3.    LITERÁRNÍ REŠERŠE

kulicka OBSAH  kulicka ÚVODNÍ STRANA


3.1. Vody v zaplavovaných nížinách
3.2. Ramena a tůně
3.3. Cejnové pásmo 
3.4. Faunistika cejnového pásma
3.5. Populační dynamika ryb
3.5.1. Vyváženost rybích společenstev
3.5.2. Populační ekologie
3.5.3. Odhady početnosti
3.5.4. Odhady početnosti v ČR a SR
3.5.5. Odhady biomasy v ČR a SR
3.5.6. Odhady produkce
3.5.7. Biotopy a vodoteče v ČR
3.5.8. Odhady úmrtnosti ryb
3.6.    Hospodaření na slep. ramen. a vod. toc..
3.6.1. Druhová skladba a početnost rybích  pop.
3.6.2. Podpora přirozeného rozmnožování
3.6.3. Regulace obsádek ryb ve vod. tocích
3.6.4. Rozdělení ryb podle jejich hodnoty
3.6.5. Postup při stanovení návrhu zaryb. pl.
3.6.6. Ukazatele efektivity hospod. na vol. vod..
3.6.7. Zarybňování jednotlivými druhy ryb
3.7. Plán hospodaření v rybářském revíru
3.7.1. Cena násadových ryb
3.7.2. Rozdělení nákladových položek 
3.7.3. Stanovení výnosů z užívání ryb. revíru
3.7.4. Sestavení hospodář. plánu a kalkulace
3.8. Ekologie ryb
3.9. Ochrana ryb
3.10. Znečišťování
3.10.1. Hnilobné odpadní vody
3.10.2. Mírně organicky znečiš. toky
3.11. Změny průtokového režimu
3.12. Stavební úpravy
3.13. Meteorologické vlivy a doba lovu
3.14. Chov raka
3.15. Druhové zastoupení ryb v Labi + charak.

3.1. Vody v zaplavovaných nížinách. 

    Jsou to vody v nízko položených územích v oblastech hraničících s řekou a se sezónními záplavami z hlavního koryta řeky (Welcomme, 1975). Sezónní charakter hydrologického režimu vychází ze sezónního cyklu vysokých a nízkých stavů vody na velké části záplavové nížiny. Proto projevují hydrologické, hydrochemické a hydrobiologické charakteristiky vodních těles v záplavových nížinách extrémní změny, způsobující stálý posun pestrosti biotopu, který tvoří ekosystém říční záplavové nížiny. Se zřetelem na hydrologický režim se zde setkáváme se dvěma složkami - tekoucí (lotickou) a klidovou (lenitickou) složkou, kterou představují různé typy stojatých vod (Welcomme, 1979, 1983). Typologií vodních těles záplavové nížiny, založené převážně na hydrologickém režimu, se u nás zabývali Brtek in Rothschein (1983) a Vranovský (1984). Klasifikační systém založený na geomorfologické, hydrologické a ekologické analýze předložil Roux (1982); jeho nižší kategorie jsou označovány jako funkční celky, viz. obr.1.

Obr.1

Typy vodního prostředí v regulovaném záplavovém říčním ekosystému.Podle Peňáze et al. (1991).

La – hlavní koryto (eupotamon)
1b – původní koryto (eupotamon)
1c – vedlejší rameno (eupotamon)
2        - slepé rameno (parapotamon)
3        – staré rameno (paleopotamon)
4        – staré rameno, poříční telma (plesiopotamon)
5        - nadúrovňový přívodní kanál
6        – nádrž
7        – vývařiště
8        – průsakový kanál
9        – přehradní zeď
10 – příčné regulační stavby

     Jak uvádí Oliva (1955, 1960) - zpracování této klasifikace vychází ze situace na řece Rhóne ve Francii, bylo využito i početných údajů ze SR a ČR: z Dunaje (Balon 1963, 1966, 1967, Ertl 1970, 1974, 1976; Ertl et Lác 1961; Holčík et Bastl 1972, 1973, 1976; Holčík et al. 1981, 1985; Tomajka et Ertl 1974; Vranovský 1974, 1975).

     Holčík (1989) uvádí tyto funkční celky s podrobnou charakteristikou; zde je připojuji jen ve zkráceném rozsahu se zřetelem k ichtyologickému významu:

1.  Eupotamon: Hlavní koryto řeky, meandrující úseky a její ramena mají trvalý průtok. Rybí společenstvo je charakterizováno přítomností pelagofilních druhů vytírajících jikry do volné vody litopelagofilních a litofilních druhů, zakrývajících snůšku. Dominují však druhy litofilní a fytofilní, kladoucí jikry na otevřené podloží. Je zde velmi nízká ichtyomasa.

2.  Parapotamon: Postranní ramena lemující tok, která jsou ve stálém spojení svým dolním koncem s hlavním korytem. Průtok se může měnit podle kolísání vodní hladiny v hlavním korytu, a to jak vody povrchové, tak i vody spodní, jíž jsou ramena napájena. Ve společenstvu ryb dominují fytofilní druhy kladoucí jikry na otevřené podloží a na rostlinstvo, a litofilní druhy. Ichtyomasa je nízká.

3.  Plesiopotamon: Jsou to stálé nebo dočasné nádrže stojatých vod, které byly dříve postranními rameny a které jsou nyní od hlavního koryta odděleny. Mohou nebo nemusí být napájeny spodní vodou a jejich velikost se zvyšuje nebo snižuje podle hydrologických podmínek. V ichtyofauně dominují druhy fytofilní a fytolitofilní, kladoucí jikry na otevřená podloží. Hodnoty ichtyomasy kolísají od velmi nízké až po velmi vysoké.

4.  Paleopotamon: Jsou to trvalá tělesa stojatých vod, nazývaná také "jezera", která zůstávají, když řeka změní koryto. Taková tělesa mohou být přírodní nebo vytvořená uměle říčními náspy a hrázemi. Jsou napájena spodní vodou a jsou jen zřídka zaplavována. Rybí společenstvo se skládá z malého počtu druhů, silně převládají fytofilní druhy kladoucí jikry na otevřená podloží. Ichtyomasa je dosti vysoká.


3.2. RAMENA A TŮNĚ.

Pro zajímavost uvádím také nákres(obr.2) dle Adámka,(1995).
Obr.2

a-slepé rameno; (b)-mrtvé rameno; (c)-staré rameno a jejich spojení s původním tokem

      Regulační úpravy, hlavně dolních toků řek, mají za následek vznik řady odstavených říčních ramen, které jsou tvořeny původním, starým  korytem. V minulosti vznikala tato ramena přirozenou cestou, když si za vysokých vodních stavů proud řeky vymlel nové koryto. Z rybářského hlediska představují ramena především v počátečních letech velmi hodnotné revíry (Adámek, 1995).

    Přirozeným procesem stálého  zvyšování obsahu organické hmoty ve vodě a sedimentech však dochází k jevu, který označujeme jako stárnutí ramen. To vede k poklesu jejich produktivity, a tím i rybochovné hodnoty, a nezřídka končí i jejich zánikem. Nově vzniklé rameno označujeme obvykle jako slepé (viz. obr.2). U těchto ramen zůstává ve větší či menší míře zachována komunikace s tokem. Při nově prováděných úpravách toků bývá zajištěna i možnost regulace průtoku vody těmito rameny. Propláchnutí ramene v období zvýšených průtoků v řece umožňuje snížení kumulace organické hmoty v rameni a oddaluje tím významně jeho stárnutí. Velký význam má udržení vodního spojení ramen s původním tokem pro migrace ryb.

    Zvláště markantním dokladem tohoto významu jsou dunajská ramena na Žitném ostrově, do kterých vplouvají při vyšších vodních stavech pohlavně dospělé ryby a rozmnožují se zde. Ramena pak slouží jako přirozená zásobárna mladších ročníků ryb, které v tomtéž období migrují zpět do hlavního toku.

    Nejrychleji migrují na nová stanoviště všech typů vod v zaplavovaném území plotice, okoun a štika. Slepá ramena preferuje cejn a kapr, podmínkou je, aby větší část těchto ramen měla hloubku větší než jeden metr. Reofilní druhy ryb migrují na zaplavovaná území, avšak při klesajícím průtoku se většinou vracejí zpátky do toku.

    V případě, že přímé vodní spojení s řekou neexistuje nebo se přeruší (zanášením, zarůstáním apod.), vzniká tzv. mrtvé rameno (viz. obr.2), které komunikuje s původním tokem pouze za zvýšených vodních stavů při povodních.    

    Výstavbou přehradních nádrží a regulačními úpravami toků byly u nás v současnosti povodňové stavy prakticky eliminovány, proto většina dříve mrtvých ramen dnes patří do kategorie tzv. starých ramen, která jsou zcela bez spojení s řekou. Jejich závažným nedostatkem je, že zde dochází k hromadění organické hmoty, a tím i k procesu stárnutí (Adámek, 1995).

    Rybářské obhospodařování říčních ramen je v rozhodující míře závislé na jejich charakteru a fázi jejich vývoje. Slepá ramena si zpočátku zachovávají charakter původní řeky, včetně ichtyofauny. Brzy po oddělení se od hlavního toku však vymizí reofilní druhy , jakými jsou parma či ostroretka, a naopak se začnou rozvíjet populace především drobných kaprovitých ryb (plotice; perlín, ouklej, střevlička). Mrtvá a stará ramena silně zarůstají ponořenou i tvrdou vegetací a rybí obsádka je tvořena hlavně druhy tolerantními k nižšímu obsahu kyslíku ve vodě, jako je lín, karas, perlín, piskoř a slunka. V zanikajících ramenech a tůních žijí obvykle jen početné populace zakrslé formy karasa obecného, příp. ojediněle i piskoře.

    Velká mrtvá ramena dolních toků řek Moravy, Dyje, Labe a větších slovenských řek jsou však z hlediska sportovního rybářství významnými lokalitami. Důležité je zde především udržení alespoň částečné výměny vody. Vzhledem k jejich rozloze a objemu vody zde nemá proces stárnutí tak akutní charakter a tyto revíry mohou být pravidelně a úspěšně osazovány běžnými hospodářsky významnými druhy ryb (kapr, lín, štika, candát, místy i sumec, úhoř aj.). Přínosem pro úspěšné rybářské obhospodařování většiny říčních ramen by byla možnost redukce přemnožených méněcenných druhů ryb (Adámek, 1995).

    Vodní tělesa v záplavové nížině fungují účinně jako trdliště zvláště pro limnofilní fytofilní a fytolitofilní druhy ryb,kladoucí jikry na otevřená podloží. Dále jsou prostředím s důležitou potravní základnou, která je soustavně doplňována a dokonce přináší potravní organismy i do hlavního koryta řeky. V době záplavy slouží jako refugium pro druhy ryb, které žijí trvale v sousedních úsecích toku řeky nebo byly splaveny z oblasti horního toku, kde nejsou záplavové nížiny (viz Holčík et Bastl 1976, Holčík et a. 1981).

    Jak poznamenává Holčík ( 1989), byly v Evropě a tedy i u nás záplavové nížiny řek změněny lidskou činností. Regulace a ochranná opatření k zamezení záplav v posledních desetiletích natolik změnily hydrologický režim a morfologii řek, že jen málo si udrželo alespoň stopu svých původních záplavových nížin.  


3.3. Cejnové pásmo.

     Rozdílné podmínky v jednotlivých typech a úsecích toků vedou k jejich rozdílnému oživení rybami. Pro horní toky jsou charakteristické krátkověké, individuálně žijící ryby, zatímco v dolních úsecích převažují dlouhověké hejnové druhy, přijímající potravu 24 hodin denně. Tento rozdílný charakter je základem rozdělení vodních toků na rybí pásma, nazvaná vždy podle nejpočetnější populace nebo charakteristického druhu (Adámek, 1995).

