnných, ovlivňujících klíčové funkce říčních ekosystémů.

Úvod

Příbřežní zóny vodních toků představují jádrové území říčních krajin, které se obvykle vyznačuje vyšším stupněm ekologické stability v porovnání se zbývajícími složkami prostředí říčních krajin. Při studiu říčních krajin je velký důraz kladen zejména na existenci vzájemných vazeb mezi jednotlivými složkami poříčního ekosystému – nejčastěji mezi vlastním vodním tokem a terestrickou částí říční krajiny, která se obvykle (zvláště v případě území méně ovlivněného lidskými aktivitami) z hlediska plošného rozsahu shoduje s tradičně vymezovaným areálem nivy. Prostor nivy je v rámci diskutovaného konceptu chápán jako jedna z dílčích součástí říční krajiny, spolu s řadou dalších složek – např. prameny toků, řečiště samotného, veškerých bočních ramen a tůní v nivě nebo také podpovrchovou částí dna toků (tzv. hyporeálem) a podpovrchovou částí nivy (aluviem).

K vnímání unikátního území podél sítě vodních toků jako samostatného krajinného typu významně přispěl zejména rozvoj krajině-ekologických poznatků v rámci ekosystémového přístupu ke studiu krajiny. V této souvislosti je velmi důležité především pochopení říční krajiny jako ekosystému, který je silně ovlivněný svým okolím, a to na různých prostorových úrovních [1, 2]. Ačkoliv se jedná o relativně dlouhodobě rozvíjenou problematiku (ovlivnění vodních toků prostředím, jímž protékají, je předmětem studia „fluviálních ekologů“ již po delší dobu – viz např. Hynes [3] nebo Vannote a kol. [4]), její význam však výrazně vzrostl až s rozvojem krajinné ekologie jako vědní disciplíny a s tím souvisejícím zvýšeným zájmem o studie, zaměřené na krajinu v úrovni jednotlivých povodí [5]. Na říční krajinu je v tomto smyslu nahlíženo jako na komplexní mozaiku habitatů, charakterizovanou vysokou mírou konektivity a ekologické integrity [6].

Velmi specifických vlastností nabývá potom především území na rozhraní obou jmenovaných složek říční krajiny, které je označováno termínem „příbřežní zóna“ (nebo také tzv. „ripariální zóna“ z anglického originálu „riparian zone“). Jedná se o území, v jehož rámci probíhá většina interakcí mezi korytem vodního toku a okolní krajinou, a z tohoto důvodu je velmi náchylné k častým přírodním i antropogenně podmíněným disturbancím. Graf [7] definoval příbřežní zónu jako oblast uvnitř nebo v těsné blízkosti koryta toku, která je přímo ovlivněná procesy souvisejícími s přítomností vody.

Příbřežní zóna zahrnuje podle Naimana a kol. [8, 9] koryto toku mezi rozpoznatelnými liniemi nejnižší a nejvyšší úrovně vodní hladiny a také určitou částí suchozemské nivy od úrovně vodní hladiny v korytě směrem do inundačního území toku, kde se může vyskytovat vegetace ovlivněná zvýšenými vodními stavy. Definice příbřežní zóny se stále vyvíjí, a dokonce i termín „příbřežní“ se začal používat až nedávno, v souvislosti s definicí konkrétních vegetačních společenstev. V různých evropských jazycích se v polovině minulého století vyskytoval často odkaz na lužní lesy, které byly nazývané jako „ripariální“ či „aluviální“ dřevinné porosty, nicméně konkrétní definice se velmi lišily [10, 11]. Příbřežní zóny a jejich klasifikace vegetace jsou dnes stále častěji multidisciplinárně a hierarchicky strukturované, a proto pravděpodobně budou přetrvávat mírně odlišné definice, specifické pro daný region a účel [12].

