Posted by & filed under Technologie vody, vodárenství, čistírenství, Aktuální číslo, HLAVNI CLANEK.

Souhrn

Předložený příspěvek uvádí několik případů nerealizovaných projektů věžových vodojemů na území České republiky. Zabývá se technickým řešením neuskutečněných objektů a zároveň uvádí, jaké důvodu vedly projektanty, úřední orgány nebo investory k hledání jiného řešení. V závěru se snaží stručně zamyslet nad hodnotami, které byly realizací nových projektů místo původně navržených získány, či naopak ztraceny.

Úvod

Součástí většiny vodovodních systémů bývá vodojem – buď zemní, nebo věžový. Při projektových přípravách a řešení otázky technického i vizuálního návrhu samotného objektu vodojemu vznikly v některých případech varianty, které z určitých důvodů nebyly nakonec realizovány. Některé z těchto případů jsou dále podrobněji popsány včetně uvedení důvodů, proč se původní projektový návrh neuskutečnil.

Ke změnám v projektových dokumentacích samozřejmě často docházelo během úředního schvalovacího procesu nebo i v průběhu výstavby vodovodu/vodojemu. Jednalo se však zpravidla o drobnější úpravy, které mohly z různých důvodů v průběhu výstavby vyplynout a jejich realizací nedošlo k významné změně ve vzhledu nebo funkčnosti objektu. Tyto případy nejsou v příspěvku uvažovány jako nerealizované. Přesto uvádíme jeden zajímavý případ, kdy zdánlivě malá změna v průběhu stavby měla zásadní dopad na autorství architektonického návrhu.

Informační zdroje

Hlavním zdrojem potřebných informací k nalezení nerealizovaných projektů věžových vodojemů a vysvětlení příčin jejich neuskutečnění jsou v první řadě dostupné fondy státních a soukromých archivů. U níže představených projektů jsou to zejména fondy měst a obcí, fondy okresních úřadů a fondy uložené v Archivu Národního technického muzea v Praze.

Dalšími zdroji informací jsou dobové literární zdroje a osobní průzkumy objektů, které byly místo původně navržených realizovány. Jako doplňkový zdroj informací pak slouží paměti a vzpomínky osob.

Obr. 1. Původní návrh věžového vodojemu architekta Vojtěcha Vanického pro seřaďovací nádraží [3]
Fig. 1. The original design of the elevated water tank by the architect Vojtěch Vanický for the marshalling yard [3]

Příklady nerealizovaných projektů

Rybník – seřaďovací nádraží Česká Třebová

Návrh projektu na výstavbu nového seřaďovacího a topírenského nádraží v České Třebové (část seřaďovacího nádraží leží na katastrálním území obce Rybník) pochází z července 1929. Protože bylo nutno zajistit nové zdroje vody pro provoz nádraží, vypracovala firma Ing. Bohumil Belada, úředně autorizovaný civilní inženýr stavební z Prahy na základě zadávacího listu Ředitelství státních drah Praha-Jih ze dne 29. srpna 1929 detailní návrh nového vodovodu ze dvou vodních zdrojů – pitná voda se přiváděla z pramene Vrbovky, voda užitková z řeky Třebovky. Součástí nového vodovodu byl věžový vodojem pro dvě nádrže, který architektonicky navrhl profesor první státní průmyslové školy v Plzni architekt Vojtěch Vanický. Jeho první návrh se datuje k červenci roku 1930.

Železobetonová nádrž s vypouklým dnem (15 metrů nad okolním terénem) na užitkovou vodu měla být nesena čtveřicí železobetonových pilířů. Konstrukce pod nádrží měla být vyzděna a měla tvořit uzavřený válec (systém stěnový). Druhá, výše položená nádrž s rovným dnem na vodu pitnou, měla mít dva nosné pilíře společné se spodní nádrží, dva další pilíře pak měly být realizovány jako otevřená konstrukce (systém skeletový). Střechy nad oběma nádržemi měly mít terasy se zábradlím (ve výšce 22 a 28 metrů) vzájemně spojené žebříkem (obr. 1).

Ředitelství státních drah Praha-Jih však požadovalo přepracování projektu: „Veškeré pozemní stavby buďtež vyřešeny způsobem nejjednodušším a nejúčelnějším. Architektonické řešení musí vyplývat z konstrukce. Excentrické umístění nádrže pitné vody nad nádrží vody užitkové nezvyšuje nikterak účelnost řešení a bylo by značně drahé.“ Upustit se rovněž mělo od torkretování (řešení izolace stěn objektu), provedení oken po celém obvodu vodojemu a železobetonová schodiště byla změněna na ocelová. Přepracování projektu provedla opět firma inženýra Belady v průběhu roku 1931 [1].

Realizovaný návrh věžového vodojemu je řešen jako válcová stavba s šesticí nosných železobetonových pilířů nesoucí nádrže nad sebou (obr. 2). Konstrukce je vyzděna neomítanými dutými cihlami, výška celého objektu odpovídá výšce původního návrhu, vnější průměr válce činí 9,5 metru. Nádrž na užitkovou vodu má objem 150 m3, nádrž na vodu pitnou 100 m3. Stavební části zdejších vodárenských objektů provedly pražské firmy B. Brát a Ing. Kdoul & Dr. Pittl, strojní vybavení dodaly firmy Královopolská továrna na stroje, Brown-Boveri, a. s., Brno, Lanna, a. s., Praha a Sulz a Pech Praha [2].

Nový Hradec Králové

Ve třicátých letech 20. století řešil městys Nový Hradec Králové výstavbu vodovodu. Projekt vypracovaný firmou Ing. Dr. František Uher z Peček počítal s objektem věžového vodojemu železobetonové nosné konstrukce (kombinace systému stěnového a skeletového) umístěném na Kopci Sv. Jana (katastrální území Třebeš). Konstrukci měly tvořit čtyři pilíře ukotvené do základové desky nesoucí ve výšce 24 metrů nad terénem nádrž objemu 320 m3. Středem celého objektu měl vést dřík se schodištěm a potrubím, který byl ukončen až na střeše vodojemu. Ze schodiště se ve třech výškových úrovních (5, 11 a 17 metrů nad terénem) přistupovalo na venkovní ochozy. Vodojem byl umístěn na místě bývalého kostela a zároveň na místě, odkud se měl stát významnou pohledovou dominantou širokého okolí – a tyto skutečnosti byly pro jeho konečný vzhled zásadní.

Obr. 2. Realizovaný věžový vodojem pro seřaďovací nádraží (2012)
Fig. 2. Implemented elevated water tank for marshalling yard (2012)

Proto při vodoprávní komisi v roce 1935 bylo dohodnuto, že architektonický návrh věžového vodojemu bude předložen také městské radě Hradce Králové. Ta o vyjádření požádala osvětovou a uměleckou komisi, jejíž stanovisko znělo: „Budiž předložen nový návrh odpovídající následujícím požadavkům…režné zdivo budiž červené, reservoir a nátěry oken a mřížoví v barvě šedozelené. Tvar vlastního reservoiru připomínejž svojí silhuetou formu kalichovitou, ochozový balkon pod reservoirem budiž vyřešen úměrně vzhledem k žádanému tvaru vlastního reservoiru.“

Objekt tak zásadně změnil svůj původní vzhled, změny doznala i konstrukce (obr. 3). Úpravu provedla firma, která vodojem také vystavěla – Václav a František Capoušek, stavitelství Hradec Králové (na stavbě vodovodu se dále podílely firmy Josef Drahoš, stavební inženýrství a stavitelství ve Vysokém Mýtě a Ing. K. Krix, úředně autorizovaný civilní inženýr v Litomyšli). A změnu ocenil také tisk, konkrétně Lidové noviny: „Vodárenská věž pomníkem a rozhlednou. Nový Hradec Králové staví právě vodovod, jehož voda se bude čerpat výtlačným potrubím na vodárenskou věž na kopci sv. Jana. Věži bude však dána zevní podoba kalicha na paměť toho, že původní kostel na tomto vrchu byl zasvěcen památce kostnických mučedníků Mistra Jana Husa a Jeronýma Pražského.“ [4].

Nosnou část válcového dříku realizovaného vodojemu tvoří cihelné neomítané zdivo, pod prostorem akumulace se nachází vyhlídková plošina. Prostor akumulace připomínající zmíněný kalich je hladce omítnut a nese tři horizontální pásy. Objem nádrže nově navrženého vodojemu zůstal zachován, celková výška po vrchol lucerny je 38,5 metru [5].

Bělá pod Bezdězem

Projekt skupinového vodovodu pro město Bělou pod Bezdězem s osadami Podolí, Vazačka a Přední a Zadní Hlínoviště vypracovala významná česká vodárenská firma Ing. Jaroslav Matička z Prahy-Karlína. V projektu, který byl zástupcům města předán v polovině roku 1924, bylo počítáno s jedním věžovým vodojemem v místě nového sídliště rodinných domků v západní části Bělé. Vodojem svým vzhledem odpovídal tehdejším Matičkovým návrhům v historizujícím stylu (obr. 4). Stavitel vodovodu Juránek jej označil za archaický a přesvědčoval městské zastupitele, aby se podoba vodojemu změnila a ten „odpovídal době výstavby, místu a na pozadí Bezdězu byl dominantou města“. Jeho slova byla vyslyšena a novou funkcionalistickou podobu objektu vtiskl významný český architekt František Janda, žák dalšího významného českého architekta Jana Kotěry [6]. A jak uvádí dobová zpráva, změna to byla pozitivní: „Silhueta její přispívá svým tvarem celkovému pohledu na město Bělou, kde v pozadí jsou oba kužele Velkého a Malého Bezděze, svým vhodným profilem – to u věží nově stavěných stává se velmi zřídka.“

Nosná konstrukce věžového vodojemu je železobetonová s výplňovým režným zdivem (obr. 5). Objekt je pohledově po výšce rozdělen na čtyři části – přízemní část se zastřešeným ochozem (součástí projektu bylo také vybudování parku v okolí vodojemu a zastřešení mělo sloužit návštěvníkům parku v případě deštivého počasí), válcový dřík se šesticí nosných polopilířů, prostor akumulace s nádrží objemu 160 m3 a jehlancovou střechu se čtveřicí vikýřů.

Obr. 3. Věžový vodojem pro Nový Hradec Králové (2015)
Fig. 3. Elevated water tank for Nový Hradec Králové (2015)

Součástí celého systému se stal také věžový vodojem v Hlínovišti, původně navržený jako „nadzemní“. Přezkoušením celého projektu technickou komisí zemědělské rady však bylo konstatováno, že vhodnější bude postavit vodojem věžový. I ten byl navržen architektem Jandou.

Vodojem v Bělé již neslouží od roku 1967 k akumulaci vody, v přízemní části je však stále v provozu přečerpávací stanice. Vodojem v Hlínovišti je v provozu stále [7–9].

Poděbrady

Architekt František Janda není podepsán pouze pod věžovými vodojemy v Bělé pod Bezdězem. Podle jeho návrhů byla na našem území postavena celá řada těchto objektů, jeden z nich se nachází v Poděbradech [10].

Obr. 4. Matičkův nerealizovaný návrh věžového vodojemu v Bělé pod Bezdězem [9]
Fig. 4. Matička’s unrealized design of the elevated water tank in Bělá pod Bezdězem [9]

Na počátku dvacátých let 20. století začalo město Poděbrady řešit nedobrou situaci se zásobováním pitnou vodou. Z dopisu Lázní Poděbrady adresovaného dne 31. srpna 1921 městské radě vyplývá, že Poděbrady v té době neměly v rámci vodovodu žádný vodojem (v nočních hodinách, když se voda do trubní sítě nečerpala, tak byly Poděbrady prakticky bez vody). Proto město v roce 1924 po úspěšných sondovacích a čerpacích pokusech oslovilo vodárenské firmy s nabídkou vypracovat detailní projekt vodovodu. Nakonec byl vybrán projekt další významné vodárenské osobnosti u nás, profesora ČVUT v Praze Jana Vladimíra Hráského. A jelikož městská rada požadovala věnovat zvýšenou pozornost vzhledu věžového vodojemu, oslovila architekta Františka Jandu, který již dříve s městem úzce spolupracoval.

Obr. 5. Věžový vodojem podle návrhu architekta Františka Jandy (2019)
Fig. 5. Elevated water tank designed by architect František Janda (2019)

Původní Hráského návrh samotné železobetonové nádrže vodojemu byl revoluční – ta měla být kulová, resp. mělo se jednat o dvě soustředné kulové nádrže [11]. Technická kancelář rady zemědělské pro Čechy dne 25. listopadu 1926 tento návrh sice uznala jako vhodný, když napsala že: „koule jest bezesporu nejúspornější nádoba a také její statický výpočet nemůže působiti potíže“. Zároveň však následně dodává: „Jinak však jest s prováděním, uvážíme-li, že nutno vybedniti, železnou armaturou přesně opatřiti a betonem vydusati ve výši 30 až 40 metrů nad zemí dvě soustředné železobetonové koulové nádoby o průměrech 10 a 13 metrů. Není pochyb, že by se při známé dovednosti našich tesařských mistrů vybednění podařilo, leč ostatní práce – uložení armatur a vybetonování nepropustných tenkých stěn – jsou velmi těžko proveditelné, ač-li by se na tuto práci vůbec našla firma, která by chtěla vzíti záruku.“ [12].

Muselo tak dojít k přepracování projektu věžového vodojemu do dnešní podoby s válcovou nádrží. Architektonických návrhů vypracoval Janda několik (obr. 6).

Práce na téměř 44 metrů vysokém vodojemu započaly v dubnu 1929, téhož roku byl objekt dokončen. Přízemní část je pro Jandu typicky řešena se zastřešenou kolonádou (vodojem je podobně jako Bělský opět umístěn v parku), obvodová zídka kolonády nese žlaby pro okrasné květiny (a jak dokládají dobové snímky, skutečně v nich byly umístěny). Nosná konstrukce objektu je zděná z cihel, železobetonová nádrž má objem 400 m3 (obr. 7).

Profesor Hráský však myšlenku kulové nádrže neopustil. Pokusil se tuto nádrž prosadit také při projektování vodovodu pro město Kolín. Ani zde však neuspěl a tak se na doporučení Zemského úřadu z roku 1929 provedla opět železobetonová nádrž válcového tvaru [13].

Zamachy a Bílá Hlína

Z roku 1908 pochází projekt firmy Pekař a Vačkař, první česká továrna na pumpy a vodovody z Prahy-Karlína na stavbu vodovodu pro obec Zamachy a osadu Syslov. Stavební rozpočet akce byl stanoven na téměř 55 tis. Kč, čímž přesahoval možnosti této malé obce (Zamachy společně s Osadou Syslov měly v té době 230 obyvatel). Zemskou a státní subvenci se získat nepodařilo, takže projekt se nakonec nerealizoval.

Obr. 6. Dochované vybrané nerealizované návrhy Františka Jandy věžového vodojemu v Poděbradech [14]
Fig. 6. Preserved selected unrealized designs of František Janda elevated water tank in Poděbrady [14]

Jeho součástí měl být malebný věžový vodojem (obr. 8). Nosná zděná část kruhového půdorysu nesla ocelovou nádrž ze štýrského plechu» o obsahu 30 m3 uloženou na železobetonovém stropě 10 metrů nad okolním terénem. Stěny kolem prostoru akumulace byly navrženy z 15 centimetrů tlustého hrázděného zdiva, půdorys byl osmiboký. Vstup k nádrži byl řešen točitým schodištěm uvnitř dříku, neseným třemi železobetonovými podestami vetknutými do konstrukce dříku.

Obr. 7. Poděbrady na pozadí věžového vodojemu (Ondřej Civín, 2018)
Fig. 7. Poděbrady on the background of the elevated water tank (Ondřej Civín, 2018)

Vodovod se v obci nakonec realizoval, a to v roce 1913, kdy jej vystavěla firma Artesia. Věžový vodojem nahradil vodojem na nosné konstrukci výšky 2,2 metru. Jak se následně ukázalo, pro potřebné tlakové poměry v síti to byla výška nedostačující [15].

Ze stejné doby pochází projekt na vybudování vodovodu v Bílé Hlíně. Na zasedání osadního výboru 9. října 1907 řekl v zahajovacím projevu starosta Josef Švarc k donášení a dovážení vody, že „zlu tomuto dlužno konečně odpomoci“. Projekt vypracovala firma Karel Kress z Prahy a 12 metrů vysoký věžový vodojem, který byl jeho součástí, navrhl celý z režného cihelného zdiva (vzhledově podobný věžový vodojem postavený v téže době firmou Kress se nachází v nedalekém Kovanci). Ocelová nádrž uložená na ocelových nosnících měla navržený objem 30 m3. Projekt se na konec nerealizoval, resp. k vybudování vodovodu došlo až ve třicátých letech 20. století se zcela jiným věžovým vodojem navrženým firmou Matička [16].

Týniště nad Orlicí

V úvodu příspěvku bylo uvedeno, že se v pojednání nebudeme zabývat drobnými změnami při realizaci objektů věžových vodojemů v průběhu úředního a stavebního procesu. Tyto změny zpravidla neměly významné dopady na samotnou stavbu. Přesto uvedeme jeden zajímavý příklad, kdy změna v průběhu výstavby oproti původnímu návrhu měla zásadní vliv na autorství stavby.

Obr. 8. Nerealizovaný věžový vodojem firmy Pekař a Vačkař pro vodovod obce Zamachy [15]
Fig. 8. Unrealized elevated water tank of company Pekař and Vačkař for the water supply of the village Zamachy [15]

V letech 1925–1928 došlo v Týništi nad Orlicí k výstavbě nového vodovodu, jehož součástí byl věžový vodojem o objemu 200 m3 a výšce 35 metrů. Projekt vodovodu i věžového vodojemu zpracovala již dříve uvedená firma inženýra Matičky. Jeho návrh však nebyl realizován a opět dostal přednost architekt František Janda. V tomto případě však nepůjde o nerealizovaný návrh Matičky, ale právě o návrh Jandy.

Jak dokládají archiválie uložené v Archivu architektury a stavitelství Národního technického muzea v Praze, byl původní návrh týnišťského vodojemu bez věžních hodin [17]. Pořízení hodin do vrcholu věže napadlo představenstvo města až v době výstavby vodojemu. Stavbyvedoucí byl natolik přesvědčen výborností tohoto nápadu, že bez projednání změny s projektantem nechal sám zalomit původně rovnou římsu kolem budoucích ciferníků (obr. 9). Když projektant věže viděl dílo stavbyvedoucího, zřekl se autorství návrhu objektu věžového vodojemu. Zdánlivá drobná změna v realizaci projektu tak měla poměrně zásadní dopad na pohled architekta vodojemu [18–21].

Obr. 9. Věžový vodojem v Týništi nad Orlicí s věžními hodinami (2012)
Fig. 9. Elevated water tank in Týniště nad Orlicí with tower clock (2012)

Závěr

Důvodů, proč bylo občas odstoupeno od původních návrhů projektů věžových vodojemů, bylo vícero. Pokud byl projekt dotčenými orgány nebo investorem shledán jako zbytečně stavebně náročný (což se v přímé souvislosti také projevilo na nežádoucích vyšších finančních nákladech), byla hledána varianta konstrukčně jednodušší a levnější (drážní věžový vodojem Rybník). U některých konstrukčních řešení bylo shledáno, že riziko samotné realizace je velmi vysoké (Poděbrady a Kolín – kulová nádrž). Jelikož věžový vodojem, jakožto vertikální stavba, je často zdaleka viditelný, došlo v některých případech k přepracování projektu s cílem dosáhnout důstojnějšího vzhledu objektu ve vztahu k místu a době výstavby (Nový Hradec Králové, Bělá pod Bezdězem). Architekti také většinou zpracovali více návrhů, realizovat však bylo možno pouze jeden, takže celá řada studií zůstala pouze na výkresech (dochované návrhy architekta Františka Jandy pro Poděbrady). A podobně pak skončily také projekty, kdy k plánované výstavbě vodovodu nakonec z různých důvodů nedošlo (Zamachy, Bílá Hlína).

Posuzování hodnot, které mohly být změnou projektu věžového vodojemu ztraceny nebo naopak získány, je subjektivní. V případě drážního věžového vodojemu v Rybníku by původně navržená konstrukce dvou excentricky umístěných nádrží a kombinaci stěnové a skeletové konstrukce byla rozhodně zajímavější, než nakonec realizovaný jednoduchý válec. Navíc by se z pohledu stavebního jednalo o ojedinělé řešení na našem území. V návrhu projektu vodovodu obce Zamachy, který se realizoval později a s jiným vodojemem, bylo rovněž původní řešení z estetického hlediska zajímavější. Naproti tomu odstoupení od původních návrhů v případě Nového Hradce Králové a Bělé pod Bezdězem lze považovat za správné a novým realizacím nelze nic vytknout. U Hráského kulové nádrže v Kolíně a v Poděbradech by sice mohla ve věžovém vodojemu na našem území vzniknout konstrukčně zcela ojedinělá nádrž, výhrady úředních orgánů však vycházely z tehdejších stavebních znalostí a zkušeností práce se železobetonem a uvedené obavy je nutno respektovat.

Poděkování

Příspěvek vznikl v rámci řešení projektu Věžové vodojemy – identifikace, dokumentace, prezentace, nové využití (Program na podporu aplikovaného výzkumu a vývoje NAKI II, Ministerstvo kultury ČR, kód DG18P02OVV010).

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie, Aktuální číslo, DVA CLANKY.

Souhrn

Vodní eroze půdy se běžně studuje v laboratořích, experimenty bývají založeny na uměle generovaných srážkách s využitím dešťových simulátorů. Typicky je vyhodnocován vliv různých faktorů, jako jsou intenzita nebo úhrn srážky, půdní charakteristiky, zpracování půdy, posklizňové zbytky nebo sklon a délka erozní plochy na erozi. Výsledky experimentů slouží pro lepší pochopení erozních procesů, odhad transportovaného sedimentu v krajině nebo kalibraci matematických simulačních modelů. Vzhledem k tomu, že eroze je iniciována dešťovou srážkou, je pro přenositelnost výsledků z laboratoře do krajiny zásadní, aby se simulovaná srážka co nejvíce blížila charakteristikám přírodních srážek. Intenzita deště se kontroluje poměrně snadno, ale klíčový dopad na erozní procesy má kinetická energie deště. Cílem tohoto příspěvku je komplexní vyhodnocení charakteristik simulovaného deště a porovnání jeho kinetické energie s energií přírodních srážek. Součástí výsledků je i porovnání několika běžně využívaných disdrometrů a diskuse využitelnosti disdrometrů pro charakterizaci simulovaných srážek.

Experiment byl proveden na laboratorním dešťovém simulátoru Fakulty stavební ČVUT v Praze. Kinetická energie deště o různých intenzitách byla monitorována pomocí disdrometrů LPM (Thies Clima), Parsivel (OTT) a PWS100 (Campbell Sci.), za referenční údaj intenzity srážky byla považována data z překlopného srážkoměru MR3 (Meteoservis). Intenzitu deště měří všechny testované disdrometry uspokojivě. Přístroje naměřily 106 % (LPM), 79 % (Parsivel) a 116 % (PWS100) hodnoty naměřené pomocí překlopného srážkoměru. V případě měření kinetické energie nebyla nastavena žádná referenční hodnota, ale přístroje byly porovnávány mezi sebou. LPM oproti ostatním dvěma přístrojům měří výrazně nižší kinetickou energii, jím naměřené hodnoty odpovídají v průměru 83 % hodnot naměřených Parsivelem, resp. 59 % hodnot naměřených PWS100. Nejvyšší hodnoty kinetické energie měřil PWS100. Klíčovým závěrem je, že přívalová srážka simulovaná laboratorním dešťovým simulátorem má znatelně nižší kinetickou energii než přírodní srážky o shodných intenzitách.

Úvod

Úhrn, doba trvání, intenzita, případně časový průběh jsou běžně monitorované parametry dešťových srážek. Nicméně pro mnoho vědecky i prakticky orientovaných studií jsou podstatné i další charakteristiky srážek. Například pro studium eroze půdy je klíčová kinetická energie dopadajících kapek, která rozhoduje o míře degradace půdních agregátů a prvotní mobilizaci půdních částic. Dalšími obory, pro které je účelné sledovat srážky podrobněji, jsou dálkový průzkum země, telekomunikace (útlum mikrovlnných spojů), radarová meteorologie, městská odvodnění (větší kapky s vyšší kinetickou energií snadněji uvolňují z chodníků a střech polutanty, které mohou být dále transportovány do vodních recipientů nebo ČOV) a další [1].

Pro experimentální výzkum erozních procesů se často využívají uměle generované srážky s využitím laboratorních nebo terénních dešťových simulátorů. Cílem zadešťovacích experimentů je simulovat takový déšť, který má srovnatelné charakteristiky s přirozenou dešťovou srážkou. Obvykle je kontrolována intenzita deště, trvání deště (celkový srážkový úhrn), případně prostorová a časová rovnoměrnost postřiku. Je známý fakt, že trysky vytváří odlišné spektrum velikostí kapek, než má přírodní déšť [2], kapky z dešťových simulátorů jsou obvykle menší. Vzhledem ke konstrukci většiny terénních i laboratorních simulátorů zpravidla kapky nedosahují terminální pádové rychlosti odpovídající přírodnímu dešti. Uměle generovaný déšť má proto typicky nižší kinetickou energii než přírodní srážka se stejnou intenzitou a dobou trvání, a nutně tak vyvolává jiný erozní účinek [3, 4]. Kinetická energie uměle generovaného deště, která má fundamentální vliv na iniciační fázi eroze půdy, běžně během experimentů měřena není.

Typicky požadovanými parametry srážek jsou rozlišení hydrometeorů (déšť, sníh, kroupy, mlha atd.), distribuce velikostí a rychlostí kapek, kinetická energie deště nebo viditelnost. Většinu zmíněných parametrů lze pozorovat, měřit, případně vypočítat i bez složitého technického vybavení. Například distribuce velikostí kapek se historicky určovala pomocí testů s moukou [5], kdy byla po dopadu kapek do mouky manuálně měřena plocha jejich otisku. Obdobně bývaly dešťové kapky zachytávány do misky s olejem o specifické viskozitě a opět manuálně analyzovány. Díky své jednoduchosti je pro určité aplikace tato metoda občas využívána, byť v mírně modifikované formě, i v současnosti [6]. Pro analýzu delších časových řad a monitorování srážek v reálném čase však nejsou tyto metody vhodné.

Relativně moderní, byť už poměrně rozšířenou, technologií pro automatizované a komplexní monitorování srážek jsou disdrometry. Většinou se jedná o soběstačná bezúdržbová zařízení s kontinuálním záznamem počtu, efektivního průměru a pádové rychlosti jednotlivých frakcí dešťových kapek. Nejčastěji využívané disdrometry lze dělit podle principu měření na tři základní typy [7]: (i) elektromechanické disdrometry, které přímo měří kinetickou energii dopadajících kapek na podložku (měřeny jsou mechanické vibrace nebo akustická odezva); (ii) video disdrometry (1D nebo 2D), které pomocí vysokorychlostního CCD snímače zaznamenávají tvar a počet kapek, z čehož lze vypočíst efektivní průměr, pádovou rychlost, kinetickou energii i úhel dopadu dešťové kapky [8]; (iii) optické (typicky laserové) disdrometry, které měří útlum intenzity svazku rovnoběžných laserových paprsků vlivem propadávajících kapek. Na základě útlumu lze vypočítat počet, velikost a pádovou rychlost kapek.

Laserové disdrometry jsou schopny pracovat po dlouhou dobu téměř bez obsluhy, výstupní data lze zpracovávat téměř v reálném čase. Oproti překlopným srážkoměrům nevyžadují časté čištění ani kalibraci, což je předurčuje i pro monitorování intenzity deště. To, spolu s relativní finanční dostupností a spolehlivostí, laserové disdrometry předurčuje k masovému využívání nejen v meteorologii.

V literatuře lze dohledat výsledky experimentů a terénních monitorování, které mají za cíl porovnat disdrometry a standardizované metody na bázi překlopných srážkoměrů. Například porovnání elektromechanického disdrometru, radaru a optického disdrometru prováděli Sarkar a kol. [9]. Spolehlivost disdrometrů s ohledem na stanovení intenzity deště testovali Nakaya a kol. [10], Lanzinger a kol. [11], Martinez a kol. [12], typy srážek stanovovali Hannelore a kol. [13]. Pro výzkum a modelování eroze půdy je zásadní informace o kinetické energii kapek a její funkční závislosti na intenzitě deště. Přehled publikovaných vztahů mezi intenzitou přirozeného deště a kinetickou energií, odvozených s využitím disdrometrů, shrnuje Angulo-Martínez a kol. [14]. Vzhledem k dostupnosti disdrometrů přibývá literatury s podrobnými charakteristikami různých typů srážek, začínají být testovány i charakteristiky uměle generovaných srážek. Avšak komparativní studie výstupů disdrometrů od různých výrobců při monitorování přirozených srážek ukazuje systematicky odlišné výsledky [12]. To je dáno jak různým principem měření, tak rozdíly v konstrukčních a technologických detailech jednotlivých disdrometrů, jako jsou např. rozdílné detektory intenzity záření, různé vlnové délky laserových paprsků, různé úhly mezi detektory rozptýleného záření nebo jiný systém klasifikace velikosti kapek. Variabilita měřených charakteristik deště byla zjištěna dokonce i při  použití stejného typu přístroje, jak ukazuje na srovnání pěti disdrometrů Thies LPM Frasson a kol. [15] nebo dvou disdrometrů PWS100 [16].

Ukazuje se, že během simulovaných srážek jsou často generovány kapky mimo detekční limity některých disdrometrů (malé kapky s vysokou rychlostí), různé přístroje tak měří různou kinetickou energii. Srovnávací studie, která by vyhodnocovala variabilitu měřených charakteristik simulovaných dešťů s využitím různých typů disdrometrů, dosud chybí. Cílem tohoto příspěvku je porovnání tří typů nejčastěji používaných optických laserových disdrometrů v podmínkách uměle generovaného deště. Druhým cílem příspěvku je porovnání měřené kinetické energie simulovaných srážek s vypočítanou kinetickou energií přírodních srážek.

Metodika

V laboratorních podmínkách jsme uskutečnili sérii pokusů s uměle generovaným deštěm o různých intenzitách a opakovaně jsme měřili jeho charakteristiky pomocí tří, v praxi běžně používaných, disdrometrů. Výsledky měřené pomocí disdrometrů a referenčního překlopného srážkoměru jsme porovnali. Charakteristika simulovaného deště byla následně porovnána s teoretickými parametry přírodní srážky o shodné intenzitě. Kinetická energie přirozeného deště byla vypočítána podle v literatuře publikovaných vztahů.

Monitorování charakteristik simulovaného deště

Pro monitorování charakteristik deště byly využity tři disdrometry, jako referenční měření byla intenzita deště měřena člunkovým překlopným srážkoměrem (měrná plocha 500 cm2, rozlišení 0,1 mm). Všechny disdrometry jsou optické, laserového typu, měří a zaznamenávají efektivní průměr a pádovou rychlost dešťových kapek. Kapky jsou automaticky klasifikovány do několika velikostních a rychlostních tříd. Jednotlivé disdrometry (LPM Thies Clima, PWS100 Campbell Sci., Parsivel OTT) se od sebe liší vlnovou délkou laseru, měrnou plochou, rozsahem měřitelných velikostí a rychlostí kapek, počtem velikostních a rychlostních tříd (tj. rozlišením histogramů). Na obr. 1 jsou použité disdrometry znázorněny.

LPM – (Laser Precipitation Monitor)

Disdrometr Thies LPM je vyráběn v Německu firmou Thies Clima, konkrétní přístroj je distribuován pod označením 5.4110.10.000. Tento disdrometr je velmi často využíván zejména při monitorování laboratorních experimentů a ve výzkumu erozních procesů [17]. Důvody jeho častého využívaní jsou relativně malá velikost, jednoduchost použití a interpretace výsledků a výrazně nižší pořizovací cena oproti ostatním disdrometrům.

Thies LPM využívá infračervený paralelní světelný paprsek o vlnové délce 786 nm, měřená plocha užitého přístroje je 44,1 cm2. Přesná velikost měrné plochy se pro konkrétní přístroje liší a musí být upravena pomocí korekčního koeficientu od výrobce pro daný výrobek. Opomenutí korekce vede k chybné charakterizaci deště [15]. Rozsah měřitelných průměrů kapek je 0,16–8 mm a pádových rychlostí 0,2–20 m.s-1. Podle velikosti jsou kapky tříděny do 34 kategorií, podle pádové rychlosti do 34 kategorií (1 156 kombinací průměru a rychlosti kapky). Rozsah měřitelné intenzity srážky udávaný výrobcem je 0,001–250 mm.h-1. Vnitřní algoritmus disdrometru rozeznává typ srážky (vodní kapky, sníh, kroupy, mlha) [13]. Součástí disdrometru je software Thies LNM View, v jehož prostředí lze sledovat měřené veličiny, vizualizovat distribuční funkce velikostí a rychlostí kapek a vypočítat další parametry srážky (intenzita, průměrná velikost kapek, průměrná rychlost kapek, kinetická energie deště).

Obr. 1. Disdrometry zleva: Thies LPM, PWS100, Parsivel
Fig. 1. Tested disdrometers (from left): Thies LPM, PWS100, Parsivel

PWS100 – (Present Weather Sensor)

PWS100 je distribuován firmou Campbell Scientific (Velká Británie), standardně jako součást velkých meteorologických stanic. Optický disdrometr využívá paprsek v IR spektru o vlnové délce 830 nm, měřená oblast je 40 cm2. Rozsah měřitelných průměrů kapek je 0,1–30 mm a pádových rychlostí 0,16–30 m.s-1. Podle velikosti jsou kapky tříděny do 22 kategorií, podle pádové rychlosti do 20 kategorií (440 kombinací průměru a rychlosti kapky). Rozsah měřitelné intenzity srážky udávaná výrobcem je 0–999,9 mm.h-1 s rozlišením 0,0001 mm. Data z disdrometru jsou zaznamenávána dataloggerem a ukládána na SD kartu.

Parsivel

Parsivel je vyráběn společností OTT (Německo). V současnosti je v distribuci už druhá generace disdrometru pod označením Parsivel2, která má mírně odlišné charakteristiky a v rámci této studie nebyla testována. Parsivel první generace využívá paprsek o vlnové délce 650 nm, monitorovaná plocha je 54 cm2 (180 × 30 mm). Rozsah měřitelných průměrů kapek je 0,2–5 mm (pevné částice do 25 mm) a pádových rychlostí 0,2–20 m.s-1. Podle velikosti jsou kapky tříděny do 32 kategorií, podle pádové rychlosti do 30 kategorií (1 024 kombinací průměru a rychlosti kapky). Rozsah měřitelné intenzity srážky udávaná výrobcem je 0,001–1 200 mm.h-1. Obdobně jako Thies LPM byl Parsivel připojen k PC se spuštěným programem pro záznam a vyhodnocení charakteristik deště.

Simulace deště

Pro simulaci srážky byl použit laboratorní tryskový dešťový simulátor typu Norton Ladder, umístěný ve vodohospodářské laboratoři Fakulty stavební ČVUT v Praze [18]. Simulátor je osazen osmi kyvnými tryskami Veejet 80100 ve dvou řadách, které pracují při vodním tlaku 41 kPa [19]. Trysky jsou neustále otevřené, intenzita deště na ploše pod tryskami je regulována nastavením frekvence kyvů trysek a délkou prodlevy mezi jednotlivými kyvy. Pádová výška kapek je 2,6 m, simulátor je vhodný pro použití při intenzitě 20–80 mm.h-1. Běžně užívaná experimentální plocha pro zadešťování má rozměr 1 × 4 m, teoreticky lze využít prostor o rozměrech přibližně 1,5 × 6 m.

Pro testování disdrometrů jsme využili skutečnosti, že rozložení intenzity srážky není v ploše pod tryskami simulátoru zcela rovnoměrné, na okrajích experimentální plochy má déšť nižší intenzitu, přímo pod tryskami vysokou intenzitu. Pod dešťovým simulátorem bylo vytipováno osm pozic s rozdílnou intenzitou simulovaného deště v rozmezí cca 20–80 mm.h-1 (obr. 2). Na tyto pozice byly v průběhu simulované srážky opakovaně umisťovány testované disdrometry a srážkoměr tak, že vždy geometrický střed měrné oblasti konkrétního disdrometru byl nad stejným bodem. Disdrometry byly orientovány rovnoběžně s hlavním ramenem dešťového simulátoru. Mimo disdrometry a srážkoměru byly pro kontrolu na vytipovaných pozicích rozmístěny odměrné nádoby s definovanou sběrnou plochou (srážkový totalizátor).

Obr. 2. Rozložení disdrometrů s číselným označením pozice, červeně je naznačena pozice trysek
Fig. 2. The tested positions under the rainfall simulator, red rectangles represent the nozzles

Přemisťování jednotlivých disdrometrů a srážkoměru mezi vytipovanými pozicemi bylo prováděno bez přerušování simulace deště, aby nedocházelo k tlakovým rázům v systému simulátoru, a tak kolísání intenzity srážky. Všechny přístroje zaznamenávaly údaje v minutovém kroku, na každé pozici byly umístěny 30 minut. Pro vyhodnocení bylo využito monitorování ze středních 24 minut.

Kinetickou energii deště lze vztahovat na určitý časový úsek KER (J.m-2.h-1), nebo na určitý srážkový úhrn KE (J.m-2.mm-1). První případ obecně charakterizuje kinetickou energii konkrétní srážkové události, která mohla mít v čase proměnlivou intenzitu. Druhý případ charakterizuje typ srážky. Literatura uvádí (např. [20]), že samotná intenzita deště nemusí mít významný vliv na distribuci velikostí kapek. Avšak distribuce velikostí kapek je odlišná pro různý typ nebo lokalitu srážky (např. konvektivní vs. stratiformní, nebo kontinentální vs. přímořská oblast). Pro porovnání disdrometrů jsme použili oba způsoby vyjádření kinetické energie.

Intenzita srážky a kinetická energie srážky pro každý minutový úsek byla vypočítána z měřené distribuce kapek a jejich rychlostí podle vztahů:

kde  Ijeintenzita srážky (mm.h-1),
Aměrná plocha laserového paprsku disdrometru (m2),
tdoba sběru dat (s),
KEkinetická energie (J.m2.h-1),
KEkinetická energie (J.m2.h-1),
Npočet kapek v kategorii (-),
Dprůměr kapky (mm),
VDrychlost kapky o průměru D (m.s-1).

 

Výsledky

Průměrné hodnoty intenzity a kinetické energie na jednotlivých pozicích jsou uvedeny v tabulce 1 a znázorněny na obr. 4. Jde vždy o průměr z trojice osmi minutových intervalů (celkem 24 hodnot) měřených pomocí jednotlivých disdrometrů.

Obr. 3. Distribuce velikosti kapek při intenzitě 62 mm.h-1 zaznamenané jednotlivými disdrometry
Fig. 3. Drop size distribution at the rainfall intensity of 62 mm.h-1 as recorded by different disdrometers

Jak bylo uvedeno, kinetická energie je dopočítávána z informací o množství a velikosti dešťových kapek. Z obr. 3 je patrné, že disdrometry detekují různé počty kapek, a to především těch malých. Thies LPM zaznamenává pro malé kategorie mnohem více kapek, než oba ostatní disdrometry. Pro kapky s efektivním průměrem pod 0,5 mm dokonce minutová množství přesahují 5 000 mikrokapek. Pro hodnoty nad 1 mm jsou již počty kapek pro všechny disdrometry obdobné. Mírné rozdíly lze očekávat, protože každý disdrometr má jinou průletovou plochu a jinak uspořádané velikostní třídy. Avšak v relativním měřítku by distribuční funkce měly vypadat podobně.

Disdrometry se v praxi využívají zejména na monitorování intenzity deště. Z porovnání měření disdrometrů a srážkoměru na pozicích s různou intenzitou deště plyne, že testované přístroje udávají srovnatelné výsledky. Přístroje naměřily 106 % (LPM), 78 % (Parsivel) a 116 % (PWS100), hodnoty naměřené pomocí překlopného srážkoměru. V případě měření kinetické energie nebyla nastavena žádná referenční hodnota, ale přístroje byly porovnávány mezi sebou.

Tabulka 1. Průměrné hodnoty pro jednotlivé disdrometry na testovaných pozicích
Table 1. Average values of the kinetic energy and rainfall intensity recorded at the tested positions

LPM oproti ostatním dvěma přístrojům měří výrazně nižší kinetickou energii, jím naměřené hodnoty odpovídají v průměru 83 % hodnot naměřených Parsivelem, resp. 59 % hodnot naměřených PWS100. Nejvyšší hodnoty měřil PWS100. Parsivel měřil průměrně 74 % hodnot naměřených pomocí PWS100 (obr. 4).

Obr. 4. Měřené hodnoty intenzity (vlevo) a kinetické energie deště (vpravo) na vybraných testovaných pozicích pod dešťovým simulátorem
Fig. 4. Recorded rainfall intensity (left) and rainfall kinetic energy (right) on selected positions

Na obr. 5 je vynesena závislost mezi intenzitou simulované srážky a měřenou kinetickou energií. Body na grafu vyjadřují průměrné měřené hodnoty zachycené třemi disdrometry. Data vykazují lineární závislost. Disdrometry Parsivel a PSW100 mají velice podobný trend se směrnicí 18,804 a 18,21 a  koeficienty determinace 0,955 a 0,957. LPM vykazuje také lineární závislost s  koeficientem determinace 0,683, ale v porovnání s ostatními přístroji nižší směrnicí 10,908. Oproti zbývajícím disdrometrům měří LPM výrazně nižší kinetickou energii, a to zejména při vysokých intenzitách.

Na grafu jsou vyneseny i teoretické závislosti mezi intenzitou přirozeného deště a kinetickou energií. Tyto empirické závislosti byly přejaty z literatury [21–24] a jsou běžně využívány pro odhad kinetické energie přirozeného deště i v podmínkách kontinentální Evropy (např. [25, 26]). Z porovnání plyne, že kinetická energie simulovaného deště je nižší než kinetická energie přirozených srážek. Stejná skutečnost je ještě zřetelnější při vynesení kinetické energie na milimetrový úhrn srážky (obr. 6). Zatímco kinetická energie přirozeného deště s intenzitou roste (kapky se zvětšují), v případě simulovaného deště je kinetická energie konstantní. Tedy s proměnlivou intenzitou simulovaného deště se nemění distribuce velikostí kapek ani jejich pádové rychlosti – což je dáno způsobem regulace intenzity deště pro kyvný dešťový simulátor pomocí frekvence kyvů trysek.

Diskuse

Cílem práce je srovnání rozdílných disdrometrů a jejich schopnost monitorovat uměle generovanou srážku. Není překvapením, že ačkoliv testování probíhalo za pečlivě kontrolovaných podmínek, výsledky měření jednotlivých přístrojů se liší. V literatuře lze dohledat studie, které dokonce ukazují variabilitu měření i při použití stejných typů disdrometrů. Tapiador a kol. [27] monitorovali přírodní srážky pomocí 14 disdrometrů Parsivel umístěných na jedné lokalitě. Variabilita v měřených intenzitách jednotlivých disdrometrů dosahovala až 70 %, což, jak uvádí autoři, mohlo být dáno i prostorovou variabilitou deště, ale také systematickou odchylkou v měření jednotlivými přístroji. Testované disdrometry vykazují velmi dobré výsledky při monitorování intenzity umělého deště. Odchylky oproti referenčnímu srážkoměru jsou srovnatelné s měřeními v terénu, kde jsou běžné rozdíly okolo 20 % [11].

Obr. 5. Závislost měřených hodnot kinetické energie a intenzity srážky; porovnání se čtyřmi publikovanými vztahy mezi intenzitou srážky a kinetickou energií
Fig. 5. Comparison of the observed and empirical relationships between rainfall kinetic energy and intensity

Větší odchylky mezi přístroji, a tím i vyšší míra nejistoty jsou pozorovány při vyhodnocení kinetické energie deště. Zejména Thies LMP měří výrazně nižší kinetickou energii oproti ostatním přístrojům. Důvodem je pravděpodobně podhodnocená měřená pádová rychlost kapek, protože množství středních a velkých kapek je srovnatelné s ostatními disdrometry. Množství velmi malých kapek je dokonce násobně vyšší, nicméně nejmenší kapky mají na celkovou kinetickou energii minimální vliv. Měřené velké množství velmi malých kapek bylo pozorováno i v terénních aplikacích, jedno z nabízených vysvětlení spočívá v samotné konstrukci přístroje. Kapky se mohou od částí přístroje rozbíjet a odrážet před senzorem, který tak nezaznamenává pouze srážku, ale také uměle vznikající mikrokapičky [12].

Parsivel zaznamenává rychlosti kapek velmi blízké jejich terminálním pádovým rychlostem [28], měří nízký počet kapek s menším průměrem než 0,76 mm a naopak velký počet kapek větších než 2,4 mm. Stejné závěry, které mohou vést k nadhodnocení kinetické energie, přináší Angulo-Martínez a Tokay a kol. [29, 30].

Z testování v terénu vyplývá, že PWS100 měří mírně vyšší srážkový úhrn a dobře měří pádové rychlosti kapek [31]. Obdobný trend byl pozorován během našeho experimentu. I během uměle generované srážky PWS100 měřil vyšší intenzitu deště. Měřené pádové rychlosti byly nižší než terminální, ale to je dáno charakteristikou simulovaného deště, při kterém maximálních rychlostí není dosaženo.

Simulovaný déšť má znatelně nižší kinetickou energii než přírodní srážky o shodných intenzitách, k významné odchylce dochází od prahové intenzity přibližně 20 mm.h-1 (obr. 6). Je nutné podotknout, že tento závěr platí jen pro dešťové simulátory s podobnou konstrukcí, jaká byla použita v této studii. Nicméně generování deště pomocí trysek situovaných poměrně blízko k půdnímu povrchu je v erozním výzkumu často používané [32, 33]. Proto je velmi důležité, aby výsledky erozních experimentů prováděných s využitím dešťových simulátorů byly dobře interpretovány. Nelze tvrdit, že simulovaná srážka vyvolá stejný erozní účinek jako přírodní srážka o stejné intenzitě, neboť kinetická energie simulovaného deště je významně nižší. Ke stejným závěrům dospěli také Petrů a Kalibová [34], kteří zdůrazňují nutnost kalibrace vztahu mezi intenzitou a kinetickou energií pro každý simulátor (typ trysky).

Obr. 6. Závislost kinetické energie přepočtené na milimetr srážky na intenzitě srážky; porovnání se čtyřmi publikovanými vztahy mezi intenzitou srážky a kinetickou energií
Fig. 6. Comparison of the observed and empirical relationships between rainfall kinetic energy per mm of rainfall and rainfall intensity

Závěr

Příspěvek shrnuje výsledky experimentu s uměle generovaným deštěm o několika intenzitách, při kterém byly testovány a porovnávány tři nejčastěji používané disdrometry. Testované disdrometry byly poměrně spolehlivé při monitorování intenzity deště. Stanovená kinetická energie deště pomocí jednotlivých disdrometrů se však lišila. Zejména v erozních studiích nejčastěji používaný disdrometr Thies LPM měřil výrazně nižší kinetickou energii, jím naměřené hodnoty odpovídají v průměru 78 % hodnot naměřených Parsivelem, resp. 56 % hodnot naměřených PWS100.

Déšť generovaný pomocí tryskového simulátoru má významně nižší kinetickou energii než přirozený déšť o stejné intenzitě. Rozdíl v kinetické energii je významný pro srážky o intenzitě vyšší než 20 mm.h-1, s rostoucí intenzitou rozdíl dále roste. Toto může znamenat, že experimentálně zjištěné parametry erozních procesů nelze, bez korekce, aplikovat v simulačních modelech erozních procesů v krajině.

Tyto závěry plynou z testování konkrétních disdrometrů na jednom tryskovém dešťovém simulátoru, nelze je proto zcela zobecňovat. Nicméně, konstrukce dešťového simulátoru, použité trysky i disdrometry jsou v erozních laboratořích běžně používány, závěry jsou tak relevantní pro významnou část odborné komunity.

Poděkování

Příspěvek vznikl za podpory projektu GA17-33751L, FWF I 3049-N29 a SGS 161-1611791A143.

Posted by & filed under Informatika, kartografie ve vodním hospodářství, Aktuální číslo.

Souhrn

Příspěvek podává informaci o tvorbě expertního informačního systému NAVAROSO, budovaného pro potřeby složek aktivních při vzniku havarijní situace na vodách. Systém poskytuje křížově provázané údaje, potřebné pro rychlé získávání informací o možných příčinách zhoršení jakosti vod, postupech k určení typu znečištění a odhadu jeho šíření ve vodoteči. Tím umožní zefektivnit ochranu vod jak v oblasti mitigace negativních vlivů znečištění rychlejší detekcí jeho příčin, tak v prevenci možného znečišťování přesnější a rychleji dostupnou informací o jeho potenciálních zdrojích v povodí. V textu je stručně popsána jeho stavba, funkce, struktura informací, uložených v jeho databázi a také modul, umožňující výpočet chování znečištění v toku.

Úvod

V důsledku provozních havárií dochází relativně často k menším či významnějším únikům toxického znečištění povrchových vod. Tato kontaminace recipientů může mít fatální následky pro jejich oživení. Tak tomu bylo v evropském měřítku například při haváriích v Sandozu v Basileji v roce 1986 [1, 2], v Baia Mare v roce 2000 [3, 4] nebo v Ajce v roce 2010 [5–7].

Současnou bezpečnostní situaci rovněž charakterizuje zvýšené riziko možného zneužití toxických látek pro teroristické či kriminální účely, a to včetně potenciálních útoků na zdroje vod. Danou situaci podrobně charakterizuje dokument Ministerstva životního prostředí ČR „Koncepce environmentální bezpečnosti 2016–2020 s výhledem do roku 2030“ v kapitole 3. Environmentální bezpečnost v ČR z hlediska zdrojů rizik antropogenního původu [8].

Obr. 1. Základní datové zdroje pro expertní systém
Fig. 1. Basic data sources for expert system

V současné době tato rizika zvyšuje ještě další faktor. Tím jsou stále častěji se opakující období sucha, které má vliv na vodnost toků. Minimalizován je totiž možný zmírňující vliv naředění znečištění.

Obr. 2. Základní procesy při vyřizování požadavků na systém
Fig. 2. Basic processes in dealing with system requirements

Příklady významných vodohospodářských havárií od roku 1964 uvádí na svých webových stránkách Česká inspekce životního prostředí [9]. Zde je například od roku 2010 uvedeno 24 havárií tohoto typu. I přes skutečnost, že k havarijnímu znečištění vod dochází relativně často, v České republice zatím neexistuje funkční a dostatečně efektivní systém včasného varování a následné detekce příčin mimořádných situací vyvolaných havarijním znečištěním vod.

Systém včasného varování

Systém včasného varování by měl co nejcitlivěji reagovat na změnu jakosti vod, způsobenou havarijním znečištěním, teroristickou nebo kriminální činností.

Mezinárodní strategie pro snižování rizika katastrof OSN definuje systém včasného varování jako sadu postupů potřebných pro generování a šíření včasných a užitečných varovných informací, které umožní jednotlivcům, komunitám a institucím, ohroženým nebezpečím, připravit se a náležitě jednat v čase, dostatečném k redukování možných škod a ztrát [10].

Obr. 3. Printscreen příkladu křížového vyhledávání
Fig. 3. Printscreen of example of cross-search

Problematice systému včasného varování v oblasti havarijního znečištění řek se věnovala řada autorů, výčet významnějších publikací je uveden v přehledu literatury [11–17].

Obsáhlý rozbor metod sledování a hodnocení kvality vod, včetně metod použitelných pro detekci případů havarijního znečištění podává studie, editovaná Chapmanovou [18].

Přehled, zásady výstavby, provozování a hodnocení systémů včasného varování v různých částech životního prostředí (voda, půda, vzduch) a také v oblasti humanitárních katastrof podává ve své práci Quansah a kol. [19]. V obecném závěru této stati je konstatováno, že současná úroveň systémů včasného varování v oblasti náhlých změn kvality (tedy i pro havarijní znečištění) je nedokonalá a je vysoce žádoucí vytvořit plně integrované a vysoce efektivní systémy.

Obr. 4. Šíření havarijního znečištění tokem
Fig. 4. Spreading of accidental pollution by flow

Dané závěry také platí pro Českou republiku. Naposledy byl tento fakt diskutován na mezinárodní úrovni v případě havarijního úniku kyanidů z Draslovky v Kolíně v roce 2006 [20]. Protože se jednalo o havárii s možným dopadem na povodí sousedícího státu, měla být neprodleně informována německá strana. Varovná informace však byla odeslána až s devítidenním zpožděním. Tato situace se dodnes výrazně nezlepšila. Lze konstatovat, že u nás zatím neexistuje funkční a dostatečně efektivní systém včasného varování pro případy mimořádných situací na vodách způsobených jejich znečištěním. Chybí podrobně propracovaná strategie postupu rychlé detekce účinků havárie na vodní ekosystémy i metodiky automatických i následných terénních analýz zaměřených na rychlé určení původce havarijního zhoršení stavu vod. Pro nápravu této nežádoucí situace byly navrženy dva výzkumné projekty, financované z grantů Technologické agentury České republiky – projekt Vývoj nástrojů včasného varování a reakce v oblasti ochrany povrchových vod (NAVARO), jehož hlavním výstupem byla Metodika postupu vyhlašování havarijních stavů na tocích [21], certifikovaná Ministerstvem životního prostředí, popisující nástroje rychlé detekce vzniku a příčin havárií, teroristických útoků či kriminální činnosti s dopadem na kvalitu povrchových vod (řešeno v letech 2011 až 2014), a navazující projekt zabývající se výstavbou expertního informačního systému NAVAROSO (řešení zahájeno v roce 2017). Tento příspěvek podává stručnou informaci o poznatcích a výsledcích získaných při řešení problematiky výstavby expertního systému.

 

Expertní informační systémy

Problematika softwarové podpory (expertních systémů) pro zvýšení efektivity činností při výskytu mimořádných situací se výrazněji obecně diskutuje v odborných pracích od druhé poloviny osmdesátých let minulého století např. [22–24]. I když jsou poznatky, závěry a doporučení těchto statí poplatné úrovni rozvoje komputerizace dané doby, jejich obecná platnost přetrvává.

Krizovým systémům reakce pro havárie (Emergency Response System for Pollution Accidents) v chemických průmyslových parcích v Číně se věnují Duan a He [25]. Ti uvádějí základní požadavky na výstavbu těchto systémů (viz tabulku 1).

Tabulka 1. Základní požadavky na výstavbu krizových systémů reakce
Table 1. Basic requirements for the construction of crisis response systems

Podpůrným systémům, které usnadní detekci neznámého znečištění, a tím umožní zvýšit efektivitu havarijních opatření pro případy znečištění stojatých vod, se věnují Chen a kol. [26]. Ti popisují praktické zkušenosti s užitím sytému, který integruje data získaná z on-line monitoringu biologické jakosti vod s vysoce výkonnými matematickými modely pro výpočet změn jakosti vod. Na základě získaných zkušeností doložených příklady užití na dvou vybraných vodních nádržích konstatují, že tento systém přináší velmi užitečné informace zkvalitňující práci havarijních složek.

Obr. 5. Printscreen zpětné analýzy průběhu znečištění
Fig. 5. Printscreen of reverse analysis of contamination course

Rozsáhlý rozbor problematiky včasného varování pro případy havarijního znečištění vod podává úvodní studie Water quality early warning system [27]. Zde je zmiňována nutnost vytvořit „základní kuchařku“ (Basic CookBook) – IT systém, obsahující informace a návody pro řešení havarijních situací. Těmto potřebám má plně vyhovovat databázový expertní systém NAVAROSO. Ten se má stát efektivním informačním nástrojem systému včasného varování v České republice v oblasti ochrany vod před havarijním znečištěním. Aby totiž mohly složky aktivní při mimořádných situacích spojených s náhlým (havarijním) snížením biologické jakosti vod účinně reagovat, musí být vybaveny vhodnými nástroji pro rychlou indikaci zhoršení jakosti vod a pro následné analýzy, zaměřené na detekci jeho příčin. V současné době takový systém, poskytující širokou škálu informací v dané oblasti, není dostupný jak u nás, tak v zahraničí.

Metoda řešení

Při výstavbě expertního systému NAVAROSO jsou respektovány zásady dané výše uváděnou Metodikou postupu vyhlašování havarijních stavů na tocích [21]. Systém poskytuje křížově provázané údaje potřebné pro rychlé získávání informací o možných příčinách zhoršení biologické jakosti vod, postupech k určení typu znečištění a odhadu jeho šíření ve vodoteči. Databázový systém je doplněn modulem pro odhad chování znečištění v recipientu. Tím nově vyvinutý expertní systém umožňuje:

zefektivnit postup rychlého a prokazatelného nalezení zdroje kontaminace vod (tato funkce má velký význam pro prevenci možného znečišťování),

  • zrychlit a zpřesnit odhad míry kontaminace, a tím umožnit i predikci dalšího vývoje havárie,
  • včasné varování po proudu umístěných území a odběratelů vody,
  • včasné splnění mezinárodních oznamovacích povinností ČR,
  • poskytnout přesnější podklady pro včasné naplánování účinné mitigační akce.

Komplexní expertní systém v oblasti ochrany vodních toků, kombinující statická metadata s modelovacím a predikčním modulem, který by byl dostupný na téměř všech typech zařízení s připojením k internetu, nebyl doposud v zahraničí ani u nás vyzkoušen a realizován. Aby bylo minimalizováno riziko vytvoření nevhodné struktury poskytovaných dat nebo nevhodný způsob jejich prezentace, byly v průběhu řešení projektu svolávány schůzky s potenciálními koncovými uživateli (složky IZS, ČIŽP, vodoprávní úřady a správci povodí), na kterých byl diskutován postup prací a formy výstupů řešení, aby výsledný produkt co nejlépe odpovídal jejich potřebám. Plánován je také zkušební provoz expertního systému s dobrovolnou účastí vybraných koncových uživatelů.

Realizace databáze

Databáze byla fyzicky realizována v prostředí databázového stroje FIREBIRD. Základní datové zdroje pro expertní systém jsou uvedeny na obr. 1.

Nad databází je vytvořen informační systém základního dotazovacího a servisního software, který dokáže poskytnout křížově vyhledávané informace o subjektech, znečišťujících látkách a tocích, vhodných postupech vzorkování a terénních analýz a také postupech orientačního určení příčin poškození ichtyofauny. Procesní diagram je zobrazen na obr. 2.

Systém umožňuje editaci a vkládání nových údajů do databáze. Je schopen pracovat i s odkazy na základní literární zdroje (texty, odkazy na internetové články). Je vytvořen základ pro hypertextové vyhledávání v primárních informačních zdrojích. Další funkcí je projekce uložených metadat do reálného prostředí digitalizovaných map, což usnadňuje orientaci v terénu složkám aktivním při mimořádných situacích na tocích. Uživatelské rozhraní systému je realizováno v programovacím prostředí Embarcadero Delphi XE10 a HTML Builder 5.

V současné době databáze disponuje údaji o potenciálních znečišťovatelích (v současnosti údaji o 400 látkách u 200 významných znečišťovatelů v dílčích povodích ČR).

Pro tyto potřeby byl jako výchozí podklad použit Přehled významných znečišťujících látek v povodích podle krajů vypracovaný Výzkumným ústavem vodohospodářským T. G. Masaryka, v. v. i., verze z roku 2018 [28]. Tento přehled uvádí významné znečišťovatele, údaje o relevantních polutantech, včetně informací o jejich ekotoxicitě. Údaje o jednotlivých znečišťovatelích jsme doplnili specifikací jejich polohy v povodí pomocí GPS souřadnic. Dalším zdrojem informací je Integrovaný systém plnění ohlašovacích povinností (ISPOP), databáze provozovaná Českou agenturou životného prostředí (CENIA) na základě pověření Ministerstva životního prostředí ČR. Validaci dat zajistily při pořizování zmíněné instituce. I přes tuto skutečnost jsme provedli ověření aktuální existence a aktivity firem v databázi uložených. Další aktualizace je plánována hlavně ze zdrojů ISPOP, vyžádaných u CENIA. Printscreen příkladu křížového vyhledávání je uveden na obr. 3.

Dalšími zdroji informací, dostupných použitím expertního systému, jsou Metodika postupu vyhlašování havarijních stavů na tocích [20], vzory protokolů pro záznam o havárii a pro odběr vzorků, přehled metod analýz, vhodných pro terénní použití, Metodický postup vyšetřování havarijních úhynů ryb [29] a Klíč projevů otrav ryb, obsahující ekotoxikologické informace a případové studie pro vybrané významné příčiny poškození ichtyofauny recipientu.

Dostupnost základních funkcí systému v terénu zajišťuje internetové rozhraní, které lze použít na libovolném mobilním zařízení se zabudovaným internetovým prohlížečem a datovým připojením.

Matematický modul

Původním záměrem v návrhu projektu NAVAROSO bylo doplnění expertního systému modulem pro výpočet polohy možného zdroje znečištění a hrubý odhad šíření tohoto znečištění tokem z údajů kontinuálního monitoringu biologické jakosti vod. Modelově měly být tyto odhady prováděny na základě výstupů kontinuálního monitoringu jakosti povrchových vod z přístrojů, umístěných na dvou vybraných říčních profilech. Podnik Povodí Odry, na jehož stanicích byly přístroje umístěny, však neočekávaně vypověděl spolupráci v této oblasti a dané přístroje musely být na jeho žádost ze stanic odstraněny. Protože však zejména zástupci hasičského záchranného sboru považují informace o šíření znečištění v toku za velmi potřebné pro zvýšení efektivity své činnosti v případě havarijního zásahu, byly původně plánované práce na modulu pro výpočet účelově modifikovány. Zásadní změna spočívá v tom, že model bude možno použít přímo při řešení aktuálního havarijního stavu na libovolném úseku vodního toku oproti původnímu záměru, který byl zaměřený pouze na zpětnou analýzu havárie na základě záznamu v měřicí stanici. Zároveň byl původní model, koncipovaný pouze pro havárie způsobené rozpustnými látkami, rozšířen o simulaci šíření ropných látek v toku, vzhledem k tomu že převážná část havárií bývá způsobena těmito látkami. Printscreen na obr. 4 ukazuje výpočet postupu znečištění v toku. Printscreen uvedený na obr. 5 ukazuje zpětnou analýzu průběhu znečištění.