    Jako první se o tuto charakteristiku pokusil před více než 100 lety český zoolog Antonín Frič. Ten vyčlenil pstruhové, lipanové, parmové a cejnové pásmo (Frič, 1871).

    Tato práce se zaobírá dolním tokem řeky Labe, který patří mezi nížinné úseky s pomalu tekoucí vodou a převažujícím laminárním prouděním vytvářejícím cejnová pásma.

    Pokud má tok více meandrů, může se i zde významně uplatnit turbulentní proudění. Dno je tvořeno hlinitým nebo písčitým substrátem, v tišinách, při březích a v zákrutách se tvoří často silné vrstvy usazenin z transportovaných látek. Sedimentace je také nejvýznamnějším projevem v pohybu látek cejnového pásma a významně převažuje nad erozí a transportem. Tok řeky je obvykle široký a hluboký a vytváří meandry, které snižují spád koryta (do 0,8‰) a zpomalují rychlost proudu. Umělým či přirozeným způsobem vznikají v okolí toků cejnového pásma ramena. Voda se dosti prohřívá a dosahuje v létě teplot až 20-25°C. S tím souvisí i poměrně málo vyrovnané kyslíkové poměry, které dosahují obvykle hranice 80% nasycení, ale koncentrace organických látek ve vodě je vyšší, avšak nepřesahuje 4,5 mg.l-l 02 v BSKS (s podmínkou, že voda není znečištěna lidskou činností)(Adámek, 1995).  
  
                                                                       

Obr.3 zástupci fytoplanktonu

    Ve vodě i v nárostech na dně převažují zelené řasy chlorokokální, resp. vláknité, a rozsivky, viz. obr. 3. V mělčích prosvětlených partiích se rozrůstají bohaté trsy vodních makrofyt (stolístek, růžkatec, rdes), v příbřežních partiích tvrdé porosty (zblochan, puškvorec, rákos). Druhové složení zoobentosu se různí podle charakteru dna - v dnových sedimentech žijí nitěnky, velevrubi a larvy pakomárů, v proudnějších úsecích s tvrdším dnem larvy chrostíků, pijavky a larvy střechatek. V pevných březích se zahrabávají larvy některých druhů jepic (Adámek, 1995).

    Ichtyofauna cejnového pásma je po kvantitativní i kvalitativní stránce nejbohatší ze všech pásem a stoupá se stoupající trofií vody v dolních úsecích. Charakteristickými druhy jsou především zástupci kaprovitých - cejn, kapr, cejnek, karas stříbřitý, plotice, bolen, tloušť, jesen, parma, hrouzek a ouklej, z dravců sumec, štika, candát a další druhy.

    Abundance ryb cejnového pásma dosahuje několika tisíc kusů na hektar a biomasa často až 1000 kg/ha při produkci 200 až   400 kg/ha za rok (Adámek, 1995).


3.4. Faunistika cejnového pásma v ČR.

     V mezidobí 1918-1945 byly ichtyofaunistické práce výjimkou, poněvadž se mylně předpokládalo, že rozšíření různých rybích druhů u nás je dostatečně známé (Baruš, Oliva, 1995).

    Že tomu tak není, ukázaly studie Mahena (1927,1929-1931), Dyka (1932, 1938) a Vladykova (1930, 1931). Hykešovy soupisy ryb (1921, 1922) vycházely jen z literárních údajů, které nemohly být prověřeny na skutečném dokladovém materiálu, ukázaly však dokonalý přehled autora o literatuře, na niž možno i dnes odkázat. Prvé nálezy vzácnějších druhů ryb začal uveřejňovat od roku 1948 Oliva, od roku 1950 Dyk. Postupně přibývali další početní autoři (Baruš, Bastl, Blahák, Brtek, Čihař, Dobšík, Dorko, Dyková, Flasar, Frank, Geczd, Hochman, Holčík, Hensel, Hradil, Jirásek, Kálal, Kirka, Kopáčik, Kux, Lelek, Leontovyč, Libosvárský, Lohniský, Lucký, Lusk, Makara, Mišík, Nagy, Nápravník, Novák, Olejár, Pár, Podhradský, Romanovský, Sedlár, Skácel, Stráňai, Šafránek, Vejmola, Veselý, Vostradovský, Vostradovská, Zykmund, Žitňan).

    Na sledovaných lokalitách prováděl výzkum také Josef Šachl, Antonín Frič a Zoologický ústav Karlovy Univerzity (Oliva, Frank, Pivnička a Vostradovský, 1955).

    Šachl (1982) uvádí Fričovy údaje z roku 1903, že se na Nymburském okrese vyskytovalo 37 druhů kruhoústých a ryb. Dnes je to 32 druhů, z nichž je potřeba některé nově doložit.


3.5. Populační dynamika ryb.


3.5.1. Vyváženost rybích společenstev.

     Prostředí volných vod (řek, odstavených ramen a jiných povrchových vod) nám většinou neumožňuje přesvědčit se o skutečných poměrech v rybí obsádce. Nelze je totiž vypustit, spočítat ryby, determinovat apod. Tyto údaje nebyly získány ani při ojedinělém vypuštění údolní nádrže, při kterém slovení rybí obsádky bývá natolik složité, že se s podobným hodnocením nedá kalkulovat (Vostradovský, 1995).

    Více poznatků bylo nashromážděno např. z inundačního území řek, kde ryby zůstávají po poklesu hladiny uzavřené v postranních ramenech, tůních apod. V některých byla i na našem území rybí obsádka vytrávena a zjištěny důležité populační parametry (např. tůně Labe v Čelákovicích, ramena na Dunaji aj.) (Vostradovský, 1995).  

    Přesnější údaje o různých populačních parametrech charakterizujících skutečný stav rybí populace, byly naměřeny na malých tocích, které bylo možné v určitých úsecích přehradit a ryby z přesně změřeného úseku vylovit.

    Takové údaje jsou nesmírně cenné a ukazují vždy skutečné poměry v rybí obsádce. Vycházet při podobných hodnoceních pouze ze statistických výkazů o úlovcích ryb udicí příliš nelze, i když i tyto údaje (při nedostatku jiných přesnějších) mohou být určitým vodítkem pro rozhodování rybářského hospodáře.

    Získané údaje dávají obecný přehled o poměrech v ichtyocenóze a z nich se můžeme přesvědčit i nepřímými metodami, jejichž základem je např. studium věku a růstu ryb z příslušné lokality.

    Tyto metody jsou však poměrně náročné a v praxi rybářského hospodáře obvykle nepoužitelné. Přesto je důležité se s nimi alespoň v základech seznámit.

    Takto je možné se o poměrech v rybí obsádce přesvědčit studiem vyváženosti rybího společenstva. dle Vostradovského, (1995).

HODNOTÍME:

a) druhové složení rybí obsádky;
b) početnost jednotlivých druhů (abundanci);
c) zjišťujeme celkovou hmotnost (biomasu) rybí obsádky a biomasu jednotlivých druhů zvlášť;
d) sestavujeme křivky velikostního zastoupení jednotlivých druhů ryb;
e) celkovou početnost a druhové zastoupení v nulté věkové skupině ryb (plůdku);  

    Pro podobná hodnocení a porovnávání údajů důležitých i z hlediska celkové produkce ryb existují různé koeficienty, z nichž bych uvedl alespoň koeficient F/C, vyjadřující hmotnostní podíl dvou základních skupin ryb (nedravých i dravých). Současně vyjadřuje i koeficient spotřeby potravy dravými rybami, tj. stupeň vyváženosti rybí populace (poměry mezi nedravými a dravými druhy ryb). Za optimální je považována jeho hodnota mezi 4,0 až 6,0, kdy bývá produkce populace nejvyšší. Nižší hodnoty upozorňují na vyšší podíl dravců, hodnoty vyšší naopak na přebytek nedravých druhů. Spodní i horní hodnoty ukazují na nevyváženou rybí populaci s nízkou produkcí.

    Obecně pro naše rybářské revíry platí, že rybí populace jsou v nich v nerovnováze (nevyvážené) s koeficientem F/C běžným nad hodnotu 10,0. Převážně se jedná o důsledek selektivního působení sportovního lovu ryb na obsádku ryb dravých. Dokládá to zejména potřebu jejich pravidelného doplňování umělým vysazováním.

    Dalším druhem využitelného koeficientu je koeficient dostupnosti rybí složky potravy pro dravé druhy ryb, tj. koeficient Y/C, kde Y = biomasa malých ryb sloužících dravým rybám za potravu (hrouzek, ouklej, ježdík atd.) a ostatní ryby do velikosti 13 cm (nejčastěji plůdek a ročci plotice, okouna, cejna, cejnka, perlína). Při vyvážené rybí populaci se tento koeficient pohybuje v hodnotách mezi 0,5 až 4,8 (obvykle 1,0 až 3,0). Při hodnotách nad 5,0 je populace v nerovnováze a neumožňuje ani dostatečnou produkci lovných velikostí.

        Jiným koeficientem je koeficient AT, vyjadřující procento podílu ryb v lovných rozměrech (tj. dosahujících lovné délky) a tudíž kterými se na revíru dosahuje i produkce. Ve vyrovnané populaci kolísá jeho hodnota mezi 33 až 90% (optimálně mezi střední hodnotou až 85%). Údaj pod hodnotu 40 upozorňuje na nadbytek nedravých ryb, nad 80 naopak na přílišnou početnost dravých ryb (Vostradovský,  1995).

    V odborné ichtyologické literatuře se lze setkat ještě s dalšími koeficienty, kterými lze opět posuzovat, zda se jedná o vyváženou nebo nevyváženou populaci.


3.5.2. POPULAČNÍ EKOLOGIE.

     Jednotlivé druhy ryb obývají různé vodní biotopy v areálu svého rozšíření. Za základní jednotku (seskupení) v rámci druhu je považována populace. Populaci můžeme definovat jako skupinu organismů téhož druhu, která má společný genofond (tzv. mendelovská populace). Společný genofond je spojitý v čase i prostoru (Baruš, Oliva, 1995). V ichtyologii známe ještě jeden pojem, tzv. elementární populaci (Lebedev, 1969), což je skupina jedinců téhož druhu stejného věku a stejné fyziologické kondice. Elementární populace se po určitou dobu (např. během potravní nebo třecí migrace) drží pohromadě.

    V současné době, kdy většina našich volných vod je rybářsky obhospodařována nebo ovlivňována, působí činnost člověka přímo (vysazování násad, lov ryb) či nepřímo (úpravy vodního prostředí, manipulace s vodou, úprava vodního režimu, vodní stavby) na stav a vývoj rybího osídleni a tedy i populace jednotlivých druhů. V případech, kdy je početnost druhu ve vodním ekosystému v podstatě určována a vytvářena činností člověka (např. v rybnících), je vhodnější pro taková seskupení ryb používat označení obsádka. O rybích populacích pojednáváme proto obvykle ve vztahu k tzv. volným vodám. Znalost zákonitostí dynamiky kolísání početností rybích populací a nejvýznamnějších faktorů, které v tomto směru působí, je základem rybářského obhospodařování a ochrany toho kterého druhu a konečně i využití jeho produkčních schopností. Populace ryb je seskupení dynamické, a to jak ve vztahu k určitému vodnímu systému, tak i z hlediska časového sledu. Proto jsou u populací ryb studovány základní populační charakteristiky, které od odhadů početnosti vyúsťují v odhady biomasy a využití její části, tzv. výnosu (Baruš, Oliva, 1995).