Kromě chápání příbřežní zóny jako ekotonu, je důležité zmínit také význam v podobě koridoru [4, 13, 14], který podporuje výměnu látek, informací a energie napříč regiony v podélném profilu říční sítě. Oba uvedené významy jsou rovnocenné a z jejich fungování lze odvodit několik základních ekologických funkcí, které příbřežní zóna plní. Jedná se zvláště o podporu zachování biodiverzity, protierozní a vodo-retenční funkce, schopnosti zachycování sedimentů, živin či znečišťujících látek a v některých případech také pozitivní vliv na utváření mikroklimatu. Řada autorů se věnovala ekonomickým a sociálním aspektům významu příbřežní zóny (např. Meyer [15]) či jejich estetickým a rekreačním hodnotám. V současnosti velmi aktuálním tématem je také otázka vlivu příbřežních biotopů na kvalitu služeb, poskytovaných ekosystémem vodního toku lidské společnosti – již Roberts a Lant [16] například studovali nepřímý ekonomický význam příbřežní zóny pro zachování kvality vody v příslušném toku.

Příbřežní zóna v převážné většině zahrnuje svažité pobřežní plochy, jejichž vegetační pokryv obvykle přechází i za hranu vlastního koryta a jejich rozsah je ovlivněn charakterem využití okolní krajiny. Vymezení příbřežní zóny jako samostatného ekotonu bývá častěji realizováno bez zohlednění šířky koryta v příslušné části toku, přičemž za optimální rozměr je považována vzdálenost přibližně 5–10 m od hrany koryta [17]. Podle Erftverband [18] by maximální šířka příbřežní zóny neměla přesahovat 15 m. Matoušková [19] v případě malých a středních toků navrhuje minimální šířku příbřežní zóny 10 m. Šířka příbřežní zóny a rozmanitost jejích funkčních atributů však samozřejmě souvisí s velikostí toku, polohou sledovaného úseku v rámci povodí, hydrologickým režimem toku a místními geomorfologickými podmínkami (např. Décamps [11]). Příbřežní zóna hraje zásadní úlohu při poskytování ekosystémových služeb, obnovách degradovaných ekosystémů i při ochraně kvality vody v toku před difúzními zdroji znečištění [20]. Řada autorů příbřežní zónu považuje za jakýsi „hotspot“ živinového cyklu [21].

V České republice se problematice příbřežní zóny vodních toků věnoval v nedávné minulosti (2009–13) především tým řešitelů projektu NAZV QI92A207 „Břehové porosty“, jehož klíčovým výsledkem byla metodika péče o břehové porosty, která se zaměřovala primárně na problematiku určení stanovištně odpovídajících společenstev a na návrhy dřevinné sklady porostů v příbřežních zónách [22]. Jedná se tedy o značně komplexní a detailní postup, který však jen velmi okrajově zohledňuje hydromorfologický stav příslušného vodního či jeho hydrologický režim (byť s ním do jisté míry samozřejmě koresponduje charakter pobřežní vegetace).

Cílem tohoto článku je především informovat čtenáře o nově vznikající metodice pro hodnocení ekologického stavu příbřežních zón vodních toků, možnostech její aplikace při řešení praktických otázek, souvisejících nejčastěji s plánováním realizace či obnovy managementu břehových porostů. Předmětem hodnocení ekologického stavu je především kvalita plnění ekostabilizační funkce příbřežními biotopy a vodním tokem, metodika tedy nebere v potaz např. chemický stav vod a další indikátory, užívané pro vyhodnocení celkového ekologického stavu vodních útvarů podle požadavků Rámcové směrnice o vodách (2000/60/ES).