Závěr

NAVAROSO je expertní informační systém, který kombinuje statická metadata s modelovacím a predikčním modulem. Tím poskytuje vysoce komplexní informace, využitelné při řešení mimořádných situací, spojených s havarijním znečištěním vod. Pro složky aktivní při havarijních zásazích (složky IZS, ČIŽP, vodoprávní úřady a správci povodí) bude dostupný téměř na všech typech zařízení s připojením k internetu, tedy jak v řídicích centrech zásahu, tak přímo v terénu (místě zásahu). Tím se stává nástrojem, který významně zvyšuje efektivitu činnosti výše zmíněných složek. Tento názor se opírá o vyjádření zamýšlených koncových uživatelů.

Poděkování

V textu prezentované poznatky a výsledky byly získány v rámci řešení projektu Expertní systém NAVAROSO (evidenční číslo projektu TH02030142), financovaného Technologickou agenturou ČR.

Posted by & filed under Hydrochemie, radioekologie, mikrobiologie, hydrobiologie, Informatika, kartografie ve vodním hospodářství, Aktuální číslo.

Souhrn

Příspěvek představuje část projektu Čistá voda – zdravé město, který se zabývá predikcí možného výskytu nebezpečných chemických látek v tocích při haváriích a povodních. Seznamuje s databázemi, které jsou v současné době k danému tématu vedeny, a s jejich praktickou využitelností. Na případu Vltavy v Praze, lidské činnosti i způsobů hospodaření v povodí nad tímto městem popisuje možnosti predikce výskytu nebezpečných látek v úseku toku v hlavním městě. Zdůvodňuje nutnost zavedení dočasných sledovacích profilů pro potřeby řešení výzkumného úkolu a navrhuje zásady pro doplnění stávajících monitorovacích sítí a databází zdrojů znečištění tak, aby mohl být lépe posuzován vztah mezi zdroji znečištění a dopadem na stav povrchových vod.

Úvod

Tento příspěvek pojednává o projektu „Cizorodé látky ve vodách podzemních, povrchových a odpadních jako důsledek lidské činnosti“ (reg. číslo: CZ.07.1.02/0.0/0.0/16_040/0000378), v jeho části Predikce možného výskytu nebezpečných chemických látek při haváriích a povodních, riziko úniku látek závadných vodám a preventivní opatření – podklad k havarijnímu plánu. Účelem této části projektu je zlepšení informovanosti o výskytu látek nebezpečných vodám, definovaných jako látky prioritní a prioritní nebezpečné (dále též PPN látky) a vyhodnocení rizika pro hlavní město Prahu. Řešení se zaměřuje na specifickou skupinu chemických látek, které z hlediska šíření a akumulace v povodí představují nejvyšší riziko ohrožení.

Prioritní a prioritní nebezpečné látky představují významná rizika pro vodní prostředí spojená zejména s akutní a chronickou toxicitou pro vodní organismy, akumulací ve vodních ekosystémech, úbytkem přirozených stanovišť, snížením biologické rozmanitosti a v neposlední řadě ohrožením lidského zdraví. Tyto látky byly poprvé jako skupina definovány ve formě seznamu v roce 2001 v příloze č. X Rámcové směrnice o vodní politice [1], v současné době je platný seznam látek doplněný v roce 2013 [2], v současnosti se jedná celkem o 45 látek nebo skupin látek. Nebezpečnost těchto látek je permanentně prověřována a tento seznam se postupně rozšiřuje tak, jak se rozšiřují znalosti o nových chemických látkách. Část těchto látek by měla být v budoucnosti pro svou vysokou nebezpečnost zakázána (prioritní nebezpečné látky) podle čl. 4 odst. 1 písm. a) bodu iv) Rámcové směrnice.

Projekt mapuje situaci od pramenů v celém povodí nad Prahou až po řeku Vltavu v Praze. Skladování PPN látek a vypouštění odpadních vod s jejich obsahem představuje potenciální riziko pro životní prostředí, které se dále zvyšuje v případě mimořádných událostí.

Projekt vytvoří nástroje směřující ke zlepšení životního prostředí hlavního města Prahy. Sníží riziko spojené s případnými úniky PPN látek do vod tím, že poskytne podklady o míře nebezpečí a definuje látky, které mohou vodní toky v Praze ovlivnit. Hlavní město tak získá přehled o možném znečištění vod látkami, které jsou z pohledu šíření vodním prostředím zásadní. Součástí projektu jsou i návrhy na další opatření včetně návrhů na doplnění havarijních plánů. Využití výstupů se předpokládá dále při rozhodovací činnosti krizového managementu pro zvýšení ochrany obyvatelstva.

Postup řešení

Problematika PPN látek vyžaduje mimo jiné především orientaci ve složení a zařazení jednotlivých látek do skupin, ve kterých jsou analyzovány. Z tohoto důvodu byla v projektu nejprve vytvořena přehledná tabulka, viz tabulku 1, s názvy látek, výskytem a využíváním, případnou regulací (zákazem používání) a zařazením do skupin.

Vypouštění odpadních vod s obsahem PPN látek

Vodní toky jsou recipientem PPN látek, které mj. mohou být do vodních toků vypouštěny spolu s odpadními vodami. Další šíření v říčním korytě je ovlivňováno prouděním vody, ale také pohybem říčních sedimentů, ve kterých mohou být tyto látky ve zvýšené míře akumulovány. Zvýšené riziko nadlimitních koncentrací PPN látek je tak za povodní a při zvýšených vodních stavech, kdy dochází k promíchávání sedimentů a k uvolňování látek v nich obsažených.

Obr. 1. Místa vypouštění odpadních vod obsahujících PPN látky (mimo AOX) v zájmovém území v roce 2015
Fig. 1. Places of waste water outflow containing PPH substances (outside AOX) in the area of interest in 2015

ISPOP (Integrovaný systém plnění ohlašovacích povinností) je zřízen zákonem č. 25/2008 Sb., o integrovaném registru znečišťování životního prostředí a integrovaném systému plnění ohlašovacích povinností v oblasti životního prostředí [5]. Zřizovatelem ISPOP a věcným garantem obsahu formulářů, tzn. ohlašovacích povinností, je Ministerstvo životního prostředí. Systém vyvíjí a dodává společnost Telefónica Czech Republic, a. s., technický provoz a podobu aplikace ISPOP zajišťuje CENIA, Česká informační agentura životního prostředí. ISPOP – data o vypouštěných odpadních vodách jsou předávána podle zákona o vodách § 38 odst. 4 (od 1. 1. 2018 podle odst. 6 novelizovaného zákona) [6].

Tabulka 1. Přehled prioritních a prioritních nebezpečných látek [3, 4]
Table 1. Overview of priority and priority hazardous substances [3, 4]

Současné znění vodního zákona [7], § 38 odst. 4 zní: Kdo vypouští odpadní vody do vod povrchových nebo podzemních, je povinen v souladu s rozhodnutím vodoprávního úřadu měřit objem vypouštěných vod a míru jejich znečištění a výsledky těchto měření předávat vodoprávnímu úřadu, který rozhodnutí vydal, příslušnému správci povodí a pověřenému odbornému subjektu. Vodoprávní úřad tímto rozhodnutím stanoví místo a způsob měření objemu a znečištění vypouštěných odpadních vod a četnost předkládání výsledků těchto měření.

Data o vypouštěném znečištění v zájmovém povodí byla v projektu zpracována za období let 2014 a 2015. Data za rok 2017 slouží jako kontrolní v případě problematické identifikace subjektu, lokalizace nebo číselných hodnot. Z databáze vyplývá, že do vodních toků zájmového území jsou vypouštěny odpadní vody s možným obsahem následujících látek:

  • fenoly,
  • AOX – adsorbovatelné organicky vázané halogeny (podrobnější informace jsou uvedeny níže),
  • nepolární extrahovatelné látky,
  • kadmium a jeho sloučeniny,
  • nikl a jeho sloučeniny,
  • suma PAU,
  • rtuť a její sloučeniny,
  • uhlovodíky C10–C40,
  • olovo a jeho sloučeniny.

Halogenové organické sloučeniny (AOX) jsou poměrně širokou skupinou. Jde o mezinárodně uznávaný parametr; může se jednat o jednoduché sloučeniny jako je chloroform, chlorfenoly, chlorbenzeny i komplexní organické molekuly, jako jsou dioxiny a furany (PCDD, PCDF) s nejrůznějšími toxickými vlastnostmi. V přírodě se většina AOX přirozeně nevyskytuje, jejich hlavním zdrojem v prostředí je především průmyslová výroba papíru a celulózy. Konkrétní chemické i toxikologické vlastnosti jsou vždy závislé na druhu sloučeniny; souhrnně popsat negativní účinek AOX je prakticky nemožné. Obecně se ale dají tyto látky považovat za toxické pro vodní organismy, schopné bioakumulace, s různou mírou toxicity pro člověka. Mezi méně významné zdroje AOX můžeme zařadit také chlorování pitné vody a v podstatě jakýkoliv chemický závod, kde dochází ke zpracování chlóru a jiných halogenů. Převážná část AOX však uniká do prostředí prostřednictvím odpadních vod [8].

Obr. 2. Místa vypouštění odpadních vod obsahujících AOX v zájmovém území v roce 2015|
Fig. 2. Places of waste water outflow containing AOX in the area of interest in 2015

Přehledné informace, vztahující se k místům vypouštění odpadních vod s možným obsahem PPN látek, informace o znečišťovateli, datu vydání a ukončení platnosti příslušného rozhodnutí k vypouštění odpadních vod, skutečně vypouštěné množství v daném roce, počet měření a další podrobnosti jsou uvedeny v podrobných tabulkách integrovaného registru, vedeného podle [9]. Pro přehled je připojena následující mapka – obr. 1.

Vypouštěné znečištění, evidované v databázi ISPOP, neumožňuje v řadě případů jednoznačné zjištění, zda jsou PPN látky v odpadních vodách přítomné. Zvláště nejednoznačné je to v případě vypouštění AOX, fenolů, C10–C40 a NEL. Místa vypouštění odpadních vod s  obsahem AOX jsou vyznačena v následující mapce – obr. 2.

Bilance vypouštěného ročního množství odpadních vod s  obsahem PPN látek bude konfrontována s látkami vypouštěnými podle E-PRTR registru [10]. Rizikovost vypouštěných odpadních vod s  obsahem PPN látek lze hodnotit podle následující tabulky, viz tabulku 2, vycházející z norem environmentální kvality pro útvary povrchových vod.

Tabulka 2. Limitní hodnoty pro vybrané látky
Table 2. Limit values for selected substances

Specifikace skladovaných PPN látek

Kromě přímého vypouštění odpadních vod se mohou do vodních toků dostávat sledované látky také z míst, kde je s nimi nakládáno v technologickém provozu, nebo kde jsou skladovány. Předávání dat o skladování látek je povinné podle zákona o prevenci závažných havárií [11]. Zpracovatelé získali nejdříve podklady o místech skladování nebezpečných látek z databáze eSPIRS (Seveso Plant Information Retrieval System – systém Seveso pro získávání informací o zařízeních), které spravuje Společné výzkumné centrum v EU (JRC), podrobněji [12].

Ze získaných informací bylo třeba určit, které skladované materiály obsahují PPN látky, v jakém množství a na jakém místě se nacházejí. Pro zpřesnění informací byly informace požadovány také od příslušných krajských úřadů, které mají tuto agendu sledovat podle zákona o prevenci závažných havárií č. 224/2015 Sb. [11]. Místa byla dále konfrontována se skutečným umístěním pro identifikaci bodových zdrojů znečištění v mapách. Rozmístění skladů na území krajů je patrné z obr. 3.

Posouzení rizikovosti skladování PPN látek z pohledu říční povodně nebo povodní z přívalových srážek

Při dodržení všech legislativních omezení jsou skladovací místa z pohledu znečišťování povrchových a podzemních vod bezpečná. V rámci rizika možného úniku sloučenin s obsahem PPN látek ve skladujících místech při zvýšených vodních stavech ve vodních tocích bylo posuzováno umístění skladů v záplavovém území. Záplavová území jsou administrativně určená území, která mohou být při výskytu říční povodně zatopena vodou. Rozsah záplavového území schvaluje na návrh správce vodního toku vodoprávní úřad. Záplavové území odpovídá přibližně průtokům stoleté vody – Q100. Z posouzení vyplynulo, že žádné místo (objekt, zařízení), kde jsou nebezpečné látky skladovány, neleží ve vyhlášeném záplavovém území.

Stávající monitorovací systémy kvality povrchových vod

V České republice se monitoringem výskytu PPN látek ve vodách zabývají subjekty, které jsou zodpovědné za pořízení plánů dílčích povodí. Státní podniky Povodí monitorují kvalitu vod útvarů povrchových vod a následně vyhodnocují stav vod. Ve spolupráci s vodoprávními úřady pak příslušné krajské úřady schvalují plány v rámci své územní působnosti.

Tabulka 3. Přehled PPN látek a SZL zjištěných v povrchových vodách, jejichž hodnoty nejčastěji překračují NEK-RP anebo NEK-NPK
Table 3. Overview of PPH substances and specific pollutants detected in surface waters whose values most frequently exceed EQS-RP or EQS-NPK limits

V zájmovém území monitoring provádí především státní podnik Povodí Vltavy. Řešený projekt na tento monitoring navazuje, zabývá se podrobněji bodovými zdroji znečištění, kvalitou říčních sedimentů a možným dalším ohrožením vodních toků, případnými úniky při mimořádných událostech.

Obr. 3. Umístění skladů, objektů a zařízení s nebezpečnými látkami zařazenými do skupiny A nebo B
Fig. 3. Location of warehouses, buildings and facilities containing hazardous substances classified in group A or B

Na základě řady informací, především podle zpráv hodnotících období 2015–2016, lze v zájmovém území shrnout informace o výskytu těchto látek ve vodních tocích následovně:

  • Analyzované PPN látky a SZL (specifické znečišťující látky uváděné v [4]) sledované v povrchových vodách ČR se vyskytují převážně ve velmi nízkých koncentracích na úrovni mezí stanovitelnosti (MS) přístrojů.
  • Pokud jsou zjištěny hodnoty nad MS, pak většinou nepřesahují NEK-RP (norma environmentální kvality vyjádřená jako roční průměrná hodnota) a NEK-NPK (norma environmentální kvality vyjádřená jako nejvyšší přípustná koncentrace). Limitní hodnoty NEK-RP a NEK-NPK jsou uvedeny pro jednotlivé látky v [4].
  • Obsah některých látek (benzo(a)pyren, cypermethrin, dicofol nebo dichlorvos) není možné vyhodnotit, jelikož mez stanovitelnosti dané analytické metody je často vyšší než NEK (hodnota NEK-RP nebo NEK-NPK) pro danou sledovanou látku.
  • Při orientačním porovnání s hodnotami NEK (NV č. 401/2015 Sb., Příloha č. 3, tabulka 1 b a 1 c) je v povrchových vodách nejčastěji překročena hodnota NEK-RP anebo NEK-NPK u látek uvedených v následující tabulce – tabulka 3.
  • Z literárních údajů vyplývá, že sedimenty obsahují vyšší koncentrace PPN látek a specifických znečišťujících látek než povrchová voda. Nad mezí stanovitelnosti jsou stanovovány koncentrace těžkých kovů a některé látky ze skupiny PAU, jejichž výskyt je ve vodách i sedimentech zaznamenáván pravidelně, a to i ve zvýšených koncentracích.
  • Na řadě vodních toků jsou dlouhodobě zjišťovány zvýšené hodnoty AOX. Těkavé organické látky (TOL) se vyskytují v povrchových vodách v nízkých koncentracích. Látky ze skupiny PCB (polychlorované bifenyly) se v matrici povrchové vody prakticky neobjevují. Problémem celorepublikovým jsou látky ze skupiny PAU, z nichž benzo(ghi)perylen se v tocích objevuje v nadlimitních koncentracích nejčastěji. Hodnoty překračující NEK byly zjištěny také u Σhexachlorcyklohexanů a lindanu (OCP), anthracenu, benzo(b)fluoranthenu, fluoranthenu, fenanthrenu a benzo(a)pyrenu (ze skupiny PAU).
  • Nejčastěji se vyskytující pesticidní látky v povrchových vodách jsou metabolity metolachloru, acetochloru, alachloru a v případě terbutylazinu metabolity i základní látka [5]. Často se jedná o účinné látky přípravků spojených s pěstováním ozimé řepky a kukuřice. Jsou patrné rozdíly mezi oblastmi s intenzivní rostlinnou výrobou a horskými, převážně zalesněnými povodími. Znečištění jednotlivými látkami během roku kolísá v závislosti na ročním období, srážkovém režimu apod. Hodnoty NEK jsou překračovány i u diuronu a isoproturonu.

Množství vypouštěných odpadních vod s obsahem PPN látek z velkých zdrojů znečištění, které se dostávají do vodních toků, bude konfrontováno s daty za rok 2016 z databáze E-PRTR (evropský registr úniků a přenosů znečišťujících látek) [10].

Velmi podrobně se různými zdroji znečištění včetně zdrojů PPN látek a jejich dopadem na stav vodních útvarů zabývají správci povodí při přípravě plánů oblasti povodí a plánů dílčích povodí. Jsou zde soustředěny výsledky jejich vlastního monitoringu a šetření u znečišťovatelů i výsledky dalších dílčích studií. Pro zájmové území řešeného projektu jsou tyto plány zveřejněny na internetových stránkách Povodí Vltavy [13].

Povodňové události, které proběhly na území ČR v uplynulých letech, vedly ke zkoumání těchto jevů nejen co do množství vod a rozsahu rozlivů. Byla zjišťována a posuzována i jakost povodňových vod včetně zdrojů znečištění a způsobů jeho šíření. Tyto poznatky vedly k některým zevšeobecněním a návrhům vhodných postupů, viz např. [14] nebo [15]. Současně se však ukazuje, že každá povodňová událost je specifická, a pokud chceme zabránit šíření znečištění nebezpečnými látkami ze známého zdroje, je třeba soustředit ochranná opatření zejména do místa vzniku či uskladnění těchto látek.

Výskyt PPN látek v říčních sedimentech

Využitelnost všech výše uvedených zdrojů informací byla vzata v úvahu. S ohledem na cíle projektu byla hodnocena návaznost údajů o zdrojích znečištění a dopadech ve formě zhoršené kvality vody v tocích.

Identifikace nebezpečných látek ve vodách je často obtížná s ohledem na stopové koncentrace na úrovni meze stanovitelnosti přístrojového vybavení laboratoří. V sedimentech a jemných plaveninách může u některých látek docházet ke kumulaci, proto se ve vybraných profilech monitoringu jakosti povrchových vod odebírají i vzorky této matrice. Pravidelný monitoring v zájmovém území provádí správce toku podnik Povodí Vltavy. Několikaleté velmi podrobné, celorepublikové sledování včetně bioakumulace řešil také Český hydrometeorologický ústav [16].

Aby bylo umožněno odhadnout pravděpodobnost výskytu nebezpečných látek při mimořádných událostech pro profil Vltavy v Praze, bylo rozhodnuto podrobněji sledovat složení říčních sedimentů v závěrečných úsecích hlavních toků nad Prahou.

Před samotným zahájením odběrů vzorků říčních sedimentů proběhlo vytipování vhodných míst v zájmovém území Středočeského kraje v blízkosti hlavního města. Kritériem bylo nalézt lokality, které by pokryly zdroje vypouštějící odpadní vody s obsahem PPN látek do vodních toků zájmového území. Dalším velmi důležitým kritériem, které významně ovlivnilo výběr vlastních lokalit, byla znalost míst, která umožňují akumulaci říčních sedimentů. Protože sedimenty se ve zvýšené míře vyskytují ve vodních tocích se sníženou rychlostí vody, která je následně příčinou sedimentace plavených částic, byla vybrána místa v nadjezí vodních toků. Posledním kritériem byla samotná přístupnost odběrných míst. Na základě uvedených kritérií byla v rámci řešení vybrána čtyři odběrná místa:

  • Vltava-Štěchovice nad jezem, místo u hráze vodního díla;
  • Vltava-Modřany nad jezem, jako závěrné místo, ve kterém se předpokládá případné ovlivnění z přítoků řek Berounky a Sázavy;
  • Berounka-Černošice nad jezem, významný levobřežní přítok Vltavy, místo v nadjezí elektrárny v Černošicích;
  • Sázava-Žampach nad jezem, významný pravobřežní přítok Vltavy.

Odběrná místa jsou vyznačena v ortofotografických mapkách – obr. 4. Závěrečné odběrné místo na Vltavě je zachyceno na fotografii – obr. 5.

Obr. 4. Monitoring sedimentů ve vybraných lokalitách
Fig. 4. Sediment monitoring in selected localities

Odběry vzorků sedimentů v těchto lokalitách a jejich laboratorní zpracování probíhalo v období 2018–2019. V současné době jsou tyto výsledky vyhodnocovány pro využití ve výstupech projektu.

Diskuse

Znalosti o PPN látkách jsou všeobecně nedostatečné už proto, že se tyto látky postupně nově identifikují, celá skupina se postupně rozšiřuje a jen malé procento laboratoří dokáže tyto nové látky v prvotní fázi identifikace analyzovat s požadovanou přesností. Jedná se o dlouhodobý proces monitorující stav výskytu PPN látek – jejich pohyb ve vodním prostředí a hodnocení negativních dopadů. Legislativní proces má určitou setrvačnost a jistě nelze očekávat, že změny v přílohách evropských směrnic se okamžitě promítnou až k jednotlivým výrobním subjektům a do změn v jejich technologiích. Firmám většinou vyhovuje současný stav, kdy na stanovení jednotlivých látek mají nasmlouvány specializované laboratoře a nové požadavky by jim většinou přinášely zpřísnění hodnot ve vodohospodářských rozhodnutích. Odběry a rozbory ke zjištění míry znečištění vypouštěných odpadních vod mohou provádět jen odborně způsobilé osoby oprávněné k takovému podnikání. Většina laboratorních analýz vyžaduje drahé přístrojové vybavení a průběžný odborný servis, aby mohly být PPN látky měřeny při zachování požadovaných nízkých mezí stanovitelnosti.

Jedním z dalších poznatků je, že mnohé firmy ale i úřady mají zábrany poskytovat již jednou získané výsledky nejen veřejnosti ale i odborné výzkumné instituci pod záminkou obrany proti konkurenci. Někdy tato neochota vede k nutnosti pořizovat terénními pracemi vlastní data.

Obr. 5. Vltava-Modřany, jezová zdrž
Fig. 5. Vltava-Modřany, weir catch basin

Závěr

Výsledky řešeného projektu nejsou určeny k přímému komerčnímu využití. Hlavním přínosem má být zvýšení znalostí o výskytu PPN látek v prostředí, o jejich šíření a o procesech, které toto šíření ovlivňují. Projekt kombinuje oficiální informace od znečišťovatelů, data ze standardních monitoringů prostředí a údaje zjištěné vlastním podrobným výzkumem tak, aby mohl poskytnout reálný pohled na rizika a ohrožení toku Vltavy v hlavním městě.

Řešení je zaměřeno na velkou plochu zájmového území České republiky, která vyžaduje zpracování rozsáhlého množství dat.

Databáze a monitorovací programy vedené v současné době jsou velmi cenné, jsou však přizpůsobeny účelu, pro který byly zřízeny, tedy zejména pro reportování do evropských struktur. Proto je z nich často obtížné nalézt souvislosti mezi konkrétním znečišťovatelem a zjištěním nadlimitních koncentrací v monitorovaném místě.

Posílení současných znalostí je tedy potřebné ve smyslu hledání souvislostí mezi konkrétním zdrojem znečišťujících látek a dopadem této zátěže na vodní tok. Součástí výstupů řešeného projektu budou proto doporučení směřující do činnosti vodoprávních orgánů i návrhy, náměty a požadavky na úpravu některých zmiňovaných národních databází a monitorovacích programů.

Posted by & filed under Hydrochemie, radioekologie, mikrobiologie, hydrobiologie, Aplikovaná ekologie, Aktuální číslo, DVA CLANKY.

Souhrn

Článek popisuje monitorovací stanici vyvinutou pro potřeby monitorování radiační situace České republiky (ČR) a její potenciál pro účely připravenosti k odezvě na radiační mimořádnou událost. Monitorovací stanice je určena k monitorování umělé aktivity gama v povrchových vodách, její vývoj a sestrojení byly uskutečněny ve spolupráci společností Nuvia, a. s., a SÚRO, v. v. i. Konstrukce monitorovací stanice je založena na principu jednoduché a robustní ponorné sondy sdružené s řídící jednotkou a se zdrojem energie fungujícími v automatickém a autonomním režimu. Tato konstrukce vede ke snížení zranitelnosti systému při umístění v terénu, jeho měřicí dovednosti jsou zároveň posíleny sofistikovaným vyhodnocovacím softwarem na bázi singulárního rozkladu spektra umožňujícím dosáhnout citlivosti postačující pro potřeby havarijního monitorování. Byla sestavena monitorovací minisíť tvořená třemi monitorovacími stanicemi umístěnými v lokalitách v ČR klíčových z hlediska radioaktivní kontaminace vod. Vyvinutá monitorovací stanice je v článku porovnána s jinými stanicemi, které jsou pro daný účel používány, a to z hlediska jejich konstrukce a detekčních dovedností.

Úvod

Havárie jaderné elektrárny spojená s únikem inventáře jaderného reaktoru je vůbec nejzávažnější typ mimořádné události, k jejichž řešení byl systém připravenosti k odezvě na radiační mimořádnou událost v ČR zaveden [1–3]. V případě mimořádné události spojené s únikem inventáře reaktoru lze předpokládat uvolnění dominantní části radionuklidů do atmosféry. Radioaktivní kontaminace se po úniku do atmosféry šíří ve formě radioaktivního mraku především navázaná na částice aerosolů a v molekulární formě. Míra depozice radioaktivní kontaminace z mraku je závislá na meteorologické situaci, především na teplotně-tlakových podmínkách, a na srážkové aktivitě. Obecně platí, že nejúčinnějším depozičním procesem je vymývání radioaktivního aerosolu z atmosféry dešťovými srážkami [4]. Zároveň však nelze vyloučit ani přímý únik části radionuklidů z inventáře reaktoru do vodotečí. Z hlediska krizového řízení je klíčovou fází nehodové expoziční situace (NES) její počáteční fáze, během které dochází k úniku radionuklidů z reaktoru, současně během ní dochází v největší míře k migraci kontaminace [2, 5].

Prostředkem určeným k pilotnímu vyhodnocení informací o migraci uvolněné radioaktivní kontaminace atmosférou a o jeho aktuální depozici na povrchu během počáteční fáze NES jsou matematické modely vycházející především ze zdrojového členu nastalé havárie (možné radionuklidové složení úniku a jeho velikost), z předpovědi počasí a z výsledků monitorování prováděného podle Národního programu monitorování, které jsou shromažďovány v datovém středisku SÚJB [5]. Zohledněna je pouze vzdušná migrace radionuklidů, matematický model pro šíření radioaktivní kontaminace vodními toky po přímém úniku do vodotečí nebo po depozici z atmosféry zatím není k dispozici.

Přes vysoký stupeň sofistikovanosti matematických modelů jejich výstupy poskytují spíše rámcový přehled o deponované kontaminaci. Zkušenosti z reálných havárií v Černobylu a ve Fukušimě ukazují, že předpokladem spolehlivosti výsledků matematických modelů je jejich okamžitá verifikace pomocí rychle dostupných doplňkových měření, ideálně prováděných v on-line režimu. K tomu dnes slouží především výsledky sítě včasného zjištění (SVZ) a síť samplerů atmosférických aerosolů. Síť včasného zjištění je tvořena 180 kontinuálně měřícími monitory dávkového příkonu vybavených Geiger-Mullerovými detektory. Část je rozmístěna v husté síti v okolí jaderných elektráren, zbytek je rozmístěn víceméně rovnoměrně po celém území ČR [5].

Obr. 1. Vlevo: SAGMA instalovaný v areálu vodní elektrárny Na Réně v Ivančicích, řeka Morava; vpravo: ponorná sonda sestávající z detektoru (vpravo nahoře) a fotonásobiče (vpravo dole)
Fig. 1. Left: SAGMA installed in the area of hydro power plant Na Réně in Ivančice, the Morava River; right: immersion probe consisting of detector (up) and photomultiplier (down)

Měření radioaktivního aerosolu v ovzduší je prováděno v rámci sítě odběrů vzorků životního prostředí a potravního řetězce [5]. V rámci lokálních monitorovacích sítí kolem jaderných elektráren je rozmístěno šest a sedm vzorkovacích stanic, dalších deset je součástí teritoriální sítě pokrývající území ČR [6]. Filtry jsou odebírány v intervalech předepsaných Vyhláškou o monitorování radiační situace [6] a je v nich stanovena aktivita gama pomocí polovodičové gama spektrometrie. Za normálního monitorování (technický termín pro monitorování za nehavarijní situace) je interval pro výměnu filtrů 1 týden, za havarijního monitorování (technický termín pro monitorovací režim za mimořádné situace) je interval výměny aerosolových filtrů zkrácen na 24 hodin pro teritoriální síť a na 6 hodin pro lokální sítě [6]. Nově byly vyvinuty i systémy on-line monitorování aerosolů s detektorem NaI(Tl) nebo HPGe nad filtrem v sampleru [7], výsledky jejich měření však zatím nejsou začleněny do systému monitorování radiační situace v ČR. Některé evropské země také disponují systémem kontinuálního monitorování gama aktivity v říčních vodách, takový systém však v ČR chybí. Začlenění těchto systémů do revidovaného Národního programu monitorování by v budoucnu mohlo vést ke zlepšení systému připravenosti k odezvě.

Monitorování povrchových vod

Povrchová voda z hlediska připravenosti k odezvě představuje předmět zvláštního významu, neboť 51,7 % pitných vod v ČR je pokryto z povrchových zdrojů [8], které jsou při havárii jaderného zařízení radioaktivním spadem zranitelné. Kontaminace vodních zdrojů představuje významnou bezpečnostní hrozbu státu [9].

Monitorování povrchových vod je v ČR prováděno podle požadavků  vyhlášky o monitorování radiační situace [6]. Odlišné požadavky jsou stanoveny pro teritoriální síť (území ČR), lokální sítě (areál nebo okolí jaderného zařízení nebo pracoviště III., IV. kategorie) a pro hraniční síť (místo, kde voda opouští ČR). Vyhláška vymezuje analyzované radionuklidy, četnost a citlivost analýz pro předepsaný počet monitorovacích míst v rámci jednotlivých sítí. Konkrétní analytická metoda předepsána není, Národní program monitorování SÚJB [5] ale předepisuje toto monitorování provádět formou odběrů vzorků životního prostředí. V současné praxi je zavedeno monitorování aktivity gama v odebraných vzorcích vod, prováděné pomocí laboratorní polovodičové gama spektrometrie.

V rámci normálního monitorování jsou ve vzorcích povrchových vod stanovovány aktivity (3H, 90Sr, 137Cs, celková objemová alfa a celková objemová beta), ovšem frekvence odběrů je všeobecně nízká (1–12× za rok). Za havarijní situace je portfolio analýz povrchových vod zredukováno na stanovení aktivity 137Cs a 3H za současného zkrácení intervalu odběru na 6 hodin až 1 týden, přibývá však požadavek na stanovení aktivity 131I v hraničních sítích.

Havarijní monitorování umožňuje v případě havárie jaderné elektrárny stanovit aktuální míru zasažení povrchových vod jak prostřednictvím úniku kontaminace přímo do vodotečí (stanovením aktivity 3H), tak prostřednictvím úniku do atmosféry a následnou depozicí kontaminace (stanovením aktivity 137Cs). Omezením tohoto monitorování  je velmi malý počet odběrových bodů a relativně dlouhé odběrové intervaly, dále pak problematické provádění odběrů a přepravy vzorků za probíhající havarijní situace.

Zmíněná omezení by mohla vyřešit zavedení kontinuálního monitorování gama aktivity v říčních vodách. To by přineslo již v průběhu počáteční fáze NES doplnění informací o celkovém množství radioaktivní kontaminace deponované ze spadu, které by mělo význam i pro verifikaci matematických modelů. Vývoj aktivity umělých radionuklidů v povrchových a zejména říčních vodách v čase charakterizuje průměrnou radioaktivní kontaminaci povodí a umožňuje spolehlivější identifikaci místa a míry depozice radioaktivní kontaminace z ovzduší.

Systém kontinuálního monitorování kontaminace povrchových vod by měl současně přínos i pro ochranu zdrojů pitné vody.

Monitorovací systém SAGMA a síť SCOMO v kontextu havarijního monitorování

V tomto článku je popsán nově konstruovaný monitorovací systém určený ke kontinuálnímu monitorování gama aktivity v povrchových vodách pro účely posílení připravenosti k odezvě na radiační mimořádnou událost ČR. Citlivost systému je nastavena tak, aby systém splňoval legislativní požadavky pro havarijní monitorování aktivity gama v povrchových vodách. Aby systém mohl být za havarijní situace přínosný, musí být jeho provoz ochráněn před následky havárie jaderné elektrárny, mezi které patří především výpadek obecných dodávek elektrické energie a všeobecná panika vedoucí k chybám lidské obsluhy přístrojů. Tomu byla při konstrukci přístroje věnována zvláštní pozornost.

Vývoj systému je náplní projektu Bezpečnostního výzkumu Ministerstva vnitra číslo VI20172020083. Prvním dílčím cílem je vyvinout stanici na monitorování umělé gama aktivity v povrchových vodách, a to stanici autonomní (nezávislou na dodávkách elektrické energie a na lokálních dodavatelích datových přenosů), automatickou (fungující bez lidské obsluhy) a odolnou vůči poruchám i za extrémních klimatických a hydrologických poměrů a schopnou při běžných provozních podmínkách splnit požadavky vyhlášky č. 360/2016 Sb. vzhledem k detekčním limitům 137Cs, který je všeobecně považován za optimální marker radioaktivní kontaminace při jaderné havárii. Druhým dílčím cílem projektu je pak z několika monitorovacích stanic tohoto typu sestavit monitorovací minisíť pokrývající místa ČR, která jsou z hlediska zasažení radioaktivním spadem klíčová. Projekt je realizován ve spolupráci Státního ústavu radiační ochrany a Nuvia, a. s. Pro přehlednost je monitorovací stanice dále v textu pojmenovávána akronymem vycházejícím z jejího názvu v anglickém jazyce SAGMA (Station for Artificial Gamma Activity Measurement), monitorovací minisíť podle stejného principu akronymem SCOMO (System for Continuous Gamma Activity Monitoring).

Výběru konstrukční varianty pro SAGMA předcházelo porovnání kontinuálních monitorů aktivity gama dostupných v literárních zdrojích s legislativními požadavky a se zavedeným systémem monitorování radiační situace v ČR.

Literatura popisuje mnoho kontinuálních měřičů gama aktivity určených pro měření v mořské vodě. Prakticky všechny popsané varianty měří ve 4π geometrii – detektor je zanořen do konstantní hloubky obvykle čtyř a více metrů do hluboké mořské vody a masa vody tak slouží současně jako analyzovaný vzorek i jako stínění. Zařízení potřebná k zásobování přístroje elektrickou energií a k vyhodnocení odezvy detektoru jsou umístěna na voru plujícím na vodní hladině. Podle požadované citlivosti přístrojů jsou voleny různé varianty detektorů, typem detektoru je zase podmíněna volba elektrického napájení [10–13].

Problematika kontinuálního měření gama aktivity v povrchových vodách je v literárních zdrojích popsána poměrně málo. Kontinuální měřiče gama aktivity byly uvedeny do provozu v řekách několika zemí západní Evropy po roce 1986 v souvislosti s černobylskou jadernou havárií. Tyto přístroje jsou ve většině případů založeny na principu gama spektrometrického proměřování vzorků vody ve stíněné nádobě, do které je vzorek vody přečerpán [14–17]. Použitím stínění je zvýšena citlivost, ovšem složitá konstrukce vede k tomu, že tyto přístroje prakticky není možné provozovat v autonomním a automatickém režimu. Navíc většina těchto přístrojů nepracuje v kontinuálním, ale v semikontinuálním režimu (další vzorek je čerpán k analýze až po odměření předchozího). Casanovas a kol. [18] popisuje systém instalovaný k monitorování jaderné elektrárny Ascó ve Španělsku měřící v kontinuálním režimu založeném na principu plovoucího integračního časového okna.

Tabulka 1. Požadavky vyhlášky č. 360/2016 Sb. na detekční meze pro stanovení umělé gama aktivity v povrchových vodách
Table 1. Requirements of Decree No. 360/2016 Coll. detection limits for the determination of artificial gamma activity in surface water

Steinmann [19] popisuje kontinuální monitorovací stanici říčních vod SARA Water System využívající ponornou sondu ve 4π geometrii instalovanou na dvou řekách ve Švýcarsku. Provozování tohoto systému v říčním prostředí přináší oproti mořskému prostředí několik komplikací. Pro mořské prostředí je sice charakteristická vysoká pozaďová aktivita 40K, tento příspěvek je ale pro každou lokalitu prakticky konstantní. Příspěvek terestriální složky pozadí je v mořském prostředí téměř potlačen díky mocné vrstvě stínící vody mezi detektorem a dnem, stejně jako příspěvek kosmického záření díky mocné vrstvě vody mezi detektorem a mořskou hladinou. Ten je navíc vlivem stabilní hloubky prakticky konstantní. Při měření aktivity gama ponorným detektorem v říčním prostředí příspěvek od terestriální i kosmogenní složky pozadí značně kolísá, a tím snižuje citlivost detektoru. V říčním prostředí je navíc pozadí ovlivněno dalším rušivým faktorem, a to je aktivita radonu a jeho přeměnových produktů. Ty jsou při deštích strhávány z ovzduší a splachovány z břehů a za určitých okolností mohou vést až ke zdvojnásobení celkové četnosti impulsů. Některé dceřiné produkty 222Rn, například 218Bi způsobují spektrální interference s 137Cs, v obdobích po silných deštích je tedy citlivost detekčního systému využívajícího ponorný detektor silně snížena [19, 20]. S touto komplikací se potýkají i průtočné stíněné přístroje určené ke stanovení gama aktivity říčních vod [18].

Vzhledem k tomu, že vyvíjený monitorovací systém SCOMO je určen především pro havarijní monitorování, je potřeba, aby detekční dovednosti SAGMA splňovaly požadavky vyhlášky č. 360/2016 Sb. na havarijní monitorování, ty jsou definovány pro 131I a 137Cs a jejich přehled je uveden v tabulce 1 společně s požadavky na detekční meze pro normální monitorování [6].

Nejpřísnější legislativní požadavek na meze detekce pro stanovení 137Cs [6] v povrchových vodách v rámci havarijního monitorování je 5 Bq.L-1 (viz tabulku 1). Zohledníme-li následky historicky jediné havárie jaderné elektrárny s únikem inventáře reaktoru v Evropě, tedy havárii jaderné elektrárny v Černobylu, po níž byly v povrchových vodách západní Evropy aktivity 137Cs až 1 Bq.L-1, lze konstatovat, že požadavek vyhlášky je stanoven racionálně a že havarijní monitorování s předepsanou citlivostí by v případě havárie podobného rozsahu umožnilo monitorovat distribuci kontaminace ve vzdálenosti až prvních několika tisíců kilometrů.

Vývoj stanice na kontinuální monitorování aktivity gama ve vodách a vybudování monitorovací minisítě

Při výběru konstrukční koncepce SAGMA a při zohlednění požadavků na detekční citlivost, autonomnost a na automatický provoz, bylo přistoupeno ke konstrukci monitorovací stanice na bázi ponorné sondy. Jedině tato konstrukční varianta umožňuje provozovat přístroj v režimu autonomního energetického napájení pomocí solárního panelu a dlouhodobý bezobslužný provoz zařízení. Další výhodou této varianty jsou mimořádně nízké náklady na výrobu monitorovací stanice. Nevýhodou této konstrukce je nutnost vyrovnat se s výkyvy pozadí, které měření nestíněnou ponornou sondou přináší.

Výběr detektoru byl uskutečněn na základě porovnání detekčních dovedností dvojpalcového NaI(Tl), 1,5palcového LaBr3 a třípalcového NaI(Tl). Tyto varianty byly uvažovány pro svoji cenovou dostupnost a nízkou energetickou náročnost. Použití polovodičových detektorů nebylo uvažováno právě pro vysokou energetickou náročnost související s nutností detektor dochlazovat. V laboratorních podmínkách sudu o objemu 1 m3 ve tvaru krychle naplněném roztokem 137Cs s definovanou aktivitou byly provedeny orientační energetická a účinností kalibrace porovnávaných detektorů.

Jako nejvýhodnější varianta detektoru byl vyhodnocen třípalcový NaI(Tl) s nejvyšší účinností detekce. Nejlepší energetické rozlišení prokázal 1,5palcový LaBr3, ale vzhledem k tomu, že není dostupný v rozměrech nad 1,5 palce, byl z výběru vyřazen. Nelze však vyloučit, že budoucnost přinese lepší zvládnutí technologie pěstování LaBr3 krystalů a s ní i jejich široké uplatnění na poli nízkonákladové gama spektrometrie.

Vlastní konstrukce zařízení SAGMA sestává z ponorné sondy a z vnější řídící jednotky vybavené zdrojem elektrického napájení a systémem přenosu dat. Ponorná část je tvořena NaI(Tl) detektorem válcového tvaru o průměru 3 palce a délce 3 palce zapouzdřeným ve vodotěsném plastovém tubusu spolu s fotonásobičem (SBG.D3 od NuviaTech Instruments), který je připojen k multikanálovému analyzátoru s nastavitelným zesílením v rozsahu 256 až 2048 kanálů (NuNA MCB3 od NuviaTech Instruments).

Popsaný gamaspektrometrický systém je schopen detekovat energie fotonů v rozsahu 50 až 1900 keV, do kterého spadá většina gama emitujících radionuklidů. Energetické rozlišení na energii 137C 661 keV je 7,5 %. Celková hmotnost systému je asi 10 kilogramů.

Přenos dat z multikanálového analyzátoru do řídící jednotky je uskutečňován pomocí připojení typu Ethernet. Řídící jednotka sestává z počítače vybaveného komerčním SW Gamwin 2019 na zpracování gamaspektrometrického signálu a z komunikačního modulu, který umožňuje odesílání dat přes GPRS nebo přes satelitní telefon. Napájení solárním panelem, případně kombinací solárního panelu a větrné turbíny je sdruženo s lithiovou baterií o kapacitě 900 Ah schopnou zajistit provoz SAGMA po dobu 14 dnů. Systém SAGMA instalovaný v terénních podmínkách a použitá ponorná sonda jsou zobrazeny na obr. 1.

Obr. 2. Navýšení přírodního pozadí vlivem příspěvku radonu a jeho přeměnových produktů spláchnutých do vodního toku deštěm ve srovnání se spektrem mimo dešťové období
Fig. 2. Increase of natural background due to the contribution of radon and its conversion products flushed into the watercourse by rain compared to the spectrum outside the rain season

Vzhledem k tomu, že vlivem změn teploty dochází k posunům energetické kalibrace, SW Gamwin provádí periodickou stabilizaci spektra založenou na měření všudypřítomného 40K s energií 1461 keV.

Precizní energetická a účinnostní kalibrace byla provedena pomocí etalonových roztoků 241Am, 131I, 134Cs, 137Cs a 60Co o aktivitě přibližně 10 kBq.m-3 v plastovém sudu tvaru krychle o rozměrech 1 × 1 × 1 m. Etalonové roztoky byly stabilizovány proti nehomogenitě a proti sorpci na stěnu přídavkem stabilních nosičů a minerálních kyselin.

Vlastní kalibrace detektoru byla provedena proměřováním kalibračních roztoků po dobu 48 hodin v sekvenčním detekčním režimu s použitím 10minutové sekvence. Prostřednictvím sekvenčního měření bylo ověřeno, že aktivita kalibračních roztoků se během kalibrace nemění, tedy že kalibrační roztok je homogenní.

Přepočet účinnostní kalibrace z geometrie barelu o rozměrech 1 × 1 × 1 m na nekonečnou 4π geometrii byl proveden simulací v prostředí Monte Carlo. Hodnota korekčního koeficientu pro vysoké energie gama (60Co) je 85 %. To znamená, že v nekonečné 4π geometrii v říční vodě pochází 85 % detekovaných fotonů z prostoru virtuální krychle o rozměrech 1 × 1 × 1 m, v jejímž středu je detektor.

K prověření detekčních dovedností SAGMA ve vodních tocích bylo provedeno dlouhodobé měření říční vody v tárovacím kanále Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka, v. v. i., (VÚV TGM) v Praze pomocí ponorné části SAGMA. Prakticky šlo o měření odezvy sondy na pozaďové koncentrace radionuklidů v říční vodě. Testování bylo prováděno v poloterénních podmínkách, protože neprobíhalo ve standardním řečišti s proměnlivou úrovní vodní hladiny a s bahnitým dnem, ale v kanále s betonovým dnem a s úrovní hladiny regulovanou přepadem. Nicméně složení vody v kanále kolísá stejně jako v řece Vltavě. Hloubka vody v tárovacím kanále je stabilizována na 1,8 m, ponorná část sondy byla do vody zanořena tak, aby se střed detektoru nacházel 0,8 m ode dna a 1 m od vodní hladiny. Sběr pozadí byl uskutečněn v období od dubna 2017 do června 2019, kdy byly zkompletovány první tři exempláře SAGMA a mohlo být přistoupeno k zahájení testování systému v terénních (autentických říčních) podmínkách.

Tabulka 2. Hodnoty NDA pro pozadí datasetu „všechna spektra”
Table 2. NDA values for “all spectrum” dataset background

Vyhodnocení datasetu získaného dlouhodobým měřením v tárovacím kanále bylo jedním z klíčových kroků celého procesu vývoje SAGMA. Spektra byla získána kontinuálním měřením v desetiminutovém integračním okně. Při tomto měřicím režimu SW kontinuálně vyhodnocuje spektrum tvořené pulsy detekovatelnými za posledních 10 minut. Vyhodnocením spektra je tedy získána informace o průměrném složení vody, která protekla kolem detektoru za posledních 10 minut. Integrační dobu je možné libovolně měnit, kratší integrační doba vede ke snížení citlivosti, delší zase ke snížení reprezentativnosti. Aby bylo možné spektra analyzovat i zpětně, byly každých 10 minut nápočty za posledních 10 minut ukládány.

Časový průběh gama spekter vykazuje stabilní koncentrace gama aktivity v řece Vltavě, k výraznému navýšení dochází pouze po deštích. Po bouřích a po přívalových deštích dochází v říční vodě až ke zdvojnásobení celkové aktivity gama. To je způsobeno splachováním radonu a jeho přeměnových produktů jednak přímo ze vzduchu, jednak z povrchu říčních břehů. Jak je patrné z obr.  2, v dešťovém spektru je výrazně navýšena především aktivita 214Bi s energií 609 keV, dále pak 214Pb (242, 295 a 352 keV).

Standardní metoda analýzy je založena na píkové analýze s využitím numerické derivace spektra, která zohledňuje pouze lokální vlastnosti spektra a pro složitá spektra s výskytem interferujících radionuklidů je neúčinná. Při použití standardní analýzy gama spektra ovlivněného dešťovou událostí dochází ke zvýšení hodnot detekčních mezí pro jednotlivé radionuklidy, zejména pro ty, u nichž dochází ke spektrálním interferencím. Silně ovlivněny jsou také detekční meze pro 137Cs, jehož hlavní energie gama je 662 keV při energetickém rozlišení NaI(Tl) detektoru koliduje právě s energií 214Bi 609 keV a pro 131I s hlavní energií gama 364 keV, se kterým zase koliduje pík 214Pb s energií 352 keV.

Zvýšení citlivosti detekčního systému SAGMA pomocí NASVD

Z důvodu proměnlivosti pozadí a spektrálních interferencí byla jako primární analýza zvolena metoda PCR (Principle Component Regression), která patří do rodiny dekonvolučních algoritmů. Její výhodou je zejména to, že bázová spektra lze odvodit na základě souboru pozaďových měření. Jednotlivá pozaďová spektra jsou pak uspořádána do matice, jejíž singulární rozklad (NASVD – Noise Adjusted Component Regression) poskytuje bázová spektra, která lze použít pro přesné fitování pozadí metodou nejmenších čtverců. Doplněním bázového souboru o spektrální odezvu detektoru pro vybrané radionuklidy lze pak nejenom detekovat, ale i kvantifikovat aktivitu těchto radionuklidů.

Obr. 3. Metoda stanovení NDA při použití algoritmu NASVD; k výpočtu byla použita množina 5 × 104 spekter s matematicky simulovaným přídavkem 137Cs o aktivitě mezi 0 a 600 Bq.m3; průsečík přímek značících 95% toleranční interval pozaďové odezvy a 95% odezvy na spektra s přidanou aktivitou indikuje NVA
Fig. 3. Method of determination of NDA using an algorithm NASVD; a set of 5 × 104 spectrum with mathematically simulated addiction of 137Cs with activity between 0 and 600 Bq.m3 was used for the calculation; intersection of lines indicating 95% background response interval and 95% response to spectrum with added activity indicated by NVA

Tato metoda je používána v oblasti letecké gama spektrometrie [21], může ale být použita i v jiných oblastech, v poměrech ČR již byla využita při kontinuálním měření gama aktivity v aerosolech pomocí NaI(Tl) detektoru [7].

Stanovení mezí detekce pro spektra analyzovaná metodou NASVD bylo provedeno Monte Carlo simulací, ve které byly do pozaďových spekter uměle přidávány impulsy odpovídající jisté virtuální aktivitě hodnoceného radionuklidu. Tato spektra pak byla podrobena analýze detekčním algoritmem. Výsledek analýzy (regresní koeficient) byl následně vztažen k virtuální aktivitě (aktivitě odpovídající uměle přidaným pulsům).

Výpočet nejmenší detekovatelné aktivity (NDA) je vyjádřen na obr. 3. Přidaná aktivita odpovídá NDA, když podíl falešně negativních a falešně pozitivních pozorování je právě 5 %. V grafickém znázornění je to aktivita odpovídající průsečíku přímky odpovídající 95% tolerančnímu intervalu hodnot regresního koeficientu pro spektra bez přidané aktivity a přímky odpovídající jednostrannému predikčnímu intervalu kalibrační křivky s pokrytím 95 %.

Účinnost algoritmu NASVD při odečtu pozadí lze dobře demonstrovat porovnáním uměle kontaminovaných gama spekter na úrovni NDA pro NASVD a pro standardní metodu odečtu pozadí. Jako standardní metoda byl použit výpočet SW Gamwin pracující se standardním přístupem podle L. A. Currieho [22]. Na obr. 4 je zobrazeno pozaďové spektrum v oblasti zájmu pro 137Cs (vymezeno bílou barvou). Tmavě modře vybarvená oblast vymezuje uměle injektované pulsy 137Cs potřebné k dosažení NDA při vyhodnocení pomocí metody NASVD, světle modře vybarvená oblast pak pulsy potřebné k dosažení NDA při standardní metodě.

Vzhledem k tomu, že za určitých okolností může být účelné provádět kontinuální měření v delších integračních časech, bylo sčítáním původních 10 m spekter vytvořeno pět datasetů obsahující 10m, 1h, 4h, 12h a 24h spektra. Vzhledem k tomu, že spektra získaná po dešťových událostech vykazují výrazné fluktuace, byly vytvořeny dvě skupiny spekter v rámci těchto pěti datasetů, 1. spektra změřená během a po dešťových událostech, dále jen „dešťová spektra“ a 2. spektra ovlivněná i neovlivněná dešťovými událostmi, dále jen „všechna spektra“. Rozdělení spekter umožnilo provést zhodnocení vlivu nepříznivých meteorologických podmínek na NDA.

Pro všech deset datasetů pak byly stanoveny hodnoty NDA pro 137Cs a 131I, a to jednak standardní metodou odečtu pozadí, jednak pomocí metody NASVD. Porovnání je zobrazeno v tabulkách 23.

Porovnání standardní metody odečtu pozadí a NASVD metody ukazuje, že čím jsou podmínky měření méně příznivé (větší výkyvy pozadí, kratší integrační čas), tím má zapojení NASVD větší význam. Největší rozdíl ve výsledných NDA byl zaznamenán při použití kratších integračních časů u dešťových spekter. V takových případech vede použití NASVD až k pětinásobnému snížení výsledné NDA, zatímco při stabilním pozadí a dlouhých integračních časech mohou být výsledky obou metod srovnatelné.

Hodnoty dosažených NVA mohou mít velký vliv na praktickou uplatnitelnost systému v havarijní připravenosti státu. Porovnáním hodnot NDA v tabulkách 23 s požadavky [6] vyplývá, že při desetiminutové integrační době by za dešťové události SAGMA se standardní metodou odečtu pozadí legislativní požadavky nesplnila, zatímco při použití metody NASVD ano.

Metoda NASVD dále přináší zvýhodnění SAGMA ve srovnání s konkurencí. Ve srovnání se SARA Water System, přístrojem podobné konstrukce [19] vykazuje SAGMA poloviční hodnoty detekčních mezí. Ve srovnání s přístrojem měřícím vodu ve stíněné průtočné nádobě [18] byly při 24hodinovém integračním čase a použití datasetu „všechna spektra“ meze detekce zařízení SAGMA přibližně 15× vyšší. To je způsobeno skutečností, že při měření ponornou sondou nejsou odstíněny dominantní složky pozadí (terestriální, kosmické) tak účinně, jako při použití olověného stínění. Ovšem při zkrácení integračního času na 10 minut již je dominantní část pozadí tvořena radionuklidy obsaženými v proměřované vodě. Díky účinnému odečtu tohoto zdroje fluktuací metodou NASVD je dosaženo snížení poměru mezi hodnotami NDA zařízení SAGMY a průtočné stíněné sondy na hodnotu 1,4.

Vzhledem k tomu, že SAGMA je určena přednostně pro havarijní monitorování, můžeme desetiminutový integrační čas považovat za přednostní režim předpokládaného využití vyvíjeného systému (výhoda spočívající ve vysokém časovém rozlišení stanovené aktivity). Za podmínek havarijního monitorování je oproti konkurenci SAGMA zvýhodněna zejména jednoduchou robustní konstrukcí schopnou bez přerušení měření zvládnout následky havarijní situace.

Obr. 4. Porovnání spekter uměle kontaminovaných pulsy 137Cs na úrovni odpovídající NDA pro různé metody odečtu pozadí; při použití standardní metody je hodnota NDA 0,84 Bq.L-1, při použití NASVD metody je to 0,24 Bq.L-1
Fig. 4. The comparison of spectrum artificially with 137Cs pulses at the NDA-compliant level for different background subtraction methods; when using the standard method the value is NDA 0.84 Bq.L-1, when using NASVD method the value is 0.24 Bq.L-1

Ačkoli oproti stíněným systémům vykazuje SAGMA významně nižší citlivost, při použití pozaďového datasetu „všechna spektra“ dosahuje SAGMA při přibližně 24hodinovém integračním čase NDA pro 137Cs hodnoty 0,1 Bq.L-1, tedy legislativního požadavku pro normální monitorování [6]. Výše uvedené hodnoty mezí detekce spočítané z pozaďových hodnot vody v tárovacím kanále ve VÚV TGM naznačují, že SAGMA má díky metodě NASVD z hlediska detekční citlivosti potenciál zcela nahradit současný způsob monitorování gama aktivity v povrchových vodách.

Tabulka 3. Hodnoty NDA pro pozadí datasetu „dešťová spektra“
Table 3. NDA values for the “rainfall spectrum” dataset background

Sestavení minisítě SCOMO

Během léta 2019 byly zkompletovány první tři exempláře přístroje SAGMA včetně autonomního zásobování elektrickou energií a dálkového přenosu dat. Přístroje byly umístěny do monitorovacích bodů, čímž byla sestavena prvotní forma monitorovací sítě SCOMO. První exemplář SAGMA nahradil provizorní sondu v tárovacím kanále VÚV TGM, další dva byly umístěny v reálných říčních podmínkách řeky Jihlavy v lokalitě Ivančice (viz obr. 1) a řeky Vltavy v lokalitě Kořensko. Minisíť SCOMO je od srpna 2019 provozována ve zkušebním provozu, který bude pokračovat do dubna 2020. Cílem je po skočení testovacího provozu SCOMO začlenit do systému monitorování radiační situace v ČR.

Závěr

Byla sestrojena monitorovací stanice umělé aktivity gama v povrchových vodách na bázi nízkorozpočtové ponorné sondy sdružené s řídící jednotkou a s autonomním zdrojem napájení. Díky algoritmu NASVD byla citlivost monitorovací stanice zvýšena natolik, že vyhovuje legislativním požadavkům a za mimořádně nepříznivých klimatických podmínek vyvinutý systém může konkurovat i přístrojům měřícím vzorky vody ve stíněné cele. Z monitorovacích stanic byla sestavena monitorovací minisíť, její schopnost autonomního a automatického provozu je momentálně testována. V rámci testování minisítě jsou sbírány datasety popisující fluktuace pozadí v jednotlivých lokalitách.

Poděkování

Výzkum byl podpořen projektem Ministerstva vnitra České republiky (projekt VI20172020083).

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie, Aktuální číslo.

Souhrn

Příspěvek prezentuje výsledky hydraulického fyzikálního výzkumu měrných přelivů pro měření malých, resp. minimálních průtoků. Výzkum se zaměřil na určení součinitelů přepadu pro nízké přepadové výšky. V příspěvku jsou uvedeny výsledky měření pro trojúhelníkový, obdélníkový a kruhový ostrohranný přeliv. Naměřená data jsou porovnávána se vztahy podle jednotlivých autorů a je určena vhodnost jejich použití pro oblast nízkých přepadových výšek. V rámci měření byly také provedeny pokusy s polokruhovou přelivnou hranou. Při laboratorním testování byly zkoumány rozdílné umístění přelivu vůči proudu a jejich vliv na výsledky měření.

Úvod

Pro kontinuální měření minimálních průtoků na malých vodních tocích lze použít měrné přelivy, které dokážou s velkou přesností měřit široký rozsah průtoků (obr. 1). Vlastní měření je realizováno nepřímo pomocí měření polohy hladiny nad měrným přelivem (pomocí tlakové sondy či ultrazvukového hladinoměru) a znalosti vztahu mezi výškou přepadového paprsku a odpovídající hodnotě průtoku. Vzhledem k častým suchým periodám a ke stále většímu tlaku na monitoring minimálních zůstatkových průtoků je přesnost měření minimálních průtoků na malých vodních tocích aktuálním tématem. Minimální či malý průtok lze pro námi zkoumanou oblast definovat v rozsahu jednotek litrů za vteřinu.

Obr. 1. Měrný přeliv osazený v terénu
Fig. 1. Measuring weir situated in the stream

Při měření malých, resp. minimálních průtoků ovšem nastává celá řada obtíží a problémů. Nízké průtoky přepadají přes přeliv s malou přepadovou výškou, při které již není hodnota součinitele přepadu v rozsahu platnosti používaných vzorců. Dále dochází k problémům se zanášením přelivů plávím, které může do značné míry zkreslit měřené průtoky.

V rámci laboratorního testování byly ověřovány hodnoty přepadového součinitele pro různé ostrohranné měrné přelivy a pro nízké přepadové výšky. Naměřená data byla porovnána s hodnotami podle rozlišných autorů a byla ověřena vhodnost jejich použití pro nízké přepadové výšky. Dále byla testována kruhová přelivná hrana a její vliv na kapacitu a chování přepadového paprsku. V rámci laboratorního testování byly zkoumány rozdílné umístění přelivu vůči proudu. Měrné přelivy byly vyrobeny metodou 3D tisku, která zajišťovala variabilitu a přesnost při výrobě různých tvarů přelivů.

Metodika experimentů

Veškeré laboratorní experimenty probíhaly v malé vodohospodářské hale Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka, v. v. i., v pevném hydraulickém žlabu šířky 500 mm. Dodávka vody byla zajištěna pomocí čerpací stanice, která čerpala vodu z dolní nádrže do vysoko položené nádrže, jež zajišťovala stálou tlačnou výšku pomocí přelivu s dlouhou přelivnou hranou. Z této nádrže byla potrubím přivedena voda do žlabu. Průtok byl nastaven na základě velikosti otevření šoupěte na přívodním potrubí. Před vlastním vtokem do žlabu byl instalován Thomsonův měrný přeliv. Voda na konci žlabu byla odvedena odpadním potrubím do dolní nádrže.

Testovaný měrný přeliv byl při každém měření umístěn ve středu žlabu ve výšce 40 cm nade dnem žlabu (obr. 2). Testovaný přeliv byl umístěn cca 3,5 metru od nátoku do žlabu. Na nátoku do žlabu byl umístěn tlumič přitékající vody, který zajišťoval její uklidnění a rovnoměrný nátok do žlabu. Tlumič byl tvořen dvěma ocelovými rošty, mezi nimiž bylo umístěno kamenivo. Testované přelivy měly šířku 10–30 cm a výšku 5–15 cm. Rozsah měřených průtoků byl od 0,2 l/s do 20 l/s.

