Výsledky srovnávacího procesu metod hodnocení biologické složky ryby. v rámci skupiny Central Baltic – Lakes.

Rámcová směrnice Evropské unie o vodách stanovuje povinnosti každého členského státu v oblasti společné péče o vodní útvary. Jednou z povinností je vytvoření národních metod hodnocení biologických složek. Příspěvek popisuje srovnávací proces české metody hodnocení biologické složky ryby „Multimetrický index rybích společenstev“ s obdobnými metodami v rámci členských států centrální a pobaltské skupiny. Podrobně je popsána podstata srovnávacího procesu, iniciační i pokročilé fáze, spolu s výsledky a dopady pro jednotlivé státy. Česká metoda splnila veškeré podmínky srovnávacího procesu, při porovnávání hranic ekologických tříd vykazovala přísnější hodnocení, a proto bylo v souladu s ostatními metodami navrženo zmírnění klasifikace. Výsledky procesu byly oficiálně přijaty a jsou tak reflektovány v národní oficiálně schválené metodice. Nové nastavení klasifikace je tak při používání metody závazné.

Úvod

Vstupem do Evropské unie se Česká republika zavázala sladit národní legislativu s legislativou evropskou, a to i v oblasti vodní politiky. Podle Rámcové směrnice o vodách 2000/60/EC [1] by členské státy měly zavést monitorování a hodnocení ekologické kvality vod pomocí chemických a biologických ukazatelů a na základě tohoto hodnocení upravit stávající správu povodí. Sledování a hodnocení chemického stavu má u nás dlouholetou tradici, a tak pro hodnocení existovala řada podkladů a konceptů. Složitější situace nastala při hodnocení biologických složek. Rámcová směrnice o vodách totiž stanovuje povinnost sledování a vyhodnocení složení a četnosti druhů makrozoobentosu, fytobentosu, makrofyt, fytoplanktonu a ryb [2]. Metody pro hodnocení těchto složek prozatím chyběly a musely být nově vytvořeny zvlášť pro hodnocení ekologického stavu tekoucích vod [3] a silně ovlivněných a umělých vodních útvarů – kategorie jezero [4].

Vytvořením metod a vyhodnocením ekologické kvality na národní úrovni však celý proces nekončí. Každou metodu je nutné porovnat (interkalibrovat) s obdobnými metodami okolních států [5, 6]. Cílem srovnávacího procesu je porovnání jednotlivých metod z hlediska kompatibility s nařízeními Rámcové směrnice o vodách. Výstupem celého procesu je zajištění shodného určení hranic ekologické kvality odpovídajících třídám velmi dobrý/dobrý (high/good, H/G) a dobrý/

/střední (good/moderate, G/M). Je tak zajištěno, že členské státy posuzují shodně úroveň narušení vodních útvarů. Účelem tohoto příspěvku je přiblížit čtenářům několikaletý proces srovnávání české metody (Multimetrický index rybích společenstev, detailně popsaný v [7]) spolu s dalšími metodami hodnocení ekologické kvality na základě složení rybích obsádek v rámci srovnávací skupiny Central Baltic Lake Fish Geographical Intercalibration Group (dále jen CB GIG).

Centrální a pobaltská srovnávací skupina rybí složky ve stojatých vodách (CB GIG)

Vlastní proces srovnávání metod hodnocení byl uskutečněn v letech 2013 až 2015. Za tuto dobu se jej účastnilo 22 zástupců z 11 členských států a zástupce koordinátora procesu Joint Research Centre (tabulka 1). Vedoucím skupiny byl Dr. David Ritterbusch z německého Institutu pro vnitrozemské rybářství (Institute of Inland Fisheries). Během činnosti probíhala intenzivní komunikace mezi členy CB GIG, a to jak elektronickou cestou, tak i formou osobní účasti na celkem pěti setkáních.

Tabulka 1. Seznam členů srovnávacího procesu s příslušností ke státům a koordinující instituci

Iniciační fáze srovnávacího procesu

Na začátku srovnávacího procesu byla zjišťována připravenost členských státu k zapojení do činnosti. Do skupiny bylo začleněno 12 států, z nichž devět mělo vytvořeno národní metody hodnocení ekologické kvality (metody ve vývoji jsou u Slovenska, Lotyšska a Velké Británie). Ve většině případů se jednalo o hodnocení ekologického stavu (přírodní jezera), menší část hodnotila ekologický potenciál silně ovlivněných a umělých vodních útvarů, tedy vodních útvarů, které ztratily původní morfologii či hydrologii nebo byly uměle vytvořené (v případě České republiky se jedná o vodní nádrže). V úvodních fázích procesu byly jednotlivými zástupci členských států představeny národní metody, včetně ustanovení v národní legislativě. Detailně byly rozebírány principy hodnocení ekologické kvality dle jednotlivých národních metod, od vzorkování rybích obsádek přes výběr vhodných indikátorů po statistické zpracování k dosažení číselné hodnoty poměru ekologické kvality (Ecological Quality Ratio, EQR), ve které jsou integrovány použité rybí indikátory, podrobně v [7].