Charakteristika zájmového území

Zájmovým územím, ve kterém byla experimentálně aplikována nově vytvořená metodika, je povodí toku Všeminka na Zlínsku (přesná poloha povodí je znázorněna v přehledové mapě na obr. 1), resp. mapování byly podrobeny příbřežní biotopy lemující páteřní tok tohoto povodí. Všeminka je vodní tok IV. řádu o délce přibližně 10,3 km, který pramení na svazích Kopřivné v nadmořské výšce zhruba 550 m a ústí do řeky Dřevnice ve Slušovicích s průměrným průtokem u ústí 0,22 m3.s-1 [23]. Povodí o rozloze zhruba 21,8 km2 se vyznačuje pahorkatinným až kopcovitým reliéfem, který v okolí pramenné oblasti přechází v hornatý reliéf. Geologické poměry území jsou určeny soustavou Vnějších Západních Karpat, konkrétně magurským příkrovem, který je vnitřní tektonickou jednotkou flyšového pásma Karpat. Klimaticky leží povodí Všeminky v oblasti mírně teplé, přičemž specifický reliéf hraje důležitou roli při utváření lokálního mezoklimatu v hlubších údolích a kotlinách. Z hlediska charakteru využití území se jedná v převážné většině o leso-zemedělskou krajinu, která ve vyšších a členitějších partiích povodí přechází do krajiny lesní. Samotný páteřní vodní tok protéká jen třemi sídly – obcemi Všemina, Neubuz a městem Slušovice, přičemž v rámci urbanizovaných území se koryto toku vyznačuje poměrně značnou degradací hydromorfologických struktur (související nejčastěji s umělým zahloubením koryta a betonovým opevněním břehů a dna). Mimo zastavěná území se naopak tok vyznačuje relativně dobrým hydromorfologickým stavem, přesněji 1.–2. třídou hydromorfologického stavu – tj. přírodě blízký až slabě modifikovaný stav, dle metodiky HEM 2014 („Hydroekologický monitoring“) [24]. 

Obr. 1. Ekologický stav příbřežní zóny toku Všemínka podle metodiky RHQI

Metodika

Vlastní metodika RHQI („Riparian Habitat Quality Index“) je koncipována jako soubor v terénu hodnocených indikátorů (celkem 16 indikátorů + 2 obecné charakteristiky), přičemž její uživatel v protokolu u každého indikátoru vybírá jednu z nabízených možností – jedná se tedy o princip skórování. Hodnoty u několika vybraných indikátorů jsou následně násobeny váhami, které berou v potaz například konkrétní polohu úseku v rámci povodí (horní, střední či dolní tok) a převládající charakter břehů (přirozené vs. antropogenně modifikované břehy). Přehled jednotlivých hodnocených indikátorů je uveden v tab. 1. Závěrem uživatel metodiky sečte příslušné hodnoty pro jednotlivé vybrané možnosti a dostává výslednou informaci, poukazující na celkový stav příbřežní zóny v rámci hodnoceného úseku vodního toku.

Tab. 1. Přehled indikátorů vstupujících do hodnocení celkového ekologického stavu příbřežních biotopů podle metodiky RHQI

Mapování stavu příbřežních biotopů metodikou RHQI probíhá ve dvou fázích – první fázi představuje samotný terénní průzkum vybraného vodního toku, resp. jeho příbřežní zóny a vyplnění příslušného formuláře, druhou fází je potom zpracování získaných terénních dat a jejich vyhodnocení. Pro potřeby snazšího zpracování dat (včetně automatizovaného získání dat distanční povahy, volně poskytovaných příslušnými autoritami) a výpočtu výsledného stavu příbřežních biotopů je autory této studie aktuálně vyvíjen specializovaný nástroj (software), který bude volně dostupný na internetu počátkem roku 2021.

Terénní sběr dat probíhá v podobě detailního průzkumu stavu příbřežní zóny a nivy vybraného toku, ve směru od pramene po ústí, přičemž během průzkumu mapovatel rozděluje tok na jednotlivé úseky. Stanovení přesné hranice mezi úseky je často značně subjektivní záležitost, avšak cílem je vymezit relativně homogenní úseky z hlediska charakteru morfologie koryta a břehů (upravenost břehů, břehotvorný materiál, atd.) a převažujícího stavu biotopů v příbřežní zóně. Délka úseků je tedy přímo ovlivněna charakterem využití území v nivě toku a nelze stanovit její přibližnou hodnotu. K četnějšímu střídání stavů dochází typicky v rámci urbanizovaných území (zde je běžná délka úseku v řádech stovek metrů). Naopak v zemědělské, leso-zemědělské či lesní krajině se mohou vyskytovat homogenní úseky i v délce jednotek kilometrů. Z důvodu zajištění efektivity mapování jsou však stanoveny minimální délky úseků s homogenním stavem koryta a příbřežní zóny, které jsou při mapování brány v potaz. Veškeré kratší úseky jsou tedy generalizovány. Jelikož se v závislosti na velikosti toku liší rozměry úseků, které mohou ovlivnit například hydrologický režim či obecně kvalitu plnění vybraných funkcí daným vodním tokem, byly stanoveny rozdílné minimální délky homogenních úseků pro jednotlivé řády vodních toků (tabulka 2). Z hlediska plošného rozsahu příbřežní zóny (tj. šířky příčného profilu) jsou při terénním šetření brány v potaz hodnoty, uvedené v tabulce 4, které vycházejí z výsledků distančního průzkumu provedeného v rámci náhodně vybraných vodních toků na území České republiky.