    Ke studiu změn početnosti rybích populací je třeba ovládnout metody odhadů základních (tzv. populačních) parametrů. Základním populačním parametrem těchto změn je početnost, kterou lze odhadovat jednorázově anebo opakovaně. V posledním případě získáme představu o změnách početnosti dané populace, tj. o dynamice její početnosti. Změny početnosti jsou spojeny s dalším populačním parametrem - úmrtností. Úmrtnost je opět v těsné vazbě na natalitu, které je však s výjimkou studia plodnosti ryb (výchozího bodu natality) věnována v ichtyologii malá pozornost. Podobně i otázky úmrtnosti plůdku jsou zatím studovány pouze okrajově, především pro značnou metodickou náročnost podobných prací. Se studiem dynamiky početnosti populací ryb souvisí též studium změn věkového složení nelovených i lovených populací. Změny věkového složení lze dobře studovat pomocí tzv. výlovových křivek (Baruš, Oliva, 1995).

     Dynamika početnosti rybích populací zajímá člověka především z hlediska možného výlovu ryb a využití části populace pro vlastní výživu. Z tohoto důvodu řada prací o dynamice početnosti a růstu ryb hodnotí též změny biomasy (tj. hmotnosti) populací ryb včetně tvorby nové biomasy (tj. produkce). Populační studie mohou zahrnovat pouze jeden druh anebo více druhů. Ve druhém případě již přesahují populační ekologickou úroveň a lze je řadit do dalšího oddílu ekologie, kterým je studium společenstva. Monograficky byla u nás zpracována populační dynamika např. ostroretky stěhovavé (Lusk, 1967), pstruha obecného (Libosvárský, 1968; Kirka, 1974), okouna říčního (Holčík, 1969), plotice obecné a oukleje obecné (Chitravadivelu, 1974), parmy obecné (Peňáz, 1977). Samostatné kratší práce zabývající se populační dynamikou jednotlivých druhů ryb byly věnovány například štice obecné a blatňáku tmavému (Mišík, 1964), štice obecné (Holčik, 1968; Vostradovský, 1969), plotici obecné (Holčík, 1967; Pivnička, 1975), perlínu ostrobřichému (Holčík, 1967), okounu říčnímu (Pivnička et Svátora, 1977). V těchto pracích jsou většinou hodnoceny základní populační charakteristiky, tj. věkové složení, mortalita, růst, relativní a absolutní početnost, biomasa, event. produkce.

    Dynamika rybích populací a věkové složení rybích populací se mění v závislosti na jejich věkovém složení. Nejvíce se tato skutečnost týká krátkověkých ryb, kde je fluktuace v početnosti značně urychlována tím, že tyto ryby reagují výrazněji na všechny změny, jako např. na potravní nabídku, zdravotní stav apod. DUBSKÝ, (1995) dále uvádí, že přelovením (nadměrným odlovem) však může nastat situace, kdy je ohrožena reprodukce druhu. Stabilita celé populace je naopak méně ohrožena, pokud jsou přítomny různé ročníky. To se ovšem týká především těch ryb, které se ve volných vodách pravidelně rozmnožují, nikoliv ryb, jejichž početnost je zcela závislá na umělém doplňování nasazováním (kapr).

    Tam, kde je zpracováno více druhů ryb z dané lokality, v některých případech všechny, je hodnocena především početnost, biomasa a produkce. Práce podobného zaměření u nás začínají v padesátých letech studiem početnosti a biomasy rybích populací v polabských tůních (Oliva, 1955, 1959, 1960).

    Vliv kolísání vodních stavů na dynamiku populací ryb v této oblasti byl hodnocen samostatně (Holčík et Bastl, 1977). Početnost a biomasa ryb v horních a středních tocích řek byla podrobně hodnocena v pracích Kirky (1968), Libosvárského (1973, 1977), Libosvárského et Wohlgemutha (1973), Luska (1970, 1973, 1976, 1977) a dalších. Základní metody studia populační dynamiky jsou uvedeny v Ichtyologické příručce (Holčík et Hensel, 1972) a ve skriptech Ekologie ryb (Pivnička, 1981 ).


3.5.3. Odhady početnosti.

    Poznání velikosti rybí populace je vždy rozhodující při řešení řady opatření vedoucích ke zhodnocení rybí obsádky výlovem a při přijímání celé řady hospodářských rozhodnutí (Dubský, 1995).

    Nejjednodušší způsob odhadu početnosti ryb je kvantitativní vylovení části populace na ploše o známé rozloze a následné přepočtení získaných dat na celou plochu, tzv. metoda plošek (Baruš, Oliva, 1995).  Tato metoda se dostala do ekologie z planktonologie koncem minulého století. Podmínkou použitelnosti tohoto typu odhadu je dostatečný počet zvolených ploch, které navíc dobře charakterizují celek. Nutno též respektovat rozdíl mezi ekologickou a celkovou hustotou organismů. Přepočet nelze mechanicky provést pro celou plochu, ale pouze na tu část zkoumané vody, kde se daný druh skutečně vyskytuje. Největší početnost ryb bývá v místech přechodu ekologických nik v tzv. ekotonech.

    Dle Dubského (1995) za jednu z nejpřesnějších metod z tohoto hlediska je možno považovat totální slovení rybí obsádky. Tůně a podobné typy vod lze vytrávit specificky působícími rybími jedy (piscicidy), jako např rotenonem (je organické povahy a rychle se v prostředí rozkládá). Tento způsob není na našem území (až na výjimky) obvyklý, ale uplatňují ho např. v USA, Kanadě a v řadě dalších zemí, tam, kde dojde k přemnožení neexploatovatelných druhů.

    Jednou z metod používanou u nás je označení vylovených a znovu vypuštěných ryb do původního prostředí. Základem následných výpočtů je vždy poměr mezi značenými a neoznačenými rybami v úlovku. Vychází se z matematického předpokladu, že mezi jednotlivými úlovky a celkovým množstvím ryb v populaci je regresní vztah. Je zcela nutné dodržet řadu podmínek, jako např. dostatečné proznačení populace, rovnoměrnost rozptýlení znovu vypuštěných a označených ryb i rovnoměrné prolovení lokality. I tak se může stát, že se odhad zdaří jen u určitého druhu ryb (Dubský, 1995).

    V souladu s tím našli Lelek et Lusk (1965) největší hustotu ryb v řece Rokytné na přechodech mezi peřejemi a klidným tokem. Místo na plochu lze též provést přepočet na jednotku objemu (např. na 100 m3) - opět pro objemové jednotky, ve kterých se ryby vyskytují (Holčík et Bastl, 1983).

    Baruš a Oliva (1995) dále uvádějí, že v případě, že celou populaci jednoho nebo více druhů kvantitativně odlovíme, např. opakovanými odlovy nebo vytrávením, získáme hodnoty absolutní početnosti. K opakovaným odlovům lze použít sítí, v menších tekoucích vodách je efektivnější elektrolov. K vytravování lze použít modré skalice, toxafenu, rotenonu a dalších chemikálií. Metodu vytrávení populací ryb v menších uzavřených vodách použili u nás například 0liva (1957), Lác et Ertl (1961), Balon     (1966) a také Holčík (1966). Elektrolov byl používán při faunistických výzkumech i výzkumech kvantitativního charakteru, např. Kux et Weisz (1958, 1964), Mišík (1959) a další.

    Vliv elektrolovu na ryby studovali Lelek (1962, 1966), Lelek et Libosvárský (1965), Libosvárský (1967) a Prokeš ( 1972).

    Další metoda odhadu početnosti ryb, která byla u nás často používána, je metoda značení a zpětného odlovu značených ryb známá jako metoda Petersenova a její obměna, tzv. metoda Schnabelové (Ricker, 1975). Tuto metodu u nás použili Oliva (1955c, 1959); Holčík (1970), Holčík et Pivnička (1972) a Pivnička (1982). Princip metody je v tom, že na osu x se nanáší celkový kumulativní úlovek opakovaných odlovů (nejméně tří) proti hodnotám lovu na jednotku úsilí na ose y. Výsledkem je klesající přímka závislosti obou veličin, která protíná osu x v bodě, kde celkový kumulovaný počet ulovených ryb by byl teoreticky roven jejich původní početnosti. Zmíněný průsečík získáme buď graficky proložením přímky body závislosti kumulovaného odlovu a odlovu na jednotku úsilí anebo numericky výpočtem této závislosti, např. metodou nejmenších čtverců. Nezbytnými podmínkami reálnosti odhadu jsou stejná ulovitelnost ryb po celou dobu odlovů, uzavření studované populace tak, aby byla vyloučena emigrace i imigrace a vyloučení přirozené anebo i výlovní mortality neznámé hodnoty (Baruš, Oliva, 1995).

    Metodu je možno kombinovat se značením ryb a provést souběžně odhad známého počtu značených ryb z prvního odlovu. Kritický přehled metod odhadů početnosti postupným odstraňováním ryb z populace publikoval např. Cowx (1983).

 Vychází se z následujících vztahů:

l)        Petersonova metoda N = (a*t)/S  
2)        Schnabelové metoda N = (S a*t)/S

N = velikost populace, n = celkový počet ryb v úlovku, t = celkový počet označených ryb, přítomných v nádrži, S = celkový počet ryb označených v úlovku.
Lze zavést pro zpřesnění výsledků (např. metoda Chapmanova s výpočtem konfidenčních limitů aj.).

     Ke zjišťování velikosti rybích populací se dnes stále více používají citlivé ultrazvukové přístroje (echoloty). Vychází se ze skutečnosti, že ozvy ryb lze nahrát na citlivý magnetický záznam a ten pomocí počítače přeměnit na číselný kód k dalšímu hodnocení.

    Používají se echoloty firmy SIMRAD (Norsko), FURUNO (Japonsko),BIOELECTRONIC (USA)(Dubský, 1995).


3.5.4. Odhady početnosti v ČR a SR.

    Pokud jde o množství údajů o populační hustotě ryb ve vodách na území ČR a SR, lze konstatovat, že ve srovnání s ostatními evropskými zeměmi máme k dispozici nejvíce údajů nejen o početnosti, ale i s tím souvisejícími hodnotami o biomase rybích populací i celých společenstev z různých typů vod, počínaje malými potoky přes menší uzavřené nádrže až po údolní nádrže a částečně i z velkých toků (viz. Holčík et Oliva, 1973). Do současné doby se však zvýšil počet odhadů početnosti i biomasy a produkce i v ostatních evropských zemích, viz. Gorejev et al.    (1974), Penczak et al. (1981), Lobon Cervia et Penczak (1984).

    Nejvyšší hustota ryb je zjišťována v inundačních oblastech velkých řek (v malých tůňkách či slepých ramenech). Zde je však třeba brát opět v úvahu refugiální charakter těchto typů vod. Počátkem 50. let započaly výzkumy v Polabí (Oliva, 1955, 1959, 1960), počátkem 60. let v Podunají (Lác et Ertl, 1961; Balon, 1963, 1966; Holčík et Bastl, 1973, 1976 a další).

    Průměrná početnost ryb se pohybuje kolem 45 000 ks.ha-1. Průměr byl stanoven z celkem 27 samostatných stanovení početnosti zjištěných vytrávením celé plochy. Variabilita se pohybuje v rozmezí až dvou řádů (Baruš, Oliva, 1995).


3.5.5. Odhady biomasy v ČR a SR.

    Známe-li velikost biomasy ryb, můžeme předpovídat velikost úlovků. Z odborné literatury je patrné, že se údaje o velikosti biomasy, a to i z vod velmi si podobných, od sebe značně odlišují.

    Je známo, že se biomasa ryb zvětšuje s počtem přítomných rybích druhů a rostoucí vodní plochou, ale méně již s celkovým objemem vody. Ryby totiž většinou nejsou ve vodní ploše rozptýleny rovnoměrně, ale bývají soustředěny v mělčích partiích a kolem břehů.

Bylo také zjištěno, že existuje pozitivní vztah mezi obsahem živin a rybí biomasou. Ryby s kratším potravním řetězcem (mírné druhy ryb) vytvářejí větší biomasu (Dubský, 1995).