Obr. 2. Umístění přelivu ve žlabu
Fig. 2. Measuring weir situated in the laboratory flume

Typický průběh pokusu lze charakterizovat následovně, ve žlabu je nainstalovaný příslušný měrný přeliv (není ovlivněn dolní vodou), na Thomsonově přelivu je nastaven požadovaný průtok a poloha hladiny před měrným přelivem se nemění (stav je ustálený). V této chvíli je možné odečíst polohu hladiny před měrným přelivem pomocí hrotových měřítek. První hrotové měřítko je umístěno ve skleněném válci spojeném dnovým odběrem se žlabem, dnový odběr se nachází 45 cm před měrným přelivem, tj. vzdálenost 3·hp,max protiproudně před měrným přelivem. Druhé hrotové měřítko měří výšku hladiny ve stejném místě a je umístěné na posuvném nosníku na vrcholu žlabu.

Průtoky do cca 7 l/s byly měřeny pomocí kalibrované měrné nádoby. Měrné nádoba měla tvar kvádru o rozměrech 0,4 m × 0,5 m × 0,3 m, hladina v nádobě byla měřena pomocí osazeného hrotového měřítka. Měrná nádoba byla opatřena koly, takže s ní bylo možné jednoduše a rychle manipulovat. Měření průtoku probíhalo následovně – pod přepadový paprsek pod měrným přelivem byla nasunuta měrná nádoba, v tento okamžik bylo započato měření času pomocí stopek, jakmile došlo k naplnění měrné nádoby, došlo k odsunutí měrné nádoby a zastavení stopek, tento postup byl obvykle dvakrát opakován pro každý pokus. Typická doba odběru byla 120–7 s. Nejistotu měření průtoku lze odhadnout pomocí uměle zavedené chyby měření času o velikosti 0,2 s. V mezním případě, kdy je průtok roven cca 7 l/s, je doba plnění měrné nádoby 7,1 s, pokud zavedeme umělou chybu ± 0,2 s, změní se hodnota měřeného průtoku o ± 3 %. Pro nízké průtoky s dlouhou dobou odběru je velikost chyby v řádech desetin procenta. Průtoky větší než 7 l/s byly měřeny pomocí kalibrovaného měrného Thomsonova přelivu umístěného před vtokem do žlabu. Lze předpokládat obdobnou přesnost měření průtoku jako pomocí měrné nádoby.

Ostrohranné měrné přelivy

V rámci laboratorního měření byly testovány tři ostrohranné přelivy pro měření malých průtoků (trojúhelníkový, obdélníkový a kruhový přeliv). Přelivná hrana testovaných přelivů byla konstruována následovně – šířka přelivné hrany byla 1 mm a poté byla zkosena pod úhlem 45° pro zajištění volného přepadového paprsku. Provedení přelivné hrany je ve shodě s normou ČSN ISO 1438 [1]. Testované geometrie přelivů a naměřené konsumční křivky jsou zobrazeny na obr. 34. Naměřené hodnoty byly konfrontovány s hodnoty predikovanými jednotlivými vzorci a dále bylo zkoumáno chování jednotlivých přelivů při minimálních přepadových výškách.

Obr. 3. Rozměry testovaných měrných přelivů
Fig. 3. Tested weir dimensions

Pro každý měrný přeliv byla určena hodnota přepadové výšky, pod kterou již dochází k „přilnutí“ přepadového paprsku na vlastní konstrukci měrného přelivu. Tato výška představuje limitní minimální výšku pro vlastní měření průtoku pomocí měrného přelivu. U obdélníkového přelivu dochází k přilnutí při výšce přepadového paprsku cca 10 mm, u trojúhelníkového přelivu při výšce cca 15 mm a u kruhového přelivu při výšce cca 20 mm.

Obr. 4. Konsumční křivky ostrohranných přelivů z obr. 3 proložené vztahy vybraných autorů
Fig. 4. Sharp-crest weir discharge curves from fig. 3 with formulas from selected authors

Trojúhelníkový přeliv (Thomsonův)

Trojúhelníkový přeliv s vrcholovým úhlem o velikosti 90°, též nazýván „Thomsonův“ přeliv, je vhodný na lokality s velkým rozsahem měřených průtoků. Trojúhelníkový přeliv dokáže přesně měřit malé i velké průtoky, jeho nevýhodou je snadné zanesení průtočného profilu při minimálních přepadových výškách. Průtok trojúhelníkovým rovnoramenným přelivem lze obecně vypočítat následovně [2]:

Pro trojúhelníkový pravoúhlý přeliv bývá nejčastěji udávána Thomsonova rovnice [3]:

Havlík [4] pro tento vztah udává meze platnosti 0,05 m < h < 0,18 m a zároveň B/h ≥ 8 a s/h ≥ 3.

Dále je také uváděna rovnice podle Kinga [5]:

Jičínský a Šeflová [2] navrhli na základě porovnání řady vztahů vztah pro výpočet:

Porovnání výsledků měření na trojúhelníkovém přelivu s vrcholovým úhlem 90° s hodnotami stanovenými podle výše uvedených vzorců je zobrazeno na obr. 5. Porovnání je provedeno pomocí Rrel – relativního rozdílu měřeného průtoku a hodnotou průtoku stanoveného podle výše uvedených rovnic. Z porovnání je patrné, že největších relativních rozdílů je dosahováno při malých průtocích, resp. malých přepadových výškách. Při vyšších průtocích jsou již chyby zanedbatelné, neboť se již výška přepadového paprsku dostává do platných hodnot použitelnosti vzorců pro výpočet přepadového součinitele.

Obr. 5. Porovnání relativních rozdílů průtoků pro trojúhelníkový ostrohranný měrný přeliv
Fig. 5. Relative flow errors comparison of triangle sharp-crested weir

 

Porovnání naměřených součinitelů přepadu a hodnot součinitelů přepadu vypočtených z výše uvedených vztahů je zobrazeno na obr. 6. Pro trojúhelníkový přeliv a malé přepadové výšky se jeví jako optimální použití rovnice podle Jičínského a Šeflové (4) nebo podle Thomsona (2). Naopak podle měření nelze doporučit vztah podle Kinga (3).

Obr. 6. Porovnání přepadových součinitelů pro trojúhelníkový přeliv
Fig. 6. Comparison of the overfall weir coefficients (triangle weir)

Obdélníkový přeliv

V rámci pokusů byly použity obdélníkové přelivy s kontrakcí, šířky přelivů byly 15–30 cm a výšky 8–12,5 cm. Obdélníkové přelivy lze s výhodou použít na vodní toky, jelikož mají dostatečnou kapacitu a nezpůsobí příliš velké vzdutí hladiny před měrným přelivem. Pro výpočet průtoku lez použít rovnici přepadu:

Porovnání výsledků měření na obdélníkových přelivech s hodnotami stanovenými podle výše uvedených vzorců je zobrazeno na obr. 7 8. Porovnání je provedeno pomocí Rrel (5). Z grafu je patrná poměrně dobrá shoda se vztahem podle Rehbocka (9), vztah podle Zschiedricha (8) naopak nelze doporučit. Často uváděný Héglyho vztah (7) dosahuje relativních rozdílů Rrel desítek až stovek procent a nelze ho pro nízké přepadové výšky doporučit. Porovnání naměřených součinitelů přepadu a hodnot součinitelů přepadu vypočtených z výše uvedených vztahů je zobrazeno na obr. 8. Z porovnání jsou patrné výše uvedené závěry o vhodnosti použití vztahů podle jednotlivých autorů.

Obr. 7. Porovnání relativních rozdílů průtoků pro obdélníkový ostrohranný měrný přeliv
Fig. 7. Relative flow errors comparison of rectangular sharp-crested weir
Obr. 8. Porovnání přepadových součinitelů pro obdélníkový přeliv
Fig. 8. Comparison of the overfall weir coefficients (rectangular weir)

Hodnota součinitele zúžení ξ byla uvažována 1. Součinitel přepadu m lze určit podle Héglyho vztahu [6]:

Součinitel přepadu lze dále určit například pomocí vztahu podle Zschiedricha [2]:

Případně lze určit přepadový součinitel μ podle Rehbocka [7]:

Kruhový přeliv

V rámci pokusů byly použity kruhové přelivy o poloměru 10 až 30 cm. Kruhové přelivy představují kompromis mezi trojúhelníkovým a obdélníkovým přelivem, dávají poměrně přesné hodnoty průtoku i při malých přepadových výškách a zároveň mají poměrně velkou maximální kapacitu v porovnání se stejně vysokým trojúhelníkovým přelivem. Pro výpočet průtoku kruhovým přelivem lze použít vztah odvozený Stausem [8]:

 

kdeqjeprůtok při průměru kruhu 1 dm v závislosti na poměru hp/D.

Porovnání výsledků měření na kruhových přelivech s hodnotami stanovenými podle výše uvedeného vzorce je zobrazeno na obr. 911. Na obr. 9 je zobrazeno porovnání relativních rozdílů průtoků Rrel (5) se vztahem podle Stause. Z grafu je patrné, že pro nízké hodnoty přepadových výšek je relativní rozdíl největší – cca 4 % a poté se plynule snižuje na cca 2 %. Porovnání naměřených přepadových součinitelů je zobrazeno na obr. 11, naměřené součinitele se liší od hodnot určených vztahem (11). Naměřená data byla proložena následující funkcí (byla vyřazena data, kdy byl průtok větší než 7 l/s, tj. stavy, kdy průtok nebyl měřen kalibrovanou nádobou):

Vztah je ověřen pro přelivy o průměru 10 až 30 cm s ostrou hranou definovanou na začátku kapitoly a minimální přepadovou výškou 2 cm.

Na obr. 10 je zobrazen vliv uměle zanesené chyby při měření průtoku kalibrovanou měrnou nádobou definovanou výše v kapitole metodika experimentů. Pro přeliv o průměru 20 cm byly změněny doby plnění měrné nádoby o ± 0,2 s a následně byly určeny tomu odpovídající průtoky a přepadové součinitele.

Obr. 9. Porovnání relativních rozdílů průtoků pro kruhový ostrohranný měrný přeliv
Fig. 9. Relative flow errors comparison of circular sharp-crested weir
Obr. 10. Závislost hodnoty přepadového součinitele na přesnosti měření průtoku
Fig. 10. Dependency of the overfall weir coefficients on the flow measuring
Obr. 11. Porovnání přepadových součinitelů pro kruhový přeliv
Fig. 11. Comparison of the overfall weir coefficients (circular weir)

Chyby při měření průtoků mohou zásadně ovlivňovat výsledky měření až při průtoku vyšším než cca 7 l/s, velikost této chyby byla redukována opakováním měření průtoku kalibrovanou nádobou.

Měrné přelivy s kruhovou přelivnou hranou

Velkým problémem, který nastává zejména v podzimních měsících, je ulpívání listů na přelivné hraně měrných přelivů. Polokruhová přelivná hrana je lépe, vůči ostré hraně, hydraulicky tvarovaná a listí by na ní nemuselo ulpívat v takové míře a zkreslovat naměřená data. V rámci výzkumu byly proto testovány měrné přelivy s kruhovou přelivnou hranou (obdélníkový (b = 15 cm a h = 8 cm) a kruhový (D = 20 cm)). Přelivná hrana byla tvořena půlkruhem o poloměru 2,5 mm, tj. tloušťka konstrukce přelivu byla celkem 5 mm, na vrcholu této konstrukce byla umístěna polokruhová přelivná hrana o poloměru 2,5 mm.

Obr. 12. Porovnání konsumčních křivek ostrohranné a kruhové přelivné hrany obdélníkového a kruhového přelivu
Fig. 12. Comparison of the sharp and semi-circle crest weir discharge curves (circle and rectangular weir)

Porovnání naměřených konsumčních křivek je zobrazeno na obr. 12. Z grafu je patrná větší kapacita měrného přelivu s polokruhovou hranou oproti ostré přelivné hraně. Zároveň je zde uveden vztah podle Gonga a kol. [9], kteří se zabývali měrnými obdélníkovými přelivy s polokruhovou přelivnou hranou. Gong a kol. prováděli měření na větších obdélníkových přelivech než jsou naše naměřená data, proto si nejspíše neodpovídají naměřená data s jejich odvozeným vztahem [9]:

V rámci pokusů byly také určeny přepadové výšky, při nichž již dochází k přilnutí paprsku na konstrukci přelivu a jeho neodtržení od přelivné hrany. Pro obdélníkový přeliv je to cca 20 mm a pro kruhový přeliv cca 30 mm. Porovnání naměřených dat pro kruhovou hranu s ostrou přelivnou hranou pomocí relativních rozdílů velikosti průtoků je zobrazeno na obr. 13. Z grafu je patrné, že kruhová přelivná hrana je o cca 10 % kapacitnější než ostrá hrana. Porovnání je provedeno pomocí Rrel,KH:

Obr. 13. Porovnání relativních rozdílů průtoku ostrohranných a kruhových hran měrných přelivů
Fig. 13. Comparison of the discharge´s relative differences of sharp and semi-circle crests weirs

Porovnání naměřených součinitelů přepadu pro kruhovou a ostrou přelivnou hranu je zobrazeno na obr. 14.

Obr. 14. Porovnání přepadových součinitelů pro kruhový a obdélníkový přeliv s ostrohrannou nebo kruhovou přelivnou hranou
Fig. 14. Comparison of the semi-circle and rectangular overfall weir coefficients with sharp and semi-circle crest

Umístění měrného přelivu vůči směru natékajícího proudu

V rámci pokusů prováděných ve žlabu byly také realizovány pokusy se záměrně „chybně“ umístěnými přelivy. Jako správně geometricky instalovaný přeliv lze definovat takový, který je svislý a půdorysně kolmý na osu koryta. Na vodním toku může dojít ke změně geometrie usazení přelivu například při vlastní chybné instalaci přelivu. Celkem byly testovány tři varianty změněného umístění přelivu (viz obr. 15) – vertikální náklon 1 a 2 (po a proti proudu, vlastní přeliv byl vůči svislému přelivu nakloněn o ± 10°) a horizontální náklon 3 (tj. přeliv nebyl kolmo vůči ose koryta, úhel mezi osou toku a přelivem byl 65°). Pokusy byly uskutečněny na obdélníkovém přelivu šířky 15 cm a výšky 8 cm. Výsledky této citlivostní analýzy jsou zobrazeny na obr. 16 pomocí relativní chyby Rrel,u, kde Qkolmý je roven průtoku přes geometricky správně usazený přeliv a Qupravený je rovný průtoku přes geometricky „chybně“ umístěný přeliv:

Z výsledků je patrné, že vertikální náklon po proudu způsobí chybu cca + 1,5 % vůči kolmé variantě při stejné přepadové výšce a obdobně je průtok o 2,5 % menší, pokud je přeliv o 10° nakloněn proti směru proudění. Půdorysné natočení přelivu vůči ose toku o 25° nezpůsobilo měřitelnou odchylku. Lze konstatovat, že chybné umístění přelivu, definované výše, nezpůsobí příliš velkou chybu měření. Toto tvrzení je ovšem ověřeno pouze pro malé měrné přelivy a nízké průtoky, v případě větších přítokových rychlostí lze očekávat zvětšení chyb měření průtoku.

Obr. 15. Zobrazení změněných umístění přelivu vůči standardnímu umístění (šedá – standardní umístění, černá – změněné umístění)
Fig. 15. Different positions diagrams of the weir against the channel centre line (grey – standard position, black – different position)
Obr. 16. Porovnání relativních chyb způsobených chybným geometrickým umístěním měrného přelivu v toku
Fig. 16. Relative errors comparison of different positions of the weir against the channel centre line

Výroba měrných přelivů

Měrné přelivy pro testování v laboratorním žlabu a v terénu byly zhotoveny metodou 3D tisku. Tato metoda umožňovala relativně snadné provedení variabilních tvarů měrného přelivu a přelivné hrany. Trojrozměrný model každého přelivu byl vytvořen na počítači a poté vytištěn tiskárnou. V rámci pokusů v laboratoři byl použit materiál PLA (kyselina polymléčná), tento materiál je plně biologicky odbouratelný, vyrábí se z kukuřičného škrobu. Jeho výhodou je snadný a rychlý tisk, nevýhodou je malá pružnost a křehkost materiálu, která ho vylučuje pro použití v terénu.

Pro využití v terénu se osvědčil materiál PET (polyethylentereftalát), který je známý díky plastovým lahvím. Materiál je dostatečně pevný a zároveň pružný a odolný proti vodnímu prostředí. V rámci terénního měření jsou již přelivy z PET instalovány dva roky, během tohoto období nebyly zjištěny žádné materiálové nedostatky, které by nepříznivě ovlivňovaly kvalitu měření průtoku. Velká výhoda materiálu v zimních měsících, při poklesu teploty několik stupňů pod nulu je, že nedochází k namrzání vody na vlastním přelivu v porovnání například s ocelovým přelivem.

Závěr

V rámci laboratorního měření byly testovány přelivy s ostrou přelivnou hranou – trojúhelníkový, obdélníkový a kruhový. Pro jednotlivé přelivy byly porovnány hodnoty naměřených přepadových součinitelů s hodnotami podle různých autorů při minimálních přepadových výškách. Pro trojúhelníkový přeliv s vrcholovým úhlem 90° se jeví jako optimální používat rovnici podle Jičínského a Šeflové (4) nebo podle Thomsona (2). Pro obdélníkový přeliv vychází nejlépe rovnice podle Rehbocka (9). Pro kruhový přeliv byl odvozen vztah podle VÚV TGM (12). Pro každý přeliv byla určena hodnota přepadové výšky, pod kterou dochází k přilnutí přepadového paprsku ke konstrukci přelivu a k hysterezi konsumční křivky (obdélníkový – 10 mm, trojúhelníkový – 15 mm, kruhový – 20 mm).

V rámci pokusů s polokruhovou přelivnou hranou byly naměřeny přepadové součinitele pro kruhový a obdélníkový přeliv. Pro kruhový a obdélníkový přeliv s polokruhovou přepadovou hranou byly určeny hodnoty přepadové výšky, pod kterou již dochází k ulpívání přepadového paprsku na přelivu – obdélníkový přeliv 20 mm a kruhový přeliv 30 mm. Polokruhová přepadová hrana nezaručuje při nízkých přepadových výškách dokonalé odtržení výtokového paprsku.

Soubor pokusů také obsahoval měření se záměrně chybně umístěnými přelivy vůči proudu. Výsledky měření ukázaly, že pokud je přeliv nakloněn o 25° v horizontální rovině, výsledky měření se neliší od kolmého umístění přelivu. Pokud je přeliv vertikálně nakloněn o 10° proti směru proudění, naměřené průtoky jsou o 2,5 % menší než v případě svislého umístění. Pokud je přeliv vertikálně nakloněn o 10° po směru proudění, měřené průtoky jsou o 1,5 % větší než v případě svislého umístění. Tyto závěry lze ale aplikovat pouze, pokud je rychlost proudění před měrným přelivem malá.

Poděkování

Příspěvek vznikl za podpory projektu Zéta I – TJ01000343 – Vývoj hydraulicky vhodného přelivu pro měření malých průtoků.

Posted by & filed under Odpadové hospodářství, Aktuální číslo.

Souhrn

Management každé obce, kraje, potažmo státu potřebuje ke svému rozhodování a plánování základní vstupní data, která dokladují aktuální skutečnost. Nejjednodušší způsob, kterým lze získat data o produkci odpadu a nakládání s ním, je monitoring v předem nastavených pravidelných intervalech. V tomto článku je popsán průběh a částečné výsledky monitoringu odpadové obslužnosti Hlavního města Prahy, který probíhá v rámci řešení projektu „Odpady a předcházení jejich vzniku – praktické postupy a činnosti při realizaci závazků krajského Plánu odpadového hospodářství hlavního města Prahy“.

Úvod

Cílem předloženého příspěvku je prezentovat dosud získané výsledky monitoringu odpadové obslužnosti tříděných složek komunálního odpadu (KO) ve vybraných lokalitách na území Hlavního města Prahy (HMP). Jedná se o nejucelenější rozbor odpadové obslužnosti, který byl na území hlavního města doposud proveden. Ve spolupráci s Pražskými službami, a. s., a oddělením odpadů Magistrátu hlavního města Prahy (MHMP) jsou získávány informace z šesti oblastí, které představují zástupce tří typů zástaveb, které se nacházejí na území HMP. Cílem projektu je přesné vyhodnocení stávajícího stavu produkce komunálních odpadů v kraji HMP a identifikaci inovativních způsobů nakládání se tříděnými složkami a zbytkovým směsným komunálním odpadem s cílem plnění závazků krajského Plánu odpadového hospodářství hlavního města Prahy (KPOH HMP) [1]. Nedílnou součástí projektu je také problematika správného nastavení opatření pro předcházení vzniku odpadů. Znalost výchozího stavu je důležitým předpokladem k nastavení reálně dosažitelných cílů a indikátorů jejich plnění v oblasti nakládání s komunálními (a jim podobnými) odpady.

Obr. 1. Monitorovaná kontejnerová hnízda a překrytí donáškových vzdáleností (centrální zástavba – Praha 1, sídlištní zástavba – Modřany, vilová zástavba – Újezd nad Lesy)
Fig. 1. Monitored container nests and overlapping delivery distances (central development – Prague 1, housing development – Modřany, residential development – Újezd nad Lesy)

Metodika

Pro metodiku hodnocení odpadové obslužnosti byl zvolen měsíčně se opakující monitoring čistoty tříděných složek KO, čistoty okolí kontejnerových hnízd (KH) a monitorovaných oblastí. Součástí hodnocení je i rozbor směsného komunálního odpadu (SKO) sváženého ze tří monitorovaných lokalit, tj. zástupců tří typů zástaveb (sídlištní, vilová a smíšená – resp. centra města). Na počátku byly ve spolupráci s oddělením odpadů MHMP a zástupci Pražských služeb, a. s., vybrány dvě lokality pro každý typ zástavby. Pro vilovou zástavbu je to stará část Modřan a Újezdu nad Lesy, sídlištní zástavbu představuje sídliště Modřany, Petrovice a Horní Měcholupy, smíšenou či centrální zástavbu část Prahy 1 a Prahy 6. Pro každý typ zástavby jsou rozlohy sledovaných lokalit obdobně velké s podobnou hustotou osídlení [2]. Největší oblastí je centrum Prahy 1, a to z důvodu trasy svozu směsného komunálního odpadu. Od Pražských služeb, a. s., byly obdrženy konkrétní adresy kontejnerových hnízd a časový rozpis svozů, podle kterých jsou daná místa obcházena v co nejbližší době před plánovaným svozem nejčastěji vyvážených komodit, tj. plastu a papíru. Při každé obchůzce je místo nafoceno, do tabulek zaznamenána využitelnost kapacity kontejneru, čistota separované složky a okolí jak kontejnerů, tak celé sledované oblasti. Je sledován „littering” (pro potřeby monitoringu se zaměřujeme na volně pohozený odpad v místech KH), vizuální kontrola skladby obsahu pouličních odpadkových košů i náhodné chování obyvatel při separaci odpadu. Získaná data jsou průběžně zpracovávána a vyhodnocována se snahou zjistit, které faktory a jak ovlivňují sledované ukazatele. Pro toto hodnocení se zatím jako nezbytná jeví demografická vizualizace daných míst, díky které lze názorněji zachytit vlivy jak uvnitř (např. pěší trasy na MHD, ke školám či obchodním a zdravotním centrům, blízkost restaurací či zábavných podniků), tak i vně (např. blízkost hlavních příjezdových tras z okrajových oblastí nebo spádových obcí, parkoviště P+R apod.) monitorované oblasti.

Z dodaného souboru, který obsahoval prostorové informace o jednotlivých lokalitách pro odkládání tříděného odpadu, byla vytvořena v prostředí ArcGIS geoprostorová bodová vrstva (shapefile) v souřadném systému JTSK. Tato bodová vrstva obsahuje atributy s informací o souřadnicích jednotlivých kontejnerových hnízd a jejich adresou. Podle zadaných parametrů byl vytvořen kolem jednotlivých kontejnerových hnízd buffer (obálka) o velikosti donáškové vzdálenosti 100 metrů. Následně byla provedena v prostředí ArcGIS prostorová analýza, která vycházela z bodové vrstvy a vytvořeného bufferu donáškové vzdálenosti.

Výsledkem celého procesu je nová geoprostorová vrstva překrytí jednotlivých donáškových vzdáleností (obr. 1).

Všechny sledované oblasti včetně map a fotodokumentací jednotlivých kontejnerových hnízd jsou uvedeny na internetových stránkách projektu [3].

Výsledky

Počty sledovaných KH včetně jejich kapacit jsou uvedeny v tabulce 1. Z dosud získaných dat, jejichž sběr bude ukončen v první polovině roku 2020, lze uvést následující:

Jako zástupce smíšené/centrální zástavby byly vybrány oblasti se staršími bytovými domy a s minimální zelení v jejich okolí, o kterou by se starali jejich obyvatelé.

Obr. 2. Tříděný papír od právnické osoby
Fig. 2. Sorted paper from a legal entity/businessmen

Praha 1 (P1) je díky území Pražské památkové rezervace specifická. Kromě veřejně dostupných KH je přibližně 1 000 sběrných míst umístěno přímo v bytových domech. Jedná se o kontejnery o objemu 0,12–0,24 m3 pro barevné sklo, papír a plast vyvážené 1× za 1–2 týdny. Při monitoringu nejsou tyto kontejnery evidovány z důvodu nedostupnosti. Při náhodné možnosti kontejner zkontrolovat lze konstatovat, že neanonymní separace je efektivní a mnohem čistější než veřejná anonymní. To také potvrzují i vně umístěné kontejnery (např. pro papír) uzamykatelné pro konkrétní právnické osoby/obchody (obr. 2). Objemný odpad lze odkládat na 12 místech, a to jeden den v každém měsíci [4]. Objemný odpad, jako např. elektrospotřebiče, lednice, sporáky, stavební suť, pneumatiky, lze odložit ve sběrném dvoře. Nejbližší je sběrný dvůr hlavního města Prahy v ulici Perucká (Praha-Vinohrady) [4], kam lze odložit i nebezpečné odpady. Biologicky rozložitelný odpad (BRO) je svážen velkoobjemovým kontejnerem jednou měsíčně z jednoho místa. Veřejně dostupný kontejner pro elektroodpad se nachází pouze v ulici Široká a Žitná. Pražské služby, a. s., zajišťují i svoz gastroodpadu [5, 6]. Veřejně dostupné kontejnery pro textil jsou umístěny na Senovážném náměstí a jejich provoz zajišťuje firma Potex [7].

Obr. 3. Littering v blízkosti kontejnerových hnízd
Fig. 3. Littering near container nests

V Praze 6 (P6) je velkoobjemový kontejner přistavován na 9 místech v námi monitorované oblasti, a to jedenkrát za dva měsíce. Residenti, pokud mají u domu zahrady, využívají vlastní kompostéry nebo nádobu pro BRO, která je vyvážena 1× za dva týdny. Veřejně dostupný kontejner pro textil ve sledované oblasti není (dva jsou umístěny za frekventovanou silnicí v ulici Jugoslávských partyzánů). Kontejnery pro elektroodpad se nachází na Sibiřském náměstí.

Tabulka 1. Počty sledovaných KH a jejich kapacity
Table 1. Numbers of monitored container nests and their capacity

Sídlištní zástavbu představují sídliště s typickými panelovými domy z 80. a 90. let 20. století.

Praha 15 (P15) poskytuje informace o možnostech nakládání s odpady na velmi přehledných a aktualizovaných stránkách Městské části Praha 15 [8]. Kontejner pro velkoobjemový odpad je ve sledované oblasti přistavován jednou měsíčně, a to na 48 místech podle půl roku předem zveřejněného rozpisu. Sběrný dvůr je vzdálen cca 1,5 km. Textil lze ukládat do tří kontejnerů Diakonie Broumov. BRO bylo možné odkládat do hnědých sběrných nádob, které byly vyváženy jedenkrát týdně. Stav těchto kontejnerů byl v projektu sledován, ale po ukončení pilotního projektu třídění BRO v prosinci 2018 se tento typ odpadu stal opět součástí směsného komunálního odpadu. Tento postup byl z pohledu obyvatelstva poměrně značně kritizován.

Obr. 4. Přeplněné kontejnery – výběr Praha 1 ul. Rytířská a Masná
Fig. 4. Crowded containers – selection Prague 1 Rytířská and Masná street

Praha 12 (P12) má velmi přehledně vypracované internetové stránky s informacemi pro občany [9]. Přistavování kontejneru na objemný a biologicky rozložitelný odpad je prováděno prakticky po celou dobu, a to v intervalech minimálně 1× měsíčně u BRO na 22 stanovištích a pro objemný odpad na 32 stanovištích. V mezidobí je možno odpady odevzdat na sběrném dvoře vzdáleného z nejbližšího místa sledované části 3,2 km.

Vilová zástavba je tvořena rodinnými domy s různě velkými soukromými zahradami, na kterých je vyprodukováván ve větší míře i BRO. Většina domů není vytápěna tuhými palivy, tj. ve směsném komunálním odpadu se nenachází popel.

Obr. 5. Přeplněné kontejnery na papír – výběr Praha 15
Fig. 5. Crowded containers for paper waste – selection Prague 15

Praha 21 (P21) své občany informuje o způsobech nakládání s odpady na aktuálních přehledných webových stránkách [10]. Zájemcům byly poskytnuty hnědé kontejnery na separaci bioodpadu, které jsou vyváženy 1× za 14 dní. Velkoobjemový kontejner je přistavován 1× měsíčně na minimálně dvou místech ve sledované oblasti. Nejbližší sběrný dvůr se nachází v sousední obci Běchovice vzdálený přibližně 3 km.

Diskuse

Hnízda kontejnerů pro tříděné složky komunálního odpadu je problematické zřizovat zejména z důvodu nedostatku ploch, a to jak na sídlištích, kde konkurují na parkovištích automobilům, tak v centru Prahy, kde je umístění KH kompromisem odpadové obslužnosti místních residentů a požadavků odboru památkové péče MHMP. Tato hlediska musí být v souladu s dostupností pro svozovou techniku. Nicméně obecně lze říci, že všechna KH jsou umístěna efektivně, zejména v místech frekventovaného výskytu obyvatel, tj. na trasách k parkovištím, obchodním centrům, centrům služeb, školních a zdravotních zařízení a na trasách k zastávkám MHD. Na některých místech (např. Veronské náměstí (P15)) jsou některé kontejnery nevyužitelné z důvodu špatné dostupnosti, ve vymezeném prostoru jsou nahuštěné na sebe tak, že je nelze otevřít.

Obr. 6. Příměsi v kontejnerech pro nápojové obaly
Fig. 6. Admixtures in containers of beverage packaging

Jako nejzřetelnější problém zejména sídlišť, ale i míst v ostatních oblastech, která jsou nějakým způsobem „skrytá“ a vzdálená od obydlí, je littering. Obyvatelé na těchto místech s odpadem mnohem častěji nakládají nevhodně. Zejména na sídlištích se lze opakovaně setkat s odloženým objemným odpadem (nábytek, suť po rekonstrukcích bytů, stará sanita, vysloužilé elektrospotřebiče, obalové materiály od elektrospotřebičů a nábytku) mimo kontejnery (obr. 3).

Obr. 7. Bioodpad s příměsí jiných odpadů
Fig. 7. Biowaste with admixture of other waste

Nejvíce přeplňované jsou kontejnery na papír a plast, a to i přesto, že jsou například na Praze 1 vyváženy v některých místech i 7× týdně. Nejčastěji je to v blízkosti restaurací (např. ul. Rytířská, Vodičkova, Masná), provozoven služeb (např. kadeřnické a kosmetické salony; Milánská 413 (P15), Botevova 5 (P15), Levského 17 (P12), Modřanská 3 (P12)) anebo v místech, kde je v blízkosti hlavní komunikace, kde KH využívají i obyvatelé jiných pražských čtvrtí, resp. okolních obcí, při cestě do zaměstnání (např. ul. Generála Šišky (P12), Vazovova (P12), Račiněveská (P21)). Z tohoto důvodu nejsou do monitoringu zahrnuta KH v okrajových oblastech v místech parkovišť, kde parkoviště a KH využívají „přespolní“ (ul. Gen. Šišky (P12)).

Obr. 8. Sklo na Praze 21
Fig. 8. Glass of Prague 21

Z nepřiměřeně velkého rozdílu mezi naplněností jednotlivých KH, která jsou vyvážena ve stejných intervalech, lze usuzovat, že někteří drobní podnikatelé jsou zapojeni do systému obce vývozem nádob s neodpovídající potřebnou kapacitou, tj. mají nasmlouván vývoz nejmenší možné sběrné nádoby a pro vyprodukovaný tříděný odpad navíc využívají KH pro residenty (obr. 4).

Ve všech oblastech je v kontejnerech pro papír a plast častým problémem jejich nerozložení a nesešlapávání. Často byly v kontejnerech pro papír celé krabice, které zaplnily objem, a budily tak dojem plnosti kontejneru, a tím ovlivňovaly chování obyvatel, kteří pak zanechávali vytříděný papír vně kontejneru, nebo jej vhodili do nejbližšího prázdnějšího kontejneru (nejčastěji do kontejneru na nápojové kartony (NK)). Z tohoto hlediska se lze domnívat, že jsou lepší plechové kontejnery s úzkým vhozovým otvorem, než kontejnery s otevíracím víkem (obr. 5).

Obr. 9. Ponechávané potraviny k dalšímu vyžití; „Předávací budka“ Praha 12 sídliště
Fig. 9. Preserved food for further use; “Transfer box” Prague 12 housing estate

Nebylo výjimkou, že k KH byl donesen obal od elektroniky, tj. papírová krabice uvnitř s polystyrenem, který byl ponechán na zemi neroztříděný a nerozložený.

Dalším důvodem znečištění separované složky je její ponechání v donášené tašce/sáčku, který je z odlišného materiálu než separovaná složka. Z tohoto důvodu se často v plastovém odpadu nacházejí papírové tašky a v papírovém odpadu, bioodpadu, kovovém odpadu nebo nápojových kartonech tašky/sáčky plastové.

Pokud je jeden z druhů kontejneru na separovaný odpad přeplněn, velmi často se stává, že donesený vytříděný druh odpadu je položen vně kontejneru nebo je vhozen do nejbližšího prázdnějšího kontejneru, přestože je určen na jiný separovaný druh. Nejvíce jsou takto využívány kontejnery pro nápojové kartony, které v některých případech připomínají spíše kontejner pro SKO (obr. 6).

Sběr BRO byl monitorován na sídlišti P15, kde probíhal pilotní projekt sběru BRO do hnědých kontejnerů. Kontejnery nikdy nebyly plné, tj. byla optimálně nastavená četnost vyvážení. Jako problematické se jeví ponechávání bioodpadů v plastových sáčcích nebo zeleniny a ovoce v původním plastovém obalu, v kterém jsou prodávány. Další komplikací je znečištění kontejnerů po vyprázdnění a v teplých ročních obdobích výskyt hmyzu (obr. 7).

Umístění kontejnerů pro textil u školních a předškolních zařízení (P12), v blízkosti domu s pečovatelskou službou (P15), u obchodního centra nebo parkoviště (P12, P15) se zdá být velmi efektivní a v průběhu monitoring nebyl nikdy v jejich okolí nalezen nepořádek.

V oblastech, kde nejsou kontejnery pro separaci kovu, je znatelná jejich potřeba, a to zejména nyní, kdy se zvýšila prodejnost nápojů v hliníkových obalech a hliníkových a kovových nádob s krmivy pro domácí mazlíčky. V případě jejich separace a nepřítomnosti kontejneru pro kov jsou tyto odpady nejčastěji vhazovány do kontejnerů pro nápojové kartony. Podle našeho pozorování by bylo vhodné zvýšit počet vyvážení v letních měsících. Zvýšená obliba a prodej nápojů v tomto druhu obalu byl znatelný podle obsahu kontejnerů i pouličních odpadkových košů [10].

V blízkosti restaurací (např. Valdštejnské nám.) nebo sídlištích se často vyskytují celé kuchyňské nádoby nebo střepy z porcelánu. V lepším případě jsou nechávány vně kontejneru, často se ale nacházejí v barevném či směsném skle.

Ze všech tříděných druhů odpadů bylo nejméně problematické bílé sklo, následně pak sklo barevné či směsné. V ojedinělých případech byly v kontejneru nalezeny také zářivky. Nastavení vývozu se jeví jako dostatečné. Pouze v letních měsících, kdy je obecně větší spotřeba nápojů ve skleněných obalech, bylo jejich vyvážení nedostatečné (zejména v P 21, obr. 8).

Na sídlištích jsou často u KH (ale také u kontejnerů na SKO) vně ponechávány potraviny, oděvy nebo ještě použitelné objemné odpady. Chybí reuse centra nebo místa možného předávání (viz existující, avšak málo využívaná Předávací budka P 12, obr. 9).

Závěr

Na základě dosavadního monitoringu odpadové obslužnosti ve vybraných lokalitách na území hlavního města Prahy lze konstatovat, že technologie odděleného sběru využitelných složek komunálního odpadu je poměrně dobře nastavená. Jako hlavní důvod znečišťování separovaných druhů odpadů se jeví určitá nedisciplinovanost nebo částečná neznalost obyvatel. Magistrát hlavního města Prahy spolu s Pražskými službami, a. s., se snaží navyšovat kapacity kontejnerů pro separované složky komunálního odpadu, a to buď výměnou za větší druh kontejneru, nebo, zejména na Praze 1, zřízením podzemních kontejnerů. V průběhu sledování docházelo i k zhušťování sítě kontejnerů pro kovový odpad a podle aktuálních informací se také uvažuje o zmenšení potřebného prostoru hnízd kontejnerů sloučením kontejnerů pro plastový odpad a nápojové obaly v jeden. Občané jsou kampaněmi motivováni k zmenšování objemu tříděných odpadů a udržování čistoty v okolí kontejnerů. Informace o nakládání s odpadem jsou dostupné na internetových stránkách Magistrátu hlavního města Prahy, Pražských služeb, a. s., a jednotlivých městských částí, které tyto informace zároveň šíří i písemnou formou; přesto je zřejmé, že  v separaci vybraných složek odpadů jsou značné rezervy, které rovněž sledujeme při rozboru SKO ze sledovaných oblastí. Konečné návrhy na nastavení reálně dosažitelných cílů a indikátorů jejich plnění v oblasti nakládání s komunálními odpady budou součástí závěrečné zprávy řešeného projektu v polovině roku 2020.

Poděkování

Příspěvek vznikl za podpory projektu CZ.07.1.02/0.0/0.0/16_040/0000379 Odpady a předcházení jejich vzniku – praktické postupy a činnosti při realizaci závazků krajského Plánu odpadového hospodářství hlavního města Prahy.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství, Aktuální číslo.

Souhrn

Článek popisuje bibliometrickou analýzu českých článků o vodní stopě a srovnání se světem. V úvodní části článku je představena vodní stopa a její vývoj. Pro bibliometrickou analýzu byla pro české články použita data z databáze výsledků VaVaI (RIV). Pro srovnání se světem byla použita data z databází Scopus® a Web of Science®. V části Data a metody jsou popsána kritéria a filtry pro výběr dat z jednotlivých databází. V části Výsledky jsou uvedeny bibliometrické údaje získané ze všech tří databází. Soustředili jsme se na počet článků, publikující české instituce, časopisy ve kterých jsou články o vodní stopě nejčastěji publikovány a ze kterých zemí pocházejí instituce publikující články o vodní stopě. Část Závěr a diskuse se pak věnuje srovnání situace v ČR a okolních středoevropských zemích a shrnuje poznatky, které lze z omezeného počtu článků o vodní stopě (vznikajících v České republice nebo ve spolupráci s českými experty) vyvodit.

Úvod

Voda je nezbytnou součástí života a její udržitelné užívání se dostalo mezi hlavní cíle udržitelného rozvoje OSN [1]. Jedním z nástrojů pro hodnocení udržitelnosti spojené s užíváním vody je tzv. vodní stopa [2], kterou lze použít i při hodnocení pokroku v dosahování Cílů udržitelného rozvoje OSN [3, 4]. Vodní stopa je koncept relativně stále mladý a procházející intenzivním vývojem [5, s. 9], který navazuje na koncept virtuální vody představený profesorem Allanem [6]. Pojem vodní stopa se objevil v roce 2002 [7, 8] a byl následně rozpracován ve Water Footprint Network (WFN) do podoby metodického standardu [9]. Definovaná metodika hodnocení vodní stopy (Water Footprint Assessment – WFA) následně prošla kritickým zkoumáním a jedna z hlavních výtek směřovala k omezené schopnosti WFA identifikovat dopady spojené s užíváním vody [10, 11]. Komunita zabývající se posuzováním dopadů životního cyklu (Life Cycle Assessment – LCA) začala vyvíjet vlastní metodiku vodní stopy, která byla vydána jako mezinárodní norma ISO 14046 [12]. Přístup LCA komunity vyvolal reakci ze strany zastánců původního přístupu [13], protireakci [14] atd. Výsledkem je pokračující rozvoj obou přístupů k vodní stopě ve světě, který se promítá do značného počtu vědeckých článků, které se zabývají otázkou vodní stopy či virtuální vody [15, 16]. Zároveň zůstává stále otevřeno hodně oblastí, kde je třeba další výzkum [4]. Provedená bibliometrická analýza ukazuje, jak se do výzkumu vodní stopy zapojují české vědecké instituce. Článek přímo navazuje na workshop, který se uskutečnil ve VÚV TGM v květnu 2019 [17]. Podobné bibliometrické analýzy vznikají i v jiných zemích [18] či podobných tématech, které mají k vodní stopě blízko nebo jsou při studiích vodní stopy využívány [19, 20].

Data a metody

Bibliometrie se obecně zabývá studiem kvantitativních aspektů produkce, rozšiřování a užití zaznamenaných informací. Typickou, a zároveň jednou z nejstarších bibliometrií je bibliometrická analýza kvantitativního růstu literatury [21].

Pro bibliometrickou analýzu českých publikací o vodní stopě byla použita data evidovaná v informačním systému výsledků VaVaI tzv. RIV (https://www.rvvi.cz/riv), protože v této databázi by měly být uvedeny veškeré výsledky výzkumu realizovaného v České republice, resp. s podporou veřejných prostředků. Pro zahrnutí výsledků do analýzy byla použita dvě filtrovací kritéria. Do analýzy byly zahrnuty pouze odborné texty evidované jako typ výsledku „článek“ (J) nebo „stať ve sborníku“ (D). Druhým kritériem pro výběr do analýzy bylo klíčové slovo „water footprint“ nebo „virtual water“.

Pro bibliometrickou analýzu světové literatury byly využity databáze Scopus® a Web of Science®. Pro výběr publikací v databázi Scopus®, zahrnutých do analýzy, byla použita tři kritéria. Obdobně jako v případě českých výsledků byly do analýzy zahrnuty jen výsledky typu „článek“ (ar) nebo „konferenční příspěvek“ (cp). Stejně tak byly vybrány výsledky podle uvedeného klíčového slova „water footprint“ nebo „virtual water“. Protože v RIVu nejsou dosud výsledky za rok 2019, byly ze Scopusu použity pouze záznamy před rokem 2019 pomocí filtru EXCLUDE (PUBYEAR, 2019), obdobně byly vypuštěny čtyři výsledky (z let 1969 až 1986), protože samotný koncept virtuální vody a z něj vycházející vodní stopy byl představen až v roce 1997 [6]. Obdobně byly z databáze Web of Science® vybrány příspěvky typu článek (article) a konferenční příspěvky (proceeding paper) s parametrem topic = „water footprint“ nebo „virtual water“ a omezeny rokem 2018.

Výsledky

Databáze RIV obsahuje 19 výsledků splňujících nastavená kritéria, z toho 15 článků a 4 konferenční příspěvky. Oproti tomu databáze Scopus® obsahuje 1 440 záznamů splňujících stanovená kritéria (1 281 článků a 159 konferenčních příspěvků). Databáze Web of Science® obsahuje 1 201 záznamů splňujících zadaná kritéria (1 075 článků a 152 příspěvků na konferenci). První článek v databázi RIV je z roku 2012, tj. 15 let po představení celého konceptu. První článek v databázi Scopus® se objevuje v roce 1999 a v databázi Web of Science® pak v roce 2006. Jak je patrné z obr. 1, v roce 2008 dochází ke zlomu  a následnému masivnímu každoročnímu nárůstu článků o vodní stopě v databázi Scopus®; podobný průběh je i v databázi Web of Science®.

Obr. 1. Počet článků o vodní stopě v databázi Scopus®

Z pohledu jazyka publikovaných příspěvků jsou publikace v RIVu prakticky rovnoměrně rozděleny mezi anglické (8 článků + 2 konferenční příspěvky) a české (7 + 2). V databázi Scopus® logicky převládají anglické příspěvky (1 157 + 158) následované příspěvky v čínštině (93 + 1). Přes 10 příspěvků v příslušném jazyce se ještě přehoupla španělština, ve které je v databázi Scopus® evidováno 15 článků. V databázi Web of Science® převládají příspěvky v angličtině (1 171), následuje španělština s 16 příspěvky. Čínština, která je hojně zastoupena v databázi Scopus® má v databázi Web of Science® pouhé 3 příspěvky.

V databázi RIVu se na zmíněných 19 výstupech podílelo 9 českých institucí, v jednom případě není u příslušného článku uvedena afilace k  české instituci, pouze k zahraničním, a v jednom případě není uvedena afilace vůbec (tabulka 1). V databázi Scopus® se na 10 příspěvcích podíleli autoři s afilací k 8 českým institucím (tabulka 2), v jednom případě šlo o článek, na kterém se podíleli autoři ze dvou českých institucí, a v několika případech měl naopak jeden autor uvedeno více afilací k českým vědeckým institucím. V databázi Web of Science® je pouze 5 příspěvků s autorem s afilací k některé české vědecké instituci. Nejčastěji o vodní stopě píší autoři s čínskou afilací (403 záznamů v databázi Scopus®/241 v databázi Web of Science®), následovaní autory s afilací v USA (285/221), Holandsku (150/147), UK (110/86) a v Itálii (109/111). Nejcitovanějším článkem, na kterém se podílel český autor je článek Steen-Olsena [22] (jako druhý autor je uveden Jan Weinzettl z Univerzity Karlovy v Praze) se 194 citacemi v databázi Scopus®, resp.

Tabulka 1. Počet článků o vodní stopě v databázi RIV

61 citacemi v databázi Web of Science® (k 19. 9. 2019). Vysoký počet citací lze očekávat také od článku, na kterém je jako korespondenční autor Klaus Hubáček z Masarykovy univerzity v Brně [23] a který za dva a čtvrt roku od zveřejnění (online od 19. 6. 2017) získal 51 citací evidovaných v databázi Scopus®. Druhou nejcitovanější publikací v databázi Web of Science® s autorem s afilací k české vědecké instituci je článek, na němž se podíleli Petr Hlavinka a Miroslav Trnka s afilacemi k CzechGlobe a Mendelově univerzitě v Brně [24].

Články o vodní stopě lze v České republice nalézt v časopisech Vodní hospodářství (3), Entecho (2), VTEI (1) a The Science for Population Protection (1). V indexovaných časopisech pak zejména v Journal of Cleaner Production (105 v databázi Scopus®/145 v databázi Web of Science®), Science of the Total Environment (56/55), Sustainability MDPI (54/52), Water MDPI (49/44) a Ecological Indicators (44/45). V těchto časopisech bylo publikováno 6 článků v databázi RIV – 3 v časopisu Water a po 1 v časopisech Ecological Indicators, Journal of Cleaner Production a Sustainability.

Tabulka 2. Články českých autorů o vodní stopě v databázi Scopus®

Závěr a diskuse

Jak vyplývá z provedené analýzy, není výzkum vodní stopy v České republice příliš intenzivní. Na druhou stranu nelze srovnávat počet článků v České republice např. s články z Holandska, neboť v Holandsku sídlí WFN a tým Twente Univesity kolem prof. A. Hoekstry je leadrem a největším propagátorem metodologie WFA. Z okolních středoevropských zemí má v databázi Scopus® Polsko 15 příspěvků, Německo 71, Rakousko 31, Maďarsko 9 a Slovensko 3 příspěvky.

Články z České republiky pokrývají jak metodologii WFA, tak LCA přístup k vodní stopě. Stejně tak publikace vznikající za účasti odborníků z českých vědeckých pracovišť pokrývají jak teoretické a metodologické problémy spojené s metodikou vodní stopy, tak otázky praktického využití tohoto nástroje a případové studie.

Dobrou zprávou je, že zejména univerzitní výzkumná pracoviště spolupracují na mezinárodní úrovni a podílejí se na příspěvcích s autory z mnoha zemí. Minimálně dvě existující publikace lze považovat za významné a hojně citované. Anglické články jsou pak obvykle publikovány v časopisech, které se na téma vodní stopy specializují. V češtině bohužel publikuje pouze VÚV TGM a Univerzita Karlova, česká odborná veřejnost má tak omezenou možnost se seznámit s prací českých pracovišť na téma vodní stopy. Zejména publikování konkrétních aplikací vodní stopy by pomohla k větší propagaci a využití tohoto nástroje v praxi.

Další dobrou zprávou je, že většina článků, a to i anglických, je čtenářům k dispozici volně. V oblasti vodní stopy je tak naplňována vize bezplatného on-line přístupu k publikovaným výstupům projektů financovaných z veřejných zdrojů a jejich opětovné využívání. Vize je uvedená v Národní strategii otevřeného přístupu České republiky k vědeckým informacím na léta 2017–2020, schválené vládou České republiky dne 14. června 2017.

Poděkování

Vznik článku byl podpořen účelově vázanými prostředky institucionální podpory na dlouhodobý rozvoj Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka, v. v. i., číslo projektu: IG/2019/1644.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství, Aktuální číslo.

„Voda“ jako nenahraditelný přírodní zdroj života Vás provázela celou Vaší profesní kariérou, kterou jste započala hned po dokončení studia organické chemie v roce 1954 na brněnské Masarykově universitě (1953 – promovaný chemik – UJEP Brno; 1969 – RNDr. – UK Bratislava). Zaujalo Vás studium vodního prostředí již na vysoké škole nebo Vás upoutalo až v praxi po nástupu do Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka, v. v. i., (VÚV TGM) v roce 1954?

Problematika vodního prostředí mne zaujala již na vysoké škole, nepochybně díky absolvování dvou praxí v laboratořích VÚV TGM. Nadchlo mě, co všechno se dá ze vzorku vody zjistit. Práce mne upoutala i svojí rozmanitostí, která zahrnovala jak práci v terénu, tak v laboratoři.

Ve VÚV TGM jste pracovala neuvěřitelných 51 let až do odchodu do důchodu v roce 2005. Za dobu Vaší praxe došlo k velkým technickým pokrokům, které musely přinést změny v přístupu k práci. Které změny vnímáte jako nejvýznamnější v oboru hydrochemie a jaký měly dopad na vlastní hodnocení jakosti vod?

Změny byly velmi patrné v analytice, kde se díky zdokonalené přístrojové technice významně rozšířil rozsah sledovaných ukazatelů, přesnost a citlivost stanovení. Dalším důležitým faktorem pro náš typ práce bylo zvýšení počtu a dostupnost služebních aut, které umožnilo větší četnost odběrů a sledování větších území. Dříve jsem mnoho služebních cest musela absolvovat vlastním „autíčkem“, protože vozový park služebních vozidel nebyl dostačující.

Skokem ve zpracování dat a výzkumných zpráv byl nástup počítačů. Zpočátku mi dávaly dost zabrat, ale s pomocí šikovných kolegů jsem s nimi bojovala statečně a počítač využívám dodnes. Počítačová technika nesmírně zvýšila rychlost a komplexnost zpracování dat, tvorbu grafů, matematické a statistické zpracování výsledků, jejich publikování a presentování. Vrcholem byla doba internetu, která zcela změnila dostupnost informací a možnost jejich šíření.

Brněnská pobočka VÚV TGM se za dobu své 70leté existence věnovala mnoha vodohospodářským problematikám. Od Vašeho nástupu je většina témat týkajících se jakosti vody spjata právě s Vaším jménem. Setkala jste se s řešením mnoha konkrétních problémů, spojených s využíváním vody pro průmysl, zemědělství, jako recipienty komunálního znečištění apod. Zažila jste dobu, kdy byla příroda „vysávána“ pro zvýšení životní úrovně člověka a kdy pojem ochrana přírody nepatřil mezi oblíbené. Které kauzy Vám s odstupem času připadají jako nejkritičtější?

Příkladem, ne zcela promyšleného, vodohospodářského zásahu do přírody a krajiny byla stavba soustavy nádrží Nové Mlýny na jižní Moravě. Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v. v. i., byl u prvotních studií (např. 1964 – „Proměny jakosti akumulované vody. Předpověď jakosti vody v nádrži Nové Mlýny“; 1967 – „Prognóza jakosti vody v nádrži Nové Mlýny“; 1975–1985 „Limnologický výzkum areálu nádrží Nové Mlýny“), jejichž závěry výstavbu úplně nepodporovaly. Politická vůle však byla silná a tři novomlýnské nádrže byly postaveny. O jejich významu a účelnosti stavby se dlouze polemizovalo, i po výstavbě byly zadávány řady studií, na kterých jsme se podíleli (např. 1983 – „Návrh na postupné zlepšení čistoty vody vodního díla Nové Mlýny“; 1988 – „Vývoj jakosti vody ve vtokových profilech a vliv na poměry v horní a střední nádrži vodního díla Nové Mlýny“; 2003 – „Komplexní studie k vodnímu dílu Nové Mlýny“). O Nových Mlýnech dnes existuje nesporně nejvíce materiálů ze všech nádrží v ČR, včetně analytických dat o jakosti vody.

Dalším nepochopitelným případem byl rakouský závod na výrobu kyseliny citronové, který byl v dobách tzv. rakouského „socialismu“ v roce 1962 postaven na příliš malém toku, navíc ústícím do řeky Dyje necelý kilometr od hranice s Československem.

V době totality se stávalo, že se k nám přes hranice dostávalo znečištění, které nebylo kvůli „železné oponě“ možné identifikovat. Známým případem je zmíněné znečištění řeky Pulkavy, ústící do Dyje na krátkém rakouském úseku poblíž Hevlína. Jak se Vám podařilo vypátrat původce silně znečištěných vod v Dyji?

První odběry na českém území poblíž hranic se podařilo uskutečnit v roce 1959, kdy byly naměřeny extrémně vysoké hodnoty organického znečištění (rozpuštěného kyslíku (O2) = 1,68 mg/l, biochemické spotřeby kyslíku (BSK5) = 117 mg/l; podle české normy byla voda již při BSK5 > 15 mg/l zařazena jako „velmi silně znečištěná“). Druhý odběr přímo z Pulkavy byl proveden v roce 1963, kdy bylo dokonce stanoveno BSK5 = 700 mg/l! Tato čísla svědčila o masivním znečišťovateli na rakouském území. Možnost odběrů vzorků za hranicemi byla díky tehdejšímu státnímu režimu velice komplikovaná, znamenala důkladné prověření před cestou a trvalou kontrolu při pohybu v hraničním území. Nejednou jsme se setkali s nadměrně ostražitými ochránci hranic, kteří na nás po dobu odběru mířili samopaly. Hledání zdroje znečištění vyžadovalo noční a denní až 24hodinové odběry vzorků. Vytrvalým monitoringem se podařilo získat více informací a jako zdroj znečištění označit řeku Pulkavu a rakouský závod na výrobu kyseliny citronové v Pernhofenu. Pod vlivem zjištěného kritického stavu Dyje na českém území vyzvalo české ministerstvo rakouskou stranu, aby byla zřízena mezistátní komise, zodpovědná za hraniční vody s Rakouskem, která funguje dodnes. Po výstavbě dvou vysoce účinných ČOV v letech 1986 a 1990 se situace zlepšila. Odpady z problematické výroby však nebylo možné vyčistit ani nejlepšími dostupnými technologiemi a voda v Dyji měla stále barvu Kofoly. Zlepšení přinesla až redukce výroby cukru, jehož důsledkem byl nedostatek melasy, která byla hlavní výrobní surovinou. Náhrada melasy za kukuřičný škrob v roce 2007 sice neporovnatelně snížila zabarvení vody, významné znečištění je však odpadní vodou přinášeno dodnes (od roku 2016 již přímo do Dyje).

Dlouhá etapa Vaší profesní činnosti je spjata s hodnocením vlivu jaderné energetiky na jakost vod. Na dlouhodobou spolupráci s Jadernou elektrárnou Dukovany navázala spolupráce s Jadernou elektrárnou Temelín a s Uranovými doly v Dolní Rožínce. Ukázaly Vaše výsledky ovlivnění povrchových vod radionuklidy?

Brněnské pracoviště mělo kromě hydrochemických a hydrobiologických laboratoří také radiologickou laboratoř a úzce spolupracovalo se špičkovým pražským radiologickým pracovištěm VÚV TGM. Díky tomu byla v Brně od 60. let řešena problematika ovlivnění povrchových vod odpady z jaderného průmyslu. Do povrchových vod se odpadními vodami z jaderných elektráren dostává zejména tritium a jsou zatíženy vysokým obsahem anorganických solí. České limity byly za doby mého působení převážně dodržovány. Na profilech, ovlivněných těžbou uranu, bylo naopak zjištěno negativní působení probíhající těžby a souvisejících ekologických zátěží z těžby v minulých letech na životní prostředí. Obě české jaderné elektrárny jsou napojeny na systémy přehradních nádrží (Dukovany na vodní nádrže Mohelno a Dalešice; Temelín na vodní nádrže Hněvkovice, Kořensko a Orlík), proto nás zajímal také vliv oteplených odpadních vod na vertikální zonaci teploty a kyslíku v nádržích. Na žádost JE Dukovany byly v roce 2000 řešeny problémy zarůstání chladicích věží, koroze potrubí a dalších provozních systémů, spojených s jakostí vody odebírané z nádrže.

Za Vašeho působení v brněnské pobočce VÚV TGM se pracoviště několikrát stěhovalo. Které působiště poskytovalo nejlepší pracovní zázemí pro provoz laboratoří?

Moje první působiště bylo v budově na Dominikánském náměstí v Brně, kde jsme se o prostory v jednom patře dělili s Vodohospodářským rozvojem a výstavbou. Zde byly zřízeny první vodohospodářské laboratoře – hydrochemické, hydrobiologické i mikrobiologické. Daleko lepší podmínky měly laboratoře v budově na Dřevařské 12, kde jim byly vyčleněny dvě patra. Nepochybně nejlepší zázemí a moderní přístrojové vybavení, umožňující široké spektrum stanovení, mají současné laboratoře v nové budově na Mojmírově náměstí 16, kde jsem častým hostem.

Vaší poslední pracovní aktivitou byla (již externí) spolupráce na projektu „Zatopené kulturní a přírodní dědictví jižní Moravy“ v letech 2013–2016. Jak se Vám líbila práce s odlišným zaměřením a jak hodnotíte výsledky projektu, výstavu a knihu?

Práce na projektu byla pro mne výzvou, protože jsem mohla být užitečná svými dlouholetými zkušenostmi v oboru. Součástí projektu byla databáze použitých materiálů, do které jsem významně přispěla a současně si doma uvolnila skříně, naplněné výzkumnými zprávami a podklady. Výstupy projektu se velmi povedly, jak výstava, tak velmi pěkná kniha. Velice mne potěšilo, že materiály, použité při zpracování projektu, byly předány do Moravského zemského archivu, a tím zachovány pro budoucí generace.

Na závěr bych ráda vyslovila přání, aby moje láska k profesi našla pokračovatele.

 

Děkuji za rozhovor.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství, Aktuální číslo.

Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v. v. i., se u příležitosti oslav své 100leté existence ujal organizace 46. ročníku Vodohospodářské padesátky. Kromě klasického výběru mezi kolem a pohorkami se letos mohli účastníci vůbec poprvé svézt i na koloběžce.

První ročník „Vodohospodářské padesátky“ byl uspořádán podnikem Povodí Odry již v roce 1973 a velmi brzy se mezi vodohospodáři stal tradiční a velmi oblíbenou akcí. V průběhu 45 let účastníci na pěších a cyklistických trasách poznali mnoho krásných míst České republiky. Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v. v. i., (VÚV TGM) pořádal „padesátku“ společně s VRV Brno v roce 1982 na Českomoravské vrchovině. Jelikož v roce 2019 slaví VÚV TGM 100. výročí založení, chopili jsme se trojzubce a zavázali jsme se, že v roce 2019 budeme „padesátku“ po 37 letech znovu pořádat. Termín byl vyhlášen na 13.–15. září 2019 se startem ve VÚV TGM v Praze-Podbabě. Přípravy a organizace akce začaly už na podzim 2018 a s velkým úsilím hlavních šesti organizátorů (Hana Mlejnková, Marcela Makovcová, Hana Nováková, Lucie Jašíková, Pavel Richter a Josef Nistler) byla připravena 102 km dlouhá trasa pro cyklisty, 29 km dlouhá trasa pro pěší a jako novinka 31 km dlouhý koloběh s možností zapůjčení koloběžek.

Poměrně nenáročná (proto delší) trasa pro cyklisty byla zacílena na sever od Prahy. Převážně asfaltový povrch trasy byl zpestřen několika náročnějšími terénními úseky. Informace v brožuře upozornily účastníky na mnoho zajímavých vodohospodářských děl (např. zdymadla Troja-Podbaba, Dolany, jezový most a zdymadlo v Miřejovicích, historické zdymadlo v Hoříně) a historických památek (např. zámek a rodný dům A. Dvořáka v Nelahozevsi, zámek Veltrusy, Panenské Břežany), které mohli po trase potkat. Trasa, z velké části lemující Vltavu, nabídla zážitky i milovníkům přírody, např. nejsevernější pražský Přírodní park Drahaň-Troja nebo bizarní útvary zvětralých pískovců na Dvořákově cestě, a dovedla vodohospodáře až k ústí Vltavy do Labe. Oběd byl zajištěn v Zooparku Zelčín ve vyhlášeném Hostinci u Bedřicha.