Tab. 2. Minimální délka vymezeného úseku vodního toku (a příbřežní zóny) v závislosti na řádu vodního toku podle Strahlera [25]

Tab. 3. Přehled biotopů s potenciálním výskytem v příbřežní zóně vodních toků, včetně kódu biotopu podle Chytrého a kol. [26]

Tab. 4. Průměrné šířky příbřežní zóny vodních toků (vždy pro jeden břeh, zaokrouhlené na 0,5 m) ve vybraných typech krajiny pro jednotlivé řády vodních toků dle klasifikace Strahlera [25]

Terénní mapování může být realizováno v jakémkoliv ročním období, avšak z důvodu zajištění přehlednosti situace v terénu a snazším určení typu biotopu či převažujících dřevinných druhů je doporučeno průzkum provádět během vegetační sezony, nejlépe potom na jejím začátku, kdy jsou příbřežní zóny toků dobře dostupné a zároveň je již možné relativně spolehlivě určit konkrétní typ biotopu, vyskytujícího se v daném úseku příbřežní zóny (v rámci indikátoru 3.9 uživatel metodiky uvádí do formuláře přibližné zastoupení nejčastěji se vyskytujících biotopů, které jsou uvedeny v tab. 3). V případě realizace terénního průzkumu v letním období je nutné brát v potaz skutečnost, že některé vodní toky se mohou vyznačovat i výrazně sníženým vodním stavem oproti průměrným hodnotám, a toto je třeba zohlednit při určování indikátorů vycházejících z dlouhodobého průměrného vodního stavu v lokalitě.

Výsledky

Jak již bylo nastíněno v úvodní části článku, poměrně klíčovým problémem, souvisejícím s jakýmkoliv hodnocením příbřežní zóny vodních toků, je její samotné prostorové vymezení. V rámci představené studie byla uskutečněna analýza distančních datových zdrojů (mapových podkladů, resp. leteckých snímků) v náhodně vybraných lokalitách v České republice, vyznačujících se rozdílnými přírodními podmínkami a mírou antropogenního tlaku působícího na krajinu. Cílem této analýzy bylo na základě přítomnosti specifické pobřežní vegetace zjistit přibližný průměrný rozsah příbřežních zón, lemujících vodní toky v našich podmínkách. Ze vzorku celkem 50 úseků různých vodních toků, s alespoň minimálně vyvinutou příbřežní zónou, byly zjištěny průměrné hodnoty uvedené v tab. 4. Výsledné hodnoty jsou dále využívány při hodnocení stavu příbřežních zón v rámci metodiky RHQI (je však předpokládáno, že tyto hodnoty budou v průběhu dalšího vývoje metodiky ještě upřesňovány).