Ve většině států byly údaje o rybách získány odlovy mnohoočkovými tenaty (EN 14 757) [8]. Pouze v případě Belgie, Holandska a jedné polské metody (Polsko používá metody dvě) byly využity vězence, elektrolov, tralové a zátahové sítě či statistiky rybářů. Ve využití typologie se národní metody velmi lišily, od úplné absence typologie až po členění na osm kategorií. Výběr vhodných indikátorů měl u všech států obdobný princip, a to hledání ukazatelů reagujících na konkrétní významné stresory, avšak konečný výběr se velmi lišil v důsledku specifických biogeografických podmínek. K výběru bylo nejčastěji využíváno expertních odhadů a jednoduchých regresních závislostí. Složitý statistický model k výběru indikátorů a celkovému hodnocení ekologické kvality byl použit jen ve Francii.

Podle požadavků Rámcové směrnice o vodách musí metody zahrnovat indikátory postihující hodnocení četnosti, složení a věkové struktury rybího společenstva. První dvě kritéria byla splněna u všech členských států, avšak hodnocení věkové struktury nebylo součástí metod Belgie, Francie a Polska. Toto hodnotící kritérium bylo dodatečně Evropskou komisí označeno za nepovinné.

Výstupem metod hodnocení je klasifikace vodních útvarů do tříd ekologické kvality, která je určena číselnými hodnotami EQR. V případě ekologického stavu (pro hodnocení přirozených vodních útvarů) je rozlišováno pět tříd, od velmi dobrého (High, H) přes dobrý (Good, G), střední (Moderate, M), poškozený (Poor, P) až po zničený stav (Bad, B). Ovšem u silně ovlivněných a umělých vodních útvarů jsou rozlišovány pouze čtyři třídy ekologického potenciálu (velmi dobrý a dobrý tvoří jednu). Z důvodu komplementarity všech metod byl počet tříd sjednocen na pět, což se týkalo i úpravy české metody, kdy byla kategorie dobrého a velmi dobrého ekologického potenciálu rozdělena. Po iniciační fázi porovnávacího procesu byly všechny vytvořené národní metody začleněny do dalších analýz.

Vlastní srovnávací proces

K vlastnímu srovnávacímu procesu a sjednocení (harmonizaci) hranic tříd ekologické kvality lze dojít několika přístupy, které se však z velké míry v podmínkách skupiny CB GIG ukázaly jako obtížně aplikovatelné. Monitoring biologických ukazatelů včetně rybího společenstva je v různých státech odlišný, naopak shoda panovala nad určením obecných negativních vlivů působících na rybí společenstva a jejich kvantifikací. Proto byl dohodnut postup vytvoření společného indexu celkového antropogenního ovlivnění (total anthropogenic pressure index, TAPI). Účelem TAPI bylo integrovat všechny potenciální stresory vytvořené lidskou činností negativně ovlivňující ekologickou kvalitu do jednoho čísla. Za klíčové stresory byly vybrány nadměrný přísun živin (indikátory: koncentrace chlorofylu a, celkového fosforu na jaře a v létě, kategorie úživnosti systému, využití krajiny v povodí), hydromorfologické ovlivnění (indikátory: využívání jezera, zastoupení habitatů), biologické stresory (úlovky rybářů, umělé vysazování ryb, zastoupení nepůvodních ryb), specifické znečišťující látky (chemické polutanty, viditelné znečištění, biologický vliv znečištění). Kvůli rozdílnému vlivu stresorů v podmínkách různě velkých vodních útvarů byl vliv vybraných stresorů odlišně hodnocen pro polymiktická, stratifikovaná a velmi hluboká jezera. Pro každý typ vodního útvaru byla vytvořena klasifikace jednotlivých stresorů. Tímto byla eliminována komplikace rozdílného vzorkování rybí obsádky i značného biogeografického rozsahu a dohodnuto sjednocení podkladů o antropogenních stresorech.