Turistická trasa s celkovým převýšením 478 m nahoru a 339 m dolů, nejnižším bodem 178 m n. m. a nejvyšším bodem 339 m n. m. začínala na levém břehu Vltavy a zavedla účastníky po proudu řeky do Sedlece, kde se nachází nyní zpustlý klasicistní zámeček z poloviny 19. století. Poté následovalo první stoupání na skály nad řekou s několika vyhlídkami na Vltavu a část Prahy. Dalším zajímavým místem byl zámek Roztoky u Prahy, kde se nachází expozice Středočeského muzea. Trasa pokračovala přes PR Roztocký háj-Tiché údolí proti proudu Únětického potoka se stopami vodohospodářské činnosti (Spálený mlýn, bývalý Tůmův mlýn a Trojanův mlýn) až do Únětic. Tam byl v místním oblíbeném pivovaru s tradicí vaření piva již od roku 1710, připraven oběd. Trasa dále vedla proti proudu Únětického a posléze Kopaninského potoka přes obce Černý Vůl a Statenice. Následovala cesta lesem přes rozcestí Sv. Juliána do Horoměřic (zámeček z 1. poloviny. 18. století, nyní nepřístupný) a pak přes kontrolu na rozcestí K oříškům do PP Šárka-Lysolaje kolem kostela sv. Matěje (původní místo konání Matějské pouti) do Lysolají. Zde lákaly k posezení lavičky u Lysolajské pláže s výhledem na důmyslně řešené vodní prvky. Poté bylo možné odbočit k Zázračné studánce a do PP Housle. Na konci trasy čekal pěšáky závěrečný výšlap do cíle v areálu České zemědělské univerzity (ČZU) v Praze-Suchdole.

Novinka v podobě koloběžkové trasy vedla na rozjezd po krásné vyhlídkové cyklostezce po pravém břehu Vltavy až k přívozu v Roztokách. Po převozu na levý břeh se u Roztockého zámku napojila na trasu pěší.

V dlouho očekávaný „šťastný“ pátek 13. září odpoledne začaly najíždět autobusy plné natěšených vodohospodářů do areálu kolejí ČZU v Praze-Suchdole, kde probíhala registrace a ubytování účastníků. Ve večerních hodinách proběhla v kinosále VÚV TGM schůzka vedení podniků a vedoucích výprav a bylo potvrzeno, že pro příští rok po nás trojzubec převezme sdružení Severočeská voda, skupina sdružující Severočeské vodovody a kanalizace, a. s., (SčVK), Severočeskou vodárenskou společnost, a. s., (SVS) a Severočeskou servisní společnost, a. s. (SčS).

Sobota 14. 9. 2019 připravila ideální slunečné a teplé počasí, které podporovalo zdárný start a průběh akce. Na akci se přihlásilo neuvěřitelných 666 účastníků a spolu s organizátory dosáhli krásného počtu rovných 700! Na pěší trasu se vydalo 407 turistů, do sedel nastoupilo 236 cyklistů a novinku chtělo vyzkoušet 23 koloběžkářů. Nejpočetnější z 31 výprav, které se VH50 přihlásily, bylo Povodí Moravy s více než 130 účastníky, následovalo Povodí Labe, Severočeská voda, Povodí Vltavy a Moravská vodárenská.

Na všech kontrolách potkávali organizátoři spokojené a usměvavé účastníky akce. Malý zádrhel nastal v Únětickém pivovaru, kde obsluha s postupem času nezvládla velký nápor pěších a koloběžkářů a vytvořila se dlouhá fronta. Naopak v Zelčíně byli strávníci s rychlostí a kvalitou obsluhy zcela spokojeni. Po poledním odpočinku pokračoval každý podle svých sil různými cestami do cíle a pak už na všechny účastníky a organizátory čekala „jen“ večerní zábava.

Večerní program začal v Kruhové hale v areálu ČZU úvodním slovem ředitele VÚV TGM Tomáše Urbana, který v doprovodu moderátora Tomáše Fojtíka předal štafetu v pořádání dalšího ročníku vedoucí výpravy příštího pořadatele paní Lence Špírkové.

A po předání štafety vypuklo veselí – jídlo, pití, promítání fotek z průběhu akce. K tanci hrála v kruhové hale kapela SO Fine a současně v Klubu C nabízel DJ Mix bujarou diskotéku.

Na většině účastníků nebylo poznat, že mají za sebou 100 km na kole nebo 30 km pěšky či na koloběžce, a veselili se v hojném počtu až do závěru akce ve dvě hodiny ráno. V neděli už zbýval jen úklid po akci a odjezd účastníků do svých domovů. Jak bychom my, jako organizátoři celou akci zhodnotili? Rozhodně to stálo za nemalé úsilí a spoustu práce nad rámec našich běžných pracovních povinností! Když jsme v cíli slyšeli chválu od unavených vodohospodářů, často s dovětkem, že jsme nasadili opravdu vysokou laťku pro příští pořadatele, byla to pro nás ta největší odměna. Nicméně jsme rádi, že další 47. ročník VH50, který nás zavede do Máchova kraje ke Starým Splavům, Doksům, Máchovu jezeru a Bezdězu, si budeme moct užít v roli běžných účastníků.

Děkujeme všem za podporu, spolupráci a často nezištnou pomoc.

Veškeré informace o konání letošní Vodohospodářské padesátky jsou k dispozici na stránkách pochodu na adrese https://heis.vuv.cz/vh50/.

Posted by & filed under Hydrochemie, radioekologie, mikrobiologie, hydrobiologie, Aplikovaná ekologie.

Souhrn

Terénní stanice představují jednu z forem rybářského, resp. rybničního výzkumu. Zprvu soukromé rybářské či (hydro)biologické stanice se v našich zemích začaly objevovat již koncem 19. století, ale k rozkvětu tohoto typu badatelského programu došlo až v průběhu meziválečné éry. V Čechách měl tento typ výzkumu starší a bohatší historii. Na Moravě se rozběhl až ve 20. letech 20. století. Tehdy vznikly dvě terénní stanice, jejichž výzkumy dodnes mají svoji platnost a jejichž působení je možno pokládat za velmi úspěšné. Následující příspěvek ve stručnosti představí počátky rybářského výzkumnictví na Moravě na příkladu biologických stanic v Lednici a Velkém Meziříčí, které se svým statutem, zaměřením i formou financování od těch českých do jisté míry liší. Velkomeziříčská stanice s badatelským akcentem na rybářskou problematiku se udržela necelých 15 let, lednická hydrobiologická stanice s všestranným přírodovědeckým zaměřením se naopak může pochlubit úctyhodnou dobou fungování.

Metodika

O vzniku a vývoji obou hydrobiologických stanic v meziválečné éře se nedochovalo mnoho materiálu. Chybí především institucionální archiv velkomeziříčské stanice. V tomto ohledu jej může jen částečně nahradit fond velkostatku Velké Meziříčí, uložený v Moravském zemském archivu v Brně, kde se nachází např. korespondence majitele a ředitelství velkostatku se zaměstnanci stanice, jejich osobní spisy, popř. agenda spojená se zřízením pstruhárny, třecí stanice pro kapry a plůdkových rybníků [1]. Z archivu lednické stanice, uloženého v Archivu Masarykovy univerzity, se dochovalo pouze torzo (dva kartony) [2]. Rovněž fondy velkostatků Lednice, Břeclav a Valtice v tomto ohledu neposkytují badatelskou oporu. Nedochoval se ani fond příslušného oddělení Zemského výzkumného ústavu zootechnického v Brně. Pro doplňující studium lze využít osobní fondy vysokoškolských vyučujících, spojených s fungováním stanic (prof. Emil Bayer, doc. Jaroslav Kříženecký, prof. Jan Podhradský). Cenné informace naopak přinášejí příspěvky publikované ze strany zainteresovaných zaměstnanců v dobovém oborovém tisku, pamětní spisy, výroční zprávy a regionální a celozemský tisk. Z nepočetné sekundární literatury, která se tématu přímo věnuje, je využitelná zejména přehledová práce Rudolfa Hurta o moravském rybníkářství [3]. Obecně platí, že více pozornosti bylo v odborné produkci věnováno stanici v Lednici, proto je v tomto textu mírně akcentován příběh druhé zmíněné.

Úvod

Rybářské výzkumnictví má poměrně dlouhou historii. Počátky soustavného rybářského a hydrobiologického výzkumu v českých zemích je možno hledat v období před více než 100 lety. Jsou spojeny především s aktivitami Antonína Friče, profesora na pražské české univerzitě, a rovněž tak s vědeckým přístupem k chovu kapra ředitele třeboňského rybničního velkostatku Josefa Šusty. V souvislosti s vývojem badatelské metodiky se stále více uplatňoval kombinovaný teoreticko-praktický přístup k výzkumu a jedním z jeho výrazů bylo budování terénních stanic. Za tou vůbec nejstarší je třeba hledat právě Antonína Friče, který se touto myšlenkou inspiroval na příkladu přímořských výzkumných stanic. Od června 1888 byla mobilní neboli „létací“ zoologická stanice, jak ji sám Frič nazýval, dislokována u Dolnopočernického rybníku (dnes Praha), kde byly zkoumány vlivy počasí, teplotní poměry, rybniční plankton a oživení dna a sledovány obsádky rybníků. Následně stanice „přelétla“ ke Kačležskému rybníku u Jindřichova Hradce, po nějaký čas působila při Černém a Čertově jezeru na Šumavě, aby nakonec do roku 1925 dosloužila u Poděbrad, při slepém rameni Labe zvaném Skupice. Mezitím (1892) se Fričovi podařilo u břehu Dolnopočernického rybníku u Běchovic realizovat stálou stanici (fungovala do první světové války). V jižních Čechách rozvíjela od počátku 20. století (1904) činnost jiná výzkumná rybářská stanice, spojená s profesorem českobudějovické rolnické školy Vácslavem Josefem Štěpánem. Ten se orientoval na problematiku zpracování ryb, patologii ryb, rozbory potravy a krmiva a poradenství. Když byla v roce 1920 ve Vodňanech zřízena první (střední) rybářská škola u nás a Štěpán se stal jejím ředitelem, otevřel při ní Výzkumnou stanici rybářskou a hydrobiologickou coby nástupce své českobudějovické soukromé iniciativy. V roce 1921 vznikl centrální Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický v Praze a k témuž roku pod něj přešla i vodňanská stanice (v letech 1928–1934 přesídlená do Libějovic, poté začleněna pod vodňanskou školu). Tehdy také státní výzkumný ústav získal velmi cenný „úlovek“ postátněním výzkumné stanice v Doksech při Máchově jezeře. Ta byla otevřena již počátkem 20. století jako soukromý podnik a mezitím pod vedením Dr. Viktora Langhanse, specializujícího se na studium výživy kapra, podřízená zemědělskému oddělení pražské německé techniky v Děčíně-Libverdě. V letech 1925–1931 provozoval centrální ústav také terénní pracoviště v Chlumu u Třeboně. Od roku 1932 se terénní hydrobiologický výzkum pod patronátem ústavu a zaměřený na pstruhařství prováděl také ve slovenském Liptovském Hrádku, následně také v Užhorodě. A postupně se objevovaly další stanice. Inventář zchátralé Fričovy „létací“ stanice našel své další uplatnění na terénní stanici u rybníka Velký Pálenec v rámci lnářsko-blatenské rybniční soustavy, která byla zřízena v roce 1925 dílem docenta zoologie na Univerzitě Karlově Karla Schäferny a správce lnářského velkostatku Theodora Mokrého a která funguje jako vědecké a pedagogické pracoviště Přírodovědecké fakulty Univerzity Karlovy dodnes [4–8].

Během krátké doby vykrystalizovala v Čechách síť stanic, v převážné většině nakonec subvencovaná státem. Na Moravě se výzkum soustředil pod rybářskou a hydrobiologickou sekci Zemského výzkumného ústavu zootechnického v Brně. Teprve po ustavení Vysoké školy zemědělské (dále jen VŠZ) v roce 1919, kterou personálně zaštítili odborníci z pražských škol a táborské akademie, a zřízení dvou terénních stanic v Lednici a Velkém Meziříčí se rybářský a hydrobiologický výzkum plnohodnotně rozvinul. Velkomeziříčská stanice byla ryze soukromým projektem, čímž se odlišovala od všech ostatních. Svým úžeji koncipovaným badatelským a zároveň praktickým zaměřením se blížila státem podporovanému vodňanskému ústavu. Lednická stanice fungovala jako edukativně-výzkumná instituce s pestrým kofinancováním, mimořádnou šíří přírodovědného záběru odpovídající podobně koncipované stanici v Doksech. Se staničním výzkumem jsou spjaty klíčové osobnosti rybářské a hydrobiologické vědy první poloviny 20. století (Langhans, Kostomarov, Dvořák, Podhradský, Čerňajev, Kříženecký, Mokrý atd.), vzájemně propojující oblast vysokého školství, vědeckých ústavů, spolků a oborových sdružení, a také špičkový základní výzkum s vítaným aplikačním potenciálem.

Obr. 1. František Harrach, zakladatel a majitel stanice (zdroj: Státní okresní archiv Žďár nad Sázavou, fond Sbírka soudobé dokumentace Velké Meziříčí)
Fig. 1. František Harrach, the founder and owner of the station (source: State district archives Žďár nad Sázavou, group Sbírka soudobé dokumentace Velké Meziříčí)

Rybářsko-hydrobiologická stanice Františka Harracha ve Velkém Meziříčí

Na soukromý statut instituce odkazuje již oficiální název. Její vznik a následnou činnost totiž umožnil donátor ústavu, majitel velkomeziříčského velkostatku hrabě František Harrach [9] (obr. 1). Zřízení stanice předcházel několikaletý kontakt zaměstnanců velkostatku s rybářskými odborníky ze sekce pro plemenářskou biologii při Zemském výzkumném ústavu zootechnickém v Brně, kterým velkostatek dodával v letech 1923–1925 na pokusy tamní kapří plůdek. Vzhledem k dlouhodobému pasivnímu výnosu rybničního hospodaření velkostatku, které mělo v roce 1925 schodek 50 000 korun v souhrnu na všech 58 rybnících, bylo dohodnuto ředitelem Harrachova velkostatku, lesním radou Václavem Škvařilem a Jaroslavem Kříženeckým, přednostou zmíněného výzkumného ústavu a zároveň docentem na VŠZ, započetí monitoringu hydrobiologických poměrů rybníků za účelem reorganizace a racionalizace hospodaření; konečně jednou z motivací Františka Harracha bylo docílit vyšší rentability hospodaření na majetku zmenšeném v důsledku pozemkové reformy. V létě 1926 byly zprovozněny laboratoře v úředních prostorách velkostatku a terénní stanice u Netína a během dvou let byly velkostatku předloženy výsledky pozorování působení prostoru na růst plůdku a jeho jakost a vypracován plán rybničního hospodaření opřený o důkladná vědecká bádání. Na jeho základě vykázalo rybniční hospodářství již v roce 1929 nárůst produkce o 220 % při aktivní bilanci 180 000 korun. Tento výrazný posun nicméně nebylo možné srovnávat s největším a nejvýkonnějším rybničním hospodářstvím na Moravě, resp. v Československu – lednickými rybníky – s obratem půl milionu korun.

Obr. 2. Laboratoř stanice v roce 1926 (zdroj: Příroda 22, 1929)
Fig. 2. The station laboratory in 1926 (source: Příroda 22, 1929)

Šťastné sepětí základního a aplikovaného výzkumu umožnilo další fungování stanice, kterou již koncem roku 1928 majitel velkostatku prohlásil za stálou. Přednostou stanice byl jmenován Jaroslav Kříženecký, jeho zástupcem Dr. Ing. Boris Kostomarov, profesor na Státní rybářské škole ve Vodňanech (1926–1934) a od roku 1935 také přednosta hydrobiologické stanice v Liptovském Hrádku a později v Užhorodu, jehož účast si na velkostatku vymínil doc. Kříženecký, a stálou odbornou silou na stanici Dr. Ing. Vasilij Čerňajev (oba absolventi VŠZ z řad poválečné ruské emigrace), který figuroval ve stavu zaměstnanců velkostatku a byl správcem stanice a později (1932) také správcem rybničního hospodaření. Kromě zmíněných, kteří se podíleli již na prvotních výzkumech, přibyl ke stabilním zaměstnancům v roce 1929 Dr. Willy Nowak; na výzkumu se podílel také Dr. Jan Podhradský a celá řada externistů a dobrovolníků. Stanice, slavnostně uvedená do provozu v červnu 1930, byla na svoji dobu velmi dobře vybavena a finančně zajišťována ze strany velkostatku každoroční dotací, ať se již jednalo o platy zaměstnanců, vlastní prostory pro chemickou a biologickou laboratoř (obr. 2), přístrojové vybavení, knihovnu, ale také např. možnost využívat pro práci v terénu motocykl. František Harrach poslání stanice komentoval mimo jiné těmito slovy: „Přál bych si, aby tato stanice byla v živém styku s vědeckými institucemi a zároveň i pod jejich jistou kontrolou. Z toho důvodu jsem se rozhodnul vytvořiti pro stanici Poradní sbor ze zástupců našich vysokých škol a vědeckých a odborných organisací.“ [1]. Konstituováním vskutku reprezentativního poradního sboru pro stanici, do kterého byli vysláni zástupci příslušných pražských a brněnských vysokých škol, organizací a spolků, a to českých i německých, zajistilo stanici náležité místo v oborové komunitě a možnost prezentovat a konfrontovat výsledky na domácích i zahraničních odborných fórech.

Obr. 3. Terénní bouda pod hrází rybníka Vrkoč (zdroj: Příroda 22, 1929)
Fig. 3. The field cabin below the dyke of the fishpond Vrkoč (source: Příroda 22, 1929)

Volba velkomeziříčské rybniční soustavy pro vědecký výzkum byla výhodná nejen pro pochopení mecenáše, jenž byl sám lesnickým a zemědělským odborníkem, ale také kvůli její struktuře. Rybniční hospodářství s 58 rybníky různé velikosti a s celkovou zatopenou plochou asi 265 ha se rozkládalo na území téměř celého okresu Velké Meziříčí. Vodní plochy se nacházely ve vyšších a chladných nadmořských výškách (425 až 650 m n. m.), často od sebe velmi vzdálené, byly zde zastoupeny rybníky zčásti i zcela uzavřené větrům a napájené chladnými lesními potoky, rybníky zcela otevřené, avšak odlišné lokalitou, charakterem vody, půdními podmínkami, flórou i faunou, rybníky napájené toky nebo srážkami, přičemž nebeské rybníky převažovaly. Pestrost hydrobiologických podmínek dodávala zdejším analýzám širší než jen lokální význam. Centrem výzkumu se stala oblast Netínského rybníku, rybníku Vrkoč a čtyř pokusných rybničních líhní umístěných mezi nimi (při obci Netín mezi Měřínem a Velkým Meziříčím), kde stála zmíněná terénní laboratoř (obr. 3). Ke stálým pokusům bylo zvoleno 14 rybníků, reprezentující jednotlivé typy. V nich se zkoumala veškerá vodní fauna a flóra, stejně jako ta vyskytující se v jejich okolí. Hlavní akcent byl kladen na chov kaprů (méně již štiky, lína, candáta a pstruha duhového), studovány byly také přírodní a umělé podmínky výskytu raka, který představoval specifikum velkomeziříčského rybničního hospodaření. Silný potenciál zde mělo také ornitologické bádání (obr. 45).

Obr. 4. Rybník Vrkoč ve 30. letech 20. století, v pozadí vesnice Netín
(zdroj: Příroda 22, 1929)
Fig. 4. The fishpond Vrkoč in the 1930´s, village Netín in the background
(source: Příroda 22, 1929)
Obr. 5. Tentýž pohled dnes
Fig. 5. The same view today

Pracovní program stanice sledoval hned několik linií. Předně měla sloužit běžným potřebám rybničního hospodářství velkomeziříčského velkostatku, ale její okruh zájmu byl širší a měla ambici stát se vědeckým centrem nejen západomoravského prostoru, ale otevřeným všem badatelům. Provádět se zde měly výzkumy ve všech oblastech rybářství a rybníkářství při zachování naprosté badatelské volnosti. Unikátnost této stanice v rámci celé republiky spočívala v jejím výjimečném soukromém statutu a v terénní lokalizaci uprostřed hospodářského prostoru se silným důrazem na praktické využití poznatků. Tímto se odlišovala od hydrobiologické stanice v Lednici, která se zaměřovala více na teoretický výzkum a zároveň byla školícím pracovištěm studentů brněnských vysokých škol. Harrachova stanice tak ve své době byla jediným podnikem na Moravě, který naplňoval politiku centrálního státního rybářsko-hydrobiologického výzkumného ústavu budujícího lokální stanice se specifickým výzkumným programem, s úspěchem aplikovatelným v konkrétních hydrobiologických podmínkách [3, 10–19] (obr. 6).

Badatelské zaměření stanice bylo velmi široké, zkoumal se vztah růstu kapřího plůdku s ohledem na množství potravy a velikost životního prostoru, složení planktonu, vliv teploty vody, vztahy mezi plyny ve vodě, tvorba jiker, líhnutí a růst raných stádií, plůdku, násad a tržních ryb. Vývoj a růst po stránce anatomické, histologické a biochemické byl studován mj. také na proslulé kapří produkci sousedního moraveckého velkostatku baronské rodiny Nádherných z Borutína. V souvislosti se studiem růstu kapra byly prováděny také výzkumy jeho exteriéru, a to i s ohledem na jeho tržní užitnou hodnotu. Zkoumání byl podroben nejen místní tzv. moravský horácký typ (vysokohřbetý lysec), ale také produkce ostatních významných rybničních hospodářství, včetně těch jihočeských v Hluboké nad Vltavou a Třeboni. Praktickým účelem těchto rozsáhlých výzkumů bylo vytvoření metodiky pro plemenitbu kapra (směrnice pro výběr generačních ryb) a docílení jejich největší užitkové hodnoty s ohledem na variabilitu teritorií. Tento celostátní monitoring linií kapra vedl k doplnění a opravě stávajícího systému měření kapra a stanici zajistil proslulost i v mezinárodních odborných kruzích. Během 30. let byly dále prováděny plošné fyzikálně-chemické analýzy rybníků, konány pokusy s přihnojováním vody (superfosfát) a vápněním, zkoumal se vliv slunečního záření a obecně počasí na rybniční vody. V roce 1934 se podařilo zřídit moderní sádky pod zámkem ve Velkém Meziříčí a započal se projekt „velkolepé“ pstruhárny. Mimo to se stanice věnovala studiu odpadních vod a otázkám znečišťování vod průmyslovými závody (horní Vltava, Balinka a Oslava na Velkomeziříčsku) s ohledem na dopady biologické, hygienické i národohospodářské. Otevřenost stanice vůči veřejnosti symbolizoval již v roce 1929 uspořádaný rybářský kurz (první od roku 1918 na Moravě) a rozličné propagační akce [1, 19–21].

Obr. 6. Pokusné líhně pod hrází Vrkoče (zdroj: Příroda 22, 1929)
Fig. 6. The hatcheries below the dyke of the fishpond Vrkoč (source: Příroda 22, 1929)

Teoretické i praktické badatelské výstupy zaměstnanců stanice byly publikovány v odborných časopisech domácích (Věstník Československé akademie zemědělské, Sborník Československé akademie zemědělské, Československý zemědělec, Československý rybář, Velkostatek, Příroda, Rybářský věstník, Věda přírodní, Sborník Vysoké školy zemědělské v Brně, Der deutsche Fischer aj.) i zahraničních (německých Fischerei-Zeitung, Zeitschrift für Fischerei und deren Hilfswissenschaften, francouzského Bulletin Français de Pisciculture nebo polského Przegląd Rybacki). Během několika let uveřejnili jednotliví pracovníci stanice neuvěřitelných více než 100 odborných článků, ve kterých se mimo jiné věnovali i popisu a porovnání vývoje rybářské a hydrobiologické vědy v zahraničí (SSSR, Polsko, Rumunsko či Bulharsko). Svými výstupy si Harrachova stanice, i přes nedlouhé trvání, získala mezinárodní renomé. Její výstupy představují v mnoha ohledech trvalou hodnotu dodnes.

Stanice ke konci roku 1938 omezila svůj provoz. Oficiálně se tomu stalo z úsporných důvodů, svoji roli však bezesporu sehrálo i úmrtí zakladatele hraběte Harracha v květnu 1937 a komplikované dědické řízení. Ředitelství velkostatku původně počítalo pouze s dočasným útlumem. Dochovaná korespondence naznačuje jakési spory mezi správou velkostatku a stanicí ohledně nenaplňování základního poslání stanice sloužit přímým provozním potřebám rybníkářství v posledních letech. Nabízený přesun stanice do Užhorodu, kde působil Dr. Kostomarov, Harrachova dcera a dědička Josefa odmítla. V letech 1939 a 1940 vyšlo ještě několik studií, stanice provizorně fungovala, ale z finančních důvodů nebylo možné podporovat stálý odborný personál (Dr. Nowak se nuceně přesunul do německého Königsbergu). Stanici v její původní podobě se nakonec při životě udržet nepodařilo. Harrachovy rybníky převzalo po roce 1948 Státní rybářství Velké Meziříčí, které využívalo i staniční terénní boudu a pokusné rybníčky-líhně při hrázi rybníku Vrkoč. Jeden z nich se dochoval dodnes, využíván byl jako líheň až do konce 70. let 20. století [1, 22, 23] (obr. 7).

Biologická stanice vysokých škol brněnských v Lednici

Jihomoravská stanice se od té předchozí v mnohém liší. Její zaměření bylo především všestranně přírodovědné s významným podílem ornitologického výzkumu. Navíc sloužila vysokoškolskému výukovému programu. Splňovala tak kombinaci vzdělávací a badatelské instituce s akcentem na základní formu výzkumu. Její existence je úzce spojena s prof. Emilem Bayerem, ředitelem zoologického ústavu VŠZ. Na potřebnost založení stanice později vzpomínal prof. Bayer takto: „Plánem, docíliti zřízení biologické výzkumné stanice na Moravě, zabýval jsem se již dávno, téměř od počátku svého příchodu na Moravu [Bayer byl jičínským rodákem a absolventem Filozofické fakulty v Praze – pozn. autora], jakmile jsem začal podrobněji poznávati dosavadní stav přírodovědeckého prozkoumávání země a jeho nedostatky. Uvažoval jsem o možnosti zříditi alespoň nějakou primitivní výzkumnou staničku, sháněl jsem prostředky, jak toho dosáhnouti, a hledal ovšem příhodné místo; již v letech 1902–3 byla moje pozornost upoutána neobyčejnými přírodními poměry jihomoravského území mezi Břeclavou a Mikulovem.“ [24, 25].

Obr. 7. Jediný dodnes dochovaný pokusný rybníček
Fig. 7. The one and only surviving hatchery

K realizaci nápadu došlo až v roce 1922, tedy v době, kdy v Brně již tři roky existovaly tři české vysoké školy (Přírodovědecká a Lékařská fakulta Masarykovy univerzity, Hospodářská a Lesnická fakulta VŠZ a Vysoká škola zvěrolékařská), z nichž každá měla své biologické ústavy, a potřeba zřízení terénní stanice byla více než naléhavou. Žádný podobný podnik na Moravě dosud neexistoval. Prof. Bayer přitom upozorňoval, že evropské státy tou dobou vydržovaly již bezmála 60 hydrobiologických stanic (mořských a sladkovodních) a jejich smysluplnost dokazuje ustavení Mezinárodní společnosti pro teoretickou a užitou hydrobiologii. Stanice byla od počátku zamýšlena jako pedagogicko-výzkumná instituce a jako taková musela mít posvěcení ministerstva školství. To zřízení stanice povolilo v březnu 1922 a tři měsíce na to badatelé dostali k užívání budovu lichtenštejnského loveckého zámečku č. p. 437 (tzv. Rybniční zámeček) situovanou na severním břehu Prostředního rybníka. Stanice se nacházela v blízkosti čtyř velkých rybníků, z nichž Nesyt je na Moravě vůbec největší. Emilu Bayerovi se podařilo pro svou ideu získat tehdejšího majitele lednicko-valtického velkostatku Jana II. knížete z Lichtenštejna, který mu dokonce dal vybrat mezi Hraničním a Rybničním zámečkem. Výzkumné stanici bylo v zámečku přiděleno celé první patro se třemi místnostmi a správa velkostatku souhlasila s tím, aby její zřízenec, bydlící v přízemí, zároveň přijal úlohu hlídače celého objektu. Nájemné bylo stanoveno na ročních 400 korun a smlouva byla v pravidelných tříletých intervalech prodlužována. Majitel velkostatku si podmínil, že chod stanice nesmí v žádném případě omezovat chov ryb, dále že odběr vzorků a ryb je možný pouze se souhlasem správy, a výslovně bylo zmíněno přání, aby stanice fungovala, pokud možno, jako všeobecně přístupné vědecké pracoviště. Oproti stanici ve Velkém Meziříčí, jejíž vybavení a chod byl financován majitelem velkostatku, zde bylo nezbytné o podporu žádat ministerstvo a další instituce. Pravidelné a dlouhodobé subvence na zařízení stanice (pracovny, laboratoře, obývací pokoje), přístrojové vybavení, provozní režii i platy zaměstnanců přicházely zejména od Zemského výboru v Brně, Masarykovy akademie práce a Akademie věd v Praze. Knižní a časopisecký fond byl mimo jiné doplňován formou výměny s oborovými pracovišti v zahraničí (USA aj.), především díky kontaktům a renomé prof. Bayera. Z dochovaných materiálů týkajících se fungování a finančního zajištění stanice plyne, že přidělované prostředky, snad s výjimkou ministerských řádných dotací, nebyly nárokového charakteru a svým objemem stabilní a že představenstvo stanice bylo nuceno v této záležitosti pravidelně komunikovat s relevantními institucemi, a mimo to vést velmi podrobné výkaznictví, což nepochybně elán pracovníků podlamovalo.

Staniční výzkum se soustřeďoval především na ornitologická pozorování (stanice disponovala na svou dobu velmi kvalitními dalekohledy), entomologii a hydrobiologické bádání (studium planktonu, chemického složení vody), které bylo umožněno používáním vlastních člunů. Studium rybniční mikroflóry a mikrofauny, typologicky a strukturou ovlivněné intenzivním hospodářským využíváním rybniční soustavy, muselo respektovat primární pravidla nastavená vlastníkem velkostatku. Mimo rybníky zaměstnanci monitorovali také inundační terén Podyjí s průtočnými i slepými rameny, bažinami, tůněmi i umělými kanály. Rozlehlá a pestrá krajina Lednicko-valtického areálu poskytovala ideální objekt pro regionální zoologický i botanický výzkum, prováděla se zde pozorování meteorologická, geofyzikální, pedologická a celá řada dalších. Recipročně se předpokládalo možné využití vědeckých poznatků pro zkvalitnění rybničního a rybářského hospodářství Lichtenštejnů. Ve své době byla stanice pestrostí výzkumných aktivit a kvalitou výzkumu srovnatelná pouze s hydrobiologickou stanicí v Doksech navázanou na německé univerzitní prostředí v Praze. Stálou stanici v Doksech, nejkvalitněji organizovaný pedagogicko-výzkumný a nejdéle kontinuálně působící ústav v českých zemích, lze označit za vzor, podle něhož vytvořil Emil Bayer moravský pendant [2, 24, 26].

Stanice sloužila jako pomocný vědecký ústav pro všechny tři zmíněné české vysoké školy, odtud také její název Biologická stanice vysokých škol brněnských. Správní kuratorium stanice, zodpovědné za její organizaci, chod a výzkum, bylo složené z předních zástupců jednotlivých škol. V čele kuratoria stál ředitel stanice prof. Bayer. V roce 1924 se podařilo systemizovat jedno stálé místo asistenta stanice, kterým se stal Ing. Alexander Bajkov a po jeho odchodu do Kanady Ing. Jindřich Zapletálek a krátce František Unzeitig. Podobně jako v případě Velkého Meziříčí i zde sezonně hojně působili ruští učenci.

Velký problém stanici nastal na podzim roku 1938, kdy se ocitla mimo nově stanovené hranice Československa a kdy bylo nezbytné odvézt drahý a nenahraditelný inventář, včetně knihovny, k čemuž byl získán souhlas vojenské a politické správy. Provizorně byl uskladněn v budovách VŠZ. Činnost stanice se ani poté nezastavila, výzkumy probíhaly v rámci jednotlivých ústavů vysokých škol, a to až do jejich uzavření. Od června 1939 byla stanice přemístěna na školní lesní statek do Křtin, náležící taktéž pod VŠZ, a fungovala po celou dobu války pod názvem Česká biologická stanice ve Křtinách. Za roční nájemné 200 korun mohla využívat tři místnosti na zámku a lovecký zámeček v Jedovnicích coby filiální hydrobiologickou pracovnu. V roce 1946 se stanice přestěhovala do svého původního objektu, který však byl poškozen válečnými událostmi. Nedotčena naopak zůstala většina mobiliáře detašovaného ve křtinském azylu. Nová smlouva se správou státních statků Valtice byla stanovena na šest let, do roku 1952, za stejných podmínek jako dříve. To již zesnulého prof. Bayera v čele stanice vystřídal prof. Josef Kratochvíl a v čele kuratoria prof. Josef Podpěra. V roce 1952 byla stanice po dohodě všech zainteresovaných stran převedena pod správu VŠZ jako součást katedry pro živočišnou výrobu a funkcí vedoucího pověřen šéf katedry prof. Kostomarov, první vysokoškolský profesor rybářství a hydrobiologie u nás, profesně spojený s vědeckou činností bývalé stanice ve Velkém Meziříčí. Tím začala nová éra v dějinách stanice, která se uzavřela teprve nedávno (2013) [2, 27, 28].

Mimo tyto dvě klíčové instituce terénního výzkumu vznikly na Moravě i další, např. Zemské výzkumné stanice rybářské a hydrobiologické v Hodoníně a ve Studenci, kde má dnes detašované pracoviště Ústav biologie obratlovců Akademie věd.

Závěr

Terénní stanice v Lednici a ve Velkém Meziříčí představovaly v meziválečném Československu významná centra rybářského a hydrobiologického výzkumu na Moravě a svými výsledky si získaly mezinárodní renomé. Obě byly personálně propojeny s tehdejšími významnými vzdělávacími a badatelskými ústavy. Ve Velkém Meziříčí se výzkum orientoval na exteriér kapra z hlediska jeho potravinářské, užitkové či tržní hodnoty, na zkvalitňování produkce kapřího plůdku a jeho růstových parametrů. Akcent na „aplikační“ rovinu staničního výzkumu úzce souvisel se soukromým statutem instituce. Naproti tomu badatelské zaměření lednické stanice bylo širší, obsáhlo celé spektrum odnoží přírodovědného oboru. V rámci rybářského výzkumu se zde sledoval zejména vývoj přirozené potravy ryb a vliv hnojiv na její rozvoj. Lednická stanice fungovala v úzké součinnosti s vysokoškolským prostředím a měla statut edukativně-výzkumného ústavu. Chod velkomeziříčské stanice byl utlumen v letech 2. světové války, na její činnost později navázalo Státní rybářství Velké Meziříčí. Lednická stanice fungovala od roku 1952 jako integrální součást VŠZ v Brně.

Poděkování

Článek byl zpracován s finanční podporou projektu DG16P02M032 výzvy NAKI II Ministerstva kultury ČR „Neinvazivní a šetrné postupy řešení kvality prostředí a údržby vodních prvků v rámci památkové péče“.

Posted by & filed under Hydrochemie, radioekologie, mikrobiologie, hydrobiologie.

Souhrn

Náhled do historie ukázal, že rekreace u vody, jako záliba k trávení volného času, byla odedávna rozšířena i v Praze, kde byly velmi oblíbené, dnes již zaniklé, říční plovárny. Na historický průzkum navázal v projektu „Možnosti vodní rekreace na území hlavního města Prahy (od historie po současnost)“ zcela aktuální průzkum potenciálních možností rozšíření míst ke koupání a rekreace u vody na území Prahy. V letech 2018 a 2019 je prováděn průzkum potenciálních koupacích míst na území Prahy. Z přibližně 150 míst bylo vybráno 47, na kterých je monitorována jakost vody a určován stav. Pro orientační posouzení těchto lokalit byl navržen zjednodušený postup hodnocení, který byl použit pro posouzení stavu sledovaných míst. Byla vytvořena webová mapová prohlížečka, v níž jsou lokalizovány všechny koupací možnosti v Praze, včetně provozovaných koupališť a bazénů s odkazy na aktuální webové stránky. Námi sledované profily obsahují informace z probíhajícího monitoringu. Výsledky průběžně uveřejňujeme na webových a facebookových stránkách projektu.

V průběhu řešení byla nalezena velmi zajímavá a přitom málo známá místa s dobrou kvalitou vody, která by se mohla po nenáročných úpravách, které brání kompletnímu využívání jejich rekreačního potenciálu, stát vítanými alternativami oficiálních koupacích míst a koupališť v Praze.

Úvod

Vodní prostředí je od nepaměti vyhledáváno k odpočinku a trávení volného času. Tato záliba byla rozšířena i v Praze, kde byla již v roce 1809 založena nejstarší říční plovárna ve střední Evropě. Tato vojenská plovárna, pontonového typu, byla umístěna u břehu pražského Františku a později byla přemístěna pod klášter křižovníků u Karlova mostu. Ani na tomto místě plovárna dlouho nevydržela, dvakrát ji strhla voda, naposledy se zastavila u Jezuitské zahrady před dnešní Strakovou akademií, kde sloužila ještě řadu let, od roku 1817 i pro civilní obyvatele. V roce 1840 byla na protějším břehu založena tzv. Občanská plovárna (obr. 1). Třetí nejstarší plovárna (1899) na Vltavě, v samotném centru města, stála kousek proti proudu řeky na Slovanském ostrově u Žofína. „Slovanka“ (obr. 2) byla ve své době největší říční plovoucí plovárnou ve střední Evropě. Plovárny byly na Vltavě také pod Vyšehradem – Vyšehradské říční lázně (1894), Mejzlíkova plovárna (1922) a v Podolí. Vedle Prvních podolských lázní fungovaly Železniční lázně, které podle dobových svědectví nabízely ještě větší komfort. Aby se obě plovárny od sebe odlišily, byly jejich dřevěné ohrady natřeny jinými barvami, tak vznikly Žluté a Modré lázně. Oba podniky se po znárodnění v roce 1949 sloučily, neboť konkurence přestala mít v plánované ekonomice smysl. K postupnému úpadku Žlutých lázní přispělo otevření podolského plaveckého bazénu v roce 1965, který nabízel výrazně teplejší vodu než Vltava. Další plovárny byly v Braníku Na Mlýnku, na ostrově Štvanice a na Císařské louce. Na Zbraslavi, na levém břehu Vltavy, stávaly od konce 19. století až do roku 1954 říční lázně známé z filmu Rozmarné léto. K zániku těchto říčních plováren přispělo vybudování Vltavské kaskády (1955), které vedlo ke snížení teploty vltavské vody, a výstavba umělých koupališť a bazénů, kterým začali lidé dávat přednost před plovárnami na řece. Žluté lázně (obr. 3), v moderní podobě víceúčelového areálu, jsou poslední vltavskou plovárnou v Praze, která s přestávkou přežila až do současnosti [1–3].

Obr. 1. Občanská plovárna na Vltavě pod Letnou (zdroj: ČT24/Pražské plovárny kdysi a dnes)
Fig. 1. Civil lido on the Vltava River under Letná (source: CT24/Prague lidos before and today)
Obr. 2. Plovárna Slovanka u Slovanského ostrova (zdroj: ČT24/Pražské plovárny kdysi a dnes)
Fig. 2. Lido Slovanka by Slovanský Island (source: CT24/Prague lidos before and today)

I přes pokles zájmu o říční plovárny, způsobeném především snížením teploty a zhoršením jakosti vody ve Vltavě, je zájem Pražanů o rekreaci u vody stále velký. Charakterizace současného stavu je cílem projektu „Možnosti vodní rekreace na území hlavního města Prahy (od historie po současnost)“, který je financován Magistrátem hl. města Prahy v rámci Operačního programu Praha – Pól růstu ČR/Rekreační potenciál vody v Praze – stav a výhledy 2018–2020. Úkolem projektu, který je řešen od roku 2018, je prověřit současný stav a možnosti vodní rekreace na území Prahy (říční plovárny, koupaliště, vodní nádrže aj.) a jejich potenciál, prověřit rekreační potenciál dosud aktivně nevyužívaných vodních ploch a zvýšit informovanost občanů o pražských rekreačních možnostech.

Obr. 3. Vltava – Žluté lázně, Praha
Fig. 3. The Vltava River – Yellow spa, Prague

Metodika

Metodický postup řešení projektu zahrnoval zjištění aktuálního stavu sledování koupacích míst, studium platné legislativy koupacích vod v ČR, zjištění zájmu Pražanů, vyhledání a průzkum vhodných lokalit, využívaných v Praze k rekreaci u vody, jejich monitoring jakosti vody a prezentace výsledků formou mapové prohlížečky.

Legislativa pro koupací vody

Koupací vody jsou podle naší legislativy definovány jako místa na povrchových vodách, kde lze očekávat, že se v nich bude koupat velký počet osob a nebyl na ně vydán trvalý zákaz koupání. Jejich jakost posuzuje krajská hygienická stanice (KHS) podle vyhlášky č. 238/2011 Sb. [4], která určuje hygienické limity ukazatelů jakosti vody, hygienické požadavky na úklid, dezinfekci aj. včetně jejich četnosti a rozsahu. Koupací vody lze rozdělit na:

  • povrchové vody využívané ke koupání, bez provozovatele (tzv. koupací oblasti), tyto kontroluje KHS;
  • koupaliště a bazény s provozovatelem, v nichž kontrolu zajišťuje provozovatel a je také zodpovědný za hodnocení jakosti, výsledek posílá KHS, která může v případě problému zasáhnout;
  • ostatní vodní plochy, kde kvalita vody není sledována.

Evropská legislativa nařizuje Ministerstvu zdravotnictví, aby ve spolupráci s Ministerstvem životního prostředí a Ministerstvem zemědělství každoročně do 31. 3. sestavilo „Seznam přírodních koupališť na povrchových vodách, ve kterých nabízí službu koupání provozovatel a dalších povrchových vod ke koupání pro rok … “. V Praze do něj byla v roce 2019 zařazena čtyři koupaliště ve volné přírodě: Šeberák, Motol, Džbán a Hostivař, přičemž na Šeberáku probíhá rekonstrukce a není v provozu.

Tabulka 1. Hodnoty pro orientační posouzení jakosti vody ke koupání
Table 1. Values for indicative assessment of bathing water quality

Kontroly jakosti zde provádí KHS nebo provozovatelé koupališť minimálně 1× měsíčně (u koupacích vod, u kterých lze během koupací sezony odůvodněně předpokládat rozmnožení sinic, je četnost kontroly zvýšena). V rámci kontrol jsou oprávněnými laboratořemi odebírány a zpracovávány vzorky vod. Výsledky jsou vkládány do centrálního informačního systému kvality pitných a koupacích vod PiVo, výsledky jsou verifikovány pracovníky KHS včetně vyhodnocení kvality vody podle platných předpisů. Výsledky jsou vloženy na server www.koupacivody.cz a následně na stránky národního geoportálu INSPIRE [5] a na evropský portál kvality koupacích vod [6].

Tabulka 2a. Popis vizuálního posouzení výskytu sinic podle vyhlášky č. 238/2011 Sb.
Table 2a. Description of visual assessment of cyanobacteria occurrence according to Decree No. 238/2011 Coll.
Tabulka 2b. Popis vizuálního posouzení výskytu rozsahu znečištění podle vyhlášky č. 238/2011 Sb.
Table 2b. Description of the visual assessment of the extent of pollution by Decree No. 238/2011 Coll.

Hodnocení jakosti koupacích vod

Zákon č. 258/2000 Sb., o ochraně veřejného zdraví [7], a prováděcí vyhláška č. 238/2011 Sb. určuje na základě stanovení následujících ukazatelů: mikrobiologická stanovení – enterokoky a Escherichia coli, průhlednost, znečištění odpady, přírodní znečištění, výskyt sinic (vodní květ) a stanovení chlorofylu-a (a případně i dalších skutečností) a pět kategorií:

  1. voda vhodná ke koupání,
  2. voda vhodná ke koupání s mírně zhoršenými vlastnostmi,
  3. zhoršená jakost vody,
  4. voda nevhodná ke koupání,
  5. voda nebezpečná ke koupání – zákaz koupání.

Pro orientační hodnocení pro průzkum potenciálně vhodných míst ke koupání nebo k orientační charakteristice koupacího místa v jedné sezoně byl navržen zjednodušený postup. Byly vytvořeny dvě kategorie (vyhovující/nevyhovující) a z vyhlášky č. 238/2011 Sb. byly kategoriím přiřazeny limitní hodnoty. Tento systém hodnocení bude využíván pouze pro hodnocení výsledků výzkumného projektu Pól růstu II a testován pro případné obecné použití. K výsledkům bude uvedena poznámka, aby nedošlo k záměně s hodnocením prováděným orgánem ochrany veřejného zdraví.

Byl proveden rozsáhlý průzkum všech dostupných zdrojů (GISové vrstvy, on-line dostupné podklady, publikace, ústní sdělení, dotazníkový průzkum), na jehož základě vznikl seznam všech koupacích míst na území Prahy. Vodní plochy byly rozděleny do kategorií: říční plovárny, rybníky, nádrže a přírodní koupaliště, plovárny a koupaliště a bazény. Ze seznamu byla vyčleněna oficiální koupací místa a koupaliště s provozovateli, jejichž kontrola jakosti je zajištěna provozovatelem a orgánem ochrany veřejného zdraví, a na zbývající skupinu, tzv. ostatní vodní plochy, byla zaměřena naše pozornost.

Bylo vybráno 24 lokalit (2018) a 34 lokalit (2019), splňujících definici „koupacích vod“ s cíleně rozdílnými typy vodních ploch, tj. říční plovárny, rybníky, zatopené lomy, požární a retenční nádrže a revitalizované vodní plochy, na nichž byl v letní sezoně prováděn monitoring jakosti. V období červen až srpen byly uskutečněny čtyři série odběrů vod a terénních šetření. Rozsah odpovídal návrhu orientačního posouzení (tabulka 1). Z mikrobiologických parametrů byly stanovovány enterokoky (podle ČSN EN ISO 7899-2), Escherichia coli a fekální koliformní bakterie (podle ČSN 75 7835), dále byla měřena průhlednost Secchiho deskou; vizuálně bylo stanovováno znečištění odpady, přírodní znečištění a výskyt sinic (vodní květ), viz tabulka 2a a 2b. Mikrobiologické analýzy byly prováděny standardními kultivačními metodami, výskyt sinic byl určován vizuálně, v případě pochybnosti mikroskopicky.

Výsledky byly posouzeny podle výše uvedené orientační stupnice a zpřístupněny veřejnosti na webových a facebookových stránkách projektu a v médiích (26. 6. 2019, Lidové noviny).

Pro získání informací o aktuálním vztahu obyvatel Prahy k rekreaci u vody proběhlo dotazníkové šetření, které obsahovalo otázky na současný stav, preference, potřeby a přání a také na historické plovárny v Praze.

Výsledky a diskuse

Monitoring vybraných koupacích míst

Na území Prahy jsme nalezli 152 míst a vodních ploch, které jsou, nebo bývaly využívány k rekreaci u vody. Z toho je nejvíce přírodních koupališť a rybníků (72); 22 říčních plováren, resp. míst u řek (Vltava, Berounka), která jsou využitelná ke koupání; 21 koupališť a venkovních bazénů a plováren a 37 krytých bazénů, z nichž 22 je zaniklých a 4 jsou zahrnuty mezi oficiální koupací místa.

Do současné doby jsme navštívili cca 100 lokalit, z nichž jsme vybrali 53 potenciálně vhodných jako koupací místa. Podrobnější průzkum pro zjištění využitelnosti místa k vodní rekreaci a monitoring kvality vody byl prováděn v roce 2018 na 24 a v roce 2019 na 34 lokalitách, přičemž na 11 z nich jsme monitorovali v obou letech. Kromě výše uvedených ukazatelů byl hodnocen celkový estetický dojem, sociální zázemí, aktuální počet rekreantů, vstup do vody, dostupnost a další faktory. Zjištěné výsledky byly vyhodnoceny podle tabulky 1 a zveřejněny. V tabulce 3 jsou uvedeny vybrané lokality a jejich stručná charakteristika, která je uvedena rovněž v mapové prohlížečce.

Tabulka 3. Seznam vybraných míst ke koupání na území Prahy, sledovaných v roce 2018 a 2019 (zelené – stojaté vody; modré – tekoucí vody)
Table 3. List of selected bathing places in the Prague territory, monitored in 2018 and 2019 (green – standing waters; blue – flowing waters)

Lokalizace sledovaných míst je znázorněna v mapové prohlížečce v prostředí GIS, která je umístěna na adrese: http://www.dibavod.cz/vodni-rekreace-praha (obr. 4). Mapová prohlížečka obsahuje také aktuální informace o ostatních koupacích možnostech v Praze, které mají provozovatele, tj. koupaliště, kryté bazény, oficiální koupací místa a zaniklé plovárny.

Pod ikonami je umístěn stručný popis místa, fotografie, webová adresa a u sledovaných profilů výsledky monitoringu v roce 2018 a 2019 (obr. 5) včetně orientačního hodnocení koupacího místa.

Obr. 4. Webová mapová prohlížečka s charakterizací sledovaných koupacích míst v Praze
Fig. 4. Web map viewer with characterisation of monitored bathing places in Prague

Výsledky dotazníkového průzkumu

Od roku 2018 probíhá dotazníkový průzkum, zaměřený na zjištění preferencí obyvatel Prahy v oblasti rekreačních možností u vody na území Prahy. Na dotazníkové šetření, které probíhalo on-line, odpovědělo 400 občanů. Po vyhodnocení odpovědí se ukázalo, že Pražané preferují využívání vody ke koupání a plavání (95,7 %) a k relaxaci v blízkosti vody (64,8 %). Při výběru místa, kam se mohou jít vykoupat, je pro ně nejdůležitější kvalita vody (84,2 %) a čistota prostředí (80,4 %), dalšími vyhledávanými prvky je sociální zázemí (66,8 %), dopravní dostupnost (62,6 %), údržba areálu (59,5 %), přírodní prostředí (59 %) a možnost občerstvení (55,3 %). Při hodnocení faktorů, které jim při rekreaci u vody nejvíce vadí, potvrdili, že je to nedostačená údržba areálu (87,4%) a špatná kvalita vody (86,9 %), 73 % uvedlo jako problém také velké množství lidí a 47,9 % špatný přístup do vody.

Obr. 5. Charakteristika sledovaného koupacího místa (příklad: retenční nádrž Asuán)
Fig. 5. Characteristic of monitored bathing place (example: retention reservoir Asuán)

Za nejvyhledávanější koupací místa označili oficiální pražská přírodní koupaliště (44,2 %) a kryté bazény (44 %), dále jsou oblíbeny kategorie vodních ploch typu rybníků, jezer, zatopených lomů a jiných přírodních nádrží (36,3 %). Tuto skupinu označilo 73,9 % za početně nedostačující typ vodní plochy v Praze. Vyhledávaná jsou také koupaliště s provozovateli (33,2 %) a 13,6 % dotázaných se nejčastěji koupe v řekách.

Z konkrétních míst je podle dotazníků nejoblíbenější Hostivařská přehrada (obr. 6), Podolí, vodní nádrž Džbán a koupaliště Divoká Šárka.

Posouzení jakosti vody sledovaných koupacích míst

Celkem bylo v letní sezoně 2018 a 2019 provedeno 202 odběrů na 47 profilech. Na každém profilu bylo odebráno 3–6 vzorků. V roce 2018 i 2019 bylo jako vyhovující označeno 7 profilů, tj. 15 %. Z celkového počtu odběrů bylo orientačně posouzeno jako vyhovující 56, jako nevyhovující bylo zařazeno 146 vzorků, přičemž mikrobiologické požadavky nebyly dodrženy pouze u 40 vzorků (20 %), zatímco jako nevyhovující díky průhlednosti vody bylo zařazeno 133 vzorků, tj. 66 %.

Obr. 6. Vodní nádrž Hostivař
Fig. 6. Hostivař reservoir

Výsledky mikrobiální jakosti vody spolu s teplotou jsou pro sledované stojaté vody uvedeny v grafu na obr. 7 a pro tekoucí vody na obr. 8.

Uvedené průběžné výsledky ukazují průkaz vyšších počtů bakterií v řekách (Berounka, Vltava) (obr. 8) ve srovnání s nádržemi (obr. 7). Kolísání počtů je dáno zejména intenzivními srážkami a je výraznější v řekách. Teplota vody je důležitá nejen pro komfort při koupání, ale ovlivňuje i biologické procesy probíhající ve vodách. Ve většině nádrží a v řece Berounce se teploty pohybovaly od 20 do 29 °C, nízké teploty byly podle očekávání v řece Vltavě (15 až 23 °C), kde jsou důsledkem spodního vypouštění z Vltavské kaskády. Nízká teplota byla zjištěna také v Lysolajském koupališti (15 až 19 °C), což je revitalizovaná hasičská nádrž na Lysolajském potoce pramenícím nedaleko nádrže.

Obr. 7. Mikrobiální jakost a teplota vody na sledovaných koupacích místech stojatých vod v Praze
Fig. 7. Microbial quality and water temperature on monitored standing water bathing places in Prague

Většina vybraných profilů působila po dobu monitoringu dobrým estetickým dojmem s vysokým rekreačním potenciálem. Při orientačním hodnocení však byla více než polovina zařazena jako „nevyhovující“ z důvodu malé průhlednosti vody. Limit 100 cm pro průhlednost byl převzat z vyhlášky č. 238/2011 Sb. Snížená průhlednost vody je způsobena zákalem, jehož zdrojem jsou anorganické nebo organické látky přirozeného nebo antropogenního původu, jako jílové minerály, hydratované oxidy kovů, bakterie, plankton (řasy a sinice), detrit (jemně dispergované zbytky těl rostlinných a živočišných organismů) aj. [8]. Ke snížení průhlednosti přispívá vysoká obsádka kaprovitých ryb, která změní přirozenou rovnováhu vodního ekosystému likvidací zooplanktonu, což má za následek přemnožení fytoplanktonu a současně víří bahno při hledání potravy. Požadovaná průhlednost vody 100 cm v neupravovaných nádržích a vodních tocích je v letních měsících téměř nedosažitelná a z pohledu jakosti vody pro koupání se nejeví významně rizikovým faktorem, pokud není způsobena výskytem sinic nepozorovatelných pouhým okem ve formě vodního květu (typicky Planktothrix agardhii a další vláknité sinice netvořící kolonie). Proto uvažujeme pro námi navržené orientační posouzení o snížení limitní hodnoty, které by však muselo být doprovozeno alespoň základním stanovením sinic (např. mikroskopicky nebo fluorimetricky).

Obr. 8. Mikrobiální jakost a teplota vody na sledovaných koupacích místech ve Vltavě a Berounce v Praze
Fig. 8. Microbial quality and water temperature on monitored bathing places on the Vltava and Berounka River in Prague

Stojaté vody v nádržích a rybnících obsahovaly nadlimitní počty bakterií většinou jen ojediněle, a to po velkých srážkách s následným snížením a udržením dobrého stavu. Opakovaná mikrobiální kontaminace byla zjištěna pouze v Újezdském a Biologickém rybníku. Vltavská voda byla opakovaně nadměrně kontaminována mikroorganismy na profilu Smíchovská náplavka (obr. 9), kde je silně znečištěna díky osídlení vodním ptactvem a na profilech Trojská pláž a Sedlec, situovaných pod Prahou (obr. 8). Ostatní odběrová místa na Vltavě prokázala intenzivní bakteriální znečištění po přívalových srážkách, což by bylo možné ošetřit pomocí tzv. „krátkodobého znečištění“, které umožňuje vyloučit z hodnocení vzorky s vysokým nálezem, který však rychle (do 72 hodin) odezní, což se často děje právě po větších srážkách (viz zákon č. 258/2000 Sb. a vyhláška č. 235/2011 Sb.).

Obr. 9. Vltava – Smíchovská náplavka
Fig. 9. The Vltava River – Smíchov riverbank

Výskyt sinic ve formě masivního vodního květu byl v sezoně 2018 sporadický, s výjimkou malého Kyjského rybníka. Do poloviny srpna 2019 nebyl ani v dalších sledovaných nádržích na území Prahy zjištěn masivní výskyt sinic.

Mezi nejperspektivnější místa pro koupání lze předběžně zařadit: nádrž Asuán, Rybník v Parku Maxe van der Stoela (obr. 10), nádrž Lipany, Lahovický rybník (obr. 11) a rybník Eliška. Do budoucna by bylo možné uvažovat o zařazení některých z nich mezi oficiálně sledované lokality buď jako koupaliště s provozovatelem, kterého by se však musel někdo ujmout (např. příslušná městská část), nebo jako „koupací oblast“, kterou by sledovala Hygienická stanice hl. města Prahy (což připadá v úvahu pouze pro více navštěvované lokality, kde se v teplých dnech koupou řádově stovky lidí).

Obr. 10. Rybník v Parku Maxe van der Stoela
Fig. 10. Pond in Max van der Stoel park
Obr. 11. Lahovický rybník
Fig. 11. Lahovický pond

Závěr

Bádání v historických materiálech ukázalo, že rekreace u vody, zejména říční plovárny na Vltavě, byla oblíbena již na začátku 19. století. Současný stav ukázal rovněž velký a z velké části ne zcela prozkoumaný rekreační potenciál vodních ploch a míst ke koupání na řekách na území hlavního města Prahy. V průběhu řešení byla nalezena velmi zajímavá a přitom málo známá místa, která by se mohla stát vítanými alternativami oficiálních koupacích míst, koupališť a zahradních bazénů. Mnohým z nich stačí poměrně nenáročné úpravy, které brání kvalitnímu využívání jejich rekreačního potenciálu, některým by naopak zvýšená návštěvnost současnou kvalitu snížila. Tento fakt budeme respektovat při závěrečném hodnocení potenciálu prozkoumaných lokalit pro jejich další využití ke zvýšení rekreačních možností u vody na území Prahy.

Výstupy projektu přispějí také ke zvýšení informovanosti veřejnosti o aktuálních možnostech rekreace u vody na území Prahy, které Pražané považují za nedostatečné.

V současné době jsou výsledky průběžně ukládány do webové mapové prohlížečky, umístěné na http://www.dibavod.cz/vodni-rekreace-praha, které jsou spolu s dalšími informacemi o projektu a tabelárními výsledky součástí webové stránky https://koupanivpraze.vuv.cz/. Aktuální informace jsou zveřejňovány na facebookové stránce https://www.facebook.com/plovarnypraha/?modal=admin_todo_tour. Odkaz lze nalézt i na stránkách VÚV TGM, v. v. i., https://www.vuv.cz/index.php/cz/aktuality/detail_aktuality/304.

Poděkování

Práce byla financována prostřednictvím projektu CZ.07.1.02/0.0/0.0/16_040/0000382 Operačního programu Praha – pól růstu ČR, www.penizeproprahu.cz.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Úvod

V roce 1990 jsem byl po konkurzním řízení jmenován tehdejším ministrem životního prostředí doc. RNDr. Bedřichem Moldanem, CSc., do funkce ředitele Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka, v. v. i. (dále VÚV TGM). V té době to byla rozpočtová organizace, tedy „organizační složka státu“ v současném pojetí. Součástí názvu ústavu již bylo jméno jeho zakladatele T. G. Masaryka, které od padesátých let chybělo v tehdejší zřizovatelské listině této instituce.

Zaměstnancem ústavu jsem byl od r. 1986 (vedoucím mikrobiologické laboratoře), ovšem moje spolupráce s jejími pracovníky se táhla již od sedmdesátých let, kdy jsem se jako vědecký pracovník Československé akademie věd (Hydrobiologické laboratoře) účastnil několika projektů s pracovníky odboru hydrologie, především s RNDr. Václavem Zajíčkem, CSc., a Ing. Miroslavem Kněžkem, CSc. Rovněž komunikace s dalšími významnými pracovníky ústavu byla intenzivní, zejména v rámci Československé limnologické společnosti (s RNDr. Věrou Rozmajzlovou-Řeháčkovou, CSc.) a Československé mikrobiologické společnosti (s RNDr. Jiřím Hauslerem, DrSc.).

Mohu tedy říci, že podmínky činnosti, náplň práce a „fungování“ ústavu pro mne nebyly novinkou. Tato znalost byla po jmenování ředitelem bezpochyby výhodou. Na druhou stranu to přinášelo i mnohé stinné stránky, kdy bylo třeba zavádět řadu kroků, které si tehdejší změny financování, legislativy i vazby na zřizovatele vyžadovaly, často k nelibosti pracovníků. Ministerstvo lesního a vodního hospodářství, které se také transformovalo na Ministerstvo životního prostředí, rovněž působilo řadu „turbulencí“, a tak řada spolupracovníků nesla negativně změny, které stručně uvedu v dalších odstavcích. Nedařilo se vysvětlování na „setkáních s ředitelem“, svolávané pravidelně jednou měsíčně pro všechny zaměstnance, kteří chtěli o situaci a vývoji ústavu něco vědět. Po prvních třech až čtyřech setkáních, kdy bylo přítomno několik desítek pracovníků, počet postupně klesal a pak už jen docházeli ti, kterým na práci ústavu skutečně záleželo. Ovšem většinou nechtěli informace o věcné činnosti, ale o hospodaření a ekonomice ústavu. Všechny trápila „režie“ ústavu. To byl pojem (a možná přetrvává), kdy se v argumentaci neoddělovala režie a provozní náklady, které každý nutně vytvářel a používal. Tehdy bylo nutné změnit mnoho věcí – přechod na příspěvkovou formu organizace, řešit nákup začínajícího rozvoje „stolní“ výpočetní techniky atd. Všichni zaměstnanci chtěli dobré vybavení a fungování ústavu, ale princip „vysoké režie“  v jejich názorech zůstával, zejména v kritickém pohledu na pracovníky, kteří chod a provoz ústavu zabezpečovali.