Metodika RHQI byla experimentálně aplikována na vybrané zájmové území – povodí toku Všeminka na Zlínsku. Během terénního mapování byly vymezovány úseky toku homogenní z hlediska převládajícího stavu vegetace příbřežní zóny a rovněž morfologického stavu koryta, přičemž bylo zjištěno, že se jedná o území velmi rozmanité, s velmi často se měnícím stavem uvedených vlastností. Významná prostorová variabilita byla pozorována zejména v rámci urbanizovaných území, kde dochází ke střídání charakteru koryta a příbřežní zóny v řádech desítek metrů. Oproti tomu v zemědělské krajině ve střední části povodí byly vymezeny i úseky o více než kilometrové délce. Nejhoršího stavu příbřežní zóny dosáhly podle očekávání úseky toku v rámci zastavěných území, kde je příbřežní zóna velmi často zcela degradována (viz obr. 2 vpravo). Naopak poměrně neočekávané je zjištění, že vodní tok protékající místními četnými průmyslovými areály disponuje relativně vyvinutou příbřežní zónou, která obvykle na hodnotící stupnici dosáhla středních hodnot. Prostorovou distribuci sledovaného stavu příbřežní zóny v povodí Všeminky přibližuje mapa na obr. 1. Pro potřeby určité kategorizace výsledných hodnot byly na základě uvedených dat stanoveny hranice jednotlivých kategorií ekologického stavu příbřežní zóny (viz tab. 6). Je však nutno zmínit, že využitá vstupní data zatím nepředstavují reprezentativní vzorek, který by vystihoval podmínky relevantní pro celé území ČR, a do budoucna tedy tyto hodnoty budou upraveny na základě rozšíření vzorku experimentálních lokalit. Současné hodnoty jsou platné pro studovanou lokalitu a území v její těsné blízkosti (např. povodí řeky Dřevnice), kde lze očekávat obdobný charakter antropogenního tlaku na krajinu, v závislosti na místních přírodních podmínkách. Konkrétní hodnoty zjištěné pro jednotlivé analyzované úseky toku jsou uvedeny v tab. 5. 

Tab. 5. Výsledné hodnoty ekologického stavu příbřežních biotopů (a dílčí výsledky pro tři skupiny indikátorů) podél toku Všemínka (VS 01 je pramenný úsek, VS 28 ústí do Dřevnice), zjištěné metodikou RHQI

Diskuse a závěr

Jelikož příbřežní vegetace přímo ovlivňuje strukturu a fungování vnitrokorytových proměnných, je důležité při posuzování komplexního environmentálního stavu vodních toků brát v úvahu právě stav těchto biotopů, lemujících vodní toky [28]. Význam příbřežních biotopů a jejich charakteristik bere v potaz rovněž Evropská rámcová směrnice o vodách (2000/60/ES), zejména z toho důvodu, že hodnocení stavu vodních toků je částečně založené také na hydromorfologických kritériích kvality, která zahrnují hodnocení struktury a stavu příbřežních zón [29]. Sofistikovanější hodnocení příbřežních zón však poměrně často není součástí hodnocení ekologického stavu vod (obvykle je zjišťován jen charakter využití území v rámci příbřežní zóny). Důvodem může být právě již nastíněné společenské neuvědomění si existence vzájemných interakcí mezi příbřežní zónou a vnitro-korytovými ekologickými vlastnostmi. Kromě toho je pro příbřežní biotopy typická značná prostorová heterogenita (což potvrdila i námi realizovaná experimentální studie v povodí Všeminky), která představuje značnou komplikaci při evaluaci stavu pomocí standardizovaných protokolů různých hodnotících metodik [30, 31]. Tuto skutečnost lze také vnímat jako určitou výzvu pro koncipování dalších postupů do budoucna, které by umožňovaly kvalitnější reflexi diverzity struktur příbřežní vegetace, vyskytující se dokonce i podél urbánních vodních toků či jejich dílčích úseků.

Důvodem náročnosti hodnocení příbřežní vegetace je i fakt, že tento prostor bývá považován za „nejkomplexnější ekologický systém biosféry“ [32]. Hlavním problémem je přitom již uvedená heterogenita tohoto prostředí a dále také jejich značná časová nestabilita, což způsobuje jejich obtížné klasifikování do různých předem vymezených entit. Neporozumění a následný nevhodný management tohoto území velmi často vedl ke snižování kvality zde se vyskytujících biotopů a zvyšování jejich zranitelnosti vůči dalším zásahům v jejich těsné blízkosti (v prostoru říční krajiny).