    V řekách mimopstruhového pásma je podle očekávání biomasa podstatně vyšší než v řekách pstruhového pásma a pohybuje se u 49 samostatných stanovení v průměru kolem 430 kg . ha-1, s variabilitou 164-740 kg . ha-1 (Baruš, Oliva, 1995).

    Hodnoty biomasy ryb v přehradních nádržích a její variabilita je uvedena na příkladu Klíčavské nádrže, kde patnáctiletý průměr biomasy ryb, které jsou delší než 10 cm, je 250 kg .ha-1, s variabilitou 150-350 kg . ha-1 (BARUŠ, OLIVA, 1995).

    Lze předpokládat, že v silně eutrofních údolních nádržích se biomasa ryb může pohybovat mezi 500-700 kg . ha-1.

    Vysoké hodnoty biomasy ryb byly zjištěny ve slepých ramenech a tůních inundačních oblastí našich velkých řek (především v Polabí a v Podunají). Z celkem 41 samostatných stanovení lze dojít k průměrné hodnotě kolem 350 kg . ha-1 s variabilitou 250-740 kg . ha-l, v některých případech dosahovala biomasa v jednotlivých tůních až 1 000 kg . ha-1 (Poltruba; Oliva, 1955).

    Dubský (1995) uvádí, že v nížinných partiích se biomasa pohybuje až po několik set kg/ha. V polabských tůních přesáhla místy biomasa ryb až 1 000 kg/ha. Podstatnou část biomasy v řekách a ramenech řek vytvářejí kaprovité ryby (cejn, plotice).

     Průměrná hodnota biomasy v tůních a slepých ramenech je poněkud nižší, než by bylo možno očekávat vzhledem k značně vysoké variabilitě a často se vyskytujícím nápadně nízkým hodnotám biomasy v jednotlivých vodách tohoto typu (např. pouhých 12,8 kg . ha–1 (Baruš, Oliva, 1995).

    Hodnoty biomasy ovlivňuje především metoda odhadu početnosti, ale též počet druhů v nádrži a v neposlední řadě plocha, ev. objem nádrže a tzv. ekologická plocha nebo objem, tj. část nádrže, ve které se trvale vyskytují ryby. Tak vysoké hodnoty biomasy ryb v Polabí po srovnání s biomasou ryb v Podunají se dostanou do zcela opačného světla, porovnáme-li je nikoliv na jednotku plochy, ale na jednotku objemu (Holčík et Bastl, 1973). Původně dvojnásobná biomasa na jednotku plochy v polabských tůních poklesne na 4,9 kg . 100 m3 ve srovnání s tůněmi v Podunají (7,15 kg . 100 m3). Počet druhů ryb v obou regionech je srovnatelný (Baruš, Oliva, 1995). 


3.5.6. Odhady produkce.

     Produkcí ryb rozumíme zvětšení hmotnosti rybích těl za určitý časový úsek. Odhadovat produkci se daří spíše u starších než u mladších ročníků ryb (zejména u plůdku). Nejčastěji jsou používány metody Rickerova a Allenova (Rickerovy a Allenovy křivky), pro jejichž sestrojení musíme znát změny v početnosti populace a přírůstky její hmotnosti (Dubský, 1995).

    Výnos je dalším důležitým faktorem v populační dynamice ryb (a rozhodujícím v rybářském využívání volných vod). Je to vlastně část vylovené produkce ryb. Pokud klesá v populaci např. průměrná hmotnost ryb, lovíme neustále mladší ryby, což vyžaduje větší rybářské úsilí a ovlivňuje ekonomiku výlovu.

K odhadu velikosti výnosu („ Y “) potřebujeme znát údaje o růstu, úmrtnosti a doplňování. Pokud tyto údaje nejsou k dispozici, je možné odhadnout předpokládaný výnos tím, že dáme do vztahu jeho předchozí známé hodnoty k celkové biomase, či alespoň velikosti rybářského úsilí (CPUE). Výnos bývá nejvyšší, pokud se početnost ryb pohybuje spíše ve středních hodnotách (Dubský, 1995).

     Nejjednodušším odhadem produkce (P) je vynásobení průměrného hmotnostního přírůstku ryb (w) jedné věkové skupiny za danou časovou jednotku jejich počtem (A) v konci sledovaného období. Pokud odhadujeme produkci pro více věkových skupin, sčítáme jednoduše jejich příspěvky k celkové produkci (Baruš, Oliva, 1995).

                 m 
P = ∑ / Ŵi * Ai

            
i=n     

kde n značí nejmladší, m nejstarší věkovou skupinu, pro kterou je produkce odhadována, Ai početnost i-té věkové skupiny a wi její průměrný hmotnostní přírůstek.

   Stejným způsobem postupují rybníkáři, když koncem vegetačního období sloví rybník a zjistí počet ryb, které se dožily konce sledovaného období (tj. výlovu), a jejich průměrný hmotnostní přírůstek. Holčík (1970) nazval tento postup odhadu metodou Burmakina a Žakova.  


3.5.7. Biotopy a vodoteče v ČR.

     Státní území ČR leží v jihozápadní části eurosibiřské zoogeografické podoblasti. Vnitrozemská poloha a členité utváření povrchu území ČR vytváří předpoklady pro vznik různorodých vodních biotopů, a to jak přirozených, tak i umělých. Naše povrchové vody jsou výhradně sladkovodní a dělí se na dva základní typy - vody tekoucí (běhuté) a vody stojaté (Baruš, Oliva, 1995).

    Čechy jsou pozoruhodnou vodopisnou jednotkou (vývoj od miocénní doby). Naprostá většina vody odtéká Vltavou a Labem do Severního moře. Celé říční povodí Labe v ČR měří 51 391 km2, odvodňuje tedy 65,2% plochy ČR. Délka toku této řeky v Čechách činí 370 km. Pramen Labe je v nadmořské výši 1 384 m, řeka opouští státní území ve výši 115 m.n.m. (Vlček et al., 1984).

    Z celkové plochy povodí Labe 144 055 km jedna třetina připadá na naše území. Zaplavovaná povodňová území (pokud zůstala zachována) jsou úzká(Baruš, Oliva, 1995).

    Průměrný odtok Labe činí u Děčína 305 m3.s-1. Vltava odvádí 151 m3.s-1, malé Labe 99 m3.s-1, Ohře a Berounka přibližně 40 m3.s-1 (Baruš, Oliva, 1995).

Analýza potravních vztahů v ichtyocenóze - dle Dubského (1995)

    V ichtyocenóze se vždy setkáváme s několika základními typy potravních vztahů. Je to jednak potravní konkurence, což je vztah mezi různými druhy ryb či jedinci téhož souboru (i druhu), které se vyživují na shodné potravní složce. Jiným vztahem je predace - vztah mezi dravými druhy ryb a jejich krmnou základnou.

    Nedravé ryby se od sebe odlišují způsobem výživy a výběrem potravních složek, a člení se proto na herbivory (požírají rostlinnou potravu), planktonofágy (živí se převážně planktonní potravou) a bentofágy (v potravě převažuje bentická složka výživy). Při dočasném nedostatku potravy může docházet k vyšší míře kanibalismu, a to i u mírných ryb (byl zaznamenán i u kaprovitých ryb).

 Analýza potravních vztahů - dle Dubského (1995)

    je velmi náročná a vyžaduje kromě dokonalých znalostí o vodních organismech přijímaných v potravě ryb i znalost ekologie ryb. Při posuzování potravy ryb z hlediska vztahů ryba - prostředí se nejčastěji můžeme setkat s následujícími termíny:

a)  Spotřeba potravy za určitou časovou jednotku (den, rok).
b)  Index naplnění zažívadel charakterizuje vztah hmotností obsahu zažívadel a těla ryby (v procentech). Vyjadřuje stupeň nakrmenosti v okamžiku vylovení.
c)  Index výběrovosti vyjadřuje vztah mezi nabídkou potravní složky v prostředí a  jejím obsahem v zažívadlech.
d)  Index spotřeby se vypočítá z hmotnosti pozřené potravy ve vztahu k hmotnosti těla ryby.
e)  Index využitelnosti potravy vyjadřuje (v procentech) opět celkové množství spotřebované potravy v okamžiku vylovení ryby.

    Lze také posuzovat směsné vzorky z obsahu zažívadel odebraných z více druhů ryb, nejlépe oddělené podle odlišných délkových skupin.


3.5.8. 0dhady úmrtnosti ryb.

     Ryby, stejně jako ostatní živé organismy, mají délku svého života ohraničenu. K úmrtnosti (mortalitě) dochází nejen na konci života (stářím), ale obvykle se ještě uvádí další.

    Vostradovský (1995) uvádí tyto základní příčiny úmrtnosti:

 Smrt stářím, kdy přirozený proces stárnutí je zakončen smrtí organismu. Obecně platí, čím dříve ryby pohlavně dospívají, tím dříve i umírají. Větší šanci zemřít stářím mají ryby obývající rozsáhlejší životní prostředí, menší ve vodách silně exploatovaných apod.

Smrt vyvolaná vnějšími příčinami (abiotickými faktory) je způsobována náhlými   změnami v kvalitě vodního prostředí, např. otravami, udušením, náhlou změnou teploty.

Smrt dravci (predátory) podle početnosti dravců, dostupnosti kořisti atd.

Smrt nemocemi v důsledku virového či bakteriálního onemocnění nebo vyvolaná invazemi parazitů. Může zasáhnout do života celé populace, nebo může spíše  postihnout jen určitý druh ryb.

Smrt hladem může citlivě ovlivnit početnost rybích populací i v kombinaci s dalšími příčinami (nemoce).

Smrt výlovem je někdy nazývaná umělou či průmyslovou mortalitou a souvisí s intenzitou lovu ryb (sítěmi i sportovním lovem).

    Součtem všech příčin úmrtnosti je tzv. celková úmrtnost. Vzhledem k vysoké plodnosti ryb je nejsilnější v období líhnutí jiker, u raných vývojových stadií, a zejména v období přechodu na přirozenou potravu.

     Vedle termínu celková úmrtnost se častěji v odborné literatuře vyskytuje výraz okamžitá míra úmrtnosti (značená jako "Z") označující, kolik ryb uhynulo za stejný časový úsek. Jikry a vůbec raná vývojová stadia ryb patří mezi období, kdy je ryba nejcitlivější na nejrůznější abiotické faktory. Také biotické faktory (vnitřní vlivy působící ve vodním prostředí) významně ovlivňují přežívání (např. vyžírání dravými rybami).

    Zatímco vliv dravců se u malých druhů ryb (hrouzek, ouklej, slunka) projevuje po celý život, u druhů dosahujících větších rozměrů (cejn, plotice, kapr a další postihuje) většinou pouze nultou až prvou věkovou třídu ryb.

    V našich teplotních poměrech spotřebují dravci v průměru 3 až 8 kg (někdy je uváděno 5 až 10 kg) potravy na jeden kilogram přírůstku.

    V případě úmrtnosti způsobené výlovem lze jeho dopad spatřovat především v ovlivnění věkového a velikostního složení rybích populací.

    Výlovem je snadno postižitelná i populace dravých ryb, zvláště je-li odlovována v době rozmnožování na trdlištích, kde je koncentrována (třeba za účelem umělého chovu apod.) (Vostradovský, 1995).

      K zachycení co nejreálnějšího stavu populace je proto žádoucí kombinace lovných prostředků (obvykle nepostačí na slepém rameni např. použití elektrického agregátu, naopak dobře poslouží v pstruhovém toku).

    Za nejobjektivnější lovný prostředek v nádrži lze považovat dostatečně rozměrnou zátahovou síť, ale i zde je nutné zvažovat počet zátahů a míst, na kterých se odlov provádí. Existuje celá řada matematicko-statistických metod, kterými lze posuzovat poměry v ichtyocenóze volných vod (Vostradovský, 1995). Jsou však poměrně komplikované a nelze se jimi na tomto místě detailněji zaobírat .