Závěrem této úvodní části musím jasně uvést vizi svého působení a vytyčený cíl: „VÚV TGM, jako jeden z nejstarších vodohospodářských ústavů v Evropě, se dostane mezi elitní ústavy tohoto typu v evropských zemích. Základem musí být nejenom vysoká odbornost, ale rovněž mezinárodní spolupráce ve společných projektech s institucemi evropských států.“

Až s časovým odstupem jsem si uvědomil, že tuto vizi, která vyžadovala značné úsilí a hlavně změnu dosavadního stylu práce všech pracovníků, nesdíleli všichni zaměstnanci. Někteří spolupracovníci, stejně jako moje manželka, mne na to upozorňovali, ale u velkých organizací to může být celkem obvyklá záležitost.

Obr. 1. Mise odborníků z Velké Británie ke zhodnocení postavení, činnosti a významu VÚV TGM pro management vodního hospodářství v Československu (zleva prof. R. W. Edwards, Mr. D. J. Kinnersley, Dr. D. G. Miller a obchodní manažer WRC p.l.c., Mr. S. G. Walker)

Ať tak či onak, jmenování ředitelem ústavu této významné instituce, která slaví letos „100“, jsem si extrémně vážil, ačkoliv jsem nemohl tušit úskalí následujících let, během kterých se nejenom ústav, ale všechny součásti národního hospodářství transformovaly, a kdy probíhala privatizace jako priorita hospodářské politiky.

V následujícím textu chci uvést svůj pohled na některá podstatná témata „transformačního“ procesu ústavu, pokud možno bez detailů, i když pro mne tehdy právě detaily přinášely dramatické momenty.

Obhájení pozice VÚV TGM a jeho významu pro vodní hospodářství státu

V průběhu roku 1991 otevřel jeden z náměstků Ministerstva životního prostředí otázku, zda výzkumná státní instituce typu VÚV je nutná a žádoucí. Princip plánování a management vodních zdrojů, stejně jako potřeba zajistit např. zásobování pitnou vodou v jeho pojetí nehrály roli. Stačila by nějaká malá organizace k poradenství, když máme Český hydrometeorologický ústav. Dokonce jsme svedli nepříjemnou diskusi o jeho přesvědčení nutného návratu ke studnám, namísto rozvoje veřejných vodovodů z kapacitních vodárenských zdrojů, před tehdejším ministrem životního prostředí Ing. Václavem Bendou, CSc. Pan ministr na toto nedbal, snažil se zejména zlepšit jakost vod a zavést moderní, intenzivní monitorování vodních zdrojů. Abych zabránil laickým nebo lobbistickým návrhům, dojednal jsem ve Velké Británii s manažerem ústavu Water Research Centre, p.l.c. (Swidon), panem Simonem G. Walkerem, zhodnocení náplně činnosti a postavení VÚV TGM předními anglickými specialisty. Náklady na tuto misi byly uhrazeny z fondů EU. V listopadu 1991 se tedy ve VÚV TGM objevila skupina Angličanů (obr. 1, 2) jak pro posouzení managementu ústavu a jeho roli pro vodní hospodářství státu (prof. R. W. Edwards, Mr. D. J. Kinnersley, Dr. D. G. Miller), tak pro výzkumnou činnost (prof. J. G. Jones). Tato skupina významných odborníků strávila ve VÚV TGM v Praze a na pobočce v Brně týden. Následně zveřejnila hodnocení, které pozici VÚV TGM plně podpořilo, ale současně obsahovalo řadu významných doporučení pro zvýšení efektivity ústavu i posílení činností komplexních řešení. Z tohoto hodnocení ocituji dvě zvláště významná doporučení:

„VÚV musí být zachován z ekonomických a technických důvodů jako důležitý zdroj znalostí v oblasti vodohospodářství a životního prostředí v České republice.“

„VÚV bude procházet obtížným obdobím přizpůsobování, zvlášť pokud jde o udržování svých zdrojů financování s měnící se základnou zákazníků. Avšak jakmile se této adaptace dosáhne, VÚV bude mít dobrou příležitost k tomu, aby hrál důležitou úlohu ve vývoji vodohospodářských služeb a strategií a technologií ochrany životního prostředí.“

Musím zpětně uznat, že angličtí experti podali úžasný výkon, neboť tehdy, mezi více než 600 zaměstnanci ústavu, bylo jen málo pracovníků (řekl bych 40 až 50) schopných komunikace v cizím jazyce (krom ruštiny, tu jsme se učili všichni). Nicméně, mezinárodní posudek pozici ústavu jako státní instituce potvrdil, stabilizoval a doporučení bylo možné využít jako vodítko pro nezbytné strukturální změny. Že to byly rady cenné, dosvědčují renomé expertů – zejména pana D. J. Kinnersleyho, který byl poradcem premiéra Velké Británie a věnoval mi úžasnou knížku o „problémové vodě“, ze které jsme měli všichni čerpat, jak se vyvarovat problémů s privatizací. Podobně v oblasti výzkumu prof. J. G. Jones, ředitel Freshwater Biological Association, poskytl významné rady, jak docílit propojení výzkumu s praktickou aplikací. S ním jsem se ještě opakovaně potkal v následujících letech, např. při příležitosti semináře o klimatických změnách a vodních zdrojích, který proběhl v Praze ve VÚV TGM v gesci výboru pro výzkumnou činnost NATO (viz dále), který v Praze rovněž zasedal.

Racionalizace činností ústavu, soustředění pracovišť, přechod na „příspěvkovou organizaci“ a vytvoření podmínek pro integrovaná (komplexní) řešení projektů

Rozmístění pracovníků ústavu na pěti až šesti dislokovaných pracovištích v různých částech Prahy zjevně zvyšovalo náklady a zejména omezovalo základní komunikaci (tehdy ještě e-mailová pošta a mobily byly jenom budoucností). Tak bylo běžné, že se mnohdy zaměstnanci ani osobně neznali a nepotkali. Proto již od 1. 1. 1993 byla pracoviště soustředěna do historického areálu v Praze Podbabě. Složitý byl přesun velkého pracoviště „vodorozvoje“ z Rohanského ostrova, zejména pro umístění značného počtu pracovníků, neboť bylo nutné do jedné kanceláře obsadit i více než dva zaměstnance. To ke spokojenému komfortu jistě nepřispělo, ale koncentrace pracovišť byla nutná. „Dislokované pracoviště“ v Papírenské ulici (tzv. jednotky, kde se řešila témata spojená s čištěním odpadních vod), bylo vyčleněno do privatizačního projektu a bylo pronajato až do doby realizace. S těmito kroky souvisela i racionalizace činnosti VÚV TGM a došlo k vyčlenění útvaru speciální úpravy vody do privátní sféry. Privatizace se týkala rovněž čtyř rekreačních objektů a tento privatizační projekt byl odsouhlasen zřizovatelem, tedy Ministerstvem životního prostředí.

K 1. lednu 1993 byl ústav převeden do formy „příspěvkové organizace“, mimochodem, v té době byly i podniky Povodí ve statutu příspěvkové organizace – což si již mnozí ani nepamatují, a byly rovněž v kompetenci Ministerstva životního prostředí. Tyto změny samozřejmě vedly k nezbytné úpravě řízení ekonomiky ústavu a k jednáním o rozsahu příspěvku na činnost. Souběžně, a s nemalými problémy, také proběhlo zavedení nového vnitroústavního informačního systému pro řízení a hospodaření ústavu, s podrobnou evidencí nákladů a s kalkulací na jednotlivé úkoly (zakázky), aby bylo jasné, že na řešení jednotlivých úkolů/zakázek se podílejí společné provozní náklady.

Byly také vytvářeny databázové systémy pro uložení existujících dat, které vznikaly i na pobočkách ústavu, a byl založen dosud existující systém HEIS. Přínosem bylo získání modelového SW MIKE 11 z Dánska (viz dále).

Na všech pracovištích se snižovaly počty pracovníků, které řídili příslušní vedoucí sekcí a pracovišť. Do konce roku 1993 celkový počet pracovníků klesl o 43 % oproti stavu v roce 1989, což samozřejmě vytvářelo velmi negativní pohled na vedení ústavu. Avšak „zázračně“ se odborný výkon výzkumných prací nezměnil a nepoklesl rozsah ani kvalita výstupů. Je třeba ovšem uvést, že řada pracovníků (bohužel obvykle těch velmi dobrých) odcházela po vlastním rozhodnutí do soukromé sféry, což v těch letech bylo motivováno možnostmi docílit vyšších příjmů, než mohl poskytovat ústav „tabulkovými“ úrovněmi mezd. Ty ani s přiznáním odměn nemohly konkurovat rozvíjejícímu se privátnímu sektoru (a to platilo tehdy ve všech subjektech ve státním sektoru).

Obdobného „procesu“ nebyly ušetřeny ani pobočky ústavu v Brně a Ostravě, pro které byly prostory pronajímány za nemalé nájemné, a proto rozsah pracovišť bylo nutné prověřit a uvést do přiměřené velikosti. V následujících letech jsme se snažili získat pro tato pracoviště vlastní budovy, zakoupené státem (tedy ústavem) – nejdříve v Ostravě v roce 1997, o něco později i v Brně.

K vytvoření sounáležitosti poboček s hlavním pracovištěm v Praze jsem věnoval velkou pozornost, neboť „odstředivé síly“, inklinující k privatizování těchto pracovišť, jsem považoval za vážné oslabení působnosti ústavu.

Velmi zásadním krokem bylo vytvoření nové struktury organizace v roce 1994, založené na bázi maticové struktury zavedením řešitelských týmů.

V minulosti představovalo maximum ústavní spolupráce zapojení laboratoří, neboť hodnocení jakosti vod se bez této podpory neobešlo. V laboratořích ovšem tuto činnost vnímali jako „servis“, a tak se jejich vedoucí snažili založit vlastní projekty, kde byla např. cílem nová metodika, kontrola kvality apod. Tak vzniklo mj. Akreditační středisko pro vodohospodářské laboratoře, v současnosti ASLAB.

Obr. 2. Hodnotitel výzkumných činností VÚV TGM, prof. J. G. Jones s pracovníky vedení (zleva Ing. V. Čížek, Ing. M. Kocourek, Ing. A. Mansfeld, CSc., paní Eva Ostenová, prof. J. G. Jones, Ing. J. Mlejnek a tlumočník p. P. Polka)

Pozoruhodný byl mimo jiné odpor či nechuť většiny řešitelů vytvořit „řízení kvality procesů řešení“. Zahájení implementace zásad Total Quality Management nebylo vítáno, ačkoli zmíněný tým anglických expertů tento směr velmi podporoval. V současnosti vlastně neexistují významné instituce, které by neměly u své propagace uvedeno uplatnění norem ISO na kvalitu práce, ale zjevně to tehdy bylo „příliš brzy“.

Nové uspořádání na bázi řešitelských týmů mělo „a priori“ vést k rozšíření spolupráce a zakládání integrovaných, komplexních řešení. Tyto kroky znamenaly velmi podstatnou změnu v chování řešitelských pracovišť a nebyly kladně přijímány. Cílem změny bylo provázání specialistů různých oborů do řešení, které umožňovalo využít největší výhodu ústavu – zastřešit do výstupů široké spektrum specializací, které má ústav k dispozici. Tato překvapivá změna uspořádání sice byla pečlivě připravená s omezeným okruhem zejména mladých pracovníků, avšak naprosto nebyla vnímána jako cesta k rozšíření týmových řešení projektů. Nepomohla ani pozitivní ukázka, že se strukturou řešitelských týmů vytvářejí větší příležitosti vývojových projektů a osvědčila se, jak prezentoval vedoucím pracovníkům VÚV TGM ředitel velkého německého ústavu GKSS Forschungszentrum Geesthacht (viz dále) Dr. von Sengbusch, kterého jsem do VÚV TGM pozval. Kritizováno bylo zejména spojení tzv. rozvojových činností ústavu s výzkumnou a vývojovou činností. Tradičně byly „rozvojové úkoly“ zpracovávány jako nezbytné pro ministerstvo (příkladem může být aktualizace Směrného vodohospodářského plánu ve sbornících apod.) a jejich řešitelé vlastně nepostrádali možnosti zkvalitnění vstupů, které by umožnily poznatky z výzkumných činností. V zásadě ani nedocházelo k intenzivní komunikaci, aby se pracovníci z obou dosavadních „typů“ činností pokusili domluvit na vzájemných potřebách nebo požadavcích a na platformě nějaké spolupráce. Tato určitá rozpolcenost v chápání činností ústavu zaměstnanci provázela všechna léta „mého“ ředitelování, neboť komplexnost ústavu vznikla historicky spojením výzkumných pracovišť s rozvojovými pracovišti. Oba typy pracovišť v minulosti pracovaly odděleně a ke spojení údajně došlo kvůli posílení pozice ředitele výzkumné části. Historické podrobnosti jsem nikdy nezkoumal, mojí snahou bylo vytvořit jednotné zapojení všech pracovníků ústavu do přípravy a řešení projektů/úkolů. Tradiční systém, tedy vazba „řešitel z VÚV“ – „objednatel z ministerstva“ se novým uspořádáním samozřejmě komplikovala na obou stranách. Bohužel většina „úkolů“ zformulovaných od zadavatelů na ministerstvech postrádala právě potřebu rozšířených, komplexních řešení, což mj. souviselo s nutnou obhajobou většího objemu peněz na takové projekty. Rozvíjení dalších komplexních projektů přirozeně vázlo na odvaze zadavatelů na ministerstvu založit skutečně pořádný projekt s konkrétním cílem a s dostatečným finančním zabezpečením. Po letech mi jeden z bývalých pracovníků ministerstva sdělil, že starost o činnost ústavu byla pro ně „zátěž olověnou koulí“ – namísto příležitosti kvalitativně posunout poznání a péči o vodní zdroje. Rád bych věřil, že tento stav již nepřetrvává. Výhodou se ukázalo zakládání agentur pro podporu vědy a výzkumu, které umožnily navrhovat projekty, které byly finančně podpořeny, a tak bylo možné pokrýt finanční zdroje pro značnou část kapacit ústavu. To ostatně trvá dodnes, dokonce ve zlepšených podmínkách, vyplývajících ze statutu „veřejných výzkumných institucí“ (v. v. i.).

Velkou posilou a příležitostí nastolit integrovaná řešení bylo zahájení projektů pro vzniklé Mezinárodní komise pro ochranu Labe, Odry a Dunaje. V těchto projektech byli skutečně zapojeni specialisté hydrologie, jakosti vody, biologie, mikrobiologie, ichtyologie, „modeláři“, specialisté na legislativu atd. A ukázalo se, že pokud vede projekty osobnost schopná koordinace prací a cílevědomého řízení výstupů, dosáhne se „snadno“ úspěšného řešení, jak potvrdily výsledky těchto konkrétních Projektů Labe, Odry a Moravy.

Po těchto zásadních změnách fungování i struktury VÚV TGM byla zahájena příprava „Strategie rozvoje ústavu“. Aby přístup ke zpracování byl objektivní a nebyl příliš zatížen názory jednotlivců, byl zapojen profesionální, nezávislý konzultant (osvědčil se např. při zpracování strategie jednoho významného státního podniku Povodí). Přesto vytvoření Strategie probíhalo velmi ztuha v důsledku setrvačnosti některých vedoucích pracovníků a zažitých „tradičních přístupů“ z období rozpočtového financování.

Nakonec se podařilo Strategii zpracovat (i s plánem implementace) a s tzv. posláním ústavu zveřejnit ji v roce 1997 (obr. 3). Myslím, že v tehdejší době nebylo mnoho institucí s vlastní strategií, kterou v současnosti mají všechny povinně.

Z uvedeného rámcového výčtu prováděných změn je evidentní, že vedení ústavu se nenudilo, v prvních letech po „revoluci“ a v turbulentních změnách vnějších podmínek bylo na čem intenzivně „makat“. S časovým odstupem mám dojem, že toho bylo pro řadu pracovníků ústavu mnoho převratného najednou, a hlavně, že některé důležité a nezbytné změny postrádaly „evoluční“ vývoj.

Posilování prezentace výsledků práce ústavu

Jedním z prvních kroků v tomto ohledu bylo zahájení vydávání „Výročních zpráv“ ústavu, a v prvních letech tato nyní velmi běžná, téměř povinná činnost, přinesla opět nevoli řady zaměstnanců: Co je to za novoty? Změnil se zažitý postup, že zprávu pro ministerstvo napíše vedení ústavu a jednotliví řešitelé své zprávy projednají se zadavateli.

Obr. 3. Poslání (mise) VÚV TGM vložená jako motto do Strategie

Šíření výsledků práce mezi odbornou i laickou veřejností nebylo dříve nutné, potřeba získávat zakázky i u jiných subjektů, než u ministerstva, nebyla částí pracovníků vnímána. Dlouholetou zvyklost představovala jednání různých pracovních skupin vodohospodářů v rámci Rady vzájemné hospodářské pomoci, tedy v ruštině a za účasti jen socialistických států. Návrh uvádět zprávu v cizím jazyce, nebo alespoň s cizojazyčnými souhrny, byl částí řešitelů považován za nadbytečné zatěžování.

V současnosti se jedná o běžnou či spíše rutinní praxi, ale tehdy šlo o průkopnické kroky. Nezapomenutelná byla diskuse s řešiteli Projektu Labe, aby o postupu prací vydávali Bulletiny, dokonce s cizojazyčným souhrnem, aby i spolupracující němečtí kolegové viděli, že plníme cíle Mezinárodní komise pro ochranu Labe. O to více mne opravdu potěšilo, když po vydání několika čísel, mi autoři textů do Bulletinu a vedoucí projektu sdělili, že nedocenili, jak podstatné se staly tyto informace pro veřejnost.

Propagace výsledků práce pracovníků ústavu byla jednou z dalších priorit. Podařilo se navázat spolupráci s Českým rozhlasem a uskutečnilo se několik interview a diskusních pořadů o aktualitách práce VÚV TGM. Ústavní časopis VTEI sice vycházel v mírně zlepšeném provedení, ale investovat do výrazně lepšího formátu, stejně jako do zásadního zlepšení publikací řešitelů vydávaných tradičně („Práce a studie“ a „Výzkum pro praxi“), se nikomu z úsporných důvodů nechtělo. Navíc se teprve rozvíjel tiskařský či publikační servis pro běžnou výrobu cenově přijatelných tisků, zpráv a publikací. Vrcholem běžných možností byla tehdy nově zakládaná kopírovací centra (např. Copy Express) na několika místech v Praze (fungují ostatně dodnes, i když s naprosto jinou nabídkou služeb). Tzv. „rozmnožovna“ ústavu se nemohla dostat na lepší úroveň bez kompletní rekonstrukce a bylo na zvážení, zda jít touto cestou, anebo si kvalitní tisky zadávat. (Ostatně VTEI se staly dokonce na několik let přílohou časopisu Vodní hospodářství). Mnohým pracovníkům ústavu se zdálo i vydávání Bulletinu Labe na křídovém papíře s několika barevnými obrázky jako „zbytečné utrácení“. Podobná situace byla i v ostatních výzkumných státních institucích. Lze vidět, že až po roce 2000 se začala zásadně vylepšovat kvalita vnitropodnikových zpráv, zejména výročních zpráv a dalšího propagačního materiálu. Časopis VTEI naštěstí dosáhl před několika lety úroveň úpravy i obsahu, jakou bych si už tehdy přál, a stal se nyní ceněnou, vyhledávanou publikací s řadou referencí v ostatních vodohospodářských periodikách.

Významným počinem v propagaci bylo uspořádání Dne otevřených dveří u příležitosti 75. výročí založení ústavu, které se setkalo nejen s pozitivním ohlasem veřejnosti, ale překvapivě i zaměstnanců, kteří připravili na svých pracovištích kvalitní posterové prezentace, výstavky přístrojů, včetně nabídky stanovení dusičnanů v přinesených vzorcích vody ze studní (viz obr. 4–7).

Nutné bylo rovněž zlepšit styl přednášek a prezentací pracovníků ústavu na seminářích a konferencích. Až na výjimky totiž převládalo čtení referátů a požadovaná prezentace obrázků, tabulek, závěrů (tehdy kopírovaných na průsvitných blánách) byla novinkou. Výjimečně byly využity diapozitivy. Povinnost uplatňovat tento „nový“ přístup s doporučením nečíst, ale mluvit „s patra“, se vesměs nesetkala s nadšením a nabýval jsem dojmu, že vlastně tyto kroky ke zviditelnění ústavu a vyzdvižení práce jednotlivých expertů zaměstnanci vnímají jako „nadbytečnou zátěž“. Kritérium počtu publikací a výsledků pro hodnocení se rozvíjelo jen velmi pomalu, značnou překážkou bylo porovnávání výstupů pro ministerstvo a publikační činnost z výzkumných projektů.

Obr. 4. Vstup do ústavu při Dnu otevřených dveří v roce 1994

Ani zavedení ústavních seminářů, kde by jednotliví pracovníci prezentovali čas od času ucelený soubor svých výsledků s výstupy, nebylo oblíbeno, ačkoli šlo nejenom o „cvičení“ prezentací, ale také o seznámení ostatních zaměstnanců, co vše se vlastně v ústavu dělá.

Možná se nyní pracovníci ústavu, zejména ti mladší, podiví, co to zde popisuji – ale skutečnost před těmi 25 až 30 lety taková byla.

Významným přínosem ke kvalitní přípravě přednášek  bylo spoluorganizování a velká aktivní účast pracovníků ústavu na „Magdeburských seminářích“. Nastíním trochu historii Magdeburských seminářů, které byly původně záležitostí německých kolegů ještě před sjednocením Německa. Před rokem 1990 se scházeli k řešení situace Labe, které z Německé demokratické republiky odtékalo do Německé spolkové republiky, a zejména péče o jakost vody byla v obou státech velmi odlišná, a proto se diskuse soustředila primárně na tento aspekt. Na první semináře s problematikou jakosti vody byli přizváni jednotlivci jako reprezentanti českých vodohospodářů – pan Ing. Ivan Nesměrák (VÚV TGM) a Ing. Jiří Medek (s. p. Povodí Labe). Po vzniku Mezinárodní komise pro ochranu Labe (1990), kdy se spolupráce na zlepšení jakosti vody Labe výrazně zvýšila, došlo k pokračování seminářů po celkem kuriózní situaci. Významného pracovníka výzkumného centra v Německu (GKSS Forschungszentrum v Geesthachtu), pana profesora Rolf-Dietra Wilkena, jsem vezl autem na nádraží, aby stihl vlak. Cestou jsme si domluvili rozvoj spolupráce (viz dále) a také příležitost, že další Magdeburský seminář by mohl být u nás, nejlépe u pramene Labe v Krkonoších. Ten se uskutečnil v roce 1992. Druhý společný seminář, opět organizovaný GKSS a VÚV TGM, byl uspořádán u ústí Labe do moře – v Cuxhavenu v roce 1994. A tak vznikla tradice mezinárodních, dvoustranných setkání německých a českých vodohospodářů, která trvá dodnes a pořadatelé a místa jednání se střídají v dvouletých intervalech. Poslední seminář byl v Praze v roce 2018, příští rok se připravuje v Dessau.

Obr. 5. Poster s vyznačením spolupráce VÚV TGM s vodohospodářskými ústavy v Evropě

Rozvoj mezinárodní spolupráce VÚV TGM s výzkumnými ústavy Evropy

Vzhledem k mé snaze dovést VÚV TGM na výsluní významných vodohospodářských institucí Evropy jsem se snažil s vedením ústavu o intenzivní navazování spolupráce s podobnými institucemi v evropských zemích. Nejdříve jsme zahájili komunikaci s Výskumným ústavem vodného hospodárstva v Bratislavě ještě za existence Československa, později již jako se zahraničním partnerem. Tam probíhala obdobná transformace, a tak bylo co porovnávat ve velmi otevřených diskusích, které byly přínosné oběma stranám.

Obr. 6. a 7. Ukázka posterů ze Dne otevřených dveří VÚV TGM v roce 1994

Musím uvést, že zájem o spolupráci s VÚV TGM v zahraničí byl tehdy velký, imponovala nejenom historie, ale rovněž informace o multidisciplinárním složení zaměstnanců, které dovolovalo řešit komplexní vodohospodářské problémy. Postupně bylo uzavřeno (myslím) 10 až 12 dohod o spolupráci s významnými institucemi v Evropě (viz prezentaci na obr. 5). Byla to řada zavedených, často velmi specializovaných institucí: Water Research Centre, p.l.c., ve Velké Británii, Danish Hydraulic Institute (DHI) v Dánsku, NIVA v Norsku, Vituki v Maďarsku, Delft Hydraulic a RIZA v Nizozemsku, GKSS Forschungszentrum Geesthacht-GmbH, BAW (Bundesanstalt fur Wasserbau, Karlsruhe), BFG (Bundesanstalt fur Hydrologie, Koblenz) a Umwelt Forschung Zentrum Leipzig-Halle v Německu, International Office for Water ve Francii.

Obr. 8. Z návštěvy v DHI v Horsholmu (zprava Ing. D. Mattas, CSc., pracovník RNDr. L. Bíža z MŽP ČR, zakladatel a ředitel DHI Mr. Torben Sorensen, P. Punčochář)

Jedna z prvních dohod vznikla s DHI již v roce 1992 a byla pro ústav neobyčejně přínosná, neboť během návštěvy a při diskusi s ředitelem (a zakladatelem ústavu), panem Torenem Soerensenem, byla podepsána dohoda, kterou tento ústav poskytl bezplatně model MIKE 11 do užívání VÚV TGM (obr. 8). Modelování hydrologických a hydraulických situací se tehdy rozvíjelo, v Praze Ing. Evžen Zeman, CSc., otevíral činnost a. s. Hydroinform (nyní součást DHI) a řada pracovníků VÚV TGM v následujících letech aplikaci tohoto softwaru rutinně využívala.

Nejintenzivnější (a pro širokou veřejnost nejatraktivnější) spolupráce byla s již zmíněným ústavem GKSS – Forschung Zentrum Geesthacht-GmbH, který se podílel na německé straně na výzkumu a sledování Labe. Tento ústav vedl projekt monitoringu jakosti vod v podélném profilu Labe a zapojil využití helikoptéry pro vzorkování a rychlý transport vzorků (obr. 9). Spolupráce pokračovala i v dalších letech, zejména v oblasti laboratorních analýz a hodnocení kvality vodních ekosystémů.

Obr. 9. Přejímání vzorků vody z Labe od posádky německé helikoptéry na parkovišti VÚV TGM v průběhu monitorování jakosti vody podél toku Labe (zcela vlevo Dr. A. Prange, v popředí kráčí v oranžové kombinéze Ing. P. Lochovský, vpravo za ním Ing. J. Vilímec, napravo další pracovníci z chemické laboratoře ústavu)

K podrobnému seznámení se stylem práce, strukturou a vedením projektů a řešitelských týmů jsme s náměstky a předsedou vědecké rady ústavu navštívili v roce 1995 některé z  uvedených ústavů. Získané poznatky jsme se snažili následně zakomponovat do naší práce a do činností VÚV TGM, zejména pro sestavení Strategie rozvoje, kterou jsem již zmínil. S vedením holandského ústavu RIZA (Lellystad) byla dohodnuta několikadenní návštěva vedoucích pracovníků VÚV TGM (celkem 45 účastníků ze všech organizačních struktur) v tomto ústavu. Všichni se mohli seznámit s principy práce, vedením databází, ekonomikou, výzkumnými i rutinními projekty, vztahem ke státní správě atd. (obr. 10).

Obr. 10. Podpis dohody o spolupráci VÚV TGM a ústavu RIZA (podepisují ředitelé, stojící zprava Ing. V. Dvořák, CSc., Ing. Ab van Luin, Ing. V. Bečvář, CSc., Ing. M. Kocourek)

Rozvoj zahraniční spolupráce také umožnil stáže pracovníků VÚV TGM v těchto ústavech a rovněž to vedlo k uskutečnění významných mezinárodních workshopů a seminářů ve VÚV TGM v Praze. Jednou z nejvýznamnějších akcí byla ve spolupráci s Akademií věd příprava zasedání vědeckého výboru NATO v Praze. Na zasedání navázal workshop o dopadech změny klimatu na management vodních zdrojů ve VÚV TGM a byl vydán rozsáhlý sborník prezentací (obr. 11, 12). Ve VÚV TGM se uskutečnily opakovaně koordinační semináře projektu „Task Force on Assessment of Transboundary Water Courses“, který vedli pracovníci ústavu RIZA. Projekt navazoval na úspěšné semináře „Monitoring Taylor Made“ v Holandsku, kterých se aktivně účastnili pracovníci VÚV TGM.

Obr. 11. Účastníci mezinárodního semináře k problematice managementu vodních zdrojů za klimatické změny, který podporoval vědecký výbor NATO, před vchodem do VÚV TGM

Nemohu opominout návštěvu ministryně životního prostředí Francie, která si při návštěvě v Praze vybrala VÚV TGM jako instituci, se kterou se chce blíže seznámit (obr. 13).

Bohužel, tyto uskutečněné dohody a spolupráce se zahraničím končily po nástupu nového vedení ústavu v roce 1997. K výměně vedení došlo v souvislosti s „nastoupením jiného trendu, aby bylo možno realizovat změny v nových ekonomicky obtížných podmínkách“, což je doslovná citace z dopisu ministra Jiřího Skalického s mým odvoláním. Myslím, že hlavní důvody vyplývaly z událostí, které se odehrávaly při snaze ústav privatizovat o několik let dříve.

Obr. 12. Titulní list sborníku ze semináře v projektu podpořeném vědeckým výborem

Snahy o privatizaci VÚV TGM

V květnu 1994 mne ve VÚV TGM navštívila dvojice vodohospodářů a předložila mi informaci o tom, že byl podán návrh na privatizaci ústavu, který byl rozeslán na několik resortů a také premiérovi Ing. V. Klausovi, CSc. Návrh zpracovala skupina odborníků a zároveň mne upozornili, že tento projekt řada zaměstnanců podporuje a že rovněž ostatní pracovníky ústavu budou informovat. S jasným nesouhlasným stanoviskem jsem se s nimi rozloučil. Následně jsem zjistil, že jsou skutečně v ústavu vyvěšeny texty oslovující zaměstnance, ve kterých byly uvedeny argumenty typu „společnost s ručením omezeným má úmysl v rámci privatizačního projektu koupit ústav… s cílem ukončit jeho řízení státními úředníky a zavést do něj náročnou a systematickou práci… zřídit tímto ústavem místo, kde si bude moci každý, stát i soukromník, koupit ekologickou službu“ (uvádím části textu z dopisu). Po konzultaci s vedením Ministerstva životního prostředí, které rovněž nesouhlasilo se záměrem takové privatizace, jsem požádal advokátní kancelář, aby zastupovala VÚV TGM v procesu stažení privatizačního projektu z vlády a k zastavení těchto pokusů společností, která nebyla registrována v obchodním rejstříku. Díky tomu došlo ke stažení projektu a následně od zakladatelské skupiny přišla omluva všem pracovníkům ústavu.

Obr. 13. Návštěva ministryně životního prostředí Francie ve VÚV TGM (zleva Ing. V. Novotný, náměstek MŽP, paní ministryně, P. Punčochář, tlumočník, Ing. J. Kinkor, ředitel Odboru ochrany vod MŽP, Ing. V. Dvořák, CSc., náměstek pro odbornou činnost

Samozřejmě to ve VÚV TGM nepřispělo ke klidu, zejména když někteří pracovníci skutečně privatizaci podporovali. Zdálo se, že vše tím skončí.

V následujících letech však došlo ke změnám ve vedení Ministerstva životního prostředí, ministra Ing. Fr. Bendu, CSc., vystřídal Ing. J. Skalický, který do významné funkce jmenoval jednoho z autorů odmítnutého privatizačního projektu. Podle očekávání okamžitě nastal tlak na moje odvolání, ke kterému nakonec došlo s účinností k 15. říjnu 1997.

Tisková zpráva Ministerstva životního prostředí uvedla jako důvod odvolání „špatné hospodaření ústavu“. To jsem si opravdu nenechal líbit, takže po mém setkání s ministrem Skalickým byla z jeho tiskové konference vydána zpráva, že ředitele VÚV TGM „neodvolal ministr Skalický kvůli špatnému hospodaření či neodbornému vedení ústavu, ale kvůli jiné představě o fungování tohoto nejstaršího vodohospodářského ústavu v Evropě… Odvolání ředitele Punčocháře, kterého nahradil Václav Vučka, si podle ministerstva vyžádal stav, kdy ústav jede ve starých kolejích, jež však ministerstvo považuje za přežilé“ (to jsou citace z tehdejší tiskové zprávy ČTK vydané 31. 10. 1997 – ID 19971031CO3458).

Moje vize o postavení ústavu a veškeré provedené změny byly tedy oznámkovány jako „staré koleje“. Svoje angažmá v ústavu jsem skončil podáním výpovědi, neboť nabídnutou „funkci poradce ředitele“ jsem, jako původce „starých kolejí“, prostě nemohl přijmout, navíc byli ve vedení navrhovatelé zmíněného privatizačního projektu.

Zakotvil jsem na Ministerstvu zemědělství, kde se v té době formovala Sekce vodního hospodářství a v následujících letech jsem v ní zastával funkci ředitele odboru vodohospodářské politiky, vrchního ředitele sekce a opakovaně i náměstka (pro vodní a lesní hospodářství) a působím v ní dosud.

Epilog

Nechci posuzovat činnosti a hospodaření VÚV TGM po mém odchodu v roce 1997, to nechť provedou historikové a nestranně posoudí, zda má vize a způsob řízení ústavu byly v souladu s moderními trendy, či šlo „o staré koleje“.

Na ústav jsem nezanevřel, jak si dokonce někteří mysleli, a podporoval jsem např. udělení dotace z Ministerstva zemědělství na odstranění povodňových škod po roce 2002. Od té katastrofy se ústav výrazně změnil a modernizoval do podoby téměř nesrovnatelné se začátky v roce 1990.

Při porovnání skladby finančních zdrojů v následujících letech bylo zjevné, že „nové koleje“ změnu nepřinesly. K té došlo až v době, kdy VÚV TGM získal postavení veřejné výzkumné instituce (v. v. i.) a tržby a výnosy ze zakázek a konzultační činnosti překročily dvojnásobně úroveň z let 1995–2004, která tehdy byla v úrovni 15–20 % celkových finančních zdrojů.

Závěrem mohu uvést, že léta ředitelování pro mne znamenala „vysokou školu manažerských dovedností“, na které jsem se sice nechal školit od renomovaných firem, ale každodenní život a hospodářské proměny v tehdejších letech přinášely průběžná překvapení a potřebu reagovat, takže bylo nutné osvojit si některé základní „principy“, z nichž uvedu tyto tři:

 

„Jediná jistota je nejistota.“

„Učme se řešením s otevřeným koncem.“

„Obava je špatný rádce.“

 

Rád bych i s časovým odstupem poděkoval mnoha tehdejším zaměstnancům ústavu, kteří prováděné změny podporovali a umožnili je uskutečnit, ale uvádět jejich jména si nedovolím, na mnohé bych mohl nevzpomenout, a to by nebylo hezké. Proto své poděkování jmenovitě adresuji mým tehdejším nejbližším spolupracovníkům, především náměstkům Ing. Milanu Kocourkovi, Ing. Václavovi Dvořákovi, Ph.D., Ing. Adolfovi Mansfeldovi, CSc., Ing. Vladimírovi Čížkovi, vedoucím poboček v Brně, Ing. Jaroslavovi Zdařilovi, CSc., a v Ostravě Ing. Aloisovi Neuwirthovi, CSc. (oba nás již navždy opustili). K průběhu transformace také významně přispěli předsedové Vědecké rady VÚV TGM – Ing. Miroslav Kněžek, CSc. (bohužel nedávno zesnulý), a Ing. Václav Bečvář, CSc., k zavedení projektových týmů pomohli zejména Ing. Petr Jiřinec, CSc., Ing. Miroslav Král, CSc., Ing. Václav Zeman, CSc., Ing. Miloslav Kašpárek, CSc., a Ing. Eduard Hanslík, CSc.

Výzkumnému ústavu vodohospodářskému T. G. Masaryka, v. v. i., a všem jeho současným zaměstnancům přeji u příležitosti stého výročí mnoho dalších úspěšných let činnosti. Čistě na okraj zmíním, že privatizace např. maďarského ústavu VITUKI skončila jeho rozpadem a zánikem. A tak si říkám, kde by asi byl majetek a zaměstnanci ústavu, kdyby byl realizován privatizační záměr v roce 1994…

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie.

Povodeň 1925

V noci ze dne 11. na 12. srpna byl postižen úzký pruh Čech od pramenišť Otavy a Úhlavy přes Brdy k Šluknovskému výběžku větrnou bouří a katastrofálním lijákem o trvání asi 1 hodiny. Na menších tocích vznikly povodňové katastrofy překvapujících výšek, které způsobily škody na polích a na majetku domovním; řada mostů byla pobořena a stržena, úpravní a zahrazovací stavby zničeny, říční koryta zavalena štěrkem, i životy lidské padly za oběť.

Srážková událost byla zajímavá velikostí území souvisle zasaženého intenzivní 1h srážkou přesahující 30 mm, která činila 11 039 km2 (22 % povodí Labe na území ČR). Stanice Lnáře naměřila absolutní maximum srážek toho dne v Čechách spadlých (132 mm). Štěstím bylo, že intenzivním deštěm byly zasaženy nesouvislé části povodí mnoha vodních toků na rozdíl od podobné události v květnu 1872, kdy bylo zasaženo téměř celé povodí Berounky a její průtok přesáhl hodnotu tisícileté vody. Vyhodnocení deště a povodně zpracoval a vydal tehdejší Státní ústav hydrologický.

Povodeň 1940

Po tuhé a sněžné zimě přišla v březnu z hlediska extremity v důležitých profilech povodí Vltavy a Labe nejvýznamnější zimní povodeň 20. století. Vltava byla pokryta vrstvou ledu místy přes 1 m silnou. Před polovinou března se náhle prudce oteplilo. Spousty ležícího sněhu tály, ledy se bortily a začaly odplouvat. Nastal jev zvaný dřenice, kdy se obrovské množství ledových ker valí korytem i po březích a berou s sebou vše, co jim stojí v cestě. Masy ledu byly vyvrženy na břeh, kde vytvořily vrstvy o výšce několika metrů, které pak tály několik měsíců. Hromadění ledů v zúžených částech koryt nebo u překážek způsobovalo vzdutí hladiny. Ve Štěchovicích vystoupila hladina Vltavy vlivem ledových bariér o 9 m. Kulminační průtok Vltavy v Praze byl vyhodnocen na 3 245 m3/s.

Povodeň 1954

Letní přívalové deště způsobily počátkem července 1954 povodeň v povodí řeky Vltavy a Ohře. V povodí Otavy se jednalo o stoletou vodu a řeka zaplavila značnou část města Písek. Dále po proudu Vltavy byla povodňová vlna zmenšena právě dokončovanou vodní nádrží Slapy.

Napouštění Slapské přehrady proběhlo zcela netypicky. Díky povodni byla totiž nádrž plná během několika dní. Stavba nebyla ještě zcela dokončena, tři hradící segmenty nebyly osazeny vůbec a na 1. poli probíhala montáž. Již probíhalo pozvolné napouštění, ale volný objem zadržel 90 mil. m3 vody. Přítok z nádrže Kamýk v hodnotě 1 960 m3/s byl snížen na odtok ze Slap 1 345 m3/s a vrchol povodně byl zpožděn přibližně o 12 hodin. V Praze kulminovala Vltava 10. 7. při průtoku 2 275 m3/s. V té době možná vznikl nepravdivý mýtus, že Vltavská kaskáda může Prahu ochránit i před velkými povodněmi. Že tomu tak není, ukázala studie A. Bratránka z VÚV TGM již před výstavbou kaskády.

Na řece Ohři byl kulminační průtok 630 m3/s v profilu Kadaň největší ze všech letních povodní od roku 1880 do současnosti.

Povodeň 1981

Od 17. 7. na části povodí Berounky bez přestávky okolo 63 hodin pršelo, nejvíce 19. 7. s jednodenními úhrny i více než 100 mm. Ačkoli předcházející období bylo suché a intenzita deště nebyla extrémní, vznikla regionální povodeň, přičemž kulminace nastaly již 20. 7. Na Úhlavě byla podstatně redukována vodním dílem Nýrsko. Úslava dosáhla kulminačního průtoku 270 m3/s s dobou opakování 200–300 let. Na Klabavě byla povodeň srovnatelné doby opakování částečně transformována vodním dílem Klabava. Na Litavce ve vodoměrné stanici Králův Dvůr byl kulminační průtok 322 m3/s s dobou opakování 200 let. K záplavám došlo i  v Berouně (třetí nejvyšší vodní stav v historii) a na dolním toku Berounky. Při zaměřování průtočných profilů po povodni byly nalezeny značky hladiny povodně z roku 1872 ležící podstatně výše než hladina 1981, následoval průzkum této historické povodně.

Povodeň 1987

Horní části povodí Jílovského potoka (přítok Labe v Děčíně) a Olšového potoka (odtéká do Německa) byly 1. 7. zasaženy extrémní přívalovou srážkou, v centru 190 mm za 90 minut. Na povodí nastal povrchový odtok ze všech typů vegetačního pokryvu. Pro profil štěrkové přehrážky v Martiněvsi na Jílovském potoce (plocha povodí 55 km2) byl rekonstruován průběh průtoků, maximální průtok byl 139 m3/s. Pracovníky VÚV TGM a ČHMÚ byly zaměřeny profily toků a vyhodnoceny průtoky v dalších profilech, největší specifické průtoky na malých povodích přesahovaly 15 m3/s/km2. Odtok z povodí probíhal nejen plošně, drahami soustředěného odtoku, korytem, ale i mnoha dalšími drahami odbočujícími z koryta. Povodeň způsobila rozsáhlou erozi koryta i erozní rýhy v okolí až do hloubky 1 m a odhalení skalního podkladu pod dnem rybníka, který byl protržen.

Pozoruhodné je, že v povodí Jílovského potoka jsou mimořádné přívalové srážky v létě velmi časté, extrémní přívalové povodně proběhly i v letech 1897, 1927 a 1979. Výsledky vyhodnocení povodně jsou využívány při odvozování extrémních návrhových povodní na malých povodích.

Povodeň 1997

Regionální povodeň způsobily plošně rozsáhlé až 5denní srážky od 4. do 9. 7. Maxima úhrnů za toto období dosáhly 586 mm na Lysé hoře, 454 mm na Pradědu, v Peci pod Sněžkou 235 mm. Na většině území Moravy byl srážkový úhrn nad 100 mm, na severní Moravě a ve Slezsku nad 200 mm. Důsledkem těchto srážek byly rychlé horské povodně i rozsáhlé záplavy v nížinách až několik kilometrů široké. Kulminační průtoky překročily dobu opakování 100 let na Bělé, Odře, Opavě, Opavici a Ostravici, Desné, Třebůvce, Rožnovské Bečvě a celém toku Moravy. V povodí Labe bylo dosaženo úrovně 100letých průtoků v profilu VD Labská, na Tiché Orlici a na Třebovce.

Zakrátko následovala druhá slabší srážková epizoda 17. až 21. 7. na stejném území. Opětovný vzestup průtoků prodloužil trvání záplav na dolním toku Moravy na tři týdny bez přerušení.

Velké rozlivy přispěly ke zmenšování kulminačních průtoků směrem dolů po tocích. Maximální rozsah záplav odpovídá ploše s výskytem fluvizemí, což dokládá, že se v historii již obdobné záplavy vyskytly. K transformaci povodňových vln přispěly také vodní nádrže, zejména téměř prázdná právě dokončovaná Slezská Harta a částečně vypuštěný Vír, dále Labská, Les Království, Šance, Morávka, Žermanice a Luhačovice.

Na vyhodnocení této povodně spolupracoval VÚV TGM. Havárie železničních mostů byly podnětem pro řešení úkolu, který přispěl k tomu, aby opevnění dna toku u mostů zajistilo větší odolnost vůči podemletí pilířů.

Povodeň 1998

Během pozdních hodin z 22. na 23. 7. zasáhly horní povodí Bělé a Dědiny extrémní srážky přívalového charakteru. Studená fronta doprovázená bouřkami postupující k severovýchodu se nad Orlickými horami téměř zastavila, v důsledku toho bouřková činnost trvala nad stejným územím až 12 hodin. Nejvyšší srážkový úhrn 204 mm byl zaznamenán v Deštném v Orlických horách. Srážka na povodí Dědiny po profil Chábory o ploše povodí 75 km2 byla 162 mm.

Odtoková odezva byla nejdramatičtější v povodí Dědiny. Ničivá síla proudící vody byla umocněna průlomovými vlnami způsobenými destrukcí ucpaných mostů, mostků a propustků. Kulminační průtok Dědiny v Cháborech 270 m³/s přesáhl hodnotu tisíciletého průtoku. Pod obcí Chábory došlo k širokým rozlivům a transformaci povodňové vlny. Dědina v Mitrově měla kulminační průtok již „jen“ 116 m³/s, přičemž byla výrazně překročena hodnota 100letého průtoku. Ničivý průběh měla povodeň i na horním toku říčky Bělé. Průtok v Kvasinech 129 m³/s výrazně překročil hodnotu 100letého průtoku.

Na zaměření a hydraulickém vyhodnocení průtoků této povodně a na návrhu nádrže Mělčany na Dědině se podílel VÚV TGM, dosud však nebyla ani jako suchá nádrž realizována.

Povodeň 2002

Tato regionální povodeň je svou příčinou, extremitou a rozsahem srovnatelná pouze s povodněmi z let 1890 a 1997. Povodeň v září 1890 zasáhla přibližně stejné území povodí Vltavy, byla ovšem o něco menší. Povodeň v červenci 1997 v povodí Odry a Moravy měla obdobný průběh a rozlivy také dosáhly maximálního rozsahu známého z historie (posledních 8000 let).

Vytrvalé silné srážky 6. až 8. 8. s úhrnem i více než 100 mm naplnily většinu jihočeských řek. Již 8. srpna na některých tocích kulminační průtoky dosáhly 50leté doby opakování. Vltava v Praze dosáhla 9. 8. průtoku 1 500 m³/s a začala klesat. Další vydatné srážky spadly 11. až 13. 8. zejména v jižních Čechách, ale také v Krušných a Jizerských horách. Maximální úhrny přesáhly 300 mm, na území Jihočeského kraje byla průměrná srážka 130 mm. Tyto srážky byly mimořádné jak velikostí zasažené plochy, tak svojí intenzitou a trváním, zejména však kombinací všech uvedených faktorů. Extrémní hydrologické důsledky ještě zvýšil výskyt srážek ve dvou vlnách v rozpětí několika málo dnů na prakticky stejném území.

V týdnu od 12. do 18. 8. tak část Čech postihla pětisetletá až tisíciletá povodeň. Nejvíce byla postižena Vltava a její přítoky, později dolní tok Labe a také toky v povodí Ohře a v povodí Dyje. Vltava v Praze kulminovala 14. 8. průtokem 5 160 m³/s, což odpovídá době opakování 500 let.

Nádrže Vltavské kaskády zachytily poměrně velkou část povodňové vlny z první srážkové epizody, kulminační průtok druhé vlny nádrž Orlík zmenšila o cca 15 %. K dalšímu, srovnatelnému zploštění povodňové vlny došlo v důsledku rozlivů v oblasti soutoku Labe a Vltavy a u Terezína. V Hřensku Labe kulminovalo 16. 8. průtokem 4 780 m³/s.

Vyhodnocení povodně koordinoval VÚV TGM. Jeho součástí byl návrh systému prevence před povodněmi, který nasměroval další vývoj návrhů a postupné realizace legislativních, organizačních a rozsáhlých technických opatření.

Povodeň 2006

Ke vzniku jarní povodně 2006 vedla kombinace dlouhodobého nahromadění sněhové pokrývky a následného prudkého oteplení a dešťových srážek, které způsobily velmi rychlé tání sněhové pokrývky především v nižších a středních polohách. Zásadní byly srážky 28. března dosahující hodnot kolem 30 mm, které zasáhly zejména Českomoravskou vrchovinu, Jihočeské pánve a Brdy. Sněhová pokrývka dosahující na Českomoravské vrchovině až 300 mm vodní hodnoty sněhu roztála během jednoho týdne. Největší extremity dosáhly kulminační průtoky na tocích Dyje, Morava, Lužnice, Sázava a jejich přítocích. Jarní povodeň 2006 byla významná nejen z hlediska velikosti kulminačních průtoků, ale zejména co do objemů povodňových vln. Ty byly největší v povodích s vyššími nadmořskými výškami a velkými sněhovými zásobami, které odtávaly pomaleji (např. povodí Olše v Beskydech). Vyhodnocením povodně byl pověřen VÚV TGM.

Povodeň 2013

Podobně jako v roce 2002 postihly naše území vydatné srážky v několika vlnách. Tentokrát byla ale nejsilnější první vlna, která na přelomu května a června zasáhla převážnou část Čech a v některých oblastech byla zesílena lokálními přívalovými srážkami. Jednodenní srážkové úhrny přesáhly 100 mm a pětidenní úhrny přesahovaly 180 mm. Odtoková odezva byla mimořádně rychlá vzhledem k vysokému předcházejícímu nasycení půdy vodou. Doba opakování kulminačních průtoků přesáhla 100 let na tocích: Čistá, Mrlina, Výrovka, Blanice, Chotýšanka, dolní Lužnice, Mastník, Kocába a Botič. Drobné přítoky Vltavy v Praze (zejména Rokytka a Botič) kulminovaly již 2. 6. a zaplavily bez včasného varování řadu nemovitostí.

Kulminační průtoky byly značně zmenšeny vodními nádržemi, zejména Lipno (o 64 %), Nýrsko (73 %), Švihov (52 %), Seč (53 %), Újezd (60 %). Nádrží Orlík byl kulminační průtok snížen o 10 % a oddálen o 18 hodin. Přesto došlo v Praze ke střetu vrcholů povodňových vln z Vltavy a z Berounky. Vltava v Praze kulminovala 4. 6. průtokem 3 040 m3/s.

V průběhu povodní se pozitivně projevila protipovodňová opatření. V některých případech byly za povodně překročeny návrhové parametry a došlo k přelití (např. Hořín, Křešice, Ústí nad Labem).

Posted by & filed under Odpadové hospodářství, Ze světa vodního hospodářství.

Souhrn

V minulosti probíhal výzkum technologií čištění vody podle jiného klíče než nyní. Cílem bylo vedle dosažení co nejvyššího efektu čištění také snížení nákladů, zjednodušení stavebních postupů a mnohdy i obejití neznalosti know-how v cizině fungujících technologií. V některých případech šlo také o trend celosvětový (hlavně u čištění malých zdrojů znečištění), např. hledání náhrady v té době nefunkčních nebo neexistujících dmychadel malé velikosti jiným zdrojem vzduchu k provzdušování aktivačních nádrží. V článku připomínám tehdy vyvíjené technologické prvky a pokusím se vysvětlit, proč nešlo o zcela slepou uličku aplikovaného výzkumu, ale o víceméně seriózní hledání cest řešení problematiky nyní zcela bezproblémové. V článku tedy popisuji v té době běžný výzkum funkce pravoúhlých nádrží, koridorových ČOV a také aplikaci provzdušování pomocí ejektorů. Domnívám se, že pro odbornou veřejnost vystudovanou v minulých dvaceti letech jde o poznatky méně známé a snad i zajímavé.

Úvod

Cílem tohoto článku bylo původně připomenout i jinou odbornou činnost VÚV (nyní TGM) než hydrologické a hydrogeologické výzkumy, pro které byl ústav založen v roce 1919, a to konkrétně výzkum v oblasti technologie čištění odpadních vod. Problém je ovšem především v rozsahu sdělení a následně tedy ve výběru popisovaných témat. V letech 1945 až 1990 v tomto výzkumném odvětví ústavu probíhal výzkum různého rozsahu a zaměření. V Praze to byly tzv. Pokusné jednotky v Bubenči (u ÚČOV), kde probíhal dlouhodobý poloprovozní výzkum jak aktivačních procesů, tak i biofiltrace, v Ostravě probíhaly dlouhodobé výzkumy likvidace průmyslových odpadních vod z regionu, na pražském pracovišti výzkum čištění průmyslových odpadních vod různých typů a později v Praze i v Brně výzkum extenzivních postupů čištění odpadních vod (především v biologických rybnících a v tzv. kořenových ČOV).

Jak uvádím dále, v popisu metodiky nejsou k dispozici výzkumné zprávy a vlastně ani jiné podklady. Volba proto padla na dva výzkumné směry, u kterých se domnívám, že je vhodné připomenout, proč v tu dobu byl tento výzkum vůbec potřebný, aby při případném ohlédnutí do historie neměli ti, kdo to nepamatují dojem, že šlo o zbytečné práce nebo plýtvání časem. Výběr byl opět dán nedostatkem podkladů – jde o činnosti, kterých jsem se osobně zúčastnil, byť pouze jako řadový technik. Jiné práce, o kterých jsem pouze slyšel, např. výzkum složení shrabků na česlích ÚČOV Praha nebo vývoj poloprovozního modelu aktivační ČOV, jsem nemohl zařadit pro nedostatek podkladů, zvlášť mne to mrzí u výsledků měření kvality vody z odlehčovací komory pražské kanalizace před ÚČOV, kde jsem se podílel na plánu vzorkování i na vyhodnocení dnes zcela ztracených výsledků (měření v roce 1983–1984).

Metodika

Bohužel výsledky prací odboru čištění odpadních vod VÚV (ještě nikoli TGM) cca do roku 1990 nebyly digitalizovány a písemné podklady vzaly za své během povodně v roce 2002 jak v archivu knihovny VÚV, tak i příručním archivu (tehdy) sekce technologie vody. Nepodařilo se najít ani články v odborném tisku, nejspíše proto, že archiv časopisu VTEI byl podobně postižen jako archivy v ústavu. Vedle vzpomínek nejdůležitějším podkladem byly texty patentových přihlášek týkajících se dané problematiky tedy „hydropneumatického provzdušování aktivačních nádrží” a „výstavby koridorových ČOV”. Bohužel v množství odborných dobových fotografií, které se v ústavu zachovaly, se mi nepodařilo nalézt dokumentující tyto problematiky, a tak byly použity obrázky z internetové encyklopedie.

Výsledky a diskuse

Hydropneumatické provzdušování aktivačních nádrží

Aktivační nádrže pro dobrou funkci vyžadují dostatečný přísun kyslíku k provozu aerobních pochodů při čištění odpadních vod a zároveň také dokonalé promíchávání celého obsahu nádrže. Toho je (i bylo) třeba dosáhnout aeračním zařízením. V zahraničí i u nás bylo od počátku využíváno systému pneumatické aerace, tzn. provzdušování stlačeným vzduchem rozvedeným po dně nádrží. V sedmdesátých letech probíhaly v zahraničí i u nás pokusy (i provozní) s provzdušováním nádrží přímo kyslíkem, ale technická náročnost a vysoká provozní cena nedovolily (alespoň ve VÚV, existoval návrh na provoz kyslíkové aktivace na pražské ÚČOV!) tento postup v praxi realizovat.

Pokud jde o vlastní aeraci stlačeným vzduchem, její účinnost závisí na velikosti bublin plynu vypouštěných z rozvodů v nádrži, platí totiž, že čím menší jsou bubliny při stejném objemu dmychaného plynu (vzduchu nebo kyslíku), tím větší je celkový povrch bublin, a tedy i objem kyslíku přestupujícího do vody a využitelného při aktivačním procesu. Problém u nás i v zahraničí byl v tom, že v tu dobu kladené rozvody s nejužšími průduchy, tzv. jemnobublinná aerace, se velmi snadno zanášely a účinnost aktivace při stejných nákladech rychle klesala. Při nezbytné údržbě pak bylo nutné vypustit celou nádrž a po dobu oprav na poměrně dlouhou dobu odstavit celou nebo velkou část aktivace z provozu.

Jako alternativa vznikly mechanické aerátory – původní horizontální (tzv. Kessenerovy kartáče) a pak vertikální. Rozdíl byl především ve způsobu provzdušování aktivační nádrže, tedy buď šlo o ve výši hladiny vody umístěný a samozřejmě částečně ponořený válec s hřebenem vířícím aktivační směs, anebo o míchadlo opět částečně ponořené do nádrže kolmo na její hladinu. Přestože efekt přestupu kyslíku ani dokonalost promíchání aktivace nebyla tak vysoká jako u dokonalé pneumatické aerace (srovnatelné hodnoty měla spíše středobublinná či hrubobublinná aerace), viz tabulka 1, provozní výhody mnohdy převážily.

Zde je třeba upozornit na fakt, že horizontální aerátory byly zahraniční vynález a jejich první aplikace u nás je spojena s „urban legendou“, že při realizaci první z ČOV, na které byly aplikovány, se nepodařilo vzhledem k neznalosti „know-how“ dosáhnout toho, aby byla celá aktivace promíchávána a výsledkem byla nefunkční ČOV. Později nicméně tento postup aerace byl opakovaně využíván na mnoha ČOV především pro možnost (v případě dostatku náhradních dílů) rychlé opravy aerace bez nutnosti vypouštět a tedy dlouhodobě odstavit aktivační nádrž z provozu. Pokud jde o mechanické aerátory vertikální, v ČSFR probíhal jejich vývoj i výroba (šlo o původně upravená průmyslová míchadla vyráběná v Sigmě Olomouc) a provozní problémy s jejich aplikací nebyly.

Dalším dobovým problémem byl u pneumatické aerace nedostatek použitelných zdrojů stlačeného vzduchu pro menší a hlavně nejmenší ČOV. Kdo někdy musel dlouhodobě poslouchat, třeba při stavbách na silnici chod kompresoru, ten si umí představit, že tento zdroj stlačeného vzduchu byl pro malé či dokonce domovní ČOV velmi nevhodný, zvláště v noci a ve svátek, pokud je ČOV blízko bytové zástavby.

Protože zvláště u malých ČOV, vzhledem k jejich urychlované výstavbě v 80. letech minulého století (viz druhá část tohoto článku), probíhal vývoj urychleně a aplikace mechanických aerátorů nebyla vždy vhodná, hledaly se i jiné cesty.

Jako jedno z řešení vznikl typ aerace hydropneumatické. Princip je známý, nicméně bylo jej možno i patentovat pro provzdušování aktivace [2].

V podstatě jde o využití principu trkače či ejektoru, kdy je tekutina nasávána tlakem vzniklým na zúženém profilu proudící tekutiny, viz obr. 1. Ovšem přisávané medium je plyn (tedy vzduch). Efekt aerace byl u tzv. injektorů samozřejmě nižší než u jemnobublinné aerace, ale srovnatelný s menšími mechanickými aerátory, a na rozdíl od nich zajišťoval při vhodné instalaci dokonalé promíchávání aerační nádrže. To bylo dáno tím, že injektor, tedy čerpadlo fungující jako zdroj přisávaného vzduchu zároveň čerpalo obsah nádrže a udržovalo ho ve vznosu, pokud byly dobře nastaveny podmínky hydrauliky nádrže.

Nešlo tedy o zcela zcestný postup. Využití bylo možné také u menších diskontinuálních ČOV, tedy v případě potřeby chodu nádrže po určitou dobu z denního cyklu v anaerobním režimu (biologické odstraňování dusíku a fosforu). Hlavní předností byla jednoduchá instalace a výměna zařízení bez vypouštění nádrže, dokonce (opět při dostatku náhradních dílů) i rychlejší než u mechanických aerátorů (čerpadlo se dalo vytáhnout z nádrže poměrně jednoduše a vyměnit za provozuschopné).

Přestože tato hydropneumatická technologie provzdušování byla v ČSFR využívána v několika typech malých ČOV a při poloprovozním výzkumu technologie biologického odstraňování fosforu z odpadních vod, v okamžiku kdy bylo dosaženo rozhodujícího pokroku ve výrobě dmychadel s malým výkonem a především při instalaci jemnobublinné aerace s možností samočištění rozvodu pod hladinou, byl tento technologický postup opuštěn a zapomenut. Souviselo to také s otevřením hranic po roce 1990 i pro licence technologií v oblasti životního prostředí, kdy zahraniční firmy – provozovatelé podniků VaK a ČOV pochopitelně upřednostnily vlastní osvědčené technologie.

Tabulka 1. Srovnání výkonu (oxygenačních kapacit) jednotlivých typů aerace podle Zahrádky [1]

Koridorové ČOV a odsávané dosazováky

V sedmdesátých letech minulého století vznikla iniciativa nejprve snad ze senzorických estetických důvodů, což bylo následováno i legislativní iniciativou, potřeba vybudovat čistírny odpadních vod u všech větších měst. V tu dobu platný „vodní zákon” předepisoval výstavbu ČOV u všech nově stavěných aglomerací s tím, že u stávajících existovaly výjimky, které měly mnohdy velmi dlouhou platnost (např. ČOV v Kolíně, Ústí nad Labem i v dalších okresních i krajských městech přišly na řadu s výstavbou až po roce 1990). Paradoxně tak v některých případech byla postavena ČOV pro sídliště dříve než pro celou aglomeraci (Sezimovo Ústí – Tábor), nebo ve vsi při výstavbě nového domu se stavěla domovní čistírna jen pro tento dům.