Poděkování: Příspěvek vznikl v rámci realizace projektu LTC 18069 „Management malých vodních toků a příbřežních biotopů pro zmírnění dopadů environmentální změny (SMART2Envi)“ a dále za finanční podpory MŠMT v rámci programu NPU I, číslo projektu LO1415. Za pomoc při terénním sběru dat v povodí Všeminky děkují autoři článku Bc. Natálii Kupčíkové a za provedené korektury textu Ing. Vladaně Procházkové. 

Literatura/References
[1] Allan, J. D.; Ericksond, L.; Fay, J. 1997. The influence of catchment land use on stream integrity across multiple spatial scales. Freshw. Biol., 37. s. 149–161.
[2] Townsend, C. R.; Doledec, S.; Norris, R.; Peacock, K.; Arbuckle, C. 2003. The influence of scale and geography on relationships between stream community composition and landscape variables: description and prediction. Freshw. Biol., 48. s. 768–785.
[3] Hynes, H. B. N. 1975. The stream and its valley. Verh. Int. Ver. Theor. Ang. Limnol., 19. s. 1–15.
[4] Vannote, R. L.; Minshall, G. W; Cummins, K. W.; Sedell, J. R.; Cushing, C. E. 1980. The river continuum concept. Can. J. Fish. Aquat. Sci., 37. s. 130–137.
[5] Turner, M. G.; Gardner, R. H.; O‘neill, R. V. 2001. Landscape Ecology in Theory and Practice: Pattern and Process. New York: Springer.
[6] Fausch, K. D.; Torgersen, C. E.; Baxter, C. V.; Li, H. W. 2002. Landscapes to riverscapes: bridging the gap between research and conservation of stream fishes. BioScience, 52. s. 483–498.
[7] Graf, W. L. 1980. Riparian management – a flood control perspective. J. Soil and Water Cons., 35. s. 158–161.
[8] Naiman, R. J; Décamps, H; Pollock, M. 1993. The role of riparian corridors in maintaining regional biodiversity. Ecol. Appl., 3: 209. s. 12.
[9] Naiman R. J; Fetherston K. L; McKay S; Chen J. 1997. Riparian forests. In River Ecology and Management: Lessons from the Pacific Coastal Region, ed. RJ Naiman; RE Bilby. New York: SpringerVerlag.
[10] Yon, D.; Tendron, G. 1981. Les forêts alluviales en Europe. Conseil de l´Europe. Strasbourg.
[11] Décamps, H. 1996. The renewal of floodplain forests along rivers: a landscape perspective. Verh. Int. Verein. Limnol., 26. s. 35–59.
[12] Dimopoulos, P.; Zogaris, S. 2008.Vegetation and flora of riparian zones. In: Arizpe D; Mendes A; Rabaca J (eds). Sustainable riparian zones: a management guide. Generalitat Valenciana. Valencia, s. 66–82.
[13] Forman, R. T. T.; Godron, M. 1986. Landscape ecology. New York: John Wiley & Sons. 620 s.
[14] Malanson, G. P. 1993. Riparian Landscapes. Cambridge: Cambridge University Press. 296 s.
[15] Meyer, P. A. 1985. Public Values for Riparian Ecosystems: Experimental Results in the West and Implications for the Grand Canyon. North America Conference on Riparian Ecosystems and their Management, University of Arizona, Tucson, April 17, 1985. 4 s.
[16] Roberts, R. S.; Lant, C. L. 1988. Evaluating the environmental services of riparian wetlands as public goods: a program for agricultural land use in Iowa. Final report, Project 25706. Iowa State Water Resources Research Institute.
[17] Bohl, M. 1986. Zur Notwendigkeit von Uferstreifen. Natur u. Landsch., 61 (4). s. 134–136.
[18] ERFTVERBAND. 1989. Konzept zur ökologischen Verbesserung der Fließgewässer des Erftverbandes. ErftVerband, Bergheim. 48 s.