    Okamžitá míra úmrtnosti Z se vyjadřuje vztahem Z = F + M, kde F = úmrtnost rybolovem a M = přirozená úmrtnost. Část rybí populace, která i po součtu jednotlivých druhů úmrtností zůstává, se nazývá přežívání a označuje se symbolem S. Počítá se obvykle z rozdílu početnosti ryb mezi jednotlivými věkovými třídami. Celkové přežívání se získá součtem těchto rozdílů (ve všech věkových třídách či skupinách). Početnost ryb se s rostoucím stářím v jednotlivých věkových skupinách snižuje, klesá i hodnota míry přežívání (Vostradovský, 1995).

    Úmrtnost, přežívání a míry exploatace se také provádějí pomocí označených nebo značkovaných ryb, kdy početnost (zastoupení) v jednotlivých věkových třídách nahrazují počty znovuchycených ryb postupně během několika let (Vostradovský, 1995).

    Značkování a značení ryb se na volných vodách používá jako metoda pro zjišťování růstu ryb, posuzování vhodnosti druhů pro daný typ vody a sledování migrace ryb.

    Značkování je připevnění určité značky na tělo ryb.

A) Individuální - označení každého jednotlivého kusu značkou (např. přišívací značky s pořadovým číslem nebo vymražení číselného znaku do kůže).

B) Skupinové - označení určité skupiny ryb (např. určitého původu, určitého stáří stejným symbolem nebo znakem. Sem patří např. amputace a perforace ploutví, vymražení určitého znaku stejného pro celou skupinu nebo přišití značky určité barvy nebo tvaru (Dubský, 1995).

 Metody užívané v rybářství ve volných vodách dle Dubského (1995):

A) Použití přišívacích značek - pro individuální i skupinové značkování ryb. Značka velikosti obvykle 1 cm je zhotovena z umělé hmoty s otvorem pro přišití. Značky se přišívají na první paprsek hřbetní případně na řitní ploutve..

B) Kryogenická metoda značení ryb - ke značení se používá tekutý dusík. Jím se vymrazí symbol nebo číselné značky do kůže ryb. Při značení se na kůži přikládá zmrazená hliníková značka      (-196 °C) po dobu 3 až 10 sekund. V důsledku zmrazení dochází k poruše inervace melanoforů a vzniká jizva viditelná i dva roky.

C) Amputace ploutví - používá se pouze pro skupinové značení ryb. Provádí se amputace jedné z párových ploutví, což nezpůsobuje rybám vážnější zdravotní ani pohybové problémy.

D) Perforace ploutví - proděravění ploutví kleštěmi nebo průbojníkem. Obvykle se perforuje horní nebo spodní lalok ocasní ploutve.

E) Použití podkožních barviv - aplikace tenkého paprsku vodného roztoku barviva pistolí pod tlakem. Značení se provádí proti kostěné bázi ploutve nebo na tělo pokryté šupinami.

Používají se i další metody jako iluorescenční barviva, pasivní integrované transpondéry, mikroprocesorové injekční implantáty

Výsledky vyhodnocujeme běžnými biometrickými metodami.

    Odhad úmrtnosti výlovem (to je i posouzení míry exploatace) lze provést pomocí hodnot míry rybářského úsilí (označováno symbolem CPUE). Vychází se ze vztahů mezi velikostí úlovku a vynaloženým rybářským úsilím (měřeno např. za určitý časový úsek) (Vostradovský, 1995). 

    Baruš, Oliva (1995) uvádějí ,že úmrtnost je snižování počtu ryb za určité období. Příčinou úmrtnosti může být stáří, nemoci či dravci, tzv. přirozená úmrtnost, anebo výlov ryb člověkem, tzv. výlovní úmrtnost. Samotná úmrtnost se doplňuje s přežíváním tak, že součet obou hodnot (tj. úmrtnost a přežívání) je roven jednotce anebo 100%, pokud vyjadřujeme obě hodnoty v procentech výchozí početnosti ryb. Pokud např. z výchozího počtu 1 000 ks ryb uhyne za rok 400 jedinců, je úmrtnost (A) rovna 40%, přežívání (S) 60% .

    Reálné situace se však často odchylují od těchto předpokladů. Výsledkem je nelineární pravá strana výlovní křivky, ze které lze odhadovat vliv výlovu na lovenou populaci (Rűckel 1975).

     S odhady mortality u nás započali Balon (1963) a Lelek  (1964, l965), kteří použili grafickou metodu výlovových křivek. Metody odhadu mortality shrnuli Holčík (1966), Holčík et Hensel (1972) a Pivnička (1981).

    Studiem úmrtnosti jiker a plůdku ryb v laboratorních podmínkách v závislosti především na teplotě vody a koncentraci potravy se u nás zabývali Peňáz (1970, 1971, 1972), Peňáz et Štěrba (1969), Frank (1973) a Černý (1974, 1975).

    Nezávislými odhady početnosti tohoročků okouna říčního zjistili Černý et Pivnička (1973) v období srpen-září přežívání 79% (srovnatelná hodnota s výše uvedenými daty je 6,5%). V pokusném rybníčku (Pilský u Jevan) bylo zjištěno přežívání potěru okouna na úrovni 0,41% za období duben-listopad (409 000 jiker na jaře 1979, 1 666 okounků 0 + na podzim 1979; Pivnička et Švátora 1983). Srovnatelná hodnota 0,20%. Rozborem věkového složení odhadovali přežívání ryb starších než jeden rok Vostradovský (1969) - štika obecná; Holčík (1969) - okoun říční; Holčík (1968) - štika obecná; Holčík (1967) - plotice obecná; Holčík (1967) - perlín ostrobřichý; Černý (1971) - karas obecný. Hodnoty přežívání a mortality odhadnuté z nezávislých odhadů početnosti použili k rekonstrukci odhadů Holčík et Pivnička      (1974), Pivnička (1982) a Pivnička et Kriksunov (1984).


3.6. Hospodaření na slepých ramenech a vodních tocích.

    Podmínky pro optimální využití přirozené produktivity ramen a vodních toků tvoří v přírodě ucelený přírodní ekosystém. Přirozená produktivita toku je schopnost vodního prostředí (toku) poskytovat rybám vhodné životní podmínky a umožňovat jim tak jejich přirozené rozmnožování, nerušený vývoj a růst, tedy docilovat u ryb přírůstek hmotnosti. V přírodních nenarušených ekosystémech existuje biologická rovnováha mezi jednotlivými skupinami organismů. V České republice však v důsledku působení řady antropogenních vlivů nacházíme pouze lokality více či méně dotčené zásahy člověka a lokality narušené (Dubský, 1995).

    Původně byla rybí obsádka toku zcela ovlivněna charakterem toku. Stav rybích populací popsal již Frič a jeho rozdělení toků na pásma pstruhová, lipanová, parmová a cejnová je použitelné dodnes. Výsledná skladba rybí obsádky v toku závisí především na dvou faktorech: na kvalitě vodního prostředí na straně jedné a na požadavcích jednotlivých rybích druhů na životní podmínky na straně druhé.


3.6.1. Druhová skladba a početnost rybích populací.

    Dubský (1995) uvádí tyto faktory ovlivňující druhovou skladbu:

 - kvalita vody: především fyzikálně-chemické vlastnosti, zejména obsah rozpuštěného kyslíku, teplota vody, koncentrace solí (vodivost), stupeň eutrofizace vody, znečištění vody cizorodými (zejména chemickými) látkami, organické znečištění, pH vody, průhlednost aj.

- charakter prostředí vodního toku: zejména hloubka vodního sloupce (střídání mělčin a hlubin), dále rychlost vodního proudu (peřeje, tůně, tišiny), členitost břehů a typ dna a stav dna, členitost břehů a výskyt vodních rostlin

- hydrologický režim vodního toku: především roční průtok, jeho kolísání, minimální letní průtoky, kyslíková bilance, trvání záplav apod.

- potravní zdroje: hlavně bentos (larvy pakomárů, komáru, jepic, nitěnky, plži), v menší míre plankton (vířníci, perloočky, buchanky a jejich vývojová stadia aj.), dále náletový hmyz (jepice, vážky, brouci) a plevelné ryby jako potrava ryb dravých, což se projevuje na docílení přírůstku hmotnosti ryb

- náročnost jednotlivých druhů ryb na prostředí: ryby lze podle nároků na stav prostředí rozdělit na ryby náročné (parma, střevle, sekavec, pstruh, lipan aj.), středně náročné (kapr, štika, lín) a nenáročné (plotice, tloušť, karas). Jak již bylo uvedeno,ve zhoršených životních podmínkách ryby méně náročné nahrazují druhy náročnější.

   Způsob rybářského obhospodařování toku: zarybňování revírů, odlovy přemnožených druhů ryb, hospodářské odlovy, podpora přirozeného rozmnožování, lov ryb na udici a pravidla rybolovu, hájení ryb, ostraha revírů (Dubský, 1995).


3.6.2. Podpora přirozeného rozmnožování.

    Opatření k podpoře přirozeného rozmnožování ryb jsou účinným a nejméně nákladným způsobem zarybňování volných vod.

    Nejjednodušší opatření, pokud je to technicky možné, je nadržení vody na vyšší stav v době výtěru fytofilních ryb a zatopení pobřežních porostů. Hospodář může rybí trdliště označit a hájit. K podpoře přirozeného rozmnožování ryb také slouží všeobecný zákaz lovu ryb.


3.6.3. Regulace obsádek ryb ve vodních tocích a odstavených ramenech podle Dubského, (1995).

     Hospodář musí pomocí statistiky úlovků nebo kontrolními odlovy sledovat a vyhodnocovat stav a vývoj zarybnění revíru. V případě nežádoucího vývoje, jako je přemnožení některých druhů, nízká návratnost, pomalý růst ryb, nedostatečné zarybnění nebo narušení rovnováhy mezi jednotlivými skupinami ryb, je možné použít některá z následujících opatření k regulaci obsádky v revíru.

A) Změna zarybňovacího plánu - např. když dojde k narušení rovnováhy mezi rybami dravými a potravními. Návrh změny by měl vycházet z podrobné analýzy stavu zarybnění. O změnu zarybňovacího plánu s odůvodněním žádá uživatel revíru MZe ČR.

B) Místní úpravy rybářského řádu - tyto úpravy jsou velmi účinným opatřením k regulaci obsádky. Snížení těžby ryb lovem na udici, prodloužení všeobecného zákazu lovu ryb, hájení ryb po vysazení, hájení určitého druhu ryb, omezení maximálního denního nebo ročního množství úlovků na jednu povolenku, zvýšení lovné míry, zákaz používání určitých nástrah nebo lovných způsobů apod.

C) Regulace intenzity sportovního rybolovu – úprava limitu ročních povolenek, který je uživatel revíru povinen dodržovat, je možné skutečně vydaný počet povolenek snížit, ne však překročit.

D) Těžba ryb hospodářskými odlovy – je doplňkový způsob užívání rybářského revíru a zaměřuje se na přemnožené druhy ryb, jako jsou cejni, bílé ryby, dravci.

E) Odstranění nežádoucích ryb z revírů - lovem elektrickým agregátem odstraní z obsádky nežádoucí ryby. Tímto způsobem se především odstraňují nežádoucí druhy.

F) Likvidace jiker a rušení výtěru - omezuje stavy přemnožených ryb, např. cejnů a okouna, v době jejich výtěru manipulací s vodní hladinou. Likvidaci jiker a rušení výtěru ryb je nutno provádět pouze v souladu se zákonnými normami (Dubský, 1995).