Na základě podkladů dodaných členy CB GIG byla vytvořena matice údajů popisující národní metody, údaje o charakteristikách vodních útvarů i stresorech. Pro každou národní metodu tak bylo možné u každého vodního útvaru vzájemně porovnat hodnoty národních EQR a TAPI pomocí statistického regresního modelu. Cílem bylo najít takovou kombinaci stresorů integrovanou do TAPI, v němž nejvíce národních metod splnilo kritéria korelačního koeficientu >0,5, hladinu významnosti vztahu <0,05 a sklon regresní přímky v rozsahu od 0,5 do 1,5.

Celkem bylo testováno 62 verzí TAPI s různými kombinacemi stresorů, z nichž byla vybrána verze s třemi skupinami stresorů, z nichž dva náleží k nadměrnému přísunu živin. Konkrétně jako kontinuální hodnoty (koncentrace chlorofylu a, celkového fosforu na jaře a v létě) a v diskrétní kategorizaci (kategorie úživnosti systému, využití krajiny) spolu s hydromorfologickými změnami (vždy minimální hodnota ve skupině). I přes značnou robustnost TAPI národní metody Belgie a Francie nesplnily výše uvedené podmínky společného srovnávání (v této fázi kritéria regresní závislosti).

Výsledky srovnávacího procesu

Silný vztah mezi EQR a vybraným TAPI umožnil porovnání a sjednocení hranic ekologických tříd. V regresním modelu byla originální národní klasifikace EQR (hranice ekologických tříd) převedena na TAPI. Všechny národní hranice tříd převedené na TAPI byly následně zprůměrovány, aby byl získán společný průměr hranic ekologických tříd. Porovnání národních hranic jednotlivých členských států vyjádřených jako TAPI s celkovým průměrem ukázalo, že se nejvíce liší česká a polská metoda (obrázek 1).

Obrázek 1. Graf znázorňující klasifikaci ekologické kvality převedené na škálu společného indexu celkového antropogenního ovlivnění (TAPI): velmi dobrý (modře), dobrý (zeleně), střední (žlutě), poškozený (oranžově), zničený (červeně). Vodorovné úsečky označují oblast společného průměru hranic ekologických tříd. Červené úsečky náleží hranicím sjednocení hodnocení

Cílovými hranicemi ke sjednocení byly H/G a G/M. Hranice, kdy je odchylka od průměrné hodnoty již velká a klasifikace by měla být upravena, byla stanovena na jednu čtvrtinu šířky příslušné třídy ekologické kvality. Zároveň platí, že u příliš tolerantních hranic musí členský stát přijmout nové přísnější hranice, avšak v případě přísnějších je změna (zmírnění) klasifikačních hranic pouze doporučena. Nejnápadnější odchylky s ohledem na rozsah příslušné třídy ekologické kvality v oblasti H/G jsou pro českou a německou metodu, které jsou v hodnocení přísnější, a naopak dánská a polská jsou tolerantnější než zbylé. V oblasti G/M je opět česká přísnější a polská pak mírnější. Shodné hranice tříd zůstaly Litvě a Holandsku, drobné změny byly vyžadovány u Estonska a Dánska, doporučeny pak Německu. V případě České republiky byly doporučeny rozsáhlejší změny snížení hranic na základě hodnot EQR a opačně nařízeno zpřísnění polské metody (tabulka 2).

Tabulka 2. Návrh změn klasifikace hranic ekologické kvality členů srovnávacího procesu (u Polska jsou rozlišeny dvě metody) vyjádřené v hodnotách národních EQR. Tučně zvýrazněny jsou upravené hodnoty klasifikace (červeně zpřísnění hodnocení, zeleně zmírnění hodnocení). Čísla v závorce jsou původní hodnoty. Žlutě zvýrazněná je oblast sjednocení hodnocení

Vedle hlavních výsledků srovnávacího procesu je důležitý i postup členů, kteří nesplnili kritéria společného srovnávání. Nejodlišnější metodou ve skupině byla francouzská, kde byl využit při vývoji nadnárodní soubor údajů, při výběru indikátorů statistické modelování a vlastní indikátory byly na bázi funkčních skupin spíše než druhů [9]. V závěrečné fázi procesu francouzští kolegové zdůvodnili odchylky výstupů metody aplikované pouze na národní úrovni a za využití nadnárodního souboru údajů obhájili správnost metody, čímž jim byl přidělen status nepřímého srovnání metody. V případě Belgie se nepodařilo omezeným souborem údajů prokázat těsný vztah s TAPI a v důsledku odlišného vzorkování rybích obsádek ani doplnit soubor o nové údaje. Tato metoda zatím status srovnatelné nedostala. Budoucí práce čeká ještě Lotyšsko, které metodu vytváří. Tento stát se plně zapojil do činnosti a poskytl potřebné údaje pro výpočet TAPI. Až bude lotyšská metoda hotova, bude postačovat porovnání TAPI s EQR a postupovat ve srovnávání samostatně. Obdobně náročný proces má před sebou Velká Británie, kde mají v plánu využití nové metody odběru vzorků tzv. eDNA (environmental DNA). Čeká je tedy celý proces od zavedení metody vzorkování, zpracování a vyhodnocení údajů až po samostatné porovnání. Slovensko mělo status pozorovatele a o aktivitách skupiny bylo elektronickou cestou informováno.