[19] Matoušková, M. [ed.] 2008. Ekohydrologický monitoring vodních toků – v kontextu evropské Rámcové směrnice o vodní politice 2000/60/ES. 1. vyd., Univerzita Karlova v Praze, Přírodovědecká fakulta, Katedra fyzické geografie a geoekologie, Praha. 210 s.
[20] Hale, R.; Reich, P.; Daniel, T.; Lake, P. S.; Cavagnaro, T. R. 2014. Scales that matter: guiding effective monitoring of soil properties in restored riparian zones. Geoderma, 228–229. s. 173–181.
[21] Zhu, G. B.; Wang, S. Y.; Wang, W. D.; Wang, Y.; Zhou, L. L.; Jiang, B. et al. 2013. Hotspots of anaerobic ammonium oxidation at land-freshwater interfaces. Nature Geoscience, 6. s. 103–107.
[22] Černý, K.; Strnadová, V.; Velebil, J.; Baroš, A.; Bulíř, P. 2013. Obnova a dlouhodobá péče o břehové porosty v povodí Vltavy. Certifikovaná metodika. Výzkumný ústav Silva Taroucy pro krajinu a okrasné zahradnictví, v.v.i., Průhonice. 138 s.
[23] Vlček, V.; Kestřánek, J.; Kříž, H.; Novotný, S.; Píše, J. 1984. Zeměpisný lexikon ČSR: Vodní toky a nádrže. 1. vyd., Academia, Praha. 316 s.
[24] Langhammer, J. 2014. HEM 2014 – Metodika monitoringu hydromorfologických ukazatelů ekologické kvality vodních toků. Univerzita Karlova v Praze, Přírodovědecká fakulta, Praha. 72 s.
[25] Strahler, A. N. 1957. Quantitative analysis of watershed geomorphology. Transactions of the American Geophysical Union, 38 (6). s. 913–920.
[26] Chytrý, M.; Kučera, T.; Kočí, M. [eds.] 2001. Katalog biotopů České republiky. Agentura ochrany přírody a krajiny ČR, Praha. 307 s.
[27] Seják, J.; Cudlín, P.; Petříček, V.; Prokopová, M.; Cudlín, O.; Holcová, D.; Kaprová, K.; Melichar, J.; Škarková, P.; Žákovská, K.; Birklen, P., 2017. Metodika hodnocení biotopů AOPK ČR 2017 (6. verze). AOPK ČR, Praha. 232 s.
[28] Naiman, R. J.; Decamps, H.; Mcclain, M., 2005. Riparia – ecology, conservation, and management of streamside communities. Elsevier. 448 s.
[29] Ivits, E.; Cherlet, M.; Mehl, W.; Sommer, S., 2008. Estimating the ecological status and change of riparian zones in Andalusia assessed by multi-temporal AVHHR datasets. Ecological Indicators, 9 (3). s. 422–431.
[30] Aguiar, F. C.; Ferreira, M. T.; Moreira, I. S.; Albuquerque, A., 2000. Riparian types in a Mediterreanean basin. Aspects of Applied Biology, 58. s. 221–232.
[31] Hupp, C. R.; Rinaldi, M., 2007. Riparian vegetation patterns in relation to fluvial landforms and channel evaluation along selected rivers of Tuscany (Central Italy). Annals of the Association of American Geographers 97. s. 12–30.
[32] Naiman, R. J.; Bilby, R. E.; Bisson, P. A., 2000. Riparian ecology and management in the Pacific Coastal Rain Forest. BioScience 50. s. 996–1011.

RNDr. Jiří Jakubínský, Ph.D.1) (autor pro korespondenci)
Ing. Michal Pástor, PhD.2)
Ing. Ondřej Cudlín, Ph.D.1)
Ing. Jan Purkyt1, 3)
Mgr. Lenka Štěrbová1)
doc. RNDr. Pavel Cudlín, CSc.1)
jakubinsky.j()czechglobe.cz
601 383 196

1)Ústav výzkumu globální změny AV ČR, v.v.i.
Bělidla 986/4a
603 00 Brno

2)Národné lesnícke centrum – Lesnícky výskumný ústav Zvolen
T. G. Masaryka 22
960 92 Zvolen

3)Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích
Zemědělská fakulta
Studentská 1668
370 05 České Budějovice