Přes tato omezení bylo plánováno a postaveno velké množství velkých a středních ČOV, a to v poměrně krátkém časovém období. Protože hospodářství socialistického státu vyžadovalo stavební kapacity i jinde a naléhavěji, např. vojenská letiště, dálnice a silnice a konec konců i obytná sídliště (s novými budovami okresních výborů KSČ, ale i s množstvím sportovních hal), vznikl i trend vymýšlet pro ČOV úsporná řešení z hlediska spotřeby stavebního materiálu, především betonu. U malých ČOV šlo především o tzv. „balené ČOV” vyráběné KPS Brno, nebo o prefabrikované válcové ČOV dodávané Vítkovickými železárnami (tedy plechové nádrže). Cílem u velkých ČOV bylo minimalizovat náklady stavby, což představovalo stavět jednoduše. Tedy nikoli nádrže s kruhovým půdorysem, ale nádrže s půdorysem podélným. V zahraničí samozřejmě už takto postavené čistírny existovaly, problém byl, že nebyly dostatečně známy podmínky jejich provozu, především pokud jde o funkci dosazovacích nádrží (tedy sedimentaci lehkého aktivovaného kalu). Proto probíhal výzkum chování aktivovaného kalu v pravoúhlých nádržích a následně i ověřování výsledků výzkumu v provozním měřítku.

Obr. 1. Průřez injektorem

V té době oficiální výzkum provozu aktivačních nádrží ve světě i u nás (především „v primárním centru tohoto výzkumu”, tj. na VŠCHT v Praze) byl zaměřen směrem k tzv. kompartizaci nádrží – jejich rozdělení na za sebou položené oddělené části s různým zatížením a tedy i vlastnostmi kalu, i ve VÚV Praha byl na toto téma patentován postup, tzv. kombinovaná aktivace [3]. Proti tomu však vznikl námět protikladný – koridorové čistírny odpadních vod.

Při centrálním plánování úspor během výstavby ČOV měli pracovníci vývoje nápad, jak ušetřit ještě více než pouhým zpodélněním nádrží na ČOV. Představte si nádrž zcela bez příček, ve které je pouze technologickým vybavením vytvořena část usazovací, aktivační a dosazovací, to byl původní patentovaný postup [4]. Jako technologické vybavení usazovacích a dosazovacích nádrží měly sloužit lehké plovoucí mosty s odsávacím zařízením, které sbíraly sedimentovaný kal ze dna (obr. 2 je pouze ilustrační, fotografie plovoucích mostů dosazovacích nádrží zmizely při povodních). Návrh při realizaci byl velmi výhodný nejen úsporou materiálu, ale stavební jednoduchostí – v podstatě byla třeba jen jedna stavební jáma, ve které byly vybudovány dva paralelní žlaby a mezi nimi pracovní koridor na rozvod vody, kalu a vzduchu. Vlastní realizace nebyla tak jednoduchá, protože bylo přece jen třeba rozdělit jednotlivé technologické prostory původně jen přepážkami z plechu, nakonec tenkými příčkami, v patentové přihlášce se předpokládal přechodový prostor bez technologie mezi jednotlivými technologickými prvky, který ovšem zbytečně zvětšoval obestavěný prostor (tedy i cenu stavby). Původní návrh také předpokládal, že dojde k velké úspoře spádu tedy i ke zvětšení objemu nádrží. Nakonec tomu tak úplně nebylo – voda do kopce nechtěla téci a odtokové potrubí na první z takto postavených ČOV (v Mostě) bylo třeba snížit, aby spád umožnil průtok čistírnou. Ze stejného důvodu bylo třeba rozdělit byť velmi tenkou stěnou od sebe jednotlivé nádrže, a to kvůli nutnosti provozovat mosty odsávající kal vodorovně (při délce nádrže 10 m a více je spád vzniklý průtokem vody už patrný).

Základním problémem, který se vyskytuje při sedimentaci aktivovaného (tedy relativně lehkého) kalu v pravoúhlé nádrži, je tzv. hustotní proud. Tento jev lze docela pěkně demonstrovat na sklenici vody, do které po stěně vlijeme hustší kapalinu (třeba ovocný sirup). Proud sirupu po dopadu na dno se po něm rozlije a u opačné strany sklenice se odrazí a stoupá (samozřejmě zředěný) k hladině. Podobně se chová i aktivovaný kal – má tendenci proudit u zadní strany nádrže směrem vzhůru a i když není ve stejné koncentraci jako ve vtoku nebo na dně, jde o výrazné zhoršení kvality vyčištěné odpadní vody. Navržené opatření bylo odtokové žlábky v dosazovací nádrži umístit dál od stěn a odebírat vodu s kvalitou neovlivněnou hustotním prouděním. Bylo třeba ověřit jak daleko je třeba žlábky zaslepovat, aby nedocházelo k hydraulickému přetížení přepadových hran dosazováků a následně ke zhoršení jejich funkce z tohoto důvodu.

Ověření funkce pravoúhlých dosazovacích nádrží vyžadovalo však vymyslet postup, kterým by za provozu bylo možné zjistit nakolik je vliv hustotního proudu v nádrži ovlivněn vzdáleností od rozdělovací příčky a kde tedy bude nejvhodnější omezit odtok unikajícího vločkového mraku (tedy lehkého podílu aktivovaného kalu) z nádrže. Cílem bylo odebrat na několika (co nejvíce) místech v nádrži ve stejnou dobu vzorek nerozpuštěných látek k rozboru, a to zároveň z několika hloubek nádrže. Proto bylo třeba vymyslet a zprovoznit zařízení, které by odběr vzorků podle tohoto principu umožnilo.

Obr. 2. Most dosazovací nádrže

Protože chybí příslušná obrazová dokumentace, následující popis se může zdát dosti toporný, vychází nicméně z textu patentové přihlášky [5]. Odběrové zařízení sestává z tyče, na níž jsou pomocí přestavitelných úchytů připevněny válcové nádobky, z níž každá je vybavena gumovým balonkem opatřenou vzduchovou trubicí a otvorem pro plnící zátku, kterou prochází plnící trubice, přičemž gumový balonek je uchycen v otvoru zátky pomocí plnící zátky a vzduchové trubice všech nádobek na tyči jsou navzájem propojeny se společnou odvzdušovací hadicí. To je popis odběrového zařízení v jednom místě nádrže – zároveň jich mohlo být nainstalováno až osm při jednom odběru. Vlastní odběr probíhal tak, že před spuštěním odběráku do nádrže byl z nádobek vývěvou odsán vzduch a po ponoření v okamžiku společného odběru byly všechny odvzdušovací hadice naráz uvolněny a po vytažení tyčí z nádrže byl z nádobek odebrán vzorek k rozboru.

Pikantnost postupu prací byla dána tím, co byly ty gumové balonky zač. Šlo o tzv. prezervativový odběrák. Přes občasný nedostatek tohoto materiálu na trhu šlo o nejlépe dosažitelný a i nejspolehlivější z hlediska pevnosti v tu dobu (70. léta dvacátého století) materiál v ČSFR. Vyskytl se ale problém s nákupem (i pro obyčejný pokus bylo třeba nejméně sto preservativů, pro delší sledování několikanásobně více), protože nákupčí ústavu je po prvé zkušenosti odmítala nakupovat (jinde než v maloobchodě to nešlo), museli se tím zabývat technici/čky
a řešitelé/ky příslušných výzkumných úkolů, a tím se nakonec problémy s nákupem vyřešily (člověk si zvykne na vše i na podezřívavé pohledy prodavačů a na údiv nad žádostí o razítko na účtu za tento materiál). Hůře se řešily problémy se skladováním tohoto spotřebního materiálu (šuplík plný těchto balonků a ještě spíše jeden nebo dva zapomenuté v kapse či kabelce mohl a i šokoval partnery výzkumníků či dokonce jejich dospívající děti).

Vlastní pokusy nebyly také bez dramatiky. Jednak docházelo vlivem někdy i poruchovostí materiálu při přípravě k odběru k porušení některého balonku a bylo třeba rychle znovu vystrojit celou odběrovou tyč a jednak při vlastní manipulaci se vzorky, které byly původně uvnitř preservativů – bylo třeba obratně balonek tzv. vydojit, což pro některé spolupracovníky byla dosti odporná práce. Tento problém byl odstraněn po určité době úpravou zařízení, kdy vzorek byl směřován do nádobky vyplněné nafouklým (a po odběru vypuštěným) balonkem (místo podtlaku byl do odběráku vháněn stlačený vzduch) a vzorek se z nádobek prostě přelil do vzorkovnic.

Výsledky získané při použití „prezervativového odběráku” byly využity k optimalizaci provozu velké skupiny ČOV s čtverhrannými dosazovacími nádržemi ať u podélné, nebo příčně protékanými. Řešením bylo obvykle zaslepení té části odtokových žlábků, která se nacházela na konci nádrže, tedy blízko vlivu hustotního proudu kalu. V praxi byl efekt opatření ověřen plno provozními pokusy na ČOV Klášterec nad Ohří a dlouhodobým sledováním dalších ČOV (Most, Benešov, Humpolec). V současné době, pokud by se vyskytla potřeba tak speciálního odběru vzorků, existuje patrně možnost nákupu odběrového zařízení s dobrou funkcí, ale tehdy šlo o skutečný vývoj.

Závěr

Tento článek nemohl postihnout veškerou činnost ústavu v oblasti technologie čištění odpadních vod. Cílem bylo připomenout existenci aplikovaného výzkumu v této oblasti na několika snad zajímavých případech a samozřejmě i oživit jména tehdejších výzkumníků i jinde než v rámci zpráv ústavu k jeho důležitým výročím. Jména jako Ing. Vladimír Zahrádka, Ing. Miroslava Písařová, Ing. Petr Soukup a RNDr. Alena Sladká si to zaslouží. Samozřejmě by byl zajímavý i článek o výzkumu technologií čištění průmyslových odpadních vod v Ostravské pobočce ústavu a v Praze týmy Ing. Dvořáka a Ing. Šedivého, Ing. Bunešové, RNDr. Hejzlara a dalších (např. Ing. Jan Mašát se stal v roce 2015 nositelem ocenění „Česká hlava“ za práce v 70. letech minulého století), netroufal jsem si pro nedostatek informací a i prostoru tyto činnosti do článku zařadit.

Na závěr si dovolím citovat z přednášky Ing. Erlebacha na FTPV VŠCHT (šlo o předmět Technologie čištění průmyslových odpadních vod v roce 1975): „Za zcela nový se v oboru pokládá jen ten postup, na jehož používání se v minulosti už zapomnělo,” což je tedy výzva pro nynější výzkumníky – je možné, že něco z dřívějších výsledků či postupů je i nyní použitelné (samozřejmě ve vhodné modernizující aplikaci).

Poděkování

Článek byl z podpory Ministerstva životního prostředí na výzkum určený VÚV TGM, v. v. i.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Organizační a dislokační struktura pražských složek Výzkumného ústavu vodohospodářského (VÚV) byla v roce 1989 dosti členitá. Skládal se jednak z tradičních složek vodohospodářského výzkumu, označovaného souhrnně úsek 20 se sídlem v Podbabě, experimentální skupina věnující se problematice čištění odpadních vod byla umístěna v prostorách budovy v Papírenské ulici.

Od roku 1976, kdy došlo k začlenění rozvojové části podniku Vodohospodářský rozvoj a výstavba se Střediskem pro rozvoj vodního hospodářství do VÚV, byl takto vzniklý útvar úsek organizačně pojmenován jako úsek 30 „Hospodaření s vodou“. Pracovníci rozvoje pražské části ústavu sídlili na Rohanském ostrově a v Hybernské ulici.

Úseky, vedené náměstky ředitele, se dělily na odbory, ty dále na oddělení.

Jako v každém výzkumném ústavu, a ostatně v každé organizaci, i ve VÚV zajišťovala vedoucí úlohu Komunistické strany Československa ústavní organizace této strany, v některých případech (například povolení aspirantského studia) byl dokonce vyžadován souhlas nadřízeného obvodního výboru KSČ.

Postupný rozpad komunistických diktatur v zemích střední Evropy, který nevyvolal reakcí Sovětského svazu obdobnou invazi vojsk do ČSSR v roce 1968, posílil tendenci ke změně politického uspořádání i v ČSSR. Rozhodující událostí, která urychlila tento proces, byl brutální zásah proti demonstrujícím studentům dne 17. listopadu 1989 na Národní třídě.

První doloženou reakcí pracovníků VÚV je dopis ze dne 21. listopadu 1989, ve kterém pracovníci oborového úseku hydrologie odsoudili postoj vedoucích orgánů státu k násilnému potlačování veřejných projevů neshodujících se s oficiálními stanovisky, připojili se k požadavku, aby byl objektivně vyšetřen zásah bezpečnostních složek a vyjádřili solidaritu s postojem studentů a pracovníků z oblasti kultury. Tehdejší názorové rozvrstvení dokládá zápis, že z 23 zúčastněných pracovníků bylo 22 pro odeslání, jeden byl proti.

Vývoj od 20. listopadu, kdy začala stávka vysokých škol a uskutečnila se první velká demonstrace, byl ovlivněn řadou pěti následujících demonstrací se stále se zvyšujícím počtem demonstrantů. Již 19. listopadu bylo založeno Občanské fórum (OF). V noci z 21. na 22. listopadu se na území Prahy přesunovaly značné posily z řad Lidových milic, ale 23. listopadu nebyl přijat návrh, aby k obnovení pořádku byla použita armáda. Následně 24. listopadu rezignovalo vedení Ústředního výboru Komunistické strany Československa, v neděli 26. 11. se uskutečnila největší demonstrace na Letné.

Pracovníci VÚV se 24. listopadu na společném shromáždění rozhodli (proti vůli ředitele ústavu, který se obával zásahu Lidových milicí) zúčastnit se generální stávky a 27. listopadu se přihlásili k OF. Ze členů stávkového výboru, do kterého delegovali zástupce pracovníci jednotlivých odborů ústavu, byl dne 28. listopadu sestaven akční výbor OF ve VÚV. Měl 18 členů, mluvčím OF byl Dr. Jan Bor. Dne 12. prosince 1989 bylo složení akčního výboru OF rozšířeno o zástupce pracoviště Rohanský ostrov. Jednání výboru se pravidelně účastnil předseda Závodního výboru Revolučního odborového hnutí (vzápětí odborové organizace) RNDr. Pavel Punčochář, CSc.

Vzniku OF ve VÚV v Brně předcházela setkání pracovníků k aktuální situaci ve společnosti již 20. 11. a pak 23. 11. 1989. Obě akce byly iniciovány mladými pracovníky pobočky.

Vlastní ustavující shromáždění OF při VÚV pobočky Brno se konalo 1. prosince 1989. Součástí programového prohlášení OF byl článek, vyjadřující podporu zájmu o budoucí prosperitu ústavu zabezpečením jeho kvalitního řízení, které by bylo založeno na mravní a odborné způsobilosti pracovníků. Souhlas s programovým prohlášením vyjádřilo celkem 65 zaměstnanců (současných i bývalých). Mluvčími se stali Ing. Ladislav Pavlovský, CSc., Ing. Karel Drbal a Ing. Petr Kříž.

Dne 29. prosince 1989 Federální shromáždění ČSR zrušilo ústavní články 4, 6 a 16, týkající se vedoucí úlohy Komunistické strany Československa ve společnosti, které umožňovaly rozhodující úlohu komunistické strany ve společnosti.

Zástupci OF a ZV ROH všech pracovišť VÚV na společném jednání dne 5. ledna 1990 reagovali na zrušení vedoucí úlohy KSČ tím, že požádali všechny hospodářské vedoucí VÚV, aby vyjádřili svou ochotu uvolnit své funkce a usnadnit tak rekonstrukci vedení ústavu. Tuto ochotu nedlouho po uvedeném jednání vyjádřili ředitel ústavu i vedoucí pracovníci VÚV Brno a Ostrava. Zároveň byla vytvořena odborná skupina OF složená z pracovníků VÚV v Praze, Brně a Ostravě. Měla 13 členů a byla pověřena zpracováním návrhu koncepce a pracovní náplně ústavu v nových podmínkách, zajištěním nabídky a postavení VÚV pro vedení ministerstva životního prostředí ČSR. Dalším jejím úkolem bylo zpracovat koncepci organizační struktury ústavu zahrnující řešení všech problémů VÚV. Pro svou činnost měla odborná skupina vzít v potaz všechny dostupné materiály vzniklé v nedávné minulosti ze strany stávajícího vedení VÚV i iniciativ pracovníků ústavu.

Ředitel VÚV Ing. Václav Matoušek, DrSc., reagoval 15. ledna 1990 návrhem, aby další společný postup hospodářského vedení, akčního výboru OF a ZV odborového hnutí byl koordinován na společných jednáních pořádaných každý týden. K 15. lednu bylo složení akčního výboru OF VÚV Praha doplněno tak, že každý člen měl zvoleného zástupce. Mluvčími OF se stali L. Kašpárek, L. Bor, J. Biheller a V. Vojtěch.

První společné jednání podle návrhu vedení ústavu se konalo 17. ledna. Ředitel ústavu Ing. V. Matoušek navrhl věcnou náplň a základní členění problematiky, která měla být projednána na společných jednáních. Nejpodstatnějšími tématy bylo VÚV jako komplexní vědecko-výzkumná základna (ano či ne), odborné zaměření pro rok 1990 a dlouhodobý výhled, statut ústavu – nové činnosti pro ŽP, forma hospodaření. Ing. Matoušek přednesl návrh na ustavení interní vědecké rady (IVR) jako poradní, oponentní a kontrolní orgán ředitele ústavu. Zástupci OF s tímto návrhem v předloženém pojetí nesouhlasili, na jednání mezi vedením ústavu 18. 1. zástupci OF a ZV odborové organizace bylo dohodnuto, že IVR bude mít oponentní charakter vůči vedení ústavu. Do čela IVR byl navržen Ing. M. Kněžek, CSc. Bylo navrženo zrušení útvaru vědeckého tajemníka a rekonstrukce útvaru rozvoje a využití výpočetní techniky.

Předmětem dalšího společného jednání 24. ledna byla kromě vysvětlení stanovisek mezi OF v Podbabě a OF na Rohanském ostrově diskuse o případném rozdělení ústavu. Podle zápisu převládl názor zachovat celistvost ústavu, diskuse však nebyla uzavřena. Bylo dohodnuto, že Ing. Matoušek, Ing. Kněžek a Ing. Motl připraví návrh na ustanovení IVR.

Na jednání akčního výboru OF dne 29. ledna 1990 byla ujasněna kompetence zástupců pražských pracovišť a stanoveno, že čtyřčlenný kolektiv mluvčích bude hájit pouze stanoviska přijatá jednomyslně. Mluvčími byli zvoleni zástupci (a náhradníci) za pracoviště Podbaba Kašpárek (Vojtěch), za Rohanský ostrov Procházka, za Papírenskou Šťastný (Vymazal), za Hybernskou Chmelík (Tomanová). Bylo navrženo, že členy IVR budou volit řešitelé, IVR si zvolí předsedu a převezme úkoly odborné komise OF, která po ustanovení IVR zanikne. Na základě materiálu, který zpracovala odborná komise OF k organizačním otázkám, bylo doporučeno obsazovat místo ředitele konkurzem (v budoucnosti i místa náměstků) a neměnit základní strukturu hospodářského vedení ústavu. Zápis ze dne 29. ledna byl projednán v jednotlivých odborech ústavu, které připomínky předložily písemně.

Nelze říci, že vývoj situace byl přijímán všemi jen příznivě. Na pobočkách ústavu i na detašovaných pracovištích vznikly obavy ze zrušení právě toho jejich pracoviště. Při pozdějších volbách do IVR byla snaha prosadit nikoli nejlepší odborníky, ale spíše dosáhnout zastoupení všech odborností. Velice kuriózně nyní vypadá tehdy zcela vážně míněný požadavek některých pracovníků rozvoje na rekvalifikaci směrem k výzkumné činnosti. Samozřejmě změny vadily těm, kterých se týkaly neodvolatelně, tedy několika málo kariérních komunistů.

Dobu dokumentuje, že všem pracovníkům byly při zrušení kádrového oddělení rozdány materiály, které na ně toto oddělení shromáždilo. V řadě případů podstatná část dokumentů v materiálech chyběla, takže obsah předcházejících posudků ani jejich autory nebylo možné zjistit.

Na čtvrtém společném jednání vedení ústavu se zástupci OF, odborné skupiny OF a ZV odborové organizace, konaném 31. ledna, byl přizván Ing. Plechatý, který 1. 2. nastupoval do funkce ředitele odboru VH a čistoty ovzduší MŽP ČSR. Ten seznámil účastníky jednání s úkoly, na kterých předpokládal účast VÚV. Ing. Kněžek předložil k diskusi návrh statutu IVR.

Jednání akčního výboru OF dne 5. února shrnulo připomínky jednotlivých odborů k návrhům k obsazování místa ředitele a náměstků. Pracovníci ústavu požadovali, aby v konkursních komisích byli zástupci ZV odborové organizace a IVR, případně OF. Spolu s návrhem organizační struktury bylo požadováno, aby do konce února náměstkové ředitele projednali s OF svých úseků svá stanoviska, případně návrhy k personálnímu obsazení podřízených funkcí. Byl sestaven volební řád pro volbu IVR.

Na pátém společném jednání vedení ústavu se zástupci OF, odborné skupiny OF a ZV odborové organizace, konaném 7. února, vedení ústavu projevilo, po několika formulačních úpravách, souhlas s návrhem obsazování místa ředitele a náměstků a postupem případné výměny vedoucích. Byl schválen upravený statut IVR a vymezeny kompetence OF, IVR a ZV odborové organizace ve vztahu k vedení ústavu. Kompetence OF byly vymezeny na statut ústavu, odborné zaměření, koncepci a strukturu ústavu. Bylo dohodnuto, že další jednání vedení ústavu se zástupci OF, odborné skupiny OF a ZV odborové organizace nebudou předem plánována.

Akční výbor OF na jednání 19. 2. se seznámil s výše uvedenými výsledky z jednání předcházejícího jednání vedení ústavu se zástupci OF, odborné skupiny OF a ZV odborové organizace. Byly shrnuty výsledky voleb do IVR. Předsedou IVR byl zvolen Ing. Miroslav Kněžek, CSc. Na následujícím jednání 5. března akční výbor OF konstatoval, že náměstkové projednali do konce února s OF stanoviska svých úseků, případně návrhy k personálnímu obsazení podřízených funkcí. Náměstek ředitele Ing. M. Král zaujal písemné stanovisko, s nímž OF pracovníků z Rohanského ostrova souhlasilo. Podstatou stanoviska bylo, že kromě odchodu některých pracovníků výpovědí na vlastní žádost bude pro další postup vhodné využít pravidelné hodnocení pracovníků v dubnu 1990. Hodnocení mělo být provedeno i z hlediska toho, zda hodnocený vedoucí projevoval odbornou neschopnost a zneužíval stranické příslušnosti, projevoval velkou politickou aktivitu s vytvářením atmosféry strachu, případně politické perzekuce podřízených. V úseku 20 náměstek ředitele Ing. A. Mansfeld projednal uvedenou záležitost se zástupci OF jednotlivých odborů. Jediný požadavek na výměnu vedoucího odboru uplatnili pracovníci odboru 24 (vodárenství).

Podle zápisů ze tří dalších jednání akčních výborů OF VÚV ve dnech 12. 3., 19. 3. a 2. 4. 1990 vyplývá, že z hlediska další stabilizace ústavu byla podstatná doporučení, aby po projednání byla co nejdříve realizována a do 31. 5. 1990 ukončena reorganizace organizační struktury navržená IVR. Návrh úpravy organizace VÚV předložila IVR k připomínkám pracovníků ústavu 11. dubna.

Na konferenci k 70. výročí VÚV, která se konala 18. a 19. dubna 1990, zveřejnil zástupce MŽP požadavek na rozdělení VÚV (podle později zveřejněných informací bylo navrženo začlenění úseku 30 a odboru hydrologie z úseku 20 do ČHMÚ).

Na tuto informaci reagovala  20. dubna IVR dopisem řediteli odboru VH MŽP, ve kterém požádala, aby návrh byl revidován a postup jeho schvalování pozdržen s tím, že není nejlepším řešením, jelikož by byla rozbita komplexnost ústavu a podvázána životaschopnost „zbývající“ části VÚV. Dne 23. 4. byl akční výbor OF VÚV předsedou IVR seznámen s tímto dopisem a podstatnými informacemi z návštěvy ředitele Ing. Plechatého z MŽP ve VÚV téhož dne. Byla avizována plánovaná návštěva ministra MŽP Dr. B. Moldana ve VÚV na 8. května 1990.

Podle dokumentu „Informace o navrženém postupu organizačních změn ve VÚV“ ze dne 17. května bylo při návštěvě ministra B. Moldana v ústavu dohodnuto vypsání konkursu na ředitele, náměstky úseků a vedoucí poboček. Dne 14. června delegovala IVR, ZV OS a OF VÚV představitele odborných pracovníků, odborové organizace a OF VÚV do konkursní komise pro výběr ředitele VÚV.

Dokument IVR z 31. července 1990 obsahuje informace o změnách, v té době probíhajících na MŽP a MZe a rozhodnutí, že VÚV zůstává v působnosti MŽP, bude však zajišťovat činnosti i pro resort zemědělství. V této souvislosti ministr B. Moldan rozhodl, že pozdrží jmenování ředitele VÚV na základě výběrového řízení, které proběhlo 26. července 1990 na MŽP. V návaznosti na něj proběhnou konkursy na místa náměstků a vedoucích poboček.

Ředitelem ústavu byl dne 1. října 1990 jmenován RNDr. Pavel Punčochář, CSc. V zápisu akčního výboru OF VÚV z 8. října 1990 se uvádí, že tím podle původní dohody nastala situace, kdy OF ukončuje svou činnost v rámci VÚV.

Interní vědecká rada působila v ústavu i po jmenování nového ředitele. O její další činnosti se dochovaly zápisy až do 23. září 1996. Podílela se na organizační přestavbě ústavu, systému vedení úkolů a dalších záležitostech. Zanikla po jmenování následujícího ředitele VÚV Ing. Václava Vučky, CSc., v roce 1997.

Vedle činnosti uvnitř ústavu bylo OF VÚV Praha zapojeno i do některých činností mimo ústav. Kromě účasti na stávkách a manifestacích šlo především o organizaci voleb do parlamentu. Už tenkrát se ukázalo, že nepolitická politika má mnoho podporovatelů, ale např. byl problém delegovat zástupce do volebních komisí. Proto obvodní výbory OF sezvaly zástupce závodních OF (které už v té době byly centrálně vyzývány k ukončení činnosti) a byly je nuceny požádat o pomoc při zajištění dobrovolníků pro volby. I tohoto úkolu se OF ústavu zhostilo kvalitně a mnoho pracovníků ústavu, pro které by dříve byla účast na volební akci nepředstavitelná, pomáhalo uskutečnit první svobodné volby.

Závěrem ocitujeme text zápisu o ukončení činnosti OF ve VÚV. „Akční výbor OF vznikl ve VÚV Praha bezprostředně po 17. listopadu 1989. Svoje úsilí věnoval tomu, aby následující procesy změn mohla demokratickým způsobem ovlivňovat naprostá většina pracovníků ústavu. Přitom snahou bylo nejen rekonstruovat vedení ústavu, ale také dosáhnout pružnějšího řízení ústavu a posílit jeho postavení vzhledem k nadřízeným institucím. Některé z navržených záměrů se podařilo uskutečnit, část zůstala prozatím ve stadiu projednaných návrhů a očekáváme, že je uskuteční nové vedení ústavu. Předpokládáme, že zájmy pracovníků bude aktivně zastupovat a hájit odborová organizace, která se během r. 1990 ve VÚV zformovala.“

 

Podle dochovaných dokumentů a vzpomínek sepsali L. Kašpárek, V. Šťastný, K. Drbal a H. Prchalová.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Milí čtenáři, v tomto čísle našeho časopisu vám přinášíme rozhovor s naším předním odborníkem na rozsivky a někdejším zaměstnancem Výzkumného ústavu vodohospodářského (VÚV TGM) Petrem Marvanem, který 29. dubna letošního roku oslavil 90. narozeniny.

Petr Marvan ve firmě Limni s. r. o., u počítače se softwarem Biana (foto: František Hindák)

Petr Marvan byl zaměstnancem VÚV TGM od roku 1954 do roku 1963. Pracoval zde na inventarizaci fytoplanktonu moravských vodních nádrží a nabyl zde zkušenosti v oblasti aplikované hydrobiologie. Zabýval se bioindikací znečištěných povrchových vod a testy toxicity, díky čemuž se stal jedním z našich největších expertů v oblasti ekologie řas antropogenně znečistěných vod. Během svého působení ve VÚV TGM spolupracoval zejména s Milošem Zelinkou a Františkem Kubíčkem (rovněž letošním devadesátiletým jubilantem), s nimiž publikoval několik významných odborných prací týkajících se této problematiky. Byl rovněž zaměstnancem Přírodovědecké fakulty Masarykovy univerzity (Přf MU) a Botanického ústavu AV ČR. Petr Marvan publikoval přes 300 odborných článků a v roce 2014 byl za svůj přínos vědě v oblasti bioindikace a ekologie řas znečištěných vod, metodiku stanovení saprobity, propagaci numerických metod, které znamenaly velký přínos k metodologii hodnocení taxonomie řas, a další okruhy základní i aplikované hydrobiologie oceněn Zlatou medailí Masarykovy univerzity.

Milý Petře, dovolíme si Ti při rozhovoru tykat, což není vedeno neúctou k Tobě, ale naopak Tvým přátelským a bezprostředním přístupem – že jsi nám tykání nabídnul už dávno a nabízíš jej i těm nejmladším kolegům a kolegyním.

Petře, určitě jsi přírodu miloval už od dětství. Vidíš v současné krajině nějaké změny, když srovnáš její tehdejší a současný stav?

Změny probíhají, jsou nezadržitelné a za časové rozpětí osmi, devíti dekád let, posuzovány okem botanika, ne právě potěšující. Vzpomínám na setkání s orchidejemi při toulkách Hádeckou plošinou, na záplavy hub v lesích Baby i jinde v lesích okolí Brna. Daň za ekonomický pokrok, pro nás starší pamětníky jistě tísnivější než pro mladší generaci.

Společenstvo nárostových (bentických) rozsivek v optickém mikroskopu – jedná se o schránky zbavené živého obsahu, aby byla vidět ornamentice křemičité schránky, tj. jeden z důležitých determinačních znaků (foto: Markéta Fránková)

Vystudoval jsi biologii na PřF MU a Tvůj bratr byl lékař, nicméně Váš tatínek byl soudce. Kdo Vás k přírodním vědám nasměroval, anebo Vás přitahovaly samy od sebe?

Za to – řekněme první nasměrování – vděčím bezesporu rodičům. Pravidelné nedělní rodinné výlety do přírody v okolí Brna, někdy i v doprovodu dalších přátel, patří k nejkrásnějším vzpomínkám z mého dětství. Tu a tam při těchto výpravách padala jména rostlin. Tam někde je začátek mých pozdějších profesionálních zájmů. Přitom stačilo projevit o něco zájem – a obratem se nám na stole objevila halda knížek k danému tématu. Doby, kdy jsme se s bratrem rozhodovali o profesionálním zaměření, se naši rodiče nedožili. Moje rozhodnutí ke studiu na Přírodovědecké fakultě bylo asi dost riskantní. Ale věřím, že by mi tento krok schválili.

Jak ses dostal ke studiu řas a kdo byl Tvým největším vzorem a učitelem?

Podnět k přesedlání od vyšších rostlin k řasám mi dal hned v prvém roce studia profesor Josef Podpěra. Na rozdíl od Čech se této skupině organismů v celé moravskoslezské části republiky téměř nikdo profesionálně nevěnoval, a to ani v minulosti. Podobnou výzvu dostal i o dva roky mladší Jiří Komárek. Spolu jsme tehdy začínali a záhy se připojili i další, Jiří Heteša, Hanuš Ettl. Vzorem a obrovskou oporou pro má seznamování s rozsivkami byl Julius Bílý, v té době už jediný ještě žijící „moravský“ algolog a ředitel dívčí školy ve Šlapanicích u Brna. Z mých vysokoškolských učitelů to byl především docent Jan Šmarda, jenž vzbudil můj zájem o studium vztahů organismů k vnějšímu prostředí, jejichž možné bioindikační využití v přednáškách a při botanických exkurzích často připomínal. Je sotva možno vyjmenovat všechny další, kteří svými myšlenkami přispěli k dalšímu zaměření mé práce. Snad především k nim patří botanik a bryolog docent Josef Jedlička, zoolog profesor Sergěj Hrabě a z mimobrněnských pak algolog profesor Bohuslav Fott.

Invazní rozsivka Didymosphenia geminata v živém stavu (tzv. nativní preparát)
(foto: Markéta Fránková)

Pro naše čtenáře bychom měli snad doplnit, že rozsivky jsou jednobuněčné hnědé řasy mikroskopických rozměrů (2 až 500 µm) s křemičitou schránkou, vyskytující se ve sladkých i slaných vodách a mimo jiné využívané při hodnocení jakosti vody jako bioindikátory. V současné době je jich popsáno 75 tisíc druhů a jsou natolik početné, že produkují kyslík pro náš každý čtvrtý až pátý nádech.

Petře, v naší vlasti jsi stál u základů hodnocení kvality vody s využitím bioindikátorů. Už Tvá diplomová práce měla název „Rozsivky, indikátoři jakosti vod“ a tato problematika Tě provázela celým profesním životem. Měnil se v průběhu let nějak tvůj pohled na bioindikaci?

Měnil se a mění (či přesněji je měněn). Už i tím, že se mění charakter impaktu na ekologický stav vod. Závažnost organického znečištění vod poněkud ustoupila díky budování čistíren do pozadí, narůstá ale závažnost zátěže vod živinami. A do hry vstupují i další civilizační faktory: jednak důsledky klimatických změn v oblasti fungování vodních ekosystémů, vedle nich však i možné důsledky globalizačních trendů, zvyšujících šanci průniku invazních druhů do našich vod. To vše při současně probíhající záplavě nomenklatorických změn indikátorů provázené zásadní změnou pojetí taxonomické klasifikační kategorie druhů. Z řádově stovek řasových indikátorů v seznamech pořízených někdy před 50 lety nejméně 90 procent změnilo jméno. Už dříve zavedené jméno dostalo jinou (zpravidla užší) taxonomickou náplň – i malá morfologická odchylka byla oddělena od typického tvaru na druhové úrovni bez ověření, nejde-li jen o ekomorfózu podmíněnou např. prouděním. A změny dále probíhají. Všechny by měly být zaváděny do taxalistu indikátorů po zvážení možnosti přidělení ekologických charakteristik. Oddělené hodnocení trofické a organické zátěže, jak je navrženo a zavedeno v některých jiných státech EU, má své problematické stránky. Je tedy i u bioindikačních metod stále co řešit.

Petr Marvan v 85 letech vkleče mikroskopuje v Růženině lomu na brněnských Hádech (foto: Eliška Maršálková)

Jakých výzkumných projektů/témat, kterých ses během svého dlouhého aktivního profesního života účastnil, si nejvíce ceníš, který z nich byl pro Tebe nejzajímavější a na který vzpomínáš nejraději?

Tak na tuto otázku opravdu nedovedu odpovědět. Vzpomínám velmi rád na období mého zaměstnání v kolektivu pracovníků brněnského pracoviště Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka při rozpracovávání metod hodnocení ekologického stavu či in vitro metod sledování toxicity látek, sledování vývoje kvality vody údolních nádrží, monitoringu toků a funkce čistírenských zařízení. To platí i pro další léta strávená v Mikrobiologickém ústavu ČSAV s výzkumnými projekty, v nichž jádro metodického přístupu leželo v kultivačních experimentech. V tomto období jsem si uvědomil vysoký informační potenciál řasové kultury s řízenými kultivačními podmínkami pro poznání vlivu vnějších faktorů nejen na růst, ale i vývoj morfologických znaků. Poznatky o vlivu světla na růst jednorázové řasové kultury umožnily i přesnější kvantifikaci trofického potenciálu jako metriky trofické zátěže vody. Přechod části pracovišť Mikrobiologického ústavu pod Botanický ústav v roce 1971 znamenal pro mne návrat ke studiu úlohy řas v přírodních ekosystémech, tentokrát hlavně mokřadů a mělkých vod, a tedy i návrat ke studiu vztahů řas k environmentálním podmínkám. Řada projektů tohoto období byla řešena ve spolupráci s kolegou Jiřím Hetešou z Mendelovy univerzity v Brně. S ním byla i připravována první verze revidovaného seznamu indikátorů podle nových poznatků o autekologii řas jako spíše jen vedlejšího produktu z úkolů tohoto období. Postupně se připojili i další spolupracovníci, především Blahoslav Maršálek, později i Blažena Brabcová, Rodan Geriš, Vladimír Keršner, Kateřina Sukačová, Lenka Supová (roz. Šejnohová), Jana Veselá a Ty, Markéto. Ale to už se dostáváme do let zvýšeného celoevropského zájmu o využívání řas při monitorování stavu řek na přelomu tisíciletí, jenž vyústil ve vydání Rámcové směrnice o vodách (2000/60/ES).

Zatímco jiní důchodci si užívali klidu, Ty jsi v 69 letech s algologem Jiřím Hetešou a Vladimírem Hrdinou spoluzakládal firmu Limni s. r. o., jež řešila hydrobiologické projekty a revitalizace a poskytovala expertizy.

Ano, rád vzpomínám i na důchodové období se znovu navázanými pracovními vztahy s brněnským pracovištěm VÚV TGM, a tím i k problematice řešené zde někdy před půlstoletím, po tolika letech už ovšem s jiným pracovním kolektivem. Mimo jiné jsme se podíleli na implementaci již výše zmíněné evropské Rámcové směrnice o vodách, v rámci níž jsme vytvořili jmenný seznam druhů sinic a řas využitelný pro hodnocení jakosti vod ČR a aplikaci Biana pro ekologické hodnocení planktonních i bentických společenstev sinic a řas.

Oslava 90. narozenin Petra Marvana s kolegy a přáteli v dubnu 2019 (foto: Alica Hindáková)

Petře, přestože jsi na univerzitě strávil pouze dvě krátká období (v letech 1952–1954 jsi byl asistentem v Ústavu všeobecné a systematické botaniky Katedry biologie PřF MU a v letech 1991–1994 jsi pracoval na Oddělení zoologie a ekologie PřF MU), existuje Tvoje neoficiální škola moravské algologie. Je nás řada, kterým jsi se nezištně, zato intenzivně věnoval četnými radami a konzultacemi. Jaký by podle Tebe měl dobrý učitel být?

Řekl bych, že by měl vždy jen navodit téma a nechat co nejvíc o něm diskutovat samy posluchače.

Po mnoha letech nucené izolace od studentů jsem dostal možnost návratu k pedagogické činnosti. A nějak se mi nepodařilo s klasickou formou přednášení z katedry řadám studentů v lavicích sžít. Daleko milejší mi byly diskuse se studenty někde v menším kruhu, a abych tak řekl, na stejných židlích.

Petr Marvan korunován králem Moravské algologie na oslavě 90. narozenin (foto: Alica Hindáková)

Milý Petře, moc Ti děkujeme za zajímavý rozhovor a za všechnu práci, kterou jsi pro evropskou hydrobiologii i pro Výzkumný ústav vodohospodářský odvedl. Do dalších let Ti z celého srdce přejeme především pevné zdraví a stále tak svěží mysl, elán a smysl pro humor, jaký máš nyní.

Markéta Fránková a Denisa Němejcová

 

 

 

 

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

V úterý 24. října 2019 vyvrcholily téměř roční oslavy 100 let od založení tehdejšího Státního ústavu hydrologického, dnešního Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka. V krásném prostředí majestátního hotelu Internacionál v pražských Dejvicích se více než 170 pozvaných hostů mohlo seznámit s dlouhou a pestrou historií výstavby areálu instituce i řadou vědeckých experimentů a dobové techniky používané při návrzích řešení budoucích významných vodních děl Československa a České republiky. Při této příležitosti proběhl křest textované obrazové publikace seznamující čtenáře s činností a proměnami naší instituce v jednotlivých desetiletích od 20. let 20. století po žhavou současnost.

Hosté si poté mohli prohlédnout reprezentační i zákulisní prostory hotelu a především byli pozváni na prohlídku Výzkumného ústavu vodohospodářského, konkrétně jeho monumentální hydraulické haly. Zde je přivítaly celkem čtyři funkční fyzikální hydraulické modely, z toho dva plně aktivní, tj. s proudící vodou simulující konkrétní hydrologické a hydraulické podmínky. Hosté vstupovali do podvečerní, již osvětlené haly za zvuků právě probíhajícího minikoncertu orchestru BERG, kde si po pochvalných recenzích vyslechli reprízu skladby soudobého skladatele Petra Hory „Řeka volá“. Premiéra této skladby zazněla ve spolupráci s Českým rozhlasem na stejném místě první srpnovou středu, kdy doprovázela každoměsíční zkoušku sirén (viz článek VÚV TGM byl svědkem unikátního mikrokoncertu „Hudba k siréně“). Po nevšedním zážitku, kdy si dvě sopranistky a akordeon vyměňovali „hlasy“ právě s onou sirénou a šuměním vody v modelech, se hosté mohli prostřednictvím odborného výkladu detailněji seznámit s funkcionalitou fyzikálních modelů. Ty mají i v 21. století své nezastupitelné místo při ověřování složitých hydraulických problémů jak z hlediska přesnosti, tak z hlediska výpočetního času oproti stále populárnějšímu 3D-hydraulickému modelování. Po návratu do hotelu si hosté vyslechli koncert kytarového virtuosa Štěpána Raka, složený ze skladeb tematicky souvisejících s prvkem vody, doprovázených průvodním slovem z jeho nevšedních cest po celém světě. Večer se po všech směrech vydařil a já bych rád na tomto místě milerád poděkoval všem svým kolegům, kteří se na přípravě této velké oslavy podíleli.

 

Akcí v tomto roce, přímo i nepřímo spojených s oslavami kulatého výročí, bylo pochopitelně více. Ať už se jedná o plavbu historickým parníkem Vltava z Podbaby pod Karlův most a zpět pro všechny zaměstnance (mimochodem za nádherného počasí), den otevřených dveří (v pražské centrále i na pobočkách v Brně a Ostravě), putovní výstavu po českých univerzitách (zastavila se mj. i v Poslanecké sněmovně Parlamentu České republiky), či o závod-nezávod „Vodohospodářskou padesátku“.

Brněnská pobočka při příležitosti oslav 70. výročí své existence pořádala skvěle hodnocený koncert pod širým nebem, v pražské centrále se v posledních květnových dnech zase uskutečnilo neformální setkání vodohospodářů, které si všichni, tedy současní i bývalí kolegové a příchozí hosté, nejen u dobrého piva náramně užili.

I všem těm, kteří se na těchto jednotlivých akcích podíleli a svou činností a nadstandardním nasazením umožnili jejich realizaci, patří můj velký dík. S odstupem již nyní mohu hodnotit, že oslavy 100. let od založení naší instituce byly důstojné, v mnoha ohledech nezapomenutelné a spolu s kolegy věříme v její další slibnou budoucnost. Střípky a atmosféru z jednotlivých akcí jsme se pro Vás pokusili zachytit v přiložené fotogalerii. Věřím, že pro mnohé z Vás, kteří se některé z nich zúčastnili, to bude vzpomínání více než příjemné.

 

Přeji Vám všem, lidem od vody, hezké podzimní dny.

 

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Čtvrtého června 2019 zemřel Ing. Miroslav Kněžek, CSc., který pracoval ve Výzkumném ústavu vodohospodářském T. G. Masaryka, v. v. i., (VÚV TGM) téměř čtyři desetiletí a významně přispěl k tomu, že VÚV TGM v oboru hydrologie a hydrogeologie je respektovanou autoritou.

Ing. Miroslav Kněžek, CSc., se narodil 24. května 1930 v Bratislavě. V letech 1949–1954 absolvoval Fakultu inženýrského stavitelství ČVUT v Praze, obor hydrotechnický. Po ukončení tohoto studia nastoupil do Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka, v. v. i., na interní vědeckou aspiranturu v oboru hydrologie podzemních vod. Disertační práce, obhájená v roce 1958, měla téma Umělá infiltrace (vyhodnocení pokusného poloprovozu Káranské vodárny u Sojovic). Během aspirantury spolupracoval na hodnocení zdrojů podzemních vod ve vybraných oblastech České křídové pánve metodou podélných profilů průtoků. Jeho publikace Průsak z vodárenských infiltračních nádrží z roku 1962 dokumentuje jeho zaměření výzkumu hydrologie a hydrauliky podzemních vod na vodárenské využívání. Byl to především návrh koncepčního uspořádání umělé infiltrace v káranské oblasti, následný výzkum kolmatace vsakovacích nádrží, výzkum břehové kolmatace a jejího ovlivňování poříčních podzemních vod. V praxi byly dosažené výsledky využity při realizaci jímání podzemní vody a umělé infiltrace vodárny v Káraném.

Zúčastnil se zakládání terénní výzkumné základny v Adršpašsko-teplické struktuře Polické pánve a vyhodnocování výsledků pozorování. Ve své odborné práci byl od začátku 70. let převážně zaměřen na podzemní složku odtoku (základního odtoku) v hydrologické bilanci. Zejména po zpracování úkolu Odtok podzemní vody na území Československa (kolektiv autorů pod vedením J. Krásného) byla i jeho zásluhou změna v nazírání na význam přirozené akumulace podzemních vod v regionech tvořených málo, nebo nepropustnými horninami. Ve studii Metoda separace podzemního odtoku při využití pozorování hladiny podzemní vody z roku 1974 společně s K. Klinerem uvedl do praxe původní metodu stanovení základního odtoku, která je dodnes jedním ze standardně používaných postupů při hodnocení hydrologické bilance.

Hodnocením přírodních zdrojů podzemní vody se zabýval i v rámci svého působení v Subkomisi pro podzemní vody Komise pro klasifikaci zásob nerostných surovin, spadající v letech 1964–1992 pod úřad předsednictva federální vlády. Tato jeho činnost vycházela i z řady spoluprací s organizacemi jako ČHMÚ, SHMÚ, ČGÚ-ČGS, Stavební geologie – Aquatest, Vodní zdroje, Geotest, VRV, vodárna Káraný a další, kterými byl uznávanou autoritou v oboru hydrologie podzemních vod. Jeho snahou v celé odborné činnosti bylo zdůrazňování jednotnosti vzájemného působení všech složek hydrologické bilance. To prosazoval i jako vedoucí oboru hydrologie ve VÚV TGM v letech 1965–1969 a 1987–1990. V únoru roku 1990 byla pracovníky VÚV TGM zvolena Interní vědecká rada, která se podílela spolu s vedením VÚV TGM na transformaci ústavu ve změněných politických podmínkách Ing. Miroslav Kněžek, CSc., byl na počátku její činnosti zvolen jejím předsedou.

Byl členem vědeckých rad ČHMÚ i SHMÚ, VÚMOP, členem komise pro obhajoby disertačních prací CSc. (Ph.D.) na FSv ČVUT – obor VH, externě přednášel na katedře VH ČZU. Byl školitelem šesti vědeckých aspirantů. V roce 2003 obdržel od Českého národního výboru pro hydrologii Cenu Andrease Rudolfa Harlachera.

Odborná a publikační činnost M. Kněžka i externí spolupráce zejména s VÚV TGM, ČHMÚ, ČGS a dalšími organizacemi pokračovala až do roku 2015. Týkala se zejména kvantifikací dopadů změn klimatu na podzemní vody a návrhu adaptačních opatření.

Výjimečnost osoby Miroslava Kněžka spočívá v tom, že při plném pracovním nasazení v oboru hydrologie se v bohaté míře uplatnily i jeho další zájmy. Bylo to působení rozhodčího i trenéra ve vrcholové atletice a aktivní sportování (v mládí závodně a až do pokročilého věku lyžoval, miloval vysokohorskou turistiku), na druhé straně se projevovalo jeho výtvarné nadání (v roce 2007 výstava Kresby z cest) a hluboký zájem o vážnou hudbu. V prvních svobodných volbách byl zvolen do zastupitelstva městské části Praha Suchdol, do roku 1994 byl zástupcem starosty, v občanských aktivitách v Suchdole (např. i v ochotnickém divadle) působil až do roku 2018.

Za všechny vzpomíná na Miroslava Kněžka jeho vrstevník Ing. Miroslav Olmer:

Na XIV. hydrogeologickém kongresu v Liberci 2014 jsme oba obdrželi Cenu Oty Hynie. Při této příležitosti mi předal gratulaci, ze které cituji:

 

„… Moc vám děkuji, troufám si říci, za plodnou spolupráci,

při níž jsme myslím neopustili přátelský vztah…“

 

Tento krátký výňatek dokresluje nejlépe naši spolupráci. Začali jsme se stýkat během 60. let minulého století, zprvu pouze profesně. Měli jsme oba téměř stejný obor zaměření, podzemní vody, ale každý z jiného úhlu přístupu – on vycházel z hydrologie, já spíš z vodního hospodářství. Našli jsme vzájemně určitou názorovou shodu a navíc jsme nikdy nebyli organizačně spojeni a to nám oběma bylo určitě ku prospěchu, nemuseli jsme tedy mezi sebou brát ohledy na jisté zábrany a zájmy svých nadřízených. Postupně se mezi námi vyvinul bližší vztah a věkový rozdíl jednoho roku nehrál roli.

Byl ochotným lektorem, resp. recenzentem tří mapových edic Rajonizace (1973, 1986, 2005), publikací (Práce a studie VÚV TGM, seš. 176; Sborník geologických věd – HIG sv. 21 a 23, ČGS) a dlouho členem odborné skupiny pro podzemní vody ČVTVHS, kde se podílel na tradičních seminářích „Podzemní voda ve vodoprávním řízení“. Společně jsme také připravili kromě jiného návrh Chráněných oblastí přirozené akumulace vod (CHOPAV) realizovaný pak nařízením vlády v roce 1981 a převzatý do současného vodního zákona.

Mirek Kněžek byl do konce života začleněn do komunity odboru hydrologie VÚV TGM, jeho vypravěčské nadání a ochota podílet se na zkušenostech nacházely odezvu i u nejmladší generace hydrologů. Bude nám opravdu hodně chybět.

 

Kolegové

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

V monumentální hydraulické hale Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka, v. v. i., v Praze v Podbabě zazněla v pořadí již pátá hudební intervence k pravidelné zkoušce sirén, a to jako součást oslav 100. výročí od jeho založení. Hudba zazněla první srpnovou středu přesně v poledne, a to nad fyzikálními modely vybraných úseků Vltavy a Labe. Pro zvídavé návštěvníky a posluchače, kterých se dostavilo přes 170, byla připravena i komentovaná prohlídka tohoto unikátu.

Autorem hudby a konceptu je tentokrát mladý český skladatel Petr Hora. Ten se rozhodl světové premiéře své skladby ke znějící siréně přizvat i dvě sirény živé – tedy zpěvačky: „Zpívají siréně takovou mantru, která je zároveň i otázkou.“ Krátká, volně přístupná akce, která trvala asi 15 minut, tak mohla potěšit i ty, kdo by na běžný večerní koncert třeba nepřišli. Léto je také ideálním obdobím k tomu udělat si polední pauzu o trochu delší, prostě se zastavit uprostřed všedního dne, vydechnout a osvěžit se netradičním zážitkem.

Jak ve své upoutávce před koncertem upozornila Eva Kesslová, ředitelka Orchestru BERG: „Je to celé překvapivě blízko – pouhých pár minut autobusem z Dejvické nebo pěšky z nádraží Praha-Podbaba.“ A komu se na koncert nepodařilo dorazit do Podbaby, mohl poslouchat přímý přenos na stanici Vltava Českého rozhlasu. Orchestr BERG samozřejmě plánuje i další mikrokoncerty, a to na neméně zajímavých místech hl. m. Prahy. Videozáznam z akce a termíny dalších koncertů najdete v příslušných odkazech v Aktualitách na webu www. vuv.cz.

 

Hudba k siréně (série mikrokoncertů – hudebních intervencí ke zkoušce sirén)

Orchestr BERG vyzval téměř dvě desítky skladatelů k vytvoření nových „time-specific“ kompozic určených k provádění v konkrétním čase, při pravidelné zkoušce sirén každou první středu v měsíci. A protože siréna byla původně vynalezena jako hudební nástroj, tento projekt ji oklikou alespoň částečně vrací zpět na začátek. Všechny akce cyklu přenáší v přímém přenosu Český rozhlas Vltava.

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie.

Souhrn

Výpar z vodní hladiny je jednou ze základních složek oběhu vody v přírodě a významně ovlivňuje celkovou hydrologickou bilanci povodí. Vzhledem ke komplikovanému přímému měření je často zjišťován ze vzorců, které jako vstupní data vyžadují dostupné měřené meteorologické veličiny.

V příspěvku je popsán způsob odvození regresních vztahů pro výpočet výparu ve stanici Hlasivo. Dále jsou uvedeny nově odvozené vzorce pro tuto lokalitu, které kombinují různé meteorologické veličiny. Nejlepších výsledků bylo dosaženo při použití vzorce využívajícího k výpočtu globální sluneční radiaci a teplotu vody a vzorec založený na kombinaci teploty vody, relativní vlhkosti vzduchu a teploty vzduchu (popř. rychlosti větru).

Hodnocení vzorců bylo provedeno na základě nejnižší hodnoty průměrné relativní chyby (MRE) a nejvyšší hodnoty Kling-Gupta efficiency (KGE). Vzorce byly testovány na historické datové sadě ze zrušené výparoměrné stanice Tišice. Výsledky ukazují, že pro výpočet výparu pro jinou lokalitu je vhodnější využít vzorce, které se zakládají na jednoduché párové regresi s jednou meteorologickou veličinou (teplotou vody, nebo teplotou vzduchu), na rozdíl od vzorců využívající vícenásobné regrese. Při použití vzorců je vždy nutné ověřit rozsah jejich platnosti.

Úvod

Výpar z vodní hladiny je důležitým členem hydrologické bilance vodních nádrží. V posledních letech je význam výparu z volné hladiny navíc umocňován dopady klimatických změn. Zvyšování průměrné teploty vzduchu má za následek zvýšený úbytek vody výparem, nicméně tyto ztráty nejsou kompenzovány srážkovými úhrny, které jsou víceméně stejné a nerovnoměrně rozdělené. Na území České republiky se proto vyskytují oblasti, kde potenciální evapotranspirace významně převyšuje srážkové úhrny, viz obr. 1. Na povodích s vyšším zastoupením vodních ploch, případně při určování bilance vodních nádrží, je zapotřebí přesné určení výparu z vodní plochy.

Přímé měření výparu je komplikované a není tak časté. Běžná výparoměrná zařízení (např. GGI, Class-A-pan aj.) neudávají výpar, ale tzv. výparnost, která bývá zpravidla vyšší než skutečný výpar [1]. Z tohoto důvodu je výpar vodních nádrží odhadován na základě tabulkových hodnot podle nadmořské výšky [2] nebo určován z matematických vzorců, které obsahují snadněji měřitelné veličiny [3]. Závislost výparu na jednotlivých meteorologických veličinách je popsán českou [4, 5] i zahraniční literaturou [6–8].

V článku Berana a kol. [4] byly odvozeny empirické vztahy pro výpočet výparu z vodní plochy na základě dat ze stanice Hlasivo za období 1957–2012. Od té doby se průměrná teplota vzduchu stále zvyšovala a navíc se vyskytly roky s extrémně nízkými srážkovými úhrny (2015, 2018). To přispělo k potřebě aktualizování vztahů pro výpočet výparu z vodní hladiny se zahrnutím těchto skutečností.

Výchozí data

K odvození nových regresních vztahů pro výpočet výparu byla použita data z výparoměrné stanice v Hlasivu u Tábora, 547 m n. m. K letošnímu roku tak máme díky nepřetržitému fungování stanice 62letou datovou řadu. Jedná se nejen o hodnoty výparu, ale i další meteorologické veličiny, jež stanice zaznamenává.

Vzhledem k tomu, že naměřené denní hodnoty výparu bývají zatížené značnou náhodnou chybou [10], byla k odvozování používána data průměrného denního výparu v měsíci. K dispozici byly pozorované měsíční řady: teplota vzduchu ve 2 m [°C], teplota hladiny vody ve výparoměru [°C], relativní vlhkost vzduchu [%], globální sluneční radiace [W/m2] a rychlost větru [m/s]. Výpar byl měřen srovnávacím výparoměrem o ploše hladiny cca 20 m2. Vzhledem k ploše srovnávacího výparoměru se naměřená výparnost považuje za reálný výpar.

 

Obr. 1. Index aridity na území ČR [9]
Fig. 1. Aridity index in the Czech Republic [9]

Sezona měření výparu ve stanici Hlasivo je od května do října. V případě nízkých teplot (zamrzání vody ve výparoměru) může začít později nebo být ukončena o několik dní dříve. V takových případech jsou pro vyhodnocování vztahů a korelačních koeficientů výparu s vybranými meteorologickými veličinami data zkrácena tak, aby korespondovala s konkrétními dny, kdy se výpar měřil.

Vztah výparu k vybraným meteorologickým veličinám

Spolu s průběhem výparu v čase byl zpracován i průběh teploty vzduchu a teploty hladiny vody ve výparoměru, viz obr. 2.

obr. 23 je patrná vzájemná korelace mezi hodnotou výparu a teplotou vzduchu (korelační koeficient r = 0,854), závislost nejlépe vystihuje mocninná funkce s koeficientem determinace R2 = 0,752.

Obr. 2. Průběh průměrné denní hodnoty výparu, průměrné teploty vzduchu a vody ve stanici Hlasivo (květen–říjen)
Fig. 2. Average daily evaporation, average air and water temperature in Hlasivo station (May–October)

Závislost výparu na teplotě vody nejlépe vystihuje exponenciální funkce na obr. 4 s R2 = 0,819 a r = 0,886.

Výpar z vodní hladiny nejvíce koreluje s globální sluneční radiací (r = 0,914) a jejich vztah nejlépe vystihuje mocninná funkce (R2 = 0,884), viz obr. 5.

Výpar s relativní vlhkostí vzduchu vykazuje závislost nepřímo úměrnou (r = -0,644). Tuto závislost nejlépe vystihuje lineární funkce (R2 = 0,411) viz obr. 6.

Obr. 3. Vztah mezi průměrnou měsíční teplotou vzduchu a výparem od roku 1957–2018
Fig. 3. Relationship between average monthly air temperature and evaporation from 1957–2018
Obr. 4. Vztah mezi průměrnou měsíční teplotou vody ve výparoměru a výparem od roku 1957–2018
Fig. 4. Relationship between average monthly water temperature in evaporimeter and evaporation from 1957–2018
Obr. 5. Závislost výparu z vodní hladiny na globální sluneční radiaci (1999–2018)
Fig. 5. The dependence of evaporation from water surface on global solar radiation (1999–2018)
Obr. 6. Vztah mezi průměrnou relativní vlhkostí vzduchu a výparem od roku 1965–2018
Fig. 6. Relationship between average relative air humidity and evaporation from 1965–2018

Metodika odvozování vzorců

Vzhledem k tomu, že některé veličiny nebyly měřeny od začátku pozorování (vítr, globální sluneční radiace), byly zvoleny dva časové úseky (1957–2018 a 2006–2018), ze kterých byly vzorce odvozovány. Nejprve byly určeny párové závislosti průměrného denního výparu z vodní hladiny (v měsíčním kroku) na jednotlivých meteorologických veličinách. Regresní analýzou byla určena rovnice. Pomocí takto získaných rovnic byl vypočítán výpar.

Následně byly spočteny odchylky (rezidua) vypočítaného výparu od pozorovaného (naměřeného). V následujícím kroku byla regresí vyjádřena závislost vypočítaných reziduí na další meteorologické veličině. Kombinací dvou regresních vztahů došlo k vytvoření nového vzorce pro výpočet výparu, do kterého vstupují dvě meteorologické veličiny. Tento vzorec byl následně rozšířen o další veličinu, a to stejným způsobem. Z vypočítaného výparu byla spočtena rezidua od výparu pozorovaného. Na základě závislosti další meteorologické veličiny s těmito rezidui byl zkombinován nový vzorec.

Výše popsaným postupem byly vytvořeny desítky vzorců z datové řady Hlasivo 2006–2018, které kombinují veličiny: globální sluneční radiace, teplota vzduchu a vody, relativní vlhkost vzduchu a rychlost větru. Dále bylo vytvořeno několik vzorců z nejdelší možné datové řady, které kombinují teplotu vody a vzduchu (1957–2018) a relativní vlhkost vzduchu (1965–2018).

Vhodnost vzorců byla hodnocena na základě průměrné relativní chyby (MRE) a hodnoty Kling-Gupta efficiency (KGE) [11]. Závislosti výparu na datech z let 1957–2018 vykazují vyšší MRE a nižší KGE, jsou ovšem platné pro širší rozsah hodnot. Na základě nejvyšších hodnot KGE a nejnižších hodnot MRE v jednotlivých datových řadách byl zúžen výběr vzorců na 16, viz tabulka 1.

Tabulka 1. Výběr vzorců pro výpočet výparu a jejich hodnocení na základě MRE a KGE
Table 1. The formulas for calculating evapotration and their evaluation based on MRE and KGE

Výsledky a diskuse

Tabulka 1 uvádí výběr vzorců pro výpočet výparu z vodní hladiny. První sloupec značí datovou řadu, ze které daný vzorec vznikl. V případě, že byl vzorec z delší datové řady kombinován s relativní vlhkostí vzduchu, je výpočet aplikován pouze na data od roku 1965.

Nejlepší shody vypočteného a měřeného výparu na základě KGE je dosaženo při použití odvozených vztahů se zastoupením měřených meteorologických veličin: teplota vody, relativní vlhkost vzduchu a rychlost větru (vzorec E5, MRE = 12,31 %, KGE = 0,937). Nejnižší hodnotu MRE vykazuje vzorec E2, do kterého vstupují veličiny: globální sluneční radiace a teplota vzduchu (MRE = 11,08 %, KGE = 0,892). V obou případech se jedná o vzorce vzniklé z datové řady Hlasivo 2006–2018.