3.6.4. Rozdělení ryb podle jejich hodnoty při zarybňování volných vod.

 Dle významu jednotlivých druhů ryb je Dubský, (1995) rozděluje do několika skupin:

A) Vysoce hodnotné druhy ryb (hlavní ryby):

   v MP revírech - kapr obecný (K), lín obecný (L), dravé ryby – štika obecná(Š), candát obecný (Ca), sumec velký (Su), úhoř říční (Ú)

B) Hodnotné druhy ryb (doplňkové ryby):

   v MP revírech - cejn velký (Cv), síhové maréna (Ma) a peleď (Pe), bílé ryby(BR), okoun říční (Oř), lipan podhorní (Li), amur bílý (Ab), tolstolobik bílý(Tb) a pestrý (Tp), bolen dravý (Bo), parma obecná (Pa), podoustev říční(Pod), ostroretka stěhovavá (Os), mník jednovousý (Mn), jelec tloušť (Tl)

C) Potravní druhy ryb:

   v MP revírech - plotice, perlín, karas, hrouzek, cejnek, ouklej

D) Škodlivé druhy ryb:

   v MP revírech - ježdík, sumeček americký

E) Ryby hodnotné z hlediska zachování druhové pestrosti volných vod

  (ohrožené druhy ryb): střevle, piskoř, sekavec, okounek pstruhový, drsci (Dubský, 1995).


3.6.5. Postup při stanovení návrhu zarybňovacího plánu.

A) Posouzení revíru z hlediska jeho vhodnosti pro jednotlivé druhy ryb posouzení charakteristik revíru, jakými jsou členitost revíru, rychlost vodního proudu, hloubka, typ dna, množství úkrytů, kvalita vody, kolísání stavů, úživnost revíru, konkurenční vztahy, stav původních biocenóz atd.

B) Provedení výběru hlavních a doplňkových druhů ryb

Na základě posouzení revíru se zvolí hlavní druhy ryb a vhodné ryby doplňkové. Vysoce hodnotnou skupinu tvoří dravé ryby, především štika a candát.

C) Určení vhodné výše zarybňovacího plánu

U druhů ryb navržených pro zarybňování revíru se stanoví vhodná výše zarybňovací povinnosti podle velikosti revíru (délka v km, plocha v ha) s přihlédnutím k charakteristikám revíru (Dubský, 1995).


3.6.6. Ukazatele efektivity hospodaření na volných vodách.

     Abychom se ujistili o kvalitě zarybňovacího plánu, potřebujeme mít zpětnou vazbu. Tyto informace získáváme ze statistiky úlovků a z evidence zarybňování. Máme-li tyto informace, vyhodnocujeme tyto ukazatele:

Kusová návratnost ryb - je procentuelní podíl počtu vylovených ryb z počtu ryb vysazených(koeficient návratnosti). Sleduje se za jeden rok nebo jako víceletý průměr. Kusová návratnost závisí: na typu vod, na druhu ryby, na stáří a velikosti vysazovaných ryb a na návštěvnosti revíru sportovními rybáři. Poskytuje nám informace o kvalitě zarybňování a o migraci ryb.

Hmotnostní návratnost ryb - je procentuelní podíl hmotnosti vylovených ryb z hmotnosti ryb vysazených. Sleduje přírůstek hmotnosti ryb v revíru, tedy jeho úživnosti. Může nabývat i hodnot přes 100 procent, což svědčí o dobrém přírůstku ryb. 

Množství ryb ulovených na jednu vydanou roční povolenku - vyjadřuje se v kilogramech nebo v kusech ryb, ulovených na jednu roční povolenku. Na MP se dociluje v průměru 10 až 15 kg, na P revírech 7 až 10 kg ulovených ryb na jednu vydanou roční povolenku. Další možný ukazatel je abundance (tj. početnost ryb), biomasa (hmotnost ryb) a přírůstek hmotnosti ryb. Stanovujeme zpravidla na jeden ha plochy revíru.

Evidence návštěvnosti revíru – stanovujeme z výkazu úlovků, kam se zaznamenává datum docházky a revír (Dubský, 1995).


3.6.7. Zarybňování jednotlivými druhy ryb – podle Dubského, (1995).

     Kapr je hlavní rybou MP revírů. Je vysazován jako dvouletá (K2), případně starší násada o průměrné kusové hmotnosti 0,7 kg. V říčních revírech se obvykle vysazuje 50 až 80 ks K2/ha,v lokalitách říčních ramen běžně 200 až 400 ks/ha (max. až 900 ks Ks/ha). Kusová návratnost na stojatých uzavřených vodách a slepých remenech  dosahuje 50 - 80%, může se blížit i 100%.

    Lín je hodnotná ryba především pro nižší polohy, pro mělčí, zarůstající lokality. Vysazuje se hlavně do stojatých, případně do říčních revírů s pomalým proudem vody. Zarybňuje se dvouletou násadou (L2) o kusové hmotnosti 0,1 kg. Na stojatých vodách se vysazuje v množství okolo 50 ks L2/ha. Kusová návratnost u lína dosahuje 20 až 30 procent.

    Štika je vhodná pro stojaté i tekoucí MP revíry s členitými břehy a s dostatkem potravních ryb. Je vysazována nejefektivněji jako jednoletá násada (Š1) o velikosti přes 15 cm nebo bývá podstatná část zarybňovací povinnosti plněna vysazováním rychleného plůdku štiky (Šr) o velikosti 4 až 5 cm. Optimální množství vysazené Šr je 20 až 40 ks/ha vodní plochy(1 ks na 5 m). Návratnost u štiky činí v průměru 10% (max. 20%).

    Candát jako ryba volné vody je vysazován hlavně na prostorných stojatých vodách. Bývá vysazován jako roček Ca ve velikosti 8 až 12 cm, výjimečně větší. Na stojatých vodách průměrně 100 ks Ca/ha. Kusová návratnost candáta je 10 až 20 %.

    Sumec je hodnotná sportovní ryba především pro ÚN. Je vysazován jako Su i o velikosti 10 až 15 cm nebo jako rychlený plůdek {Su) o velikosti několika centimetrů. Návratnost se u sumce pohybuje na úrovni několika procent.

    Úhoř se zarybňuje z importů ze západní Evropy o velikosti 7 až 10 cm. Úhoří monté je dováženo v polystyrénových přepravních obalech bez vody a ve zchlazeném stavu. Před vysazením si monté pomalým proléváním přivyká na chemismus vody.

    Bílé ryby jsou vysazovány jako potravní složka pro dravé ryby hlavně v revírech, kde jsou populace těchto ryb narušeny. Na 1 kg přírůstku hmotnosti dravých ryb je zapotřebí asi 3 až 5 kg ryb potravních. BR se vysazují v kusové hmotnosti 0,1 kg. (perlín, proudník, plotice, cejnek, okoun, karas).

    Bolen je vysazován jako roček (Bol) o velikosti 8 až l5 cm. Bolen je na udici obtížněji ulovitelný, z čehož vyplývá jeho nízká návratnost.

     Cejn velký (Cv) je často získáván odlovem z míst, kde je přemnožen. Tato násada může být použita k zarybnění revírů, kde dochází k jeho úbytku (Dubský, 1995).


3.7. Plán hospodaření v rybářském revíru.

 Hospodaření na rybářském revíru lze považovat za způsob podnikatelské aktivity.

    Smyslem hospodaření na volných vodách je především udržení biologické rovnováhy, udržení početnosti a pestrosti rybích druhů. Ryby nelze z revírů pouze těžit. Naopak, těžba ryb a zarybňování revírů musí být v rovnováze, a to zejména v zájmu uživatele revíru. Za tímto účelem sestavuje uživatel revíru plán hospodaření na rybářském revíru, podle kterého se používání revíru řídí (Dubský, 1995).

    Ministerstvo zemědělství České republiky předepisuje uživateli revíru roční zarybňovací povinnost (plán) a maximální počet vydaných ročních povolenek. Plnění zarybňovacího plánu a dodržení limitu vydaných povolenek je pro uživatele revíru závazné a tyto údaje jsou výchozími podklady pro sestavení plánu hospodaření. Hlavním smyslem sestavení plánu hospodaření je provést kalkulaci cen povolenek tak, aby tržby za povolenky pokryly veškeré náklady na provoz rybářského revíru (Dubský, 1995).

Rámcový plán hospodaření na rybářském revíru se stanovuje s platností na více let (vzhledem k měnícím se podmínkám).

Metodický postup při sestavení plánu hospodaření na revíru:

Stanovení veškerých nákladů na revír zahrnuje především tyto položky:

- cenu násadových ryb do revíru;
-
dopravní náklady, náklady spojené se sádkováním a distribucí ryb;
- mzdové  náklady;
- režijní náklady;
- ostatní náklady, specifické pro daný revír,


3.7.1. Cena násadových ryb.

    Je to základní položka nákladů na revír. Je třeba vycházet ze skutečnosti, že uživatel revíru je povinen beze zbytku plnit zarybňovací plán revíru. Ten určuje, které druhy ryb, jaký počet a v jaké hmotnosti je uživatel povinen ročně vysadit do revíru. V menším měřítku je také možné při nesplnění některé položky zarybňovacího plánu tuto povinnost převést do následujícího roku, stejně jako naopak provést "předrybnění" revíru. Ryby pak budou proplaceny z tržeb následujícího roku (Dubský, 1995).


3.7.2. Rozdělení nákladových položek podle Dubského, (1995)

     Náklady na násadové ryby je nutno kalkulovat v tržních cenách násadových ryb, které se rok od roku mění. Je vhodné počítat vždy s určitou rezervou. Tato rezerva jednak umožní pokrýt sezónní výkyvy v cenách a jednak může být použita na zakoupení dalších druhů ryb tzv. nad plán. (generační ryby aj.).

Cenu, kterou uživatel revíru zaplatí za koupi násad, lze do značné míry snížit vlastní výrobou násad, pokud k tomu má uživatel revíru vlastní odchovné a výrobní kapacity.

    Dopravní náklady - náklady spojené se sádkováním a s distribucí ryb jsou významnou nákladovou položku vznikající v souvislosti se získáváním, přepravou a vysazováním násad do revíru. Obvykle se tato položka do plánu zahrnuje paušální částkou ve výši 10 až 20% z hodnoty vysazených ryb.

    Mzdové náklady - jsou to odměny, které poskytuje uživatel revíru za výkon hlavních činností spojených s chodem revíru rybářskému hospodáři, jeho zástupci, výdejci povolenek, členům RS atd. Výdejci povolenek bývá odměna stanovena paušální částkou za jednu vydanou povolenku, u členů RS se obvykle řeší vydáním bezplatné povolenky.

    Režijní náklady - při hospodaření na rybářském revíru nebývají režijní náklady (např. náklady na tiskopisy, spotřebu energie atd.) vysoké, je však třeba je v kalkulaci zahrnout.

    Ostatní náklady - jsou specifické pro daný revír. Mohou zahrnovat tyto položky:

nájemné - v případě, že vlastník vodní plochy pronajal revír jinému uživateli za úplatu. Výše nájemného je sjednána smluvně, stejně jako způsob úhrady nájemného;

odpisy investičního majetku - tyto náklady vznikají uživateli v případě, že vlastní investiční prostředky (budovy, sádky, lodě, dopravní prostředky);

náklady na opravy a údržbu revíru - vzhledem k tomu, že uživatel je povinen udržovat vodní dílo v řádném technickém stavu, mohou vznikat další náklady na revíru (opravy výpustního zařízení, údržba břehových porostů atd.). V případě pronájmu jsou povinnosti vlastníka a uživatele uvedeny v nájemní smlouvě;

cestovné - úhrady cestovného vznikají především v souvislosti s ostrahou rybářského revíru.