Skupina CB GIG se během práce setkala s několika body, které nejsou při obdobných procesech běžné. Při testování závislostí mezi národními EQR a TAPI nebyla využita typologie a všechny vodní úvary byly testovány společně. Typologie je součástí většiny národních metod a byla užita i při hodnocení antropogenních vlivů (vytváření TAPI). Další využití typologie tak již nebylo nezbytné, rozdělení vodních útvarů na dílčí typy (přirozené či umělé, podle podloží, teoretické doby zdržení…) vedlo pouze k redukci souboru údajů a nepřineslo žádné nové výsledky. Dále nebyly vyčleněny referenční, člověkem neovlivněné vodní útvary, neboť v kulturní krajině střední Evropy již prakticky nejsou. V procesu srovnávání bylo toto omezení vyřešeno využitím TAPI, které v sobě zahrnuje společnou klasifikaci málo až silně ovlivněných ekosystémů.

V použitém souboru údajů byly zahrnuty údaje nejen z jezer (přirozeně vytvořených vodních útvarů), ale i silně ovlivněné a umělé vodní útvary (přehrady, umělá jezera). Podobnost rybích společenstev v jezerech a silně ovlivněných a umělých vodních útvarech byla několikrát vysvětlována a dokládána. Druhové složení rybích obsádek v přirozených jezerech a nádržích je obdobné. Hlavní řídicí procesy jsou totožné – především úživnost. Princip vytváření metody hodnocení ekologického stavu a potenciálu mohou být rovněž shodné, pokud nejsou hodnoceny vlivy spojené s primárním účelem nádrží, např. kolísání hladiny. Naopak přirozené charakteristiky nádrží, jakou je podélný gradient úživnosti, by měly být v metodice reflektovány. Výsledky celého procesu byly podrobeny kontrole mezinárodním týmem nezávislých odborníků. Kompletní výsledky jsou k dispozici na oficiálních stránkách Evropské komise (circabc.europa.eu) v rozhodnutí 30. zasedání pracovní skupiny ECOSTAT (14.–15. října 2015).

Závěr

Z pozice českých zástupců nezbývá než zhodnotit, že Česká republika byla na porovnávací proces dobře připravena a během celého procesu jsme byli rovnocennými partnery. Poskytli jsme všechny požadované údaje jak o charakteristikách rybích společenstev jednotlivých nádrží, tak i stresorech na ně působících. Ve světle ostatních metod byla naše metoda v mnoha ohledech propracovanější, například zahrnovala národní validaci hodnocení časové stability, testování s indexem antropogenního ovlivnění a doplnili jsme i test variability jednotlivých rybích indikátorů. Navržená změna klasifikace tříd ekologického potenciálu byla oficiálně schválena Ministerstvem životního prostředí České republiky a je tak závazná při používání metody. Uživatelům bychom rádi doporučili, aby využívali standardní metody k monitoringu rybích společenstev a následně údaje využili při klasifikaci ekologického potenciálu. Jako velmi žádoucí se jeví průzkum všech hodnocených vodních útvarů jednotnou metodikou.

Mgr. Petr Blabolil 1), 2)
Mgr. Milan Říha, Ph.D. 1)
prof. RNDr. Jan Kubečka, CSc. 1)
Mgr. Libuše Opatřilová (autor pro korespondenci) 3)

1) Biologické centrum AV ČR, v.v.i.
Hydrobiologický ústav
Na Sádkách 7
370 05 České Budějovice

2) Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích
Přírodovědecká fakulta
Branišovská 31
370 05 České Budějovice

Literatura/References

POZN.:
Tento článek byl recenzován a je otevřen k diskusi do 31. května 2016. Rozsah diskusního příspěvku je omezen na 2 normostrany A4, a to včetně tabulek a obrázků.
Příspěvky posílejte na e-mail stransky()vodnihospodarstvi.cz.