Výpočet výparu na základě vzorců vzniklých z delší datové sady odpovídá nejlépe při použití vzorce E15, který kombinuje teplotu vody a relativní vlhkost vzduchu (MRE = 13,24 %, KGE = 0,907) a vzorce E14, kombinující teplotu vody, relativní vlhkost vzduchu a teplotu vzduchu (MRE = 13,20 %, KGE = 0,857). Průběh výparu vypočteného podle vybraných vzorců je znázorněn na obr. 7.

Validace vzorců

Všechny vytvořené vzorce byly validovány na datové řadě Hlasivo 1999–2005. K dispozici byly všechny veličiny, které vstupují do odvozených vzorců. U globální sluneční radiace není datová řada kontinuální. Jedná se o sezonu 1999 a poté 2001–2005. Výsledky testování jsou uvedeny v tabulce 1, sloupec „1999–2005“. Průběh naměřeného a vypočteného výparu je zobrazen na obr. 8. Maximální a minimální hodnoty veličin uvádí tabulka 2.

Z výsledků vyplývá, že nejlepší shody vypočteného a naměřeného výparu na základě nejnižší hodnoty MRE je dosaženo při použití vzorce založeného na lineárním vztahu s globální sluneční radiací a teplotou vody (vzorec E3, MRE = 10,38 %, KGE = 0,905). Z hodnocení na základě KGE vyplývá, že nejlepší vzorec k výpočtu výparu je vztah založený na kombinaci teploty vody, relativní vlhkosti vzduchu a teploty vzduchu (vzorec E14, MRE = 11,51 %, KGE = 0,933).

Obecně lze říci, že z hodnocení na základě KGE se jako významná veličina vstupující do výpočtu výparu prokázala teplota hladiny vody. Přičemž, je vhodnější využívat vzorců z delší datové řady, jelikož jsou robustnější a mají širší rozsah platnosti, viz tabulka 2. Hodnota KGE u vzorců vycházejících z teploty vody se pohybuje mezi 0,85–0,93.

Tabulka 2. Maximální a minimální hodnoty veličin naměřené ve stanici Hlasivo (měsíční průměry)
Table 2. Maximum and minimum values, measured in the Hlasivo station (monthly averages)

Z hodnocení na základě MRE se jako nejvýznamnější veličina vstupující do vzorců prokázala globální sluneční radiace. U takovýchto vzorců se MRE pohybuje mezi 10,4–12,7 %. Vzorce využívající k výpočtu globální sluneční radiaci jsou k dispozici pouze z datové řady 2006–2018.

Všechny vzorce byly také aplikovány na datové řadě ze zrušené výparoměrné stanice Tišice u Neratovic, 163 m n. m. (1957–1974). V Tišicích byla rychlost větru ve 2 m měřena od roku 1959 a globální sluneční radiace zde nebyla měřena vůbec. Pro srovnání vypočteného výparu s naměřeným byly použity hodnoty ze srovnávacího výparoměru o stejné ploše jako v Hlasivu. Sezona pro měření výparu v Tišicích byla od dubna do října. Výpar byl počítán pouze pro rozsah hodnot platný pro rovnice odvozené z Hlasiva v období 1957–2018. Při ponechání minimálních hodnot se projevil rozsah platnosti vzorců, proto některé výpočty udávaly nereálné hodnoty.

Výsledky testování jsou uvedeny v tabulce 1, sloupec „Tišice“. Průběh výparu je zobrazen na obr. 9. Nejlepší shody vypočteného a naměřeného výparu na základě hodnoty MRE je dosaženo při použití vzorce E6, založeného na vztahu s teplotou vody a rychlosti větru (MRE = 18,8 %, KGE = 0,755). Z hodnocení na základě KGE vyplývá, že nejlepší vzorec k výpočtu výparu je vztah založený na jednoduché párové regresi s teplotou vzduchu (vzorec E8, MRE = 28,2 %, KGE = 0,756).

Obr. 7. Průběh naměřeného (černá barva) a vypočteného výparu pro roky 2006–2018
Fig. 7. Measured (black color) and calculated evaporation for years 2006–2018
Obr. 8. Průběh naměřeného výparu (černá barva) a vypočteného výparu pro roky 1999–2005
Fig. 8. Measured evaporation (black color) and calculated evaporation for years 1999–2005
Obr. 9. Průběh naměřeného výparu (černá barva) a vypočteného výparu pro stanici Tišice
Fig. 9. Measured evaporation (black color) and calculated evaporation for Tišice station

Obecně lze výsledky interpretovat tak, že rychlost větru je významnou veličinou, která zpřesňuje výpočet výparu. Při absenci měření rychlosti větru je vždy lepší použít vzorce vzniklé z delší datové řady, jelikož vykazují vyšší shodu na základě KGE. Dále bylo prokázáno, že jednoduchá párová regrese s teplotou vzduchu, nebo vody je pro výpočet výparu pro stanici Tišice přesnější, než vícenásobné regrese kombinující relativní vlhkost vzduchu.

Závěr

Všechny regresní vztahy pro výpočet výparu byly odvozeny na základě dat měřených pouze od května do října. Obor platnosti těchto vztahů je definován rozsahem hodnot uvedených v tabulce 2. Vytvořené vzorce byly validovány na datové řadě Hlasivo 1999–2005 a ověřené na datech ze stanice Tišice 1957–1974.

Pro výpočet výparu ve stanici Hlasivo jsou stěžejní vzorce, které obsahují globální sluneční radiaci, jež vykazují nejnižší MRE, konkrétně vzorec E3. Další stěžejní veličinou je teplota hladiny vody ve výparoměru, především v kombinaci s dalšími meteorologickými veličinami, které daný výpočet zpřesňují. Velmi dobře vychází vícenásobná regrese teploty hladiny vody s relativní vlhkostí vzduchu a teplotou vzduchu (vzorec E14), popř. teplota hladiny vody s relativní vlhkostí vzduchu a rychlostí větru (vzorec E5).

Pro výpočet výparu pro stanici Tišice je vhodné využít vzorce z delší datové sady, zakládající se na jednoduché párové regresi s teplotou vody (vzorec E10), anebo vzduchu (vzorec E8), popř. vzorce kombinující teplotu vody a rychlost větru (vzorec E6). Vhodnost využití globální sluneční radiace nebylo možné testovat.

Volba vzorců pro výpočet výparu závisí na dostupnosti jednotlivých meteorologických veličin, přičemž je nutné ověřit i rozsah platnosti jednotlivých vzorců.

Pro zpřesnění výpočtů je nutné vzorce validovat na více datových sadách z různých lokalit. Následně vytvořit sady vzorců, které budou využitelné pro lokality s podobnými geografickými charakteristikami. Dá se předpokládat, že vzorce ověřené na stanici Tišice jsou již nyní použitelné pro jiné lokality, avšak uživatel musí počítat s chybou 20–30 %.

V současné době je řešen projekt TJ01000196 Vytvoření softwaru pro výpočet výparu z vodní hladiny pro podmínky ČR, jež má za cíl vytvořit vztahy pro výpočet výparu z vodní hladiny platné na celé území ČR. Řešení bude vycházet z pozorování výparu ve stanici Hlasivo a vybraných výparoměrných stanic ČHMÚ.

Poděkování

Článek vznikl na základě výzkumu prováděného v rámci projektu Technologické agentury ČR TJ01000196 Vytvoření softwaru pro výpočet výparu z vodní hladiny pro podmínky ČR v rámci programu Zéta.

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie.

Souhrn

Vliv výparu z vodní hladiny na celkovou hydrologickou bilanci povodí může být značný, a to především v letech s nízkými srážkovými úhrny. Na povodích s významným zastoupením vodních ploch se vlivem oteplování jeho význam zvyšuje. V příspěvku je vyčíslena ztráta vody výparem z rybniční soustavy jižních Čech s dopady na celkový odtok z povodí Lužnice. Je také zmíněn vliv výparu z jezer vzniklých hydrickými rekultivacemi území zasažených povrchovou těžbou v severních Čechách.

Úvod

Průběh počasí v posledních letech, zejména v letech 2014 až 2018, kdy se vyskytují vysoké teploty vzduchu a nízké celkové srážkové úhrny, je vhodným důvodem pro vyhodnocení vlivu zvyšujícího se výparu z vodní hladiny na celkový odtok z povodí.

V popředí zájmu je klimatická změna, jejíž dopady mají dalekosáhlý vliv na různé oblasti lidských činností. Vodní hospodářství, jež je v ČR výlučně závislé na srážkových vodách, je z tohoto hlediska dopady klimatické změny významně ohroženo a může být citelně zasaženo. Aktuálně se jako největší problém jeví zvyšující se teplota vzduchu, jež má za následek zvyšování územního výparu a výparu z vodních ploch. Tyto ztráty vody z hydrologického systému nejsou dostatečně nahrazeny srážkovými úhrny, jež jsou na území ČR nerovnoměrně rozloženy, a tím pádem se v ČR vyskytují oblasti, kde celkový výpar převyšuje srážky a dochází k projevům sucha (např. [1, 2]). Na extrémní projevy klimatické změny je zapotřebí reagovat za pomoci navrhování adaptačních opatření, jež dokáží negativní dopady klimatické změny zmírnit, nebo jim zabránit.

V článku je popsán vliv výparu z vodní plochy na povodí Lužnice po uzávěrový profil Bechyně. Na tomto území se nachází nejvýznamnější rybniční soustavy v ČR. Vyhodnocení suchých let s extrémně nízkými úhrny srážek 2015 a 2018 Českým hydrometeorologickým ústavem (ČHMÚ) [3] dává důležitý podklad pro zamyšlení se nad navrhováním malých vodních nádrží a jejich lokalizaci. Ty mohou při využití pro rybochovné potřeby a špatným umístěním zhoršovat celkovou hydrologickou situaci na povodí. V závěru jsou v příspěvku uvedeny hlavní výsledky studie VÚV TGM, jež se mj. zabývala určením výparu z vodní hladiny jezera Most. Problematika výparu z vodní hladiny je v souvislosti se zatápěním jam po povrchové těžbě vzhledem k charakteru počasí v posledních letech vysoce aktuální. Zejména se řeší vhodnost hydrických rekultivací u neprůtočných jezer, tam kde je výpar vyšší než srážkové úhrny.

Data a metody

Zájmové oblasti

Pro popsání vlivu rybniční soustavy na celkový odtok z povodí bylo vybráno povodí Lužnice po profil Bechyně (obr. 1), které je typické vysokým zastoupením vodních ploch na svém území. Nachází se zde rybniční soustavy jižních Čech, jež svou plochou zaujímají 82,64 km2, z celkové plochy povodí 4 055 km2. Podíl vodních ploch na celkovém území je přibližně 2 %. Rybníky jsou většinou využívané k umělému chovu ryb. Ne všechny rybníky jsou propojeny s říční soustavou, nicméně prezentované výsledky výpočtu výparu mají spíše informativní charakter a jsou uvedeny pro řádovou představu vlivu výparu z vodních ploch na celkový odtok z povodí během suchých období. Dlouhodobý průměr teploty vzduchu na povodí Lužnice je 7,5–8 °C, dlouhodobé roční srážkové úhrny 600–650 mm [5].

Obr. 1. Zájmová oblast povodí Lužnice po profil Bechyně, výparoměrná a meteorologické stanice (nahoře: srážkové úhrny, dole: průměrná teplota vzduchu)
Fig. 1. Lužnice catchment (Bechyně), evaporation and meteorological stations
(above: map of precipitation, down: map of average air temperature)

Druhou zájmovou lokalitou je jezero Most, vzniklé zatopením bývalého povrchového Dolu Ležáky sloužícího do roku 1999 k těžbě hnědého uhlí. Jezero má plochu 311 ha a objem vody přibližně 70 mil. m3. Kompletně napuštěno bylo v roce 2014. Dlouhodobý průměr teploty vzduchu na území jezera Most je 8,5–9 °C, dlouhodobé roční srážkové úhrny 500–550 mm [5].

Hlavním zdrojem dat pro odvozování empirických vztahů pro výpočet výparu z vodní hladiny je výparoměrná stanice Hlasivo u Tábora.

Výparoměrná stanice Hlasivo

Pozorování výparu z vodní hladiny probíhá ve výparoměrné stanici Hlasivo u Tábora od roku 1957, poskytuje tedy dostatečně dlouhou řadu měřeného výparu z vodní hladiny (obr. 2) společně s dalšími meteorologickými veličinami (teplota vzduchu, relativní vlhkost vzduchu, teplota půdy v různých hloubkách, rychlost a směr větru, úhrn a intenzita srážek, globální sluneční radiace, teplota vody ve výparoměrech). Pozorování ostatních meteorologických veličin společně s výparem dovoluje odvozování empirických vztahů, jež slouží pro výpočet výparu z vodní hladiny i v jiných oblastech ČR. Na obr. 2 lze pozorovat nárůst průměrného denního výparu z vodní hladiny cca o 0,5 mm/den v posledních letech, to představuje zvýšení výparu z vodní hladiny ve vegetačním období téměř o 100 mm (pro představu na plochu jezera Most se jedná navýšení o cca 300 tis. m3/rok).

Obr. 2. Průměrný denní výpar v sezoně květen až říjen v letech 1957–2018
Fig. 2. Mean daily evaporation in season May–October in 1957–2018

Dlouhodobý průměr teploty vzduchu je 7,5–8 °C, dlouhodobé roční srážkové úhrny 550–600 mm [5].

Výpar se měří obvykle v období od dubna (května) do října, kdy se teplota pohybuje většinou nad bodem mrazu a nedochází k zamrzání výparoměrného zařízení. Ve stanici Hlasivo se po mnohaletých zkušenostech omezila měřící perioda na měsíce květen až říjen.

Pro výpočet výparu na vodních plochách na povodí Lužnice byl použit nejjednodušší empirický vztah, jenž vyžaduje pouze měřené hodnoty teploty vzduchu. Tento vzorec (uveden níže) byl odvozen na základě závislosti pozorovaného výparu a teploty vzduchu ve stanici Hlasivo za období 1957–2018. Vzorce s využitím globální sluneční radiace, teploty vody, případně jejich kombinace, dávají přesnější výsledky, nicméně tyto měřené veličiny jsme neměli k dispozici a účelem bylo poskytnout přibližný odhad, pro který nám vztah vyhovuje. Odvození empirických vztahů pro výpočet výparu z vodní hladiny je uvedeno v průběžné zprávě projektu TJ01000196 Vytvoření software pro výpočet výparu z vodní hladiny pro podmínky ČR [4]. Odvozený vzorec je:

kdeVVHjevýpar z vodní hladiny [mm/měsíc],
Tvzdprůměrná měsíční teplota vzduchu [°C].

Použitá data

Průběh pozorovaného odtoku a celkových srážek ve vodoměrné stanici Bechyně na Lužnici byl převzat ze zprávy ČHMÚ Sucho v roce 2018 [3]. Ve zprávě je uveden hydrogram průměrných denních průtoků za období duben až říjen 2018 a porovnán s rokem 2015. Tyto dva roky byly extrémní z hlediska nízkých úhrnů srážek, jejich distribucí v průběhu roku a navíc rok 2018 byl nejteplejším rokem na území ČR zaznamenaným v období od roku 1961.

Obrázek 3 ukazuje bilanci srážek a potenciální evapotranspirace, kdy v roce 2018 (duben až září) byly téměř na celém území ČR srážky podstatně nižší.

Obr. 3. Rozdíl sumy srážek a potenciální evapotranspirace travního porostu v mm za duben až září 2018 [3]
Fig. 3. Difference rainfall-potential evapotranspiration in mm (April–September 2018) [3]

Celkové rozložení dlouhodobých úhrnů srážek na ploše povodí a v okolí bylo získáno z map v Atlasu podnebí Česka od kolektivu autorů z ČHMÚ [5]. Obrázky 7, 89 byly sestrojeny na základě dat ze tří klimatických stanic (Bechyně, Třeboň-Lužnice a Ševětín-Mazelov).

Pro výpočty výparu na jezeře Most byly k dispozici měřené hodnoty výparu z plovoucího výparoměru na jezeře spolu s dalšími měřenými klimatickými veličinami od Palivového kombinátu Ústí, s. p., dále byla k dispozici klimatická data (srážkové úhrny, teplota vzduchu, rychlost větru) z nedaleké stanice ČHMÚ Kopisty.

Znázorněné dva mapové listy (obr. 4 a 5) zachycující klimatologickou vodní bilanci (rozdíl mezi ročním úhrnem srážek a referenční evapotranspirací) pro kalendářní rok pro současné (1981–2015) klimatické podmínky a podmínky očekávané v období 2021–2040 na základě odhadu pěti globálních cirkulačních modelů. Ty reprezentují jak pomyslný střed rozsahu změn teplot a úhrnů srážek (IPSL), tak modely předpokládající spíše mírný nárůst srážek (CNMR a MRI), resp. pokles srážek (HadGEM, BNU) ve vegetačním období a liší se i mírou nárůstu teplot. Modely HadGEM a CNMR zastupují modely s větším nárůstem teploty a modely MRI a BNU spíše s menším nárůstem teplot. Na prvním obrázku je zachycena vláhová bilance pro běžný rok (medián) a na druhém pro tzv. 10leté sucho (10% percentil). Z map je zřejmé, kde se nacházejí oblasti, které jsou bilančně deficitní. Odhad vývoje klimatu naznačuje prohlubující se vodní deficit pro všech pět globálních cirkulačních modelů a zvýšení deficitu vláhové bilance na většině území jak v běžném roce, tak v případě 10letého sucha. Výsledky vychází z Generelu vodního hospodářství krajiny ČR [6].

Obr. 4. Vláhová bilance za období leden–prosinec pro běžný rok pro současné klimatické podmínky (1981–2015) a očekávané v období 2021–2040 pro 5 GCM modelů [6]
Fig. 4. Average moister balance for period from January to December for current climatic conditions (1981–2015) and for predictions of 5 GCM models for the period 2021–2040 [6]
Obr. 5. Vláhová bilance za období leden–prosinec pro 10leté sucho pro současné klimatické podmínky (1981–2015) a očekávané v období 2021–2040 pro 5 GCM modelů [6]
Fig. 5. Moisture balance in a 10 year drought for the period from January to December for current climate conditions (1981–2015) and for predictions of 5 GCM models for the period 2021–2040 [6]

Výsledky

Povodí Lužnice

Vliv rybniční soustavy na zvýšení srážek

První řešenou úlohou bylo posoudit, jestli rybniční soustava zvětšuje srážky a do jaké míry. Jde o efekt takzvaného malého oběhu vody.

Na mapě průměrného ročního srážkového úhrnu srážek (obr. 1) není patrné, že by se přítomnost vodních ploch v povodí Lužnice projevila zvětšením srážek v jejich okolí. Účinek vodních ploch na lokální zvýšení srážek je viditelný z obr. 6, kde je znázorněn průměrný roční počet srážkových dní s úhrnem vyšším než 0,1 mm. Nicméně tato skutečnost již není viditelná na mapě průměrného ročního počtu srážkových dní s úhrnem vyšším než 1 mm (obr. 10).

Obr. 6. Průměrný roční počet srážkových dní s úhrnem vyšším než 0,1 mm [5]
Fig. 6. Mean annual number of days with rain higher than 0.1 mm [5]

Na základě výše uvedených skutečností lze konstatovat, že účinkem vodních ploch v povodí Lužnice je zvětšení počtu srážek jen do velikosti 0,1 mm. Značná část srážek velikosti do 0,1 mm je patrně tvořena usazenými srážkami, které v suchých obdobích prospívají vegetaci. Rozdíl počtu dní se srážkami do 0,1 mm v okolí rybniční soustavy od okolního území je přibližně 50 dní. Roční zvýšení srážek je tedy cca 5 mm. Z hlediska celkového ročního úhrnu je to méně než 1 %, což je v hydrologické bilanci území zanedbatelné. Podle [7] se z výparu nad pevninou do tvorby srážek zapojí v pásu dlouhém 500 km 8,8 %. Při odhadnuté šíři pásu, ve kterém se srážka z rybniční soustavy v povodí Lužnice uplatňuje hodnotou 20 km, by voda vypařená z rybníků zvětšila srážky v území 20 × 500 km o 0,06 mm/měsíc. Tento fakt potvrzuje i graf na obr. 7, který porovnává četnosti srážkových úhrnů s daným úhrnem (jedná se o vyhlazený histogram), pro dvě meteorologické stanice nacházející se v rybniční soustavě a jednu mimo ni (viz obr. 1, tabulka 1). Na grafu je možné pozorovat rozdíl četností nižších denních srážkových úhrnů, kdy stanice Ševětín a Třeboň vykazují vyšší počet dnů se srážkovým úhrnem. V tabulce 1 jsou uvedeny počty dní v roce se srážkovým úhrnem pro jednotlivá období. Průměrný počet dní se srážkou větší než 0,1 mm za období 1961–2016 je u stanic nacházejících se v rybniční soustavě 165, o 20 více než ve stanici Bechyně. Obrázek 8 reprezentuje časový vývoj v počtu dní se srážkovým úhrnem. Je zřejmé a zajímavé, že tento počet dní v posledních letech roste, a to právě u srážky s nízkým úhrnem (obr. 9).

Obr. 7. Výskyt srážkových úhrnů od 0,1 mm (včetně) do 5 mm pro jednotlivé stanice
Fig. 7. Occurrence of precipitation amounts from 0.1 mm (inclusive) to 5 mm for selected stations
Obr. 8. Počet dní se srážkovým úhrnem větším než 0,1 mm včetně v jednotlivých letech (křivka je vyhlazena metodou loess); barevný pás značí interval spolehlivosti na 0,95
Fig. 8. Number of days with total precipitation higher than 0.1 mm inclusive (the curve is smoothed by loess method); color belt represents confidence interval level 0.95
Obr. 9. Počet dní se srážkovým úhrnem větším než 0,1 mm a menším než 0,2 mm včetně v jednotlivých letech (křivka je vyhlazena metodou loess); barevný pás značí interval spolehlivosti na 0,95
Fig. 9. Number of days with total precipitation higher than 0.1 mm and less than 0.2 mm inclusive (the curve is smoothed by loess method); color belt represents confidence interval level 0.95

 

Obr. 10. Průměrný roční počet srážkových dní s úhrnem vyšším než 1 mm [5]
Fig. 10. Mean annual number of days with rain higher than 1 mm [5]

Vliv výparu na celkový odtok z povodí v období sucha

Na obr. 11 jsou uvedeny hydrogramy průměrných denních průtoků na Lužnici v profilu Bechyně pro roky 2015 a 2018. Z průběhu je možné vypozorovat, že průběh denních průtoků byl v období od dubna do listopadu velice podobný, v období od půlky července až do konce září průměrné denní průtoky nedosahovaly ani hodnoty Q364 v obou zmiňovaných rocích.

Tabulka 1. Počet dní se srážkovým úhrnem větším než 0,1 mm včetně
Table 1. Number of days with a total precipitation higher than 0.1 mm (inclusive)

Pro vyčíslení vlivu výparu z vodních ploch na povodí Lužnice byl na základě průměrných měsíčních teplot vzduchu z výparoměrné stanice Hlasivo spočítán průměrný výpar, od kterého byly dále odečteny průměrné srážky. Tato průměrná ztráta vody výparem byla na základě celkové plochy vodních ploch na povodí (82,64 km2) převedena na průtok v jednotkách m3/s (obr. 12). Z grafu je patrné, že vliv výparu z vodních ploch na povodí Lužnice značnou část vegetační sezony od května do září převyšuje v profilu Bechyně m-denní průtok Q364 (1,78 m3/s), v maximech dosahuje dokonce hodnot Q355 (2,91 m3/s).

Obr. 11. Hydrogram průměrných denních průtoků na Lužnici v profilu Bechyně [3]
Fig. 11. Daily mean runoff (Lužnice, Bechyně) [3]
Obr. 12. Výpar z celkové plochy rybníků v povodí Lužnice nad Bechyní redukovaný o srážky a převedený do měřítka průtoků v porovnání s Q355 a Q364
Fig. 12. The evaporation of the total area of the ponds in the Lužnice catchment, reduced by precipitation and converted into a flow rate compared to Q355 and Q364

Vliv výparu z vodní hladiny na ztrátu vody z jezera Most

Podle mapy z Atlasu podnebí Česka [5] je v lokalitě jezera Most dlouhodobý průměrný roční úhrn srážek mezi 450 až 550 mm a dlouhodobý průměrný roční výpar z vodní hladiny v pásmu 600 až 650 mm. Pokud od sebe odečteme průměrné hodnoty z těchto rozmezí, dostaneme 625 – 500 = 125 mm, což způsobuje dlouhodobý průměrný roční pokles hladiny o 12,5 cm. Podle mapy dlouhodobé roční vláhové bilance (půdní) je průměrný roční deficit 200 mm. V případě suchých a teplých let, což je případ posledních roků, jsou srážky podstatně nižší a výpar z vodní hladiny vyšší, vodní bilance je tedy více deficitní. Na základě pozorovaných srážkových úhrnů od roku 1961 a výparu z vodní hladiny vypočteného na základě pozorované teploty vzduchu se roční deficit srážky – výpar pohybuje v posledních letech okolo hodnoty -300 mm/rok, jak je patrné z obr. 13.

Obr. 13. Rozdíl srážky – výpar pro období 1961–2017 na jezeře Most (tečkovaně 5letý klouzavý průměr)
Fig. 13. Difference rainfall – evaporation in the period 1961–2017 in the area Lake Most (dotted 5-year moving average)

Z porovnání pozorovaných hodnot výparu plovoucím výparoměrem na jezeře Most a dat z výparoměrné stanice Hlasivo (obr. 14) pro období 13. 7. 2017 (začátek místního pozorování) až 31. 10. 2017 je vidět vysoká míra shody v letních měsících a vyšší výpar z vodní hladiny jezera Most v měsících září a říjen. Tento rozdíl je způsobený rozdílem teploty vody, kdy si jezero drží vyšší teplotu než malý výparoměr, který na změny teploty vzduchu reaguje téměř okamžitě [8]. Navíc výpar z jezera je více ovlivněn rychlostí větru.

V letech 2016 a 2017 byl na lokalitě jezera Most vypočítán výpar z vodní hladiny v rozmezí 700–900 mm za rok. V období let 1961 až 2017 docházelo ke zvyšování průměrné teploty vzduchu s průměrným gradientem 0,378 °C za 10 let, což mělo za následek zvyšování průměrného výparu z vodní hladiny a zvyšování deficitu srážky – výpar. Nárůst teploty vzduchu pro oblast jezera Most do roku 2055 se očekává v rozmezí 0,27–0,37 za 10 let, roční srážkové úhrny zůstanou spíše stejné, lze proto očekávat další zvyšování vláhového deficitu ve prospěch ztrát vody. Tyto výsledky jsou převzaty z výzkumné zprávy Beran a kol. [8]. Pro představu lze uvést, že zvýšení průměrného denního výparu o 1 mm se rovná zvýšení úbytku vody na ploše jezera o přibližně 3 000 m3 vody za jeden den.

Obr. 14. Porovnání pozorovaného výparu z plovoucího výparoměru na jezeře Most a ze stanice Hlasivo
Fig. 14. Comparison of observed evaporation from floating evaporator on Lake Most and from Hlasivo station

Závěr

Pokud malé vodní nádrže nebudou určeny pro nadlepšování průtoků v obdobích hydrologického sucha, což neumožňuje jejich využití k intenzivnímu chovu ryb, bude jejich efekt na odtok z povodí závislý na tom, zda v období sucha srážky, které na hladinu spadnou, jsou větší než výpar z hladiny. V opačném případě, tj. obvykle, rybníky v období sucha odtok z povodí vlivem intenzivního výparu zmenšují. Významný vliv na zvýšení srážek v bezprostředním okolí nebyl prokázán. Vliv výparu z vodních ploch na povodí Lužnice na celkový odtok z povodí je vlivem vysokého zastoupení vodních ploch značný. V letních měsících dosahuje ztráta vody výparem hodnoty 3 m3/s, což se v profilu Bechyně rovná průtoku Q355. Pozitivní vliv na mikroklima a estetické funkce krajiny nebyly v rámci příspěvku řešeny.

Pro zajímavost, byly vyhodnoceny měřené hodnoty výparu z výparoměrné stanice v Praze-Podbabě za období 28. 3.–28. 4. 2019, kdy byla průměrná teplota vzduchu 11 °C a spadlo pouhých 9 mm srážek. Za toto období se vypařilo 56 mm, což v případě podobného průběhu počasí v dalších měsících může mít za následek další rekordní rok z pohledu ztrát vody výparem.

I přes nejistoty spojené s modelováním klimatu v budoucích časových horizontech lze, na základě dosavadního vývoje klimatu ČR v posledních letech, jednoznačně potvrdit zvyšování průměrné roční teploty vzduchu, což má vzhledem ke stagnující velikosti srážkových úhrnů významný vliv na výslednou bilanci výpar-srážkový úhrn. Při plánování hydrických rekultivací na územích po povrchové těžbě je třeba s těmito fakty počítat, jelikož ztráty vody výparem jsou na velkých vodních plochách značné.

Poděkování

Příspěvek byl prezentován na konferenci Rybníky 2019 (13. 6. 2019–14. 6. 2019, Praha). Problematika jezera Most byla řešena v rámci výzkumného úkolu pro objednatele Palivový kombinát Ústí, s. p. (obj. OV-13.65.00-18-0460). Výsledky studie byly prezentovány na konferenci SMART REGION FÓRUM Ústeckého kraje SMART VODA (25. 4. 2019 Chomutov).

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie.

Souhrn

Příspěvek se zabývá dopadem technického zasněžování na vybrané toky na území Krkonoš z pohledu změn v průtocích, z hlediska interakce možného znečištění přírodního prostředí z toků a opačně, a rozdílů mezi přírodním sněhem a sněhem ležícím na sjezdovce z hlediska hustoty sněhu a s tím souvisejícím odlišným odtokovým vlastnostem.

Úvod

Následující příspěvek analyzuje dopad technického zasněžování na vybrané toky v Krkonoších z pohledu změn v průtocích, z hlediska interakce možného znečištění přírodního prostředí z toků a opačně a rozdílů mezi přírodním sněhem a sněhem ležícím na sjezdovce z hlediska hustoty sněhu a souvisejících odlišných odtokových vlastností.

Problematika hodnocení dopadu odběrů vody pro technické zasněžování na průtoky vodních toků nebyla prozatím na území České republiky komplexně řešena. Pokud byla tematika řešena, tak pouze z hlediska vlivu na konkrétní profil (z něhož by se měla voda pro technické zasněžování odebírat) v rámci povolovacího řízení. Pro každý z těchto odběrných profilů je vodoprávním úřadem vydáno povolení pro nakládání s vodou. Povolení od vodoprávního úřadu obsahuje mj. údaje o velikosti minimálního zůstatkového průtoku, maximálního povoleného denního odběru vody, maximálního povoleného měsíčního odběru vody a maximálního povoleného ročního odběru vody. Těmito limity by se měli jednotliví odběratelé řídit.

Podrobnější analýza porovnání kumulativního vlivu více odběrů na jednotlivých povodích nebyla známa. V roce 2009 byla na základě požadavku Správy KRNAP zpracována pilotní studie o vlivu technického zasněžování na průtoky dílčích povodí Labe, Úpy a Jizery vzhledem k teoretickým závěrovým profilům v místech odtoku těchto tří toků z území Krkonošského národního parku a jeho ochranného pásma [1]. Byl počítán maximální kumulativní vliv ze všech povolených odběrů vody pro technické zasněžování. Za běžných podmínek nebyl shledán podstatný vliv.

První pravidelná terénní měření, z nichž by se dal vypozorovat vliv odběrů vody pro technické zasněžování na vodní toky, byla zahájena v zimě 2011/2012 na Zeleném a Vlčím potoce v Peci pod Sněžkou pod odběrnými profily pro technické zasněžování. Na těchto profilech byl vliv technického zasněžování na průtoky patrný. Jednalo se ale pouze o dvě bodová měření v antropogenně ovlivněném prostředí s více vlivy, na základě nichž nebylo možno objektivně zobecnit získané poznatky.

Proto byl inicializován vznik komplexnějšího projektu, který by se problematikou zabýval. Technologickou agenturou ČR bylo v projektu Epsilon podpořeno řešení projektu s názvem Podpora dlouhodobého plánování v oblasti vodního hospodářství na území Krkonošského národního parku s důrazem na řešení problematiky vlivu technického zasněžování na pokles průtoků s cílem zvýšit dlouhodobou efektivitu ochrany přírody a krajiny (označení TH02030080). Projekt se zabývá problematikou vlivu dopadů technického zasněžování na vodní toky velmi komplexně – od vytvoření měřicí sítě pro sledování dopadů technického zasněžování na vodní toky na 22 profilech na území Krkonoš, přes komplexní zhodnocení vlivu technického zasněžování na změnu průtoků v tocích, srovnání těchto dopadů s ostatními vlivy, návrh opatření na eliminaci negativních dopadů, včetně vytvoření metodiky pro povolování odběrů vody pro technické zasněžování, tak aby tyto odběry vody byly spravedlivé ke všem odběratelům a bylo zajištěno trvale udržitelné hospodaření s vodou, které zajistí odběry vody pro všechny potenciální odběratele a zároveň nebude narušena ekologická rovnováha v toku. Měla by být vytvořena i mapa ovlivnění území Krkonoš technickým zasněžováním a jinými odběry. Kromě samotného pozorování dopadů v terénu probíhá i matematické modelování dopadů. Výsledky tohoto projektu by měly díky nezávislým měřením ukázat, zda skutečně odběry vody pro technické zasněžování přispívají významně ke snížení hladiny v tocích, nebo naopak zda se jedná hlavně o nepodložené domněnky odpůrců technického zasněžování.

Následující příspěvek představí vybrané části z počáteční fáze probíhajícího výzkumu. V úvodu bude ukázán na výsledcích pozorování možný dopad vlivu odběrů vody pro technické zasněžování na změnu průtoků. Následně je prezentován doplňkový výzkum možné vzájemné interakce odběru vody ze znečištěného toku a přírodního prostředí či rozdíly mezi směsí technického a přírodního sněhu na sjezdovce a přírodního sněhu mimo sjezdovku.

Literatura zabývající se problematikou technického zasněžování a tematikou sněhu se věnuje zejména dopadům klimatickým změn na možnosti technického zasněžování [např. 1–6]. Další skupinu tvoří studie zachycující ekonomický přínos lyžování pro daný region [např. 3, 7, 8]. Velké množství studií zkoumá dopady technického zasněžování na ekosystémy (rostliny a živočichy) [podrobná rešerše v 9, dále např. 10–12], světelné znečištění [13], popř. lze nalézt úkoly snažící se nějakým způsobem spočítat neznámé množství vody používané pro technické zasněžování [např. 1, 2, 4, 14–16]. Do další skupiny projektů je možno zařadit úkoly související s výzkumem sněhu – jeho vlastnostem, hydrologickému režimu, modelováním výšky sněhové pokrývky, lavinám apod. [např. 17–22]. Zvláštní skupinu tvoří souhrnné studie ekologických organizací poukazující na negativní dopady technického zasněžování [23, 24].

Vybrané lokality, metodika měření průtoků

Na území Krkonošského národního parku a jeho ochranného pásma se odebírá voda pro technické zasněžování celkem na 48 místech. Pro studium dopadů vlivu technického zasněžování na změnu průtoků byly vybrány profily, které leží na menších a středně velkých tocích (do mediánu průtoku 0,2 m3/s), protéká v nich voda po celý rok a je možno měřit průtoky nad i pod profilem, z něhož se odebírá voda pro technické zasněžování. Na základě těchto kritérií bylo vybráno 22 pozorovacích profilů (obr. 1). Profily se nacházejí na celém území Krkonoš v různých fyzicko-geografických podmínkách. Porovnávány jsou i dopady ostatních antropogenních činností.

Obr. 1. Vybraná povodí pro sledování dopadů technického zasněžování
Fig. 1. Selected river basins for monitoring the impact of snowmaking

Pro prezentaci v tomto příspěvku byla vybrána data ze 14 hlavních profilů, z nichž jsou k dispozici spolehlivá data. Jsou na nich instalovány hladinoměry od firmy Fiedler s online přenosem dat a měřením výšek hladin po 5 minutách. Vyhodnocena data jsou z období mezi 1. prosincem 2017 a 23. dubnem 2019. Pro jednoznačné označení profilů v dalším textu je užit název toku a pořadové číslo profilu v pořadí od pramene (např. pozorovací profil na Svatopetrském potoce ve Špindlerové Mlýně umístěný nad odběrem vody u sjezdovky Stoh má označení Svatopetrský 1).

Měření průtoků probíhá průběžně během celého roku při různých vodních stavech. Na základě měrné křivky využívající závislosti získaných bodových hodnot z křivky kontinuálně sledované výšky hladiny toku a naměřenými průtoky v rámci terénních měření byly odvozeny kontinuální hodnoty průtoků, jež byly dále analyzovány. Měrné křivky závislosti naměřených průtoků a výšky hladin toku jsou průběžně zpřesňovány. Díky tomu může docházet u hodnot kontinuálně odvozených průtoků v čase k mírným změnám (drobnému posunu hodnot odvozených průtoků). V případě, že se hodnoty průtoků v tocích u odvozených křivek průtoků pohybují těsně kolem hodnoty minimálního zůstatkového průtoku a probíhá odběr vody, nelze s ohledem na tuto možnou nepřesnost objektivně posoudit, zda byl odběr vody v souladu s vydaným povolením, či zda eventuálně mohl být překročen povolený limit pro odběr vody.

Dopad technického zasněžování na změnu průtoků

Dopad na experimentální povodí

Měření na tocích byla zahájena v říjnu a listopadu 2017. Díky tomu jsou k dispozici data ze dvou zimních období – zimy 2017/2018, zimy 2018/2019 a léta 2018. Zima 2017/2018 byla běžnou zimou posledních let s ideálními podmínkami pro výzkum dopadů technického zasněžování na pokles průtoků – nebylo příliš teplo ani příliš zima. Jediným obdobím, kdy zamrzaly toky v Krkonoších, byl přelom února a března 2018. Následovaly suché léto a podzim, kdy byly zaznamenány na tocích v Krkonoších extrémně nízké průtoky, přičemž nízké průtoky (pod hranicí Q330d) přetrvávaly v Krkonoších do přelomu listopadu a prosince 2018. S ohledem na tuto skutečnost nebylo možno na řadě toků technicky zasněžovat. V prosinci došlo ke zlepšení – začalo sněžit. Díky oteplení sníh tál a došlo ke zvýšení průtoků, nicméně v porovnání se zimou 2017/2018 byly průtoky v krkonošských tocích menší. Na začátku ledna 2019 se situace obrátila a nasněžilo velké množství přírodního sněhu – např. na Labské Boudě bylo k 15. lednu 220 cm sněhu, na Sněžce 210 cm a v Peci pod Sněžkou 103 cm přírodního sněhu [25]. Díky dostatku přírodního sněhu nebylo potřeba sjezdovky technicky zasněžovat.

Obr. 2. Průběh průtoků od prosince 2017 do dubna 2019 na Svatopetrském potoce pod odběrem vody pro technické zasněžování ve Svatém Petru ve Špindlerově Mlýně (s ohledem na zachycení vývoje průběhu nejmenších hodnot v grafu zobrazeny pouze hodnoty průtoků nižší než 0,35 m3/s)
Fig. 2. Running of discharges during the year at the Svatopetrský stream under water abstraction for snowmaking in Svatý Petr in Špindlerův Mlýn
Obr. 3. Příklad vlivu odběrů vody na průtoky středně velkého vodního toku za běžné zimy (Černohorský potok ve dnech 12. až 16. ledna 2018)
Fig. 3. An example of the effect of water abstraction on medium-sized streams during normal winters (Černohorský stream between 12th–16th January 2018)
Obr. 4. Odběry vody z 12. až 16. ledna 2018 na Černohorském potoce v kontextu s ostatními lednovými průtoky
Fig. 4. Water abstraction from 12th to 16th January 2018 at Černohorský stream in the context of other January discharges
Obr. 5. Příklad vlivu odběrů vody na průtoky středně velkého vodního toku v období nízkých průtoků – v době, kdy byl průtok pod hranicí minimálního zůstatkového průtoku pro odběry vody, tzn. období, v němž není povolen odběr vody (Černohorský potok v listopadu a začátkem prosince 2018)
Fig. 5. An example of the effect of water abstraction on medium-sized streams during small discharges – at a time when discharges were below the minimum residual flow for water abstraction, i.e. period in which water abstraction is not permitted (Černohorský stream in November and early December 2018)

V extrémních případech je odebíráno z vodního toku až 70 % objemu protékající vody. Zda se jedná o velké objemy vody, které mohou ohrozit vodní tok, či nikoliv, je potřeba hodnotit u každého toku zvlášť podle jeho hydrologických poměrů a výšky hladiny zůstatkového objemu. Jiná situace nastává, pokud se aktuální velikost průtoku blíží k hranici minimálního zůstatkového průtoku, jiná pokud překračuje hranici povodňových stupňů. V případě odběrů vody v období minimálních průtoků je jakýkoliv odběr vody nežádoucí a může významně poškodit ekosystém toku, naopak při odběrech vody během povodňových stavů se může docílit zmírnění negativního vlivu rozlivu povodňové vody.

Ke správnému zhodnocení dopadu vlivu technického zasněžování na průtoky v tocích je zapotřebí znát jejich roční průběh a situaci, za níž se voda odebírá. Krkonošské toky mají největší průtoky buď na jaře nebo v zimě a nejnižší na podzim nebo v létě (obr. 2). Z pohledu hodnocení vlivu dopadu je proto ideální porovnat zimní průtoky i s průtoky v letním období.

V případě běžné zimy (jako byla zima 2017/2018), kdy se střídají chladnější období s oblevami a dlouhodobě nemrzne, mají toky dostatek vody. Ve většině případů i v době technického zasněžování protéká korytem toku více vody než v letním a podzimním období. Je to dobře patrné z podrobné analýzy variability denních hodnot průtoků během roku a srovnání průtoků v období, kdy se typicky může zasněžovat (měsíce prosinec až únor) a období, kdy se nezasněžuje, resp. byly v roce 2018 naměřeny nejmenší průtoky (měsíce červen až září). Na polovině profilů (8 ze 14 – profily Černý 1, Černohorský 1, Vlčí 2, přítok Huťského potoka, Huťský 6 a na všech profilech na Svatopetrském potoce) byla zimní minima vyšší než medián průtoků v letním období, přičemž přítok Huťského potoka, z něhož se i zasněžuje, je potok, který má ze sledovaných toků nejmenší roční medián průtoku. Obdobně se odebírá voda pro technické zasněžování i z Vlčího potoka a Svatopetrského potoka. Na ostatních profilech byly mediány letních průtoků vyšší než zimní minimum, avšak vždy nižší než hodnota Q330d pro letní období.

Na začátku zimy 2018/2019 (měsíce listopad a prosinec) vrcholilo hydrologické sucho z předchozího období. Z tohoto důvodu byly měřeny na sledovaných tocích nízké průtoky, při kterých nebylo vhodné odebírat vodu z toků (nejen pro účely technického zasněžování). Byly zaznamenány odběry vody ze Zeleného, Vlčího, Černohorského a Svatopetrského potoka. Naopak na Černém potoce nebyly zaregistrovány žádné odběry.

Ukázky příkladů dopadu technického zasněžování na průtoky vybraných toků jsou zobrazeny na obr. 28. Na obr. 2 je ukázán celoroční průběh průtoků na Svatopetrském potoce (potok se středně velkým průtokem, medián průtoku 0,17 m3/s). Na obr. 3 je zobrazen podrobnější pohled na jeden z typických odběrů vody pro technické zasněžování v běžné zimě (na Černohorském potoce). Na obr. 4 je dán tento odběr (z obr. 3) do souvislosti s dalšími průtoky v měsíci lednu. Je zde vidět, že přestože je odebíráno i 27 % objemu vody, přírodní kolísání hladiny toku je významnější. Daleko významnější pro Černohorský potok byly odběry vody z listopadu 2018, které jsou zobrazeny na obr. 5. Již při letmém porovnání obr. 35 je patrné, že listopadové odběry vody (které byly realizovány v době nízkých průtoků a zároveň v období, kdy byl průtok na toku menší než povolený minimální zůstatkový průtok pro odběr vody, tzn. odběry vody by neměly být podle platných vydaných rozhodnutí realizovány) měly na Černohorský potok významnější dopad, kde odběry vody v kombinaci s velmi nízkými průtoky a podnulovými teplotami vzduchu mohly vést k vymrznutí koryta toku, nebo dokonce i k jeho vyschnutí.

Jiný pohled na odběry vody pro technické zasněžování ukazuje obr. 6. Zatímco na příkladu Černohorského potoka byl ukázán dopad na středně velké toky (kam se zařazuje většina z prezentovaných toků, medián průtoků Černohorského potoka je 0,03 m3/s), tak Černý potok patří k těm s menším průtokem (medián 0,02 m3/s). Rozdílný u obou potoků je i roční chod průtoků. Zatímco Černý potok má průtok vyrovnanější, tak u Černohorského potoka dochází k většímu rozptylu mezi hodnotami menších a větších průtoků.). Díky menšímu průtoku na Černém potoce mají odběry vody v místě odběru na kolísání průtoku výrazně větší dopad. Negativní dopad odběrů vody je u Černého potoka kompenzován dostatečnou dotací vody z okolních zdrojů, po proudu dochází k rychlému navýšení průtoku a relativně brzké minimalizaci vlivu odběru vody.

Změna dynamiky odtoku při tání sněhu nás také zajímala – na všech profilech bylo analyzováno, jaká část odtoku pochází z přírodního sněhu a jaká část z technického sněhu. S ohledem na krátkou dobu pozorování zatím nelze publikovat jednoznačné závěry, zda (o kolik a po jakou dobu) je dotace vody pocházející z tajícího technického sněhu pro nadlepšení průtoků vodních toků významná či nikoliv.

Obr. 6. Příklad vlivu odběrů vody na průtoky malého vodního toku za běžné zimy (Černý potok v lednu 2018)
Fig. 6. An example of the effect of water abstraction on small-sized streams during
normal winters (Černý stream in January 2018)
Obr. 7. Dopad antropogenní činnosti (vypouštění vod) v povodí Černého potoka; příklad vzestupu průtoků dne 19. 1. 2018 (poznámka: vzdálenost pozorovacího profilu nad a pod odběrovým místem 600 m)
Fig. 7. Impact of anthropogenic activity (discharge of water) in the Černý stream catchment area; example of increase of discharges on 19th January 2018
Obr. 8. Dopad antropogenní činnosti v povodí Zeleného potoka – odhrnování sněhu do vodního toku dne 16. 1. 2018, odběr vody pro technické zasněžování ve dnech 13. až 16. 1. 2018
Fig. 8. Impact of anthropogenic activity in the Zelený stream catchment area – snow removal into the stream on 16th January 2018, water abstraction for technical snowmaking from 13th to 16th January 2018

Byl sledován vliv i dalších antropogenních faktorů. V rámci měření bylo objeveno v Rokytnici nad Jizerou na Černém potoce periodické vypouštění vod, které probíhá během hlavní turistické sezony zpravidla dvakrát denně (viz obr. 7, dobře patrno i z obr. 6, vypouštění detekováno i na mírně zvýšených hodnotách v odebraném vzorku dne 20. 2. 2019 – viz tabulka 1 – a nepřímého kontinuálního měření konduktivity toku). V Peci pod Sněžkou bylo zaznamenáno odklízení sněhu z komunikací do vodního toku (na obr. 8 je zobrazena ukázka vlivu na průtoky Zeleného potoka). Na sledování vlivu odběrů vody pro technické zasněžování a ostatní antropogenní činnosti na pokles průtoků byla zaměřena pozornost i v rámci analýzy dopadu na soustavu jednotlivých povodí Huťského potoka v Rokytnici nad Jizerou. Přestože byl zaznamenán na jednotlivých pozorovacích profilech těsně pod provedenými odběry vliv na pokles průtoků, dále po proudu toku byly podstatnější ostatní odběry a vypouštění a odběry vody pro technické zasněžování na průtocích nebylo možno v kombinaci s ostatními vlivy rozpoznat.

Obr. 9. Místo odběru vody pro technické zasněžování na Vlčím potoce v Peci pod Sněžkou
Fig. 9. The place of water abstraction for technical snowmaking on Vlčí stream in Pec pod Sněžkou

Posuzování dopadu technického zasněžování

Odběry vody pro technické zasněžování mají na vodní tok obdobný vliv jako ostatní odběry vody. Je vhodné tyto odběry posuzovat stejně jako ostatní odběry. Výhodou odběrů vody pro technické zasněžování oproti ostatním odběrům je jejich realizace v zimní čtvrtině roku, kdy zpravidla bývá vyšší průtok. Existují však dvě riziková období – začátek zimní sezony, kdy často přetrvávají nízké průtoky z předchozího podzimního období s nízkým průtokem, a období, kdy dostatečně mrzne a dochází k vymrzání toků, a tudíž k poklesu průtoků v toku.

Tabulka 1. Znečištění sněhu a vodních toků
Table 1. Snow and water pollution

Z pohledu velikosti toku není odběr vody ze středně velkých a velkých toků (s mediánem průtoku od 0,025 m3/s) v běžné zimě při dodržení všech povolení zásadní. U menších toků je dopad odběrů vody na kolísání hladiny ve vodním toku významnější. Při dodržení všech povolených limitů by s odběry vody neměl být problém. S ohledem na neexistenci staniční sítě na malých tocích a zjednodušeným výpočtům hodnot minimálních zůstatkových průtoků (a dalších charakteristik) formou analogie stavu mezi povodími, kde existuje staniční síť, a povodím, z něhož se má realizovat odběr, může v ojedinělých případech nastat situace, kdy odvozené hodnoty limitních hodnot průtoků mohou být v některých případech nadhodnoceny nebo podhodnoceny. V případě podhodnocení limitů může nastat problém s dodržením optimální velikosti minimálního zůstatkového průtoku. Z tohoto důvodu by bylo vhodné, aby pod každým odběrovým místem bylo instalováno certifikované zařízení na měření průtoků a na základě konkrétních dat byly upraveny povolené limity maximálního odebraného množství vody, resp. minimálního zůstatkového průtoku, aby lépe odpovídaly realitě.

Obr. 10. Zamrzlá akumulační nádrž na odběr vody pro technické zasněžování z Janského potoka v Janských Lázních
Fig. 10. Frozen water storage reservoir for technical snowmaking from Janský stream in Janské Lázně
Obr. 11. Měření vodní hodnoty sněhu pomocí sněhoměru ve Vítkovicích
Fig. 11. Measurement of water value of snow using snow meter in Vítkovice

Zvláštním případem je povolený průběžný odběr vody z velmi malých toků (resp. vodotečí) s průtokem kolem jednotek l/s. Ten je nevhodný. Tyto vodoteče často nemají stálý průtok. Přestože v nich v zimě protéká voda, je v nich složité udržet hodnotu minimálního zůstatkového průtoku. Využití vodotečí je teoreticky možné v období jarního tání či jiných extrémních srážek, kdy je vody dostatek, formou akumulace vody v retenčních nádržích.

Právě využití odtékající vody v období jarního tání a dalších období extrémních srážek je jedna z variant, jakým způsobem eliminovat případné negativní účinky odběrů vody z toků. Pokud by došlo k vybudování retenčních nádrží na akumulaci vod z tání sněhu a extrémních srážek a využití této vody pro technické zasněžování sjezdovek, neměl by být problém při jejich dostatečné kapacitě technicky zasněžit sjezdovky během celé zimní sezony a zejména na začátku sezony, kdy provozovatelé ski areálů potřebují technicky zasněžit sjezdovky před Vánoci, ale s ohledem na přetrvávající malý průtok není možno z vodních toků vodu odebírat. Někteří provozovatelé pak odebírají vodu nad rámec vydaných povolení. Zároveň by neměl být problém pokrýt i druhé kritické období, v němž je během zimy v toku málo vody – v době, kdy hodně mrzne. Třetí potenciálně rizikovým obdobím, v němž mohou nádrže přispět ke snížení rizika zvýšených odběrů vody, je období oblevy, kdy jsou přes den vysoké teploty a během noci krátká období, v nichž mrzne, a je potřeba nárazově co nejvíce zasněžovat. V případě, že akumulační nádrž bude postavena na vhodném místě, tak aby krajinářsky zapadla do prostředí a zároveň nenarušila ekologicky cenné prostředí, jedná se o preventivní řešení, které může eliminovat negativní odběry vody během nízkých průtoků a zároveň chránit území proti negativním dopadům jarních rozlivů. V případě možných odběrů za různě velkých průtoků se nabízí i možnost lepší regulace – omezovat odběry vody z toků v období malých průtoků a naopak je směřovat do období s vyššími průtoky – např. v souvislosti s často diskutovanou problematikou poplatků za odběr vody pro zasněžování sjezdovek, kdy se vede dlouhodobá diskuse, zda výjimku pro odběry vody pro technické zasněžování sjezdovek zachovat, či nikoliv. Pokud by byl zvolen kompromis – obecné zrušení této výjimky bezplatného odběru vody pro technické zasněžování, avšak s možností prominutí tohoto poplatku v případě že by odběry vody probíhaly pouze při nadprůměrných průtocích (a obecně byly splněny předem stanovené podmínky pro ekologicky dlouhodobě udržitelný rozvoj) a bylo měření průtoků a zařízení na odběry vody certifikováno – by na tom byly ekologicky se chovající areály stejně jako dnes. Ve vydaných povoleních by bylo potřeba definovat období nadprůměrných průtoků a ošetřit období, během něhož bude možno vodu odebírat a kdy nikoliv.

Hustota a vodní hodnota sněhu na technicky zasněžované sjezdovce a mimo ni

S ohledem na množství vody, které může odtéci ze sjezdovek, je zásadní i množství vody, které sníh obsahuje. Z tohoto důvodu je důležitá i vodní hodnota sněhu, resp. hustota sněhu. Čerstvý sníh má menší vodní hodnotu sněhu a hustotu než např. sesedlý sníh, firn nebo mokrý sníh. Zajímalo nás, jaké jsou rozdíly ve vodní hodnotě sněhu a v hustotě sněhu na sjezdovkách a mimo ně při různých typech počasí. Ve 12 dnech bylo provedeno celkem 211 měření v Janských Lázních, Peci pod Sněžkou, Špindlerově Mlýně, Rokytnici nad Jizerou, Pasekách nad Jizerou a Vítkovicích.

Hustota sněhu mimo sjezdovku se pohybovala mezi 0,08 a 0,28 g/cm3, na sjezdovce pak mezi 0,11 a 0,43 g/cm3. Vodní hodnota sněhu se pohybovala mimo sjezdovku od 159 mm po 557 mm a na sjezdovce od 188 mm do 742 mm. Na sjezdovce bylo v průměru mezi 1,3 až 1,9× více vody ve sněhu než mimo ně. Číslo vyjadřuje nejnižší a nejvyšší průměr z více hodnot na téže sjezdovce, resp. mimo ni. Rozpětí mezi krajními hodnotami může být značné (např. vodní hodnota sněhu v Rokytnici na sjezdovce byla v blízkém okolí od 398 mm do 536 mm).

Rozdíl mezi množstvím vody je dán typem počasí (umrzlý sníh má vyšší vodní hodnotu než čerstvý), strukturou sněhu a zhutňováním sněhu rolbou. Vliv zhutnění rolbou je velmi dobře patrný z pozorování v terénu, kdy při odběrech sněhu sněhoměrem na sjezdovce je nejprve horní vrstva tuhá, pod rolbou zhutněnou vrstvou je postupně sníh měkčí. Pokud neprobíhá soustavné zhutňování, je rozdíl mezi vodní hodnotou na neupravované sjezdovce a mimo ni menší.

Analýza chemismu vody a sněhu

V souvislosti s technickým zasněžováním se často diskutuje o problematice kvality vody využívané k technickému zasněžování, ať už v souvislosti s užívanými aditivy nebo s ohledem na odběry znečištěné vody z toků díky neexistenci účinných čistíren odpadních vod u jednotlivých horských bud. K celkovému obrazu o vlivu technického zasněžování patří nejen pohled na dopad na změnu průtoků a hydrologické bilance, ale i pohled na možné znečištění menších toků (u nichž se běžně kvalita vody nesleduje) a ev. dopad takto znečištěné vody na biotu sjezdovky.

Proto bylo během zimní sezony 2018/2019 odebráno 25 vzorků, u nichž byl proveden základní chemický rozbor, kde akreditovaná laboratoř VÚV TGM, v. v. i., v Praze stanovila celkový obsah dusíku a fosforu, obsah amoniakálního a dusičnanového dusíku, obsah chloridů a pH. Obsahy amoniakálního a dusičnanového dusíku pak byly výpočtem převedeny na množství amonných iontů a dusičnanů. Cílem těchto rozborů nebylo podrobně zmapovat znečištění na jednotlivých potocích a sjezdovkách a variabilitu tohoto znečištění (kde by bylo pro objektivitu potřeba provádět častý monitoring a zároveň během každého odběru vzorků odebrat současně větší množství vzorků s ohledem na proměnlivost prostředí), ale pouze orientačně zjistit, jak hodně může být voda a sníh znečištěný běžně se vyskytujícími látkami a zda je potenciálně toto znečištění významné a je potřeba ho řešit.

Na přítomnost aditiv chemické rozbory nebyly prováděny s ohledem na minimální pravděpodobnost užití těchto aditiv, vysokým nákladům na pořízení jedné chemické analýzy a s ohledem na to, že v lyžařských areálech, v nichž byla teoretická pravděpodobnost užití aditiv největší, byly prováděny analýzy podnikem Povodí Labe a v rámci projektu TITSMZP707 (Vliv technického zasněžování na biologické složky přírodního prostředí na území Krkonošského národního parku a jeho ochranného pásma).

V průběhu sezony bylo během tří termínů (na začátku, uprostřed a na konci zimy) odebráno celkem 25 vzorků – 12 vzorků z potoků, 4 vzorky z nového sněhu a 9 vzorků ze sjezdovek ze všech námi sledovaných oblastí (Rokytnice nad Jizerou, Špindlerův Mlýn, Janské Lázně, Pec pod Sněžkou). Naměřené znečištění na technicky zasněžovaných sjezdovkách bylo minimální (viz hodnoty v tabulce 1). Znečištění bylo hluboko pod limity pro pitnou vodu. Jediným případem, kdy byly překročeny limity hodnot pro pitnou vodu, byl jeden vzorek odebraný ze sjezdovky, na níž se jel světový pohár ve sjezdovém lyžování. Obsah amonných iontů zde překračoval normu více než 16x, oproti jiným sjezdovkám byl také zvýšený obsah chloridů (avšak limity pro pitnou vodu nebyly překročeny). Zvýšené hodnoty znečištění v jednom ze dvou odebraných vzorků souvisí s pravděpodobným užitím salmiaku (chlorid amonný – NH4Cl), který se používá při závodech pro udržení optimální kvality sjezdových tratí během závodu. Analýza vzorků ze sjezdovky, na níž se jel světový pohár, byla z tohoto důvodu zvolena záměrně, protože bylo zajímavé zjistit, jak velké lokální znečištění sjezdovky může být, pokud se na dané sjezdovce koná vrcholová sportovní akce, na níž je s ohledem na udržení kvality sjezdových tratí během závodu a její regulérnosti nutná předzávodní úprava sjezdovky, včetně jednorázového výjimečného užití salmiaku v období, kdy je vyšší teplota vzduchu, tak, aby zůstala sjezdová trať po celou dobu tvrdá a netvořila se na ní koryta.

Obr. 12. Sjezdové tratě ve Svatém Petru ve Špindlerově Mlýně; v levé části snímku černá FIS sjezdovka, na níž se jel světový pohár ve sjezdovém lyžování a kde byly naměřeny zvýšené koncentrace amonných iontů
Fig. 12. Ski slopes in Svatý Petr in Špindlerův Mlýn

Obdobně málo významné bylo znečištění v potocích, z nichž se odebírá voda pro technické zasněžování. Z tohoto pohledu by odběr vody z toku neměl představovat pro přírodní prostředí zásadnější problém. Kromě 12 komplexních vzorků analyzovaných v akreditované laboratoři bylo pro vyhodnocení k dispozici ještě přes 200 měření hodnot konduktivity, která se měří průběžně za různých vodních stavů současně s měřením průtoků. Naměřené hodnoty konduktivity byly velmi nízké (mezi 16 a 81 µS/cm), přičemž nejnižší nejvyrovnanější hodnoty byly na Černohorském potoce (konduktivita v rozmezí mezi 20 a 30 µS/cm) v Janských Lázních. Naopak nejvyšší konduktivita byla všeobecně na tocích v Rokytnici nad Jizerou. Vyšší znečištění (avšak výrazně pod limitem pro pitnou vodu) zde bylo v Huťském potoce. Konduktivita se na horní části Huťského potoka pohybovala za běžných podmínek mezi 76 a 144 µS/cm, na spodní části toku pod Rokytnicí (kde se voda pro technické zasněžování neodebírá) mezi 107 a 229 µS/cm (limit pro pitnou vodu je 1 250 µS/cm). V současné době je věnována pozornost hlavně kvalitě protékající vody v Černém potoce. Přestože odebrané vzorky z tohoto potoka prozatím svými hodnotami příliš nevybočovaly z měření na ostatních profilech, existuje předpoklad, že na části toku tomu tak nemusí být s ohledem na vypouštění vod, které je podchyceno daty s hodnotami zvýšených průtoků a hodnotami naměřené zvýšené konduktivity v toku. Bohužel, rozbory vzorků z toku z doby vypouštění nejsou prozatím k dispozici – nepřímo pouze vzorek z 20. 2. 2019, který byl ale odebrán až 2 hodiny po vypouštění vody při doznívání dopadu vypouštění.

Z provedených rozborů vzorků vyplývá, že ve většině případů by během technického zasněžování nemělo docházet díky odběrům vody z vodních toků ke kontaminaci přírodního prostředí znečišťujícími látkami. Problematické mohou být pravděpodobně pouze jednotky případů, kdy probíhá nepovolené vypouštění odpadních vod, popř. je nedostatečně účinná lokální čistírna odpadních vod.

Závěr

Odběry vody pro technické zasněžování nepředstavují při běžné zimě na středně velkých a velkých tocích při dodržení maximálního povoleného množství odebrané vody pro technické zasněžování zásadní problém. Menší toky jsou s ohledem na možnost výraznějšího kolísání hladiny zranitelnější. V zimní sezoně existují dvě kritická období (začátek zimy a období mrznutí), v nichž se mohou potenciálně častěji vyskytnout nízké průtoky, a s ohledem na jejich výskyt není žádoucí, aby probíhaly odběry vody. Pro překlenutí těchto období je ideální využít akumulační nádrže naplněné vodou odebranou v období se zvýšenými průtoky.

Odběry vody pro technické zasněžování mají na vodní tok obdobný vliv jako ostatní odběry vody. Je vhodné tyto odběry posuzovat stejně jako ostatní odběry a brát v potaz i ostatní antropogenními vlivy (vypouštění vod, shrnování sněhu do toku apod.). V kontextu ostatních odběrů a antropogenních vlivů mají odběry vody pro technické zasněžování za běžných podmínek spíše menší vliv než ostatní antropogenní činnost. Vlivy odběrů vody pro technické zasněžování na toky jsou tak přeceňovány.

Z hlediska znečištění vody v tocích, z nichž se odebírá voda pro technické zasněžování, i ze sněhu nebyly za běžných podmínek naměřeny žádné znepokojivé údaje. Jediné vyšší koncentrace znečišťujících látek se vyskytly nárazově ve vzorku ze sjezdovky, na níž se jel světový pohár ve sjezdovém lyžování. Z hlediska porovnávání hustoty sněhu na sjezdovce a mimo ni má sníh na sjezdovce přibližně 1,5× větší hustotu než mimo ni.

Poděkování

Příspěvek vznikl v rámci výzkumného projektu Technologické agentury ČR a označením TH02030080 a názvem Podpora dlouhodobého plánování v oblasti vodního hospodářství na území Krkonošského národního parku s důrazem na řešení problematiky vlivu technického zasněžování na pokles průtoků s cílem zvýšit dlouhodobou efektivitu ochrany přírody a krajiny.

Poděkování patří i ostatním kolegům z Odboru hydrologie, hydrauliky a hydrogeologie VÚV TGM, v. v. i., kteří se spolupodíleli na výstavbě staniční sítě a měřeních.

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie.

Souhrn

Příspěvek se zabývá hydraulickým a statickým posouzením sektorového uzávěru v Děčíně a v Českém Krumlově na základě vyhodnocení experimentálních měření provedených na fyzikálním hydraulickém modelu ve vodohospodářské laboratoři Fakulty stavební ČVUT v Praze. Hydrotechnický výzkum popisuje měření hladin, průtoků a tlaků na obtékané ploše. Na modelu bylo vyhodnoceno mnoho typů technických možností úprav přelivu. Kapacita přelivu je ovlivňována manipulacemi s pohyblivými uzávěry. Klasické hydraulické výpočty nejsou dostatečně přesné vzhledem k velikosti a významnosti celého vodního díla. Z tohoto důvodu bylo přistoupeno k otestování zjednodušených teoretických hydraulických výpočtů pomocí fyzikálního hydraulického modelu.

Úvod

Hydrostatický sektor je typ jezové konstrukce, jehož pohyb se ovládá propojením tlačné komory s horní nebo dolní vodou. Spodní stavba jezu je navržena tak, aby se hradicí těleso zvedalo přetlakem vody vyvozeným při propojení prostoru horní vody s tlačnou komorou a sklápělo se při jejím propojení s dolní vodou. Hlavní výhodou hydrostatického sektoru je úspora pohybovacích mechanizmů, protože pohyb hradicího tělesa je zajištěn spojením přes trojcestný ventil různými polohami horní nebo dolní vody. Tlačná komora je tedy umístěna ve spodní stavbě jezu a podstatně se ušetří na výšce pilířů, což se příznivě projeví i při začlenění jezu do rámce krajiny. Rozhodujícími podmínkami pro správnou funkci je vytvoření dostatečného rozdílu hladin horní a dolní vody ve všech polohách hradicího uzávěru. Dále je potřeba zajistit podmínky pro zdvih při udržování stálého vzdutí a udržet hradicí uzávěr v nejnižší poloze při stoupání průtoků. Zvláštní pozornost nutno věnovat vlivu dolní vody a tvaru spodní stavby na funkci uzávěru. K dokonalé funkci hydrostatického sektoru je nutné, aby jeho vnitřní prostor byl stále naplněn vodou, nebo aby vniklý vzduch byl z horní části plněného prostoru odváděn. Hydraulické charakteristiky jsou podobné jako u jezů se strojním pohybem. Budování hydrostatických jezů je možné i v místech s omezeným prostorem, neboť prostorové nároky na technologii jsou malé. Jsou to pouze kanálky se šoupaty pro propojení tlačné komory s horní a dolní vodou a jejich ovládání. Umísťování jezů může být i do míst s mírně nepříznivými hydraulickými podmínkami, které je potřeba prověřit na hydraulickém modelu. Opodstatnění fyzikálního modelování je zásadní v okruhu otázek ohledně upřesnění hydraulických charakteristik nebo v nalezení popisu jednotlivých hydraulických jevů, které nelze popsat rovnicemi a vzorci základní hydrauliky.

Plavební stupeň Děčín

Plánovaný plavební stupeň Děčín v ř. km 737,12 Labe je situován v levostranném oblouku v bezprostřední blízkosti děčínského přístavu Loubí. Plánovaný plavební stupeň Děčín má velký význam v možnosti využití labsko-vltavské vodní cesty pro lodní nákladní dopravu. Labsko-vltavská vodní cesta spojuje Českou republiku s přístavy v Severním a Baltském moři. V současné době není v úseku od státní hranice ČR/SRN zajištěna splavnost s dostatečným ponorem po velkou část roku. Navrhovaný plavební stupeň společně s koncentračními stavbami pod plavebním stupněm by měly zajistit splavnost s ponorem 1,4 metru po 345 dní v roce a s ponorem 2,2 metru po 180 dní v roce.

Plavební stupeň Děčín se skládá z jezu, plavební komory, malé vodní elektrárny a biokoridoru. Jez je tvořen třemi jezovými poli, každé o šířce 40 metrů. Jednotlivá pole jsou oddělena pilíři, každý o šířce 4 metry. Pole jsou hrazena hydrostatickými sektory, které při plném sklopení navazují na betonovou konstrukci jezu a společně tvoří Jamborův práh. Jamborův práh převyšuje dno řeky o 1,3 metru. V jezovém tělese se nachází komunikační a revizní štola. Betonová konstrukce je dělena příčnými dilatačními spárami na několik celků. Tlumení energie přepadající vody je řešeno pomocí bezvývarového řešení. Na konci Jamborova prahu se nacházejí rozrážeče, za nimi je zához z lomového kamene. Zához je tvořen ze dvou frakcí, v bezprostřední blízkosti jezu se nachází frakce tvaru krychle o straně cca 1 metr, dále od jezu je „jemnější“ frakce o průměrném zrnu 0,45 metru.

Plavební komora je situována u levého konvexního břehu, její pozice je určena tak, aby i přes dlouhé rejdy na vstupu a z výstupu komory dobře navazovala na plavební dráhu lodí v oblouku. Užitná délka komory je 200 metrů, komoru je možné rozdělit na horní (38 m) a dolní (140 m) provozní délky. Užitná šířka komory je 24 metrů. Komora je tvořena železobetonovou polorámovou konstrukcí. Plnění a prázdnění komory je zajištěno pomocí dlouhých obtoků. Horní vrata jsou hrazena spustným segmentem, střední a dolní vrata jsou vzpěrná.

Vzniklý spád je využíván malou vodní elektrárnou nacházející se u pravého břehu mezi biokoridorem a jezovými poli. Elektrickou energii vyrábí dvě Kaplanovy turbíny o celkovém výkonu 7,9 MW a celkové hltnosti 250 m3.s-1. Na pravém břehu se nachází biokoridor o šířce 30 metrů sloužící pro překonání jezu veškerou vodní faunou a dále také suchozemskými živočichy [1].

Hydrostatický jez na plavebním stupni Děčín je tvořen spodní pevnou betonovou konstrukcí s tlačnou komorou a pohyblivým ocelovým uzávěrem. V prahu jezového tělesa se nachází tlačná komora, s jejíž pomocí jsou ovládány hydrostatické sektory (obr. 1). Jezový uzávěr je tvořen svařenou ocelovou konstrukcí o výšce 5,2 metru a délce 40 metrů. Voda je do tlačné komory přiváděna potrubím, které prochází pod celou jezovou konstrukcí revizní štolou. Ocelová konstrukce uzávěru je otočná okolo ložisek umístěných na povodní straně. Sektor je možné zaaretovat v horní a dolní poloze.

Obr. 1. Řez spodní stavby a hydrostatickým sektorem VD Děčín
Fig. 1. The cut of the substructure and the hydrostatic sector of the Děčín waterworks

Jez „Jelení lávka“ – Český Krumlov

Jez „Jelení lávka“ je vzdouvacím stupněm na Vltavě v tradiční lokalitě centra Českého Krumlova s vysokou pohledovou expozicí. Původní jediný a základní účel jezu – hydroenergetické využití průtoku a spádu v pravobřežním objektu mlýna s návazným mlýnským odpadem mimo koryto Vltavy je dnes nutně spojen s účelem estetického vzdutí hladiny řeky podél městského centra.

V rámci protipovodňových opatření v Českém Krumlově byl v letech 2012 až 2013 rekonstruován jez „Jelení lávka“. Při této rekonstrukci byl původní pevný jez nahrazen pohyblivým jezem hrazeným hydrostatickým sektorem. Rekonstrukce pevného jezu na pohyblivý byla provedena s ohledem na zlepšení průchodu povodní historickým centrem města.

Půdorysně šikmý jez vůči ose toku, zahrnující pevné a sklopné pole, zahrnuje širokou propust u levého břehu. Propust zajišťuje smíšenou funkci koridoru sportovní či rekreační plavby a rybího přechodu přes spádový stupeň. U pravého břehu je vytvořen oddělením od řečiště nornou stěnou s lávkou přítokový kanál k objektu mlýna. Tento kanál přivádí vodu do dvou kašen vertikálních turbín, oddělených vzájemně užší jalovou propustí s osazeným vodním kolem, odtok od turbín je realizován odpadním kanálem mimo říční koryto. Odkalení přítokového kanálu je zajištěno další jalovou propustí, hrazenou zdvižným stavidlem v prodloužené ose jezu.

Vodní dílo je tvořeno pohyblivým jezem, plavební propustí se současnou funkcí rybího přechodu při levém břehu a vtokovým zálivem – přítokovým kanálem k MVE, umístěné pod budovou mlýna, na pravém břehu.

V úseku 40 m od pravobřežního pilíře je jez řešen jako sklápěcí pohyblivé pole s osazením ocelového hydrostatického sektoru s dřevěným opláštěním viditelné přelivné plochy. Zbytek délky jezu po levobřežní propust se zalomením osy koruny je řešen jako pole pevného jezu s vnitřní přístupovou chodbou k levému okraji pole sektoru. V běžném provozu bude sektorový uzávěr trvale zaaretován v horní poloze z pravé strany. Po nástupu povodňových průtoků ve stanovený okamžik bude ručně uzávěr odaretován a sklopen. Po konci povodně bude uzávěr v určený okamžik opět vztyčen a zaaretován. Tvar hydrostatického sektoru je atypický, prodloužený v přelivné ploše pevného jezu – pohyblivé pole tak odpovídá vizuální podobě spodní stavby pevného jezu (obr. 2).

Obr. 2. Řez spodní stavbou a hydrostatickým sektorem VD Český Krumlov
Fig. 2. The cut of the substructure and the hydrostatic sector of the Český Krumlov waterworks

Pohyb hydrostatického sektoru nahoru a dolů je řešen trubním propojením jeho tlačné komory s horní či dolní vodou. Pro některé přechodové stavy je plnění i prázdnění tlačné komory podpořeno čerpáním. Armaturní komora je umístěna v pravém dutém pilíři jezu. Levé zavázání sektoru zahrnuje pouze horní aretaci uzávěru pro účel revize tlačné komory při jejím vyčerpání. Přístup k aretaci je možný chodbou od šachty v pilíři propusti v konstrukci pevného jezu.

Jezová propust u levého břehu má smíšenou funkci vodácké propusti a rybího přechodu. V šířce propusti je vytvořena plavební snížená kyneta s větším přeronem vody. Zdrhla v propusti, které zpomalují i čeří proud v propusti, zároveň vytváří mezilehlé tišiny jako útočiště ryb v pohybu proti proudu. Zdrhla jsou vytvořena z poměrně vysokých plastových polí kartáčů. Výška kartáčů ve střední snížené plavební kynetě je 50 cm, v přidružených bočních polích pak 30 cm.

Na pravém břehu v břehové linii nadjezí, je před vtokem do mlýna instalována norná stěna s možností osazení hrubých česlí světlosti 30 cm. Norná stěna je vytvořena jako srubová konstrukce s horní lávkou a jednoduchým dřevěným zábradlím. Po lávce je umožněn přístup obsluhy k armaturní komoře, v konstrukci v chráničkách pod mostovkou vedou i kabely NN přípojky k jezu. Za stěnou navázanou na pravobřežní pilíř jezu s armaturní komorou je prostor přiváděcího kanálu ke kašnám dvou turbín, pod objektem mlýna s navazujícím derivačním odpadem, zaústěným dále do Vltavy [2].

Popis konstrukce hydrostatického uzávěru

Hydrostatický pohyblivý jez je tvořen pevnou spodní stavbu s tlačnou komorou a ocelovým pohyblivým uzávěrem. Tvar spodní stavby odpovídá požadavku osazeného typu pohyblivého jezového uzávěru – hydrostatického sektoru. Tlačná komora jezu je spojena vodotěsnými dveřmi s armaturní komorou a s přístupovou chodbou pod pevnou částí jezu od dělícího pilíře propusti. V tlačné komoře jsou na povodním prahu zakotvena ložiska sektoru. V ozubech spodní stavby jsou dále zakotveny profily prahových těsnění sektoru. Část spodní stavby jezu tvoří Jamborův práh. V rámci prahu jsou do spodní stavby zakotveny patky slupic provizorního hrazení jezu.

Kapacita jezu

Sektor je možné zaaretovat v horní a dolní poloze. Za běžných průtoků nebude s hydrostatickým sektorovým uzávěrem, zaaretovaným v horní poloze, nijak manipulováno. Výjimkou mohou být krátkodobé kontrolní funkční zkoušky a revizní prohlídky. Za povodně bude hydrostatický sektorový uzávěr sklopen a zaaretován v dolní poloze.

Měrná křivka jednotlivých částí jezu i celek byla počítána na základě hydraulického výpočtu pro přepad vody:

kdeQjeprůtok [m3.s-1],
σzsoučinitel zatopení,
msoučinitel přepadu,
b0účinná šířka přelivu [m],
gtíhové zrychlení [m.s-2],
h0přepadová výška [m].

Měrné křivky jednotlivých objektů byly počítány pro mnoho poloh hydrostatického sektoru. Nutno poznamenat, že přesnost výpočtů je dána geometrií, složitostí stavebních konstrukcí a velikostí zatopení dolní vodou, která má přímý vliv na kapacitu objektů. Při hydraulických výpočtech bylo nutno zohlednit tvary přelivných ploch jednotlivých částí jezu součinitelem přepadu a dispozičního uspořádání stavebních konstrukcí odpovídajícími součiniteli bočního zúžení. Zohlednit všechny ukazatele, které ovlivňují kapacitu přelivu, při různých hladinách vody ve zdrži, je prakticky nepostihnutelné a oddělit od sebe součinitele pro jednotlivé části jezu (včetně přelévaných pilířů) je nemožné.

Hydrotechnický modelový výzkum

Hydraulické jevy, proudění vody a jeho hydraulické charakteristiky je možno zkoumat na postaveném vodním díle, nicméně z objektivních příčin je tento výzkum značně ztížen, proto se často přistupuje ke zkoumání na zmenšeném modelu vodního díla v laboratorních podmínkách. Počáteční, okrajové a limitující podmínky jsou dány rozměrovou, silovou a hmotnostní analýzou, které vychází z podmínek zkoumání jevů na modelu pomocí Froudova zákona mechanické podobnosti. Pokud existuje alespoň částečná rozměrová podobnost, je možno použít pro hydraulické výpočty analogii z předchozích výzkumů. Přepočet jednotlivých charakteristik z původního modelu na skutečné vodní dílo lze provést pomocí vzorců:

  • měřítko délek                     Ml ,
  • měřítko rychlostí             Mv = Ml1/2 ,
  • měřítko průtoků               MQ = Ml5/2 ,
  • měřítko sil                             MF = Ml3 .

Měřítko modelu jezu s hydrostatickým sektorem bylo určeno na základě mezních podmínek modelové podobnosti, možnostech laboratoře, konstrukčních možnostech a podmínek reprezentativnosti výzkumu. Zvolená měřítka pro model jezu v Děčíně byla podle vzorců stanovena takto: délek Ml = 1 : 20, rychlostí je Mv = 1 : 4,47, průtoků je MQ = 1 : 1 789 a sil je MF = 1 : 8 000. Zvolená měřítka pro model Český Krumlov byla podle vzorců stanovena takto: délek Ml = 1 : 16, rychlostí je Mv = 1 : 4, průtoků je MQ = 1 : 1 024 a sil je MF = 1 : 4 096.

Voda byla k modelu hydrostatického sektoru přiváděna rozváděcím potrubím v laboratoři, průtok byl měřen pomocí magneticko-indukčního průtokoměru, voda byla uklidněna v uklidňovací nádrži. Voda z modelu byla odvedena sběrnou nádrží do podzemních prostor vodohospodářské laboratoře, kde je umístěna centrální akumulace vody.

Cílem modelového výzkumu bylo ověřit a zpřesnit hydraulické výpočty jezu s hydrostatickým sektorem. Kapacitu jezu ovlivňuje tvar přelivné plochy, drsnost přelivné plochy, pilíře mezi jednotlivými poli, předpolí jezu a dolní voda v korytě pod jezem. Všechny tyto detaily bylo potřeba zohlednit při fyzikálním modelování, aby výsledky byly co nejvěrohodnější.

Výsledky experimentů

Výsledky pokusů všech měření jsou zaznamenány pomocí měrné křivky hydrostatického sektoru a pomocí grafických závislostí sil působících na hydrostatický sektor (nejsou součástí tohoto článku).

Pro úplnost měření byly změřeny a vyhodnoceny konzumční křivky hydrostatického sektoru v mezipolohách mezi úplným vztyčením a úplným sklopením. Při úplném sklopení hydrostatického sektoru v Českém Krumlově byl do výpočtu zahrnut součinitel zatopení dolní vodou. Součinitel zatopení dolní vodou byl uvažován pro polohy hladin dolní vody nad přelivnou hranou sklopeného hydrostatického sektoru. Na hydraulickém modelu byla dolní hladina nastavována podle konzumční křivky dolní vody.

Obr. 3. Měrná křivka jezu Děčín
Fig. 3. The specific curve of the Děčín weir

obr. 3 konzumčních křivek VD Děčín je patrný rozdíl kapacit mezi jednotlivými polohami hydrostatického sektoru. Kapacita přelivu je velkou měrou závislá na geometrickém tvaru, proto se s různými polohami hydrostatického sektoru mění. Na obr. 4 konzumčních křivek jezu v Českém Krumlově lze pozorovat výrazný rozdíl v kapacitě jezu vztyčeného hydrostatického sektoru ve srovnání se sklopeným uzávěrem. Součinitel přelivu je také v tomto případě výrazně ovlivňován nátokovými podmínkami v nadjezí a dolní vodou pod jezem.

Obr. 4. Měrná křivka jezu „Jelení lávka“ – výpočet Králík × manipulační řád
Fig. 4. Specific curve weir “Jelení lávka” – calculation of Králík and handling regulations

V rámci všech měření přepadových výšek přes hydrostatický sektor byly také měřeny polohy hladiny v místě druhé vzájemné hloubky a dále poloha hladiny dolní vody. Při všech pokusech se pod sektorem nalézal prostý vodní skok. Veškerá kinetická energie byla utlumena v přilehlém prostoru, kde se očekává tlumení kinetické energie podle projektu.

Na hydrostatický sektor působí vnější síly od vlastní tíhy, statického a dynamického působení vody a třecí síly v ložiscích a těsněních. Model hydrostatického sektoru byl vyroben z plastů a těsnění potřebné pro správnou funkci z pryže, která při stejném zatížení vodou může vykazovat různé tření mezi konstrukcí pilířů a sektorem, a tím znehodnotit měření vnějších sil. Pro měření reakcí sil byly pokusy opakovány třikrát po sobě a výsledky vykazovaly naprostou shodu, což je důkaz pro korektnost naměřených údajů a nezávislost postupu na možných diferencích třecích sil. Vyhodnocení sil je možno použít při výpočtu zatížení na hydrostatický sektor a pro návrh manipulace pomocí vztlakové síly v tlačné komoře.

Závěr

Určení měrné křivky pohyblivého jezu s hydrostatickým sektorem se opírá rovněž o výsledky předchozích výzkumů, které ale nepostihovaly konkrétní tvar přelivné plochy a podmínek proudění vody před hydrostatickým sektorem jezu. Proto je součinitel přepadu odlišný od původního výpočtu. Rozdíl původního součinitele přepadu zjištěného z literatury [3] ve srovnání se součinitelem vypočteným z naměřených hodnot průtoku a přepadové výšky je 4 % při zdviženém sektoru a 12,5 % při sklopeném sektoru.

Hydraulické fyzikální modelování má své opodstatnění při řešení složitých úloh návrhu a posouzení hydrotechnických děl. Při posouzení nově navrženého i stávajícího stavu jezu a navazujících objektů byl použit hydraulický model, který věrně popisuje proudění na jednotlivých objektech. Výsledky řešení stávajícího stavu byly znázorněny ve formě grafického zpracování měrných křivek a křivek vnějších sil působících na konstrukci hydrostatického sektoru. Výsledky těchto měření mohou být použity pro posouzení a optimalizaci všech dílčích částí jezu. Znalosti získané v modelovém výzkumu, nejen významných vodních děl, jsou velmi ceněné a v celkovém pojetí jsou získány za malou cenu z ceny projektu, či za zlomek ceny z výstavby plánovaného vodního díla [4].

Poděkování

Tento článek vznikl za podpory grantu SGS19/046/OHK1/1T/11 Kombinovaný výzkum proudění vody na hydrotechnických stavbách.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Směrnice INSPIRE je pojem, který se v poslední dekádě skloňuje v souvislosti s prostorově lokalizovanými daty, tzv. geodaty, hydrologickými nevyjímaje. Plným názvem Směrnice Evropského parlamentu a Rady ze dne 14. března 2007 o zřízení Infrastruktury pro prostorové informace v Evropském společenství (INSPIRE) primárně adresuje dostupnost, kvalitu, uspořádání, zpřístupnění a sdílení prostorových informací. INSPIRE legislativa je v českém právním prostředí definována zákonem č. 380/2009 Sb., který novelizoval znění zákona č. 123/1998 Sb., o právu na informace o životním prostředí, resp. doprovodnou vyhláškou č. 103/2010 Sb., o provedení některých ustanovení zákona o právu na informace o životním prostředí.

Pod zjednodušeným označením „směrnice INSPIRE“ se rozumí také deset dalších evropských legislativních dokumentů, které blíže popisují základní principy jednotlivých stavebních kamenů infrastruktury pro prostorové informace. Těmito stavebními kameny jsou metadata, síťové (neboli webové) služby, geodata, pravidla pro sdílení dat, sledování infrastruktury. Na technické úrovni pak hovoříme o desítkách dokumentů, které ukazují, jak nejlépe implementovat vznesené legislativní požadavky.

S blížícím se termínem pro naplnění všech legislativních povinností na geodata definovaná ve směrnici INSPIRE (říjen 2020) provádí Evropská komise častější kontroly se zaměřením na chybějící plnění povinností jednotlivých členských států. V rámci České republiky je legislativně definovaným koordinátorem směrnice INSPIRE Ministerstvo životního prostředí, které tyto povinnosti a pravomoce delegovalo na Českou informační agenturu životního prostředí (CENIA).

Primárním účelem směrnice INSPIRE je podpora nalezení geografické informace uživatelem. Z toho důvodu je legislativně vyžadováno, aby geografická data byla popsána metadaty. INSPIRE metadata se skládají z cca 20 metadatových prvků, pomocí kterých se uvádí základní popis datové sady, série datových sad nebo webové služby publikující geodata. Definovanými metadatovými prvky jsou například název, abstrakt, klíčová slova, datum vytvoření, odkaz pro získání geografické informace, jazyk, původ dat, odpovídající měřítko, omezení veřejného přístupu, podmínky přístupu a použití, zodpovědná organizace, datum aktualizace metadat apod. Smyslem je popsat geodata tak, jak jsou popsány jiné produkty každodenní činnosti, od údajů o složení potravin až po vinětu na láhvi vína. V běžném životě člověk na tato metadata spoléhá a nejinak by tomu mělo být v případě geodat.

Metadata sama o sobě nezaručují ani vyhledání, ani získání geodat. Jsou však vhodným začátkem těchto procesů. Vyhledávání, prohlížení i stahování geodat zajišťují webové služby popsané níže. Vyhledávací službu si může čtenář zjednodušeně představit jako webovou stránku, na které může zadat název hledaných dat, měřítko či zakreslením do mapy vyznačit zájmové území např. kolem soutoku Dyje a Moravy. Prohlížecí služby následně dovolí procházet mapou s hydrologickými geodaty podobně jako na portálech Mapy.cz či Google Maps. Pomocí prohlížecí služby je pak možné podívat se na náhled geodat, která lze následně stáhnout pomocí služby stahování dat. Oproti portálům Mapy.cz či Google Mapy cílí směrnice INSPIRE na 34 témat prostorových dat. Jejich výčet je velmi pestrý, od katastrálních parcel, přes ortofota, vodstvo, geologii, statistické jednotky, zařízení pro sledování životního prostředí (zjednodušeně senzory), oblasti ohrožené přírodními riziky, meteorologické jevy, rozložení druhů až po nerostné suroviny. Metadata, vyhledávací i prohlížecí služby musí být dostupné bez poplatku, mohou však být chráněny například registrací. Pro zamezení nechtěného kopírování nebo zneužití dat může být v prohlížecích službách kvalita obrazu degradována či znehodnocena například vodoznakem.

Směrnice INSPIRE definuje také tzv. datové modely. Ty si lze představit jako explicitní definici objektů, které mají být v geodatech uloženy, jako například vodní tok, jez, brod, stojatá voda, povodí, záplavové území či mokřad. Pro každý tento objekt, resp. prvek v Geografickém informačním systému (GIS) jsou definovány konkrétní atributy, jako například geometrie záplavového území, doba opakování povodní (Q5, Q20, Q100 atd.), jedinečný identifikátor prvku či datum vytvoření/modelování v GIS. Takto definované atributy jsou povinné. Zároveň je však vytvořen mechanismus pro situace, kdy hodnotu atributu nelze uvést. Takové případy mohou nastat ve chvílích, kdy správná hodnota není známá nebo ji není z různých důvodů možné spočítat či uvést, či je daná hodnota jakkoli utajená. Dobrým úmyslem v pozadí tohoto požadavku je nepředávat uživateli pouze nulovou hodnotu, ale také uvést důvod, proč je tato hodnota nulová.

Směrnice INSPIRE nikoho nepřesvědčuje pro nová mapování ani pro vedení GIS prvků a jejich atributů jen v předepsané formě. Úmysl i nejčastější praxe nenarušují dobře zaběhnuté a odzkoušené procesy v dané organizaci. Konkrétně řečeno, zaměstnanci mohou dál používat svoje systémy i data tak, jak jsou zvyklí. Z databází s geodaty může být jen navíc nastaven export dat relevantních pro uživatele z řad veřejné správy, soukromých subjektů či občanů. Tento export by pak byl ve struktuře podle směrnice INSPIRE. Zároveň se zjednoduší reportování vůči Evropské environmentální agentuře, například s ohledem na Rámcovou směrnici o vodách (2000/60/ES). Evropská komise prostřednictvím směrnice INSPIRE sjednotila své požadavky na geodata, takže pokud se mají předávat geodata odpovídající Rámcové směrnici o vodách či Ramsarské úmluvě o mokřadech, předávají se ve struktuře definované směrnicí INSPIRE.

Jednotliví pořizovatelé či správci dat mohou vytvářet geoportály, kde bude možné vyhledávat geodata, prohlížet si je či bude uživatelům umožněno si je stáhnout. Míra otevřenosti, zpoplatnění či licencí je přitom na daném subjektu. Pro vytvoření geoportálu hovoří návštěvnost a obliba geoportálů u veřejnosti obecně, představují nejvíce navštěvované webové stránky veřejné správy nejen v České republice, ale i v celé Evropě. Proti hovoří náklady na jejich realizaci i správu. Alternativou je využití infrastruktury Ministerstva životního prostředí s doprovodným exportem geodat na straně pořizovatelů dat.

Infrastruktura pro prostorové informace není jednorázovou záležitostí. Prostorová informační infrastruktura je stejná jako jiné infrastruktury – vodohospodářská, pro přenos elektrické energie či telekomunikační. Vyžaduje velké úsilí mnoha lidí i finanční investice po desetiletí. Uživatelé se nestarají o to, jak funguje, jen ji používají. Z těchto důvodů je také nutné sledovat funkcionalitu a využívání infrastruktury pro prostorové informace. Souhrnná zpráva o stavu prostorových informací a služeb daného subjektu proto musí být předávána Evropské komisi každý rok, vždy nejpozději 15. května roku následujícího.

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie, Ze světa vodního hospodářství.

Výpar z volné hladiny je jedním ze základních prvků hydrologické bilance. Jeho průměrná hodnota se v průběhu let mění vlivem postupující klimatické změny, stejně jako je tomu u dalších prvků hydrologické bilance. Data z výparoměrných stanic jsou přínosná pro studie posuzující vliv klimatické změny na hydrologickou bilanci, stejně tak pro stanovení rovnic pro jeho výpočet a obecně pro bližší poznání hydrologického cyklu. Význam pozorování je zvětšen potřebou kvantifikovat změny výparu vlivem probíhající změny klimatu. Pozorování výparu z vodní hladiny není prováděno běžně, z důvodu značné náročnosti na údržbu a obsluhu výparoměrných stanic. Z tohoto důvodu je dopočítáván ze vzorců na základě závislosti na dalších meteorologických veličinách.

Obr. 1. Pozorování výparu v Praze Podbabě (přibližně 40. léta)

Výzkumný ústav vodohospodářský se zabývá pozorováním výparu z vodní hladiny již od 30. let minulého století. V období mezi světovými válkami konal ústav pozorování v souvislosti s plánovanou nádrží na Rozkoši u České Skalice (rybník Rovenský) a na výzkumné hydrologické stanici při ústavu v Podbabě [1] (obr. 1 a 2). Bylo používáno plovoucích i zemních výparoměrů. Výsledkem těchto prací bylo nakonec sestrojení tzv. Rónova výparoměru.

Obr. 2. Průměrný měsíční výpar z Rónova výparoměru – stanice Podbaba

V následujících letech byla v souvislosti s plánovanou výstavbou tzv. Odersko-dunajského průplavu zřízena celostátní síť výparoměrů Rónových. V roce 1956 byly zřízeny výparoměrné stanice v Hlasivu u Tábora, která je v provozu dodnes, a v Tišicích na Mělnicku (1956–1974). V roce 2018 bylo obnoveno pozorování výparu z vodní hladiny v areálu VÚV v Podbabě, současně byly pořízeny dva plovoucí výparoměry, jež budou v provozu v rámci výzkumných projektů na vodních nádržích.

Tabulka 1. Seznam v současnosti měřených veličin ve stanici Hlasivo
Tabulka 2. Seznam v současnosti měřených veličin ve stanici Podbaba

Výparoměrná stanice Hlasivo

Výparoměrná stanice v Hlasivu u Tábora byla vybudována v roce 1956 v místech původní výzkumné meteorologické stanice a nyní je jedinou nezrušenou základní výparoměrnou stanicí na území ČR. Zaznamenává data o výparu z volné hladiny spolu s dalšími meteorologickými prvky (tabulka 1). Výpar je zde měřen v sezoně od května do října.

Obr. 3. Srovnávací výparoměr ve stanici Hlasivo

V Hlasivu byly v průběhu let používány výparoměry Rónův, Wildův, GGI 3000, Class-A pan a srovnávací výparoměr o ploše hladiny 20 m2 (obr. 3). Na blízkém rybníku byl v minulosti umístěn na voru nejprve plovoucí výparoměr o ploše 1 m2, později výparoměr o ploše 3 m2 (obr. 4), pozorování probíhalo v 50. až 70. letech minulého století.

Obr. 4. Plovoucí výparoměr – stanice Hlasivo

Výparoměrná stanice Podbaba

Od roku 2018 je pozorován výpar v areálu pražského pracoviště VÚV TGM. Jsou zde aktuálně umístěny tři výparoměrné bazény o průměru 2 m (obr. 5). Probíhá zde klasické měření výparu z vodní hladiny (1) v měsících duben až říjen (podle teplot i déle), (2) ve stejných měsících z vody s odlišným albedem z důvodu zelené barvy vody, (3) celoročně za použití nemrznoucí směsi rozpuštěné soli ve vodě. Výsledky pozorování jsou porovnávána s pozorováním ze stanice Hlasivo a od roku 2019 budou porovnávána s pozorováním plovoucími výparoměry. Současně s výparem jsou zde měřeny další meteorologické veličiny (tabulka 2). Aktuální hodnoty měřených meteorologických veličin i výparu jsou online dostupné na internetových stránkách http://www.suchovkrajine.cz/aplikace.

Obr. 5. Výparoměrné bazény v Podbabě (vpředu čistá voda, uprostřed solný roztok, v pozadí zelená („vykvetlá“) voda)

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Českou republiku v posledních letech trápí nízké srážkové úhrny a vysoké teploty vzduchu. Jaký je pozorovaný vývoj zásob podzemní vody?

Poslední nadprůměrné doplnění zásob podzemí vody na území ČR nastalo v roce 2010. Následující roky již byly z hlediska doplňování zásob podzemní vody pouze průměrné, ale i výrazně podprůměrné (2016–2018). Důsledkem je snížení zásob doprovázené poklesem hladiny podzemní vody hlouběji pod úroveň terénu.

V období beze srážek napájí říční síť pouze podzemní voda. V letech 2016–2018 byla v povodí Moravy i Labe opakovaně dosažena mnohaletá minima pozorovaného odtoku. Například v oblasti Dolnomoravského úvalu (profil Strážnice) v roce 2018 poklesl průtok k hodnotám 5 m3/s (0,63 l/s/km2). Lze si tak již představit situaci, kdy by v případě masivnějších odběrů pro závlahy odtok v Moravě při hranici se Slovenskem téměř ustal.

Dochází vlivem dlouhodobého sucha a změnou klimatických podmínek ke změnám některých vlastností půd, jež mají vliv na infiltraci vody do podzemních kolektorů?

Doplňování podzemních vod primárně závisí na velikosti srážek a na jejich distribuci v čase jak během jednotlivých srážkových událostí, tak i v průběhu celého roku. Aby k doplnění zásob podzemní vody došlo, musí být horninové prostředí mezi terénem a hladinou podzemní vody, tzv. proměnlivě saturovaná zóna, nasyceno nad svou retenční kapacitu. Mocnost proměnlivě saturované zóny na území ČR dosahuje decimetry (oblasti drenáže podzemní vody), ale i vyšší desítky metrů (horninová prostředí s dobrou propustností – nejčastěji křídového stáří).

K doplnění zásob podzemní vody dochází v ČR dosud pravidelně v průběhu zimy a zejména v navazujícím jarním období. Nadprůměrně teplé zimy s absencí sněhové pokrývky ale způsobují snížené doplňování. Celoročně zvýšený výpar daný vzestupem teplot a větší vláhový deficit v proměnlivě saturované zóně z letního a podzimního období neumožňuje jarní doplnění zásob podzemní vody na obvyklou úroveň. Z důvodu změny klimatu tak hrozí nižší obnova zásob podzemní vody. A to i přesto že se srážky nemusí snížit, nebo dokonce i mírně vzrostou.

Retenční schopnost a proudění podzemní vody v proměnlivě saturované zóně jsou úzce spjaty s uspořádáním pórů (vodivých cest). Procesy, které vedou ke zhutnění půdního horizontu, ztrátě jeho propustnosti, nebo k zamezení infiltrace např. v důsledku zástavby, snižují obnovu zásob podzemní vody. Srážky se pak více účastní povrchového a mělkého přípovrchového odtoku na úkor odtoku podzemního.

Je možné pozorovat přímou souvislost mezi snižující se zásobou vody v podzemí a zvýšenou evapotranspirací?

Na časových řadách chodu teplot v ČR lze v posledních třech dekádách jednoznačně identifikovat vzestupný trend. V dětství mne otec naučil jezdit na sjezdovkách a bruslit na svazích a rybnících v Praze. Totéž jsem svým dětem dopřát nemohl. Dlouhodobější výskyt teplot v blízkosti 30 °C nebyl v létě běžný. Klima se skutečně změnilo a lze to dokladovat na měřeních realizovaných ČHMÚ.

Výpar z rostlin a půdy nelineárně vzrůstá s nárůstem slunečního záření, teploty a rychlosti proudění vzduchu. Růst teplot tak prokazatelně znamená větší ztráty vody z krajiny a proto i snížené doplňování zásob vody podzemní. Z hlediska doplnění zásob podzemní vody jsou pro území ČR významné změny klimatu zejména v období zimy a jara. V létě a na podzim obvykle k doplnění zásob podzemní vody téměř nedocházelo ani dosud.

Zásoby podzemní vody kolísají v ročních a víceletých cyklech. Snížené doplňování se neprojeví okamžitě, ale mnohaletými poklesovými trendy (i změny klimatu jsou spíše pozvolné). Existenci trendů poklesu zásob podzemní vody lze dokládat častějším výskytem dosud nepozorovaných minim úrovní hladin podzemní vody i odtoku v říční síti, rovněž jejich trváním i plošným rozsahem.

Napjatější vodní bilance se promítá do činnosti provozovatelů vodních zdrojů. Ti i přes značný pokles odběrů podzemní vody během posledních dekád (z důvodu růstu ceny vody) mají mnohdy problém vyhovět stanoveným limitům (minimální hladiny a průtoky v říční síti v oblastech zdrojů podzemních vod), které byly na základě historické zkušenosti o hydrogeologických poměrech pro oblasti jímání stanoveny.

Může mít zvyšující se výpar z vodní hladiny, např. z rybníků, přímý vliv na hladinu podzemní vody v jejich bezprostředním okolí? A jak se díváte na roli rybníků a malých vodních nádrží jako potenciální zdroje pro posilování podzemních vod?

Vodní nádrže jsou v oblastech s převažujícím výparem nad srážkami doplňovány povrchovým přítokem a příronem podzemních vod (nejčastěji jejich kombinací). Pokud povrchový přítok chybí (např. nebeské rybníky, pískovny, štěrkovny), jsou ztráty výparem nahrazovány přítokem podzemní vody.

Antropogenní změny krajiny podstatně zvýšily povrchový odtok. Ten v době srážek vzniká na zpevněných plochách, ale i na polích s nepříznivými poměry danými sklonem, obděláváním i aktuální skladbou plodin. Zadržení povrchového odtoku a vytvoření zásoby pro suché období je správná myšlenka. Vodní nádrže jsou ale rovněž recipientem splavenin a příjemcem znečištění. Často se v nádržích vyskytuje eutrofizace a prostředí deficitní na rozpuštěný kyslík. V posledních letech se dostává do popředí zájmu problematika kontaminace vod pesticidy a jejich metabolity, léčivy a dalšími průmyslovými látkami. Minimálně stejně hodnotná je tak proto myšlenka podporovat přirozené vsakování srážek do horninového prostředí, případně ho ve vhodných lokalitách posilovat umělou infiltrací.

Nádrže je možné stavět pouze v příznivých morfologických a geologických poměrech. Obvykle se jedná o oblasti regionální drenáže podzemních vod. Nádrže mohou primárně nadlepšovat nepříznivé odtokové poměry v říční síti. Zlepšení stavu podzemních vod není hlavním přínosem nádrží.

Je možné charakterizovat oblasti v ČR, které považujete za nejohroženější jak v současných podmínkách, tak v podmínkách ovlivněných změnou klimatu například k pol. 21. století?

Klimatická změna se nejvíce projeví v oblastech s napjatou vodní bilancí – tedy v místech s nízkým srážkovým normálem, nebo v místech s odběry podzemní vody pro lidskou spotřebu. Geograficky se jedná především o nížiny, kam je vázána značná část populace i zemědělské výroby, tzn. oblast jižní Moravy nebo Polabí. Vlivem srážkového stínu je klimatickou změnou silně ohroženo rovněž Žatecko.

V širší soutokové oblasti Moravy a Dyje je za dosavadních podmínek velikost doplňování zásob podzemí vody odhadována jen okolo 0,5 l/s/km2. Ročně se zde do podzemních vod infiltruje pouze cca 15 mm vodního sloupce. Přitom v letním období na jižní Moravě dosahuje výpar z volné hladiny v maximech až 11 mm za den.

Změny klimatu mohou v uvedených oblastech ČR dosud pravidelné každoroční doplňování zásob podzemní vody změnit jen na občasné. Přijatá adaptační opatření, studie problematiky i informovanost společnosti patří mezi klíčové faktory, které ovlivní, jak bolestné změny klimatu výsledně budou.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Dne 22. května 2019 pořádal Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v. v. i., v pražském areálu workshop na téma Water Footprint. Odborným garantem byl Ing. Libor Ansorge, Ph.D. Workshopu se zúčastnilo devět tuzemských a zahraničních expertů zabývajících se problematikou posuzování vodní stopy (WF). Cílem workshopu byla výměna informací a zkušeností s vodní stopou na pracovištích v České republice, navázání kontaktů a diskuse potřeb dalšího rozvoje vodní stopy v ČR.

Ing. L. Ansorge, Ph.D., přivítal hosty a představil řešení problematiky Vodní stopy ve VÚV TGM. V návaznosti na skončený projekt QJ1520322 podpořený Ministerstvem zemědělství z programu KUS se VÚV TGM zabývá i nadále vodní stopou a tato problematika se promítla i do Dlouhodobé koncepce rozvoje VÚV TGM, kde je vymezena oblast výzkumu č. 12 Výzkum a hodnocení životního cyklu výrobků, služeb a institucí s vazbou na vodu. Tato oblast výzkumu je rozdělena na tři dílčí cíle. DC12-1 se soustředí na vývoj přístupů ke kvantifikaci modré, zelené a šedé vodní stopy výrobků, služeb a institucí v ČR podle Water Footprint Assessment Manuálu. S ohledem na vodohospodářské zaměření VÚV TGM se práce soustředí na kvantifikaci vodní stopy významných vodohospodářských infrastruktur, jako jsou vodní nádrže a systémy zásobování pitnou vodou a nakládání s odpadními vodami. Dílčí cíl DC12-2 se zabývá výzkumem metod a regionalizace charakterizačních faktorů užívaných při LCA water scarcity/availability footprint studiích pro různé typy vodních zdrojů. Aktuální práce se zaměřují na regionalizaci vybraných charakterizačních faktorů (AWARE, fwua), dat pro analýzu LCIA (Life Cycle Impact Assessmment – hodnocení dopadu životního cyklu) a v neposlední řadě variabilitu dostupných dat používaných k hodnocení vodní stopy, které ovlivňují i její citlivost. Práce na posledním dílčím cíli DC12-3, který je zaměřen na vývoj metod hodnocení vlivů užívání vody na úrovni midpoint a endpoint v rámci LCA, jsou v současnosti omezeny z důvodů nedostatku řešitelských kapacit. Během prezentace byla zmíněna možnost využívání vodní stopy jako nástroje pro řízení vodního/environmentálního hospodářství, potřeba popularizace vodní stopy, potřeby dalšího výzkumu. Jako vhodný nástroj pro další rozšiřování vodní stopy do praxe bylo uvedeno zavedení výuky vodní stopy na vysokých školách.

Dalším účastníkem workshopu byl doc. Ing. Jan Weizettel, Ph.D., (UK – Centrum pro otázky životního prostředí), který představil svůj projekt, ve kterém hodnotí nejen vodní, ale i environmentální stopu vybraných výrobků s finální spotřebou v hodnocené zemi. Ta je obdobou národní uhlíkové stopy (emise ekvivalentu CO2 z veškerých výrobních řetězců všech výrobků spotřebovaných občany dané země). K vyjádření WF používá input-output analýzu, při které jsou ekonomiky rozděleny do sektorů a výrobky do produktových skupin jednotlivých zemí a regionů. Předpokládá, že každý sektor a skupina výrobků v rámci jedné země nebo regionu jsou homogenní, tj. mají stejnou výrobní a stejnou prodejní strukturu. Ke sledovaným/posuzovaným tokům výrobků mezi ekonomickými sektory přiřazuje environmentální dopady pokrývající celé výrobní řetězce. Jako své hlavní zaměření v oblasti WF uvedl hodnocení zemědělské produkce v jednotlivých zemích a regionech podílející se na globálním využívání vzácného, omezeně obnovitelného přírodního zdroje – vody. Objem spotřebované modré vody převádí na kubické metry ekvivalentu vzácnosti vody a tím odráží místní a časový nedostatek vody v povodí příslušného výrobního řetězce. Pro hodnocení WF bilančním přístupem v souladu s normou EN ISO 14046 využívá pouze ukazatele „modré vody“ tj. přírodní vody odebrané přímo z vodních zdrojů. Pomocí charakterizačních faktorů WF převádí všechny dílčí stopy na jeden společný jmenovatel (objem spotřebované vody v litrech vážených vzácností). Jako silnou stránku charakterizačních faktorů uvádí snadnou pochopitelnost pro koncového uživatele. Představil výsledky svého výzkumu, které ukazují, že mezinárodní obchod ovlivňuje/pomáhá omezit vodní stres v aridních/semiaridních oblastech jako je Portugalsko, Mexiko nebo Střední východ. Ke své práci využívá model MRIO (multiregionální model vstupů a výstupů) a vodní stopu kvantifikuje pro hodnocený stát v globálu.

Problematiku vodní stopy řeší v úzké spolupráci s Dr. Stephanem Pfisterem (ETH Zürich, Institute of Environmental Engineering).

Zástupkyně pracoviště VÚT Brno NETME Centre Xuexiu Jia, MSc., po představení výzkumného týmu prof. Ing. Jiřího J. Klemeše, DrSc., jehož je členkou, seznámila účastníky workshopu s dosaženými úspěchy výzkumného týmu jako je studie poskytující přehled všech dostupných definic WF a měrných jednotek spojených s environmentálními, sociálními a ekonomickými stopami včetně kompozitních stop, které kombinují dvě i více stop jednotlivých. Ve svých pracích došli k závěrům, že vzhledem k umístění výrobců a spotřebitelů v různých částech světa jsou významné rozdíly ve virtuálních emisích CO2 a virtuální vodě. Dovozem výrobků vyráběných s nižšími emisemi uhlíku a nižší spotřebou vody než v domácím průmyslu může mezinárodní obchod snížit globální tlak na životní prostředí. Roli WF vidí v prezentaci problematiky vodní stopy, indexu nedostatku vody, vodního stresového indexu, potenciálu degradace vody apod. Díky dobře vyvinutým rámcům vodní stopy, ať dopadové tak bilanční, lze porovnávat využití vody a poskytovat informace pro identifikaci kritického uživatele ve výrobním řetězci. Podle X. Jia není WF dostatečným nástrojem ke sledování vodních sítí a pro management vodního hospodářství.

Doc. Ing. Vladimír Kočí, Ph.D., MBA, (VŠCHT, Fakulta technologie ochrany prostředí) a Ing. Martin Dočkal, Ph.D., (ČVUT, Fakulta stavební, Katedra hydromeliorací a krajinného inženýrství) v krátkosti představili svá pracoviště a shodně uvedli, že vodní stopu chápou jako nástroj k posuzováním dopadů na životní prostředí. Na VŠCHT je vodní stopa, resp. problematika vody řešena v rámci posuzování životního cyklu (LCA) ve specifických sektorech, jako je například chemický, stavební a obalový průmysl. Na ČVUT se studenti oboru životního prostředí seznamují s vodní stopou v rámci výuky.

Po úvodních vystoupeních proběhla diskuse, ve které si účastníci vyměnili zkušenosti a vlastní názory na problematiku vodní stopy. Ze závěrečné diskuse vyplynuly tyto klíčové potřeby:

  • zvýšení propagace vodní stopy jak u politiků, podnikatelů, tak i obyvatel napříč spektrem;
  • zjednodušení prezentace výsledků vodní stopy obdobně jako u uhlíkové stopy, která je široce využívána;
  • zvýšení tlaku na výrobce prostřednictvím osvěty obyvatel-konzumentů, kteří budou chtít u výrobků znát vodní stopu;
  • sjednocení názvosloví problematiky (např. sucho, nedostatek vody, vodní stopa) a způsobu výpočtu vodní stopy;
  • zvýšení kvality a dostupnosti dat (sjednocení způsobu sledování i v časové řadě), sjednocení způsobu jejich využívání i z důvodu porovnávání výsledků, modelování využívání/znečištění vod.

Workshop byl účastníky hodnocen jako přínosný, a to i z důvodu vzájemného seznámení se a navázání kontaktů pro možnou budoucí spolupráci.

Poděkování

Tato akce byla podpořena účelově vázanými prostředky institucionální podpory na dlouhodobý rozvoj Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka, v. v. i., číslo projektu: IG/2019/1644.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Dne 20. června 2019 se prostory Výzkumného ústavu vodohospodářského při příležitosti oslav 100. výročí od založení otevřely široké veřejnosti v rámci Dne otevřených dveří, a to jak na pražském pracovišti, tak na pobočkách v Brně a Ostravě.

Návštěvníci mohli v pražském areálu během 90minutových exkurzí zhlédnout nejzajímavější pracoviště instituce názorně reprezentující výzkum vody a vodního prostředí ve všech jejich aspektech. Největší ohlas měly zejména ukázky fyzických hydraulických modelů plavebního stupně Děčín a Trojské kotliny v měřítku 1 : 70, děti si mohly odnést figurky vytištěné na 3D tiskárnách používaných pro tisk vodoměrných zařízení. Dále se návštěvníci měli možnost seznámit s činností České kalibrační stanice vodoměrných vrtulí, která je v evropském prostoru unikátní tím, že pro experimenty využívá přírodní vodu z řeky Vltavy. Zástupci laboratoří seznámili přítomné s mnohdy překvapivými výsledky stanovení množství nelegálních drog v městských odpadních vodách, předvedli ukázky testování prototypů domovních čistíren odpadních vod a informovali o způsobech značení ryb pro sledování propustnosti migračních cest na našich vodních tocích. V závěru si návštěvníci pražského areálu mohli v rámci nově vybudované České výparoměrné stanice prohlédnout tři experimentální výparoměry.

Na brněnské a ostravské pobočce byly akce zaměřeny zejména na studenty středních škol se zájmem o přírodní vědy; kromě praktických ukázek vědecké a laboratorní práce se zapojením studentů do interpretace výsledků zde byly připraveny i vědomostní soutěže o ceny.

Pro velký zájem ze strany veřejnosti se akce uskuteční v červnovém termínu i v příštím roce.

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie.

Souhrn

Příspěvek presentuje pokusy s umělým deštěm a stopovačem v Jizerských horách, které jsou nezbytné pro modelování svahu modelem MIPs (Multiple Interacting Pathways [1]). Jsou podrobně popsány pokusy na několika svazích v povodí Lužické Nisy v Jizerských horách a na jednom svahu na Šumavě. MIPs je model založený na sledování dráhy částic. Cesty proudění jsou v něm popisovány pravděpodobnostně. Pracuje s částicemi (balíčky vody) v různých cestách proudění definovaných rozdělením rychlostí a maticí přechodu, která representuje výměnu vody mezi jednotlivými cestami. Výstupy modelu MIPs byly předvedeny na experimentálním svahu na louce ve formě výpočtu scénáře postupného nasycování svahu při srážkových epizodách, zvláště první epizody po suchém období. V terénních pokusech je vidět rozdíl v procesech odtoku mezi lučním a zalesněným svahem. Přestože bylo stříkáno vysokými intenzitami i velkými objemy vody, na lesních svazích byl stále rozhodující vliv vysoké infiltrační kapacity v lese. Je tady zřejmý podstatný vliv preferenčních cest.

Úvod

Model MIPs byl vytvořen pro hornaté oblasti, ve kterých jsou infiltrační kapacity vysoké ve srovnání se srážkovými intenzitami a úhrny. Pokud půdní profil v těchto oblastech není nasycen vodou až do úrovně terénu, je povodňová odezva tvořena převážně podpovrchovým odtokem (tj. jedná se o mělkou podzemní vodu). Takové podmínky jsou časté zvláště na zalesněných svazích v mírném vlhkém klimatu s propustnými půdami a relativně příkrými svahy [2].

Pokud chceme porozumět geochemickým procesům v povodích a jejich závislosti na hydrologii, je nutné, aby odtokový proces byl dobře popsán. Je třeba mít adekvátní představu o cestách proudění v terénu, kterou je obtížné získat třeba i jen pro jediný svah. Je také nutné mít hydrologický model, který toto proudění vhodně popisuje. Model MIPs [1, 3] je pokusem o takové řešení. Cesty proudění v terénu je zřejmě v současnosti možno prozkoumat pouze s využitím stopovačů. Nestačí tedy mít k disposici jen hydrogram odtoku, protože z něj nelze zpětně soudit o podstatě procesů, které proběhly ve svahu nebo v povodí. Pro odtok z povodí mohou být rozhodující preferenční cesty [4–7], tj. obchvaty nebo zkratky, kterými voda obejde půdní matrici. Stopovače je možno použít v průběhu srážkoodtokové epizody jako v případě lokality Gardsjon [3]. To však předpokládá dlouhý výzkumný projekt. My jsme použili metodu experimentů – skrápění části svahu vysokou intenzitou, kdy byl do vody přidáván stopovač NaCl.

Procesy důležité pro tvorbu odezvy jsou v nenasycené zóně: intenzita vstupu v úrovni terénu, změny vlhkosti půdy, rychlost fronty zvlhčení, hloubka hladiny podzemní vody, doba nutná k dosažení hladiny podzemní vody; v nasycené zóně: postupivost vlny, vzdálenost od toku, doba nutná k dosažení toku. Cesty odtoku, kterými srážkový vstup prochází, závisí na struktuře a předcházející nasycenosti půdy. Srážková voda vstoupí do půdní matrice a teče svisle v závislosti na místních vodivostech a gradientech. Část vody může jít obchvaty a zkratkami a vyhnout se tak půdní matrici. Tyto preferenční cesty jsou spojeny s puklinami, kanálky po kořenech nebo jinými makropóry nebo se může jednat o oblasti vyšší propustnosti půdy. Preferenční cesty mohou mít různou hloubku, šířku, křivost a spojitost. Pro jednoduchost je možno předpokládat, že dominantní směr proudění v nenasycené zóně je svislý [1, 8].

Mnohočetné cesty proudění v nenasycené zóně jsou reprezentovány funkcí rozdělení svislých rychlostí, která závisí na hloubkách a časech vyplývajících ze vzájemného působení rozdělení vstupních intenzit a cest proudění v půdě, jež se mezi sebou také vzájemně ovlivňují [1].

Dále model pracuje s rozdělením hloubek k hladině podzemní vody v příslušných místech, které bude záviset na předcházejících podmínkách, odvodnění části svahu nad zkoumaným úsekem a tvaru svahu (rozbíhání nebo sbíhání proudnic). Z těchto údajů a rozdělení rychlostí můžeme dostat rozdělení dob dotoku v nenasycené zóně. Výsledné rozdělení bude ve vzájemném vztahu k prostorovému rozdělení nasycených hydraulických vodivostí, z čehož získáme rozdělení dob dotoku v nasycené zóně. Ty budou v obecném případě záviset na dotaci z nenasycené zóny [1, 8].

Aby bylo možno smysluplně pracovat s modelem MIPs, je tedy třeba provést průzkum na vybraných svazích s využitím stopovačů.

Základní výzkumnou otázkou pro nás stejně jako pro více hydrologických týmů v Evropě a USA je bližší poznání procesů podpovrchového odtoku, který v povodích s vegetačním pokryvem, zejména zalesněných, tvoří většinu přímého odtoku při menších (častějších) povodních. Výzkum v tomto směru bude pokračovat v několika dalších letech.

Cílem tohoto příspěvku tedy je ukázat na příkladu typ výstupů z modelu MIPs a jeho využitelnost v Jizerských horách. K tomu bylo třeba vybrat, zřídit a vystrojit pokusné svahy a provést pokusy se zkrápěním a stopovači. Jedná se o náš první článek v časopise k tomuto typu modelování a nutné experimentální části výzkumu.

Vysvětlení pojmů

MIPs (Multiple Interacting Pathways) – mnohočetné vzájemně se ovlivňující cesty odtoku

Particle tracking – sledování dráhy částic

Random particle tracking – rychlosti částic jsou vzorkovány z náhodných rozdělení

Bypassing – obchvat, zkrácení tzv. preferenčními cestami, část proudění se vyhne půdní matrici

Tracing – použití stopovačů

Transition probabilities – matice přechodu obsahující pravděpodobnosti výměny vody mezi jednotlivými cestami

Tipping bucket – překlápěč pro měření objemů srážek nebo průtoku

Conductivity – konduktivita – vodivost

Metody

Model MIPs

Prvním článkem o MIPs je příspěvek viz [1], inspirovaný pokusy se stopovači na Bear Brook ve státě Main [12]. V článku viz [5] je popsán případ transientního proudění experimentálním svahem v povodí Gardsjon ve Švédsku.

V modelu MIPs jsou cesty proudění vody popisovány pravděpodobnostně [1, 13]. Sledování drah částic, přičemž rychlosti jsou vzorkovány z náhodného rozdělení, pracuje s částicemi (balíčky) vody v různých cestách proudění definovaných rozdělením rychlostí a maticí přechodu, která representuje výměnu vody mezi jednotlivými cestami. Předpokládá se exponenciální pokles nasycené hydraulické vodivosti s hloubkou [5].

Počáteční zásoba vody ve svahu a vstupy (déšť) během epizody jsou simulovány velkým množstvím diskrétních částic. V každém časovém kroku se částice pohybují v možných cestách proudění. Rychlost je částicím přisuzována náhodně z rozdělení rychlostí. Tímto způsobem lze modelovat účinek preferenčního proudění a obchvatu (zkrácení) dráhy ve svahu bez explicitní znalosti geometrie cest proudění. Kontinuita je zajištěna bilancováním počtu částic [1, 5, 8].

K tomu, abychom mohli pracovat s modelem MIPs, potřebujeme tedy mít možné cesty odtoku prozkoumány s využitím stopovačů. Dále popisujeme pokusy, které jsme za tímto účelem provedli.

Vybraná povodí

Pro pokusy na experimentálním svahu byla vybrána dvě povodí.

Horní část povodí Lužické Nisy v Jizerských horách, konkrétně oblast v Dolních Lučanech. Tok  Lužická Nisa pramení v údolí rozkládajícím se na sever od Černostudničního hřebene v nadmořské výšce 639 m n. m. Ve vzdálenosti cca 2 km od pramene se nachází závěrový profil ČVUT – FSv Dolní Lučany, kde je sledována hladina a teplota vody, teplota a vlhkost vzduchu a úhrn srážek od roku 2013 (obr. 1). V roce 2014 jsme zde instalovali automatickou sněhoměrnou stanici LDSS [9]. Experimentální svah se nacházel cca 150 m proti proudu od závěrového profilu na pravé straně toku. Na podzim 2014 zde byly provedeny dva experimenty. V roce 2015 byl ve stejném povodí vybudován nový svah ve vzdálenosti asi 500 m od bývalého svahu, ve vzrostlém lese s převahou smrku ztepilého.

Obr. 1. Měsíční úhrny srážek a průměrné výšky hladiny vody ve stanici ČVUT v Dolních Lučanech v Jizerských horách 2014–2016
Fig. 1. Monthly precipitation totals and average water level depths in Czech Technical University station in Dolní Lučany in Jizera Mountains 2014–2016 (úhrn srážek – precipitation total; výška hladiny vody – water level depth; měsíční – monthly)

Povodí Černého potoka na Šumavě. Toto povodí patří celým územím do II. zóny ochrany a je hospodářsky využívané. Převážnou část tvoří les s převahou smrku ztepilého, doplněný porostem jedle bělokoré, buku lesního, javoru klenu a břízy bělokoré. Podrost je tvořen porostem borůvčí a travinou bikou lesní. Zamokřené plochy jsou porostlé rašeliníkem a sítinou rozkladitou.

V rámci diplomové práce [10] byly v povodí vyhloubeny půdní sondy za účelem odběrů půdních vzorků. Nejčastějším půdním typem v povodí je kryptopodzol s různými podtypy, dále pak ranker, podzol nebo glej. Půdní typy jsou zde ovlivněny hlavně vegetací a sklonitostí. Sklonitost je v celém profilu víceméně podobná. Hloubky půdy se pohybují kolem 40–50 cm. Půdy mají velké množství skeletu. Srážky a hladiny v potocích jsou v obr. 2.

Obr. 2. Měsíční úhrny srážek a průměrné výšky hladiny vody ve stanicích PřF UK Černý potok a Zhůřecký potok na Šumavě 2014–2017
Fig. 2. Monthly precipitation totals and average water level depths in CUNI stations Černý potok and Zhůřecký