3.7.3. Stanovení výnosů z užívání rybářského revíru.

 Dubský (1995) uvádí:

Výnosy zahrnují především tyto položky:

- tržby za prodané povolenky;  
- 
tržby docílené těžbou ryb hospodářskými odlovy a jejich  prodejem;  
- 
ostatní tržby na revíru

Tržby za prodané povolenky

jsou hlavním zdrojem tržeb na rybářském revíru. Při jejich výdeji je nutno respektovat maximální počet vydaných ročních povolenek stanovený MZe ČR v dekretu revíru. Cenu ročních povolenek je nutno stanovit v takové výši, aby se prodaly, a tak se dosáhlo předpokládaných tržeb. Tržby za povolenky lze zvýšit prodejem krátkodobých sezónních povolenek. Platí vztah, že za jednu roční povolenku je možno vydat určitý počet povolenek krátkodobých. Na MP revírech 1 roční = 4 měsíční, 8-l4 denních, 12 týdenních a 30 denních povolenek(Dubský, 1995).

Tržby docílené těžbou ryb hospodářskými odlovy a jejich prodejem

Tento způsob využívání rybářského revíru je typický zejména pro údolní nádrže a odstavená ramena, kde současně s lovem ryb udicí probíhají odlovy ryb do vězenců a odlovy sítěmi. Odlovené ryby jsou předmětem prodeje jako ryby tržní(Dubský, 1995).

Ostatní tržby na revíru

Z dalších podnikatelských aktivit, pokud jsou v souladu se zákonnými normami, je možné na revíru provádět např. klecový chov ryb, chov raka, pořádat rybářské závody, provozovat půjčování loděk, rybářského nářadí, prodávat nástražní rybky apod. (Dubský, 1995).


3.7.4. Sestavení hospodářského plánu a provedení kalkulace cen povolenek.

Hospodářský plán revíru je nutno koncipovat tak, aby platily následující vztahy:

 náklady na revír + přiměřený zisk uživatele/tržby na revíru = 1

náklady na revír + přiměřený zisk uživatele/cena jedné roční povolenky

    Hospodářský plán revíru se obvykle sestavuje jako vyrovnaný, kde docílené tržby pokrývají náklady na revír. Přiměřený zisk uživatel revíru dosahuje s cílem udržovat revír a dále investovat ve prospěch rozvoje rybářského revíru (Dubský, 1995).


3.8. Ekologie ryb.

     Za posledních 40 let bylo nejvíce původních prací publikováno z oblasti ekologie ryb v širokém slova smyslu. Ekologické zaměření naší ichtyologie se projevovalo od počátku jejího vývoje a zintenzívnilo po roce 1950, i když je pochopitelné, že v prvých pracích měla ekologická pozorování spíše intuitivní charakter. V roce 1966 Oliva a Balon konstatovali, že právě v ekologii bylo publikováno nejvíce prací. Z Čihařovy (1968) bibliografie vyplývá, že z asi 500 původních prací zveřejněných v letech 1945-1965 je okolo 50 % věnováno ekologii, z Pivničkovy (1979) bibliografie, zahrnující přes 750 prací, je zřejmé, že podíl ekologických prací se zvýšil přibližně na 70 %. Na základě této poslední bibliografie lze usoudit, že ročně u nás přibývá okolo 50 prací nejrůznějšího zaměření v ichtyologii. V prvé etapě po roce 1945 měly převahu práce autoekologického zaměření týkající se jedinců, menší část prací byla zaměřena na úroveň populací, případně biocenóz (Baruš, Oliva, 1995).

     V období asi do roku 1970 tvoří největší podíl práce věnované otázkám určení stáří a rychlosti růstu ryb, započaté Balonem (1953, 1955) s přesnou revizí šupinných metod. V nejrůznějších ekologických aspektech (srv. detailní rozdělení u Čihaře, 1968 a Pivničky, 1979) u nás pracoval početný kolektiv autorů (např. Adámek, Balon, Baruš, Bastl, Bezděk, Blahák, Borodičová, Cabejšek, J. Černý, K. Černý, Čihař, Dobrota, Dudek, Dyk, S. Dyková, Frank, Gajdůšek, Geczó, Havlena, Hensel, Hochman, Holčík, Hrabě, Hrbáček, Hruška, Janeček st. a ml., Jirásek, Kálal, Kirka, Kokeš, Koubek, Krčál, Krčmárik, Krupauer, Krupka, Kubů, Kurfűrst, Lelek, Leontovyč, Libosvárský, Lohniský, Lusk, Macháček, Makara, Nagy, Obrdlík, Oliva, Pecl, Pekař, Peňáz, Pivnička, Podubský, Poupě, Prokeš, Řepa, Sedlár, Skořepa, Stehlík, Stráňai, Straškraba, Štědronský, Švátora, Vacek J., Vacek Z., Vostradovský, Vostradovská, Wohlgemuth, Závěta, Zdražílek, Zelinka, Žitňan).


3.9. Ochrana ryb.

     Naše původní fauna ryb byla tvořena 62 druhy ze 17 čeledí (Oliva, 1962, Holčík, 1976, 1977), které se vyskytovaly ve volných vodách ještě koncem minulého a začátkem tohoto století, i když u některých (4 druhy jeseterů a vyza - kromě jesetera malého, lososa) byla již v této době situace kritická z hlediska jejich existence a u dalších bylo možno prokázat různý stupeň ohrožení. Vodní stavby (výškové stupně) a znečištění vod, začínající v Čechách rozvojem průmyslu zejména od druhé poloviny 19. století, se staly bariérou zabraňující migracím těch druhů mihulí a ryb, které k nám vytahovaly z moří a přímoří, kde prožívaly podstatnou část života (Baruš, Oliva, 1995).

     Nejméně 22 druhů našich ryb (včetně hlavatky obecné – viz. Holčík et al. 1984) lze zařadit do kategorií kriticky ohrožených, vzácných a vyžadujících pozornost. Vzhledem k tomu, že "Červené seznamy" a "Červené knihy" nelze chápat jako definitivní, je nutno počítat s tím, že budou doplňovány a pozměňovány v souladu se získáváním nových poznatků i se změnami v rozšíření a populačních hustotách jednotlivých druhů (Baruš et al., 1989). 

    Ochrana fauny ryb musí mít komplexní charakter a její úspěšnost bude záviset na snižování až úplném zastavení všech negativních vlivů na vodní biotopy.

 Baruš a Oliva, (1995) doporučují následující přístupy a opatření:

1       Obhospodařovat a zavádět umělý odchov všech ohrožených druhů ryb, což umožní obnovení   společenstev ryb po revitalizaci  devastovaných vodních biotopů.  
2       Provádět důslednou ochranu vodních biotopů (nádrží a celých úseků povodí), kde dosud žije nebo žijí ohrožené druhy (udržení kvality vody, zachování původnosti celého biotopu, vodního režimu). 3       Zabezpečit krátkodobou ochranu trdlišť(pokud jsou známa neb je vyhledávat) v době tření u ohrožených druhů, případně celého biotopu, což je důležité zvláště u druhů s hromadným charakterem výtěru.  
4       Důsledně provádět kontrolu dodržování zákonných předpisů a    vyhlášek na ochranu přírody, fauny a rybího bohatství.

     V současné době jsou již rozsáhlé úseky vodních toků znečištěny do té míry, že je tam život ryb zcela vyloučen. Ročně dochází ke stovkám havárií a znečištění vody s následným úhynem ryb. Vyčíslené průměrné roční ztráty, které v důsledku havarijního znečištění vznikají jen na rybách a jejich chovu, dosahovaly v letech 1981-1985 částky 9,1 mil. Kčs; průměrné roční ztráty způsobené dlouhodobým nebo periodicky se opakujícím znečištěním povrchových vod v období let 1981-1985 byly u jednotlivých hlavních podniků a organizací (SR, o. p. Č. Budějovice, ŠR k. p., Stupava, ČRS Praha, SRZ Žilina) určeny v celkové hodnotě 62,79 mil. Kčs (Svobodová et al., 1987).

    Čistota vody je základním předpokladem pro zachování genofondu našich ryb v jeho současné druhové pestrosti; navíc i pro nejširší veřejnost jsou ryby (případně jejich úhyn) nejvíce  patrným varovným úkazem znečištění vody, což v řadě případů má důležitý význam zdravotní i pro člověka (Baruš, Oliva, 1995).


3.10. Znečišťování

    Působením antropogenních činností a zvláště produkcí odpadů z této aktivity, vypouštěných do vodních toků, jsou více či méně narušovány přirozené vodní ekosystémy. Mnoho toků je trvalým znečištěním devastováno permanentně, na jiných tocích brání rybářskému hospodaření kampaňové znečišťování. Skutečnost, že se v případě kampaňového znečištění jedná o relativně krátkodobé zhoršení kvality vody, nemění nic na tom, že takto postihované toky jsou vyloučeny z možnosti rybářského využití.

    Hromadné úhyny ryb a dalších vodních živočichů jsou dnes na denním pořádku a návrat do původního stavu oživení po nich bývá velmi nesnadnou a komplikovanou záležitostí(Adámek, 1995).

    Škody takto vzniklé se jen těžko dají vyčíslit.

Např. Adámek (1995) uvádí, že v období let 1981 až 85 činily průměrné roční ztráty, vzniklé v rybářství znečištěním povrchových vod, více než 72 mil. Kčs, z toho ztráty v důsledku havárií tvořily 9,2 mil. Kčs a ztráty způsobené dlouhodobými devastacemi 63 mil. Kčs.

    Dopad znečištění na druhové a kvantitativní složení ichtyofauny je ovlivněn řadou biotických a abiotických faktorů,jejichž účinek se může navíc různě kombinovat. Výsledný efekt je pak formován jejich vzájemným působením, které může škodlivost určité látky zvyšovat nebo snižovat (synergismus nebo antagonismus). Znečištění vyvolává přímé i nepřímé škody na rybářství. Přímé ztráty jsou vyvolány úhynem ryb a lze je obvykle finančně nebo jinak vyčíslit. Škody nepřímé lze kvantifikovat jen velmi obtížně. Jde především o ztráty na přirozené potravní základně, o snížení růstu a přirozené reprodukce, zhoršení organoleptických a hygienických parametrů masa, poškození rekreační hodnoty vodního toku apod.

    Mezi základní prvky, které určují výsledek působení znečištění na ryby, patří druh škodlivé látky a její množství. Podle způsobu, jakým se škodlivé účinky odpadních vod ve vodním prostředí projevují, je v zásadě dělíme na odpadní vody hnilobné (vyvolávají kyslíkové deficity) a toxické (mají přímý toxický účinek) (Adámek, 1995).

    V Labských sedimentech je uloženo 160x více stříbra, 60x více zlata, 20x více kadmia, 20x více rtuti a 15x více mědi než tomu tak bylo původně. Na 1kg připadá až 308 mg olova.(Vostradovský, 1994).


3.10.1. Hnilobné odpadní vody.

    Obsahují především velké množství nejedovatých organických látek, které při svém rozkladu odebírají z vody kyslík, a způsobují tak stav jeho trvalého nebo přechodného nedostatku. K prohlubování kyslíkového deficitu dochází zvláště při zvýšení teploty, poklesu průtoků, atmosférického tlaku nebo za jiných, pro ryby nepříznivých situací. Zvláštní nebezpečí ve vodních tocích představuje sedimentace těchto látek v úsecích s klidnější až stojatou vodou (nadjezí apod.), kde se často vytvářejí mocné vrstvy organických látek, ve kterých dochází k anaerobnímu rozkladu. Řada druhů ryb však překvapivě snáší organické znečištěn  v podmínkách dostatečné koncentrace kyslíku. Ta umožňuje v zimním období migrace ryb do takto postižených toků nebo do jejich úseků. Se zvýšením teploty na začátku letního období však ryby tyto lokality opouštějí a v případě, že tuto možnost nemají, hynou (Adámek, 1995).


3.10.2. Mírně organicky znečištěné toky. 

    Často se řadí mezi produkčně velmi úživné toky. Z nich však jsou organoleptické a hygienické parametry masa ryb obvykle změněny natolik, že je činí nepoživatelnými. Rybí obsádka je navíc trvale ohrožena možným vznikem havarijní situace. Sedimentace rozptýlených a vodou unášených organických látek nepříznivě ovlivňuje výsledky reprodukce jak z hlediska kvality třecího substrátu, tak embryonálního vývoje jiker. Zvlášť nepříznivě se v tomto směru projevuje i zvýšený obsah amoniaku. Ryby v tocích zasažených vypouštěním hnilobných odpadních vod mají sníženou úroveň nespecifické rezistence se zvýšenou náchylností k různým onemocněním (Adámek, 1995).

    S radostí musím potvrdit, že znečištění Labe a ramen s ním spojených je na ústupu a za posledních deset let zaznamenalo podstatné zlepšení, důkazem jsou četné články v odborné literatuře. Např. Semeniuk (1995) uvádí, že zlepšení kvality vody Labe je nepřehlédnutelné a ryby že jsou již dnes poživatelné. Rovněž Vostradovský (1994) se zmiňuje o zlepšující se situaci na toku Labe. Také Kmoníček (1998) uvádí podstatné zlepšení stavu na Labi.

    Svobodová (1995) ve svém článku „Jak chutnají ryby z Labe“ popisuje negativní vliv zejména fenolu (0.1 mg/l), ropy a ropných výrobků (0.002-0.1 mg/l) na chuťové vlastnosti rybího masa.


3.11. Změny průtokového režimu.

    Vodní toky se vyznačují prouděním vody, která protéká přirozeným nebo umělým korytem. Vliv průtokového režimu na rybí osídlení a rybářské využití se projevuje v závislosti na jeho charakteru, na ročním období a na délce trvání. Důležitými ukazateli jsou přitom průtok vody, rychlost proudu a utváření koryta (Adámek, 1995).

    Známý je kladný vliv velkých vod v jarním a letním období na trvale vysoké zarybnění větších řek a přilehlých inundací do té doby, než byla původní koryta upravena. Při záplavách dochází ke spojení hlavního toku se slepými rameny v jeden vodní ekosystém a nově zatopená území rozšiřují prostor pro rozvoj přirozené rybí potravy. Fytofilní (štika, karas, cejnek, perlín, lín) a indiferentní (okoun, plotice, cejn) druhy ryb využívají dostatek rostlinných substrátů k rozmnožování. Ryby, stržené proudem z vyšších úseků říčního koryta, nacházejí v méně proudivých partiích záplav útočiště, kde se shromaždují a při poklesech průtoku zarybňují ramena a hlavní tok řeky. Zvyšuje se nejen biomasa a početnost ryb, ale také druhové a věkové složení je rozmanitější.

    Při nízkých průtocích v zimě vyhledávají ryby hlubší místa, kde se ukládají k přezimování.

    Nepříznivě působí velké průtoky vody v upravených korytech toků, kde ryby nemají možnost přečkat povodňový stav mimo hlavní koryto. Ukazuje se, že pro většinu ryb cejnového a zčásti parmového pásma je rychlost tekoucí vody 0,2 až 0, 3 m/s kritická, a je-li překročena, začne se rybí obsádka brzy splavovat (ichtyodrift) (Adámek, 1995).

     Pro jarní a letní období jsou typické náhlé bouřkové přívaly, unášející mnoho sedimentů a zakalené bahnem i jílem, často s obsahem mnoha nečistot. Proto dochází k velkým ztrátám na jikrách a raných stadiích ryb. Vysoké průtoky vody v našich tocích doznaly v posledních letech závažných změn. Nízké letní průtoky umožňují rychlé prohřívání vody na neúměrně vysokou teplotu, snižují obsah kyslíku a zvýrazňují vliv znečištění. Znečišťující látky, nejčastěji organického původu, se ředí jen v malé míře, a proto na minimální průtoky ve vegetačním období připadají více než dvě třetiny zjištěných havarijních úhynů ryb.

Průtokový režim má vysoce průkazný vliv na životní projevy ryb. Příliš nízké průtoky v průběhu jara a léta znamenají pomalý růst a vyšší ztráty na rybí obsádce. V mělkých částech toku zůstávají jen nejmladší jedinci (plůdek), zatímco starší ryby hledají jinde hlubší stanoviště. Za optimální můžeme považovat průtoky přibližující se úrovni dlouhodobého průměru (Adámek, 1995).

    Technické zásahy do vodních toků trvale ovlivňují přirozené funkce vodních toků. Narůstající počet nádrží a přímých odběrů vody z řek a potoků má za následek snížené někdy až nulové průtoky. Proto je na postižených říčních tratích zřizován manipulační řád, podle něhož se odběry a vypouštění vody řídí.


3.12. Stavební úpravy. 

     Moderní zemědělskou výrobu, sídlištní aglomerace,  komunikace si dnes nelze představit bez regulací a s nimi souvisejících úprav vodních toku. Tyto úpravy však mnohdy nenávratně zasahují do vodního režimu a je třeba si uvědomit následky těchto zásahů a to jak kvalitativní, tak kvantitativní.

    Dochází k redukci ekologické rozmanitosti toku a ke zmenšení vodní plochy, což nutně vede ke změnám v produktivitě vod. Další negativní vliv je snížení samočisticí schopnosti vody a likvidace břehových porostů a zánik zaplavovaných území tj. rybích trdlišť, důležitých pro raná  vývojová stadia (Adámek, 1995).

     Z toho vyplývá, že v regulovaných tocích dochází k destrukci ichtyofauny. Hospodářsky a sportovně cenné druhy ryb z upravených úseků vymizí a výrazně se sníží jejich abundance. Volné niky zaujímají hospodářsky nevýznamné druhy, jako jsou hrouzek, ouklej, ouklejka, mřenka, střevle, sekavec aj. (Adámek, 1995).

    Stavební činnost změnila morfologii říčního dna. Zanášení dna současně vyvolává potřebu zpevnění koryta řeky. Sedimenty jsou často toxické povahy, zanášejí rybí trdliště a negativně ovlivňují vývoj rybího plůdku (Vostradovský, 1995).

    Asi ve třicátých letech se začaly budovat první plavební stupně a s nimi leckde i rybí přechody. Naprosto však zůstaly zanedbány různé rybí spoje mezi rameny a odstavenými tůňemi,  které slouží v období záplav za útočiště a jsou ideálním místem pro vývoj potěru (Vostradovský, 1995).

    Vostradovský (1994) se dále přiklání k rekultivaci starých říčních ramen a jejich odbahnění.

    Uvedení celého povodí Labe do pořádku by podle Vostradovského, (1994) stálo přes 62,5 mld. Kč.


3.13. Meteorologické vlivy a doba lovu.

    Na úspěšnost rybolovu má také vliv doba lovu. Z hlediska denní doby se jeví jako nejvhodnější období ranní, méně vhodná je doba večerní a nejméně vhodná doba je chytání přes den. Při volbě denní doby k rybolovu vycházíme z ustanovení vyhlášky k Zákonu o rybářství č.103/1963 Sb.

    Každé roční období nabízí sportovnímu rybáři jiný způsob využití. I zde musí sportovní rybář vycházet z ustanovení vyhlášky č.103/1963 Sb., uvedených v rybářském řádu.

    Vlastní počasí a meteorologické vlivy mají určitý vliv na braní ryb. Teplé počasí má vliv na zvýšení teploty vody, a tím podporuje příjem potravy zejména kaprovitými rybami. Příznivě se na braní ryb projeví také pokles atmosférického tlaku, podmračené počasí, stav před bouří, v jejím průběhu a po ní. U kaprovitých druhů ryb se příznivě projevuje i drobný teplý déšť a mírný vítr, který čeří hladinu. Počasí působí též nepříznivě především extrémně vysokými nebo nízkými teplotami nebo náhlými změnami teploty. Nepříznivě působí silný, studený vítr, silný zákal, kolísání vodní hladiny, úplněk a jasné noci. Vliv počasí na braní ryb je třeba posuzovat individuálně, podle dané vody a s ohledem na druh lovené ryby (Nováček, 1995).


3.14. Chov raka.

     Vzhledem k tomu, že na obou lokalitách, jimiž se tato práce zaobírá, se vyskytuje rak bahenní a to poměrně ve velké míře, považuji za správné se o raku alespoň rámcově zmínit.

     Raci patří mezi dříve opomíjené, avšak velmi významné živočichy našich povrchových vod. Jejich výskyt je v současnosti omezen na vybraný počet lokalit a rybářských revírů. Příčinou je především zhoršená kvalita vody, na kterou je tato skupina vyšších korýšů zvláště citlivá.

    V našich vodách se hojněji vyskytují dva druhy raka: rak říční (Astacus astacus) a rak bahenní (Astacus leptodactylus). Odlišení obou nejvýznamnějších druhů našich raků je možné podle hlavohrudi a klepet, viz. obr.4 (Adámek, 1995).


 
Obr.4

 Rak říční(Astacus astacus)                                  Rak bahenní(Astacus leptodactylus)

    Generační raky nasazujeme nejlépe do zemních rybníčků s vhodným substrátem, ve kterém si mohou vybudovat úkryty a díry. Hustotu úkrytů lze zvýšit položením kamenů na dno a k břehům rybníčků.Při poloumělém chovu ponecháváme vajíčka inkubovat u samice a v době, kdy malí ráčci opouštějí matku (přelom května a června), se dospělí raci odloví a přesadí do odchovných náhonů či potoků. Nádrž pak slouží odchovu račí násady. Mladí raci se ve 2. stadiu vývoje vysazují do odchovných potoků nebo nádrží, případně do vhodných rybníčků (Adámek, 1995).

    Raci se odlovují z přirozených toků nebo nádrží pomocí sítek zvaných rakůvky nebo proutků s rozštěpem. Jako nástraha slouží kousky vnitřností, masa nebo ryb (Adámek, 1995).


3.15. Druhové zastoupení ryb v Labi a jeho ramenech, stručná charakteristika výskytu jednotlivých druhů.

     V časopise Rybářství v rámci seriálu o Labi uvádí Vostra-dovský, (12/1994), tyto druhy ryb, vyskytující se v řece Labi a jeho ramenech.

    Pstruh obecný (f. potoční), pstruh americký duhový, lipan podhorní, štika obecná, plotice obecná, jelec proudník, jelec tloušť, jelec jesen, střevle obecná, perlín ostrobřichý, bolen dravý, lín obecný, ostroretka stěhovavá, hrouzek obecný, střevlička východní, parma obecná, ouklej obecná, cejnek malý, cejn velký, podoustev nosák, hořavka duhová, karas obecný, karas stříbřitý, kapr obecný, mřenka mramorovaná, sumec velký, sumeček americký, úhoř říční, mník jednovousý, okoun říční, candát obecný, ježdík obecný.

Zvýrazněny jsou ty druhy, které jsou očekávány na sledované lokalitě.

Bolen dravý (Aspius aspius)
Candát obecný (Stizostedion lucioperca) 
Cejn velký (Abramis brama)
Cejnek malý (Blicca bjoerkna)
Hořavka duhová (Rhodeus sericeus)  
Hrouzek obecný (Gobio gobio)
Jelec tloušť (Leuciscus cephalus)
Kapr obecný (Cyprinus carpio)
Karas obecný (Carassius carassius)
Lín obecný (Tinca tinca)
Okoun říční  (Perca fluviatilis)
Ouklej obecná (Alburnus alburnus)
Perlín ostrobřichý (Scardinius erythrophthalmus)  
Štika obecná (Esox lucius)
Úhoř říční (Anquilla anquilla)
Sumec velký (Silurus glanis)
(M. Blanc,  L.Gaudet, P.Banerescu,  J.C.Hureau,  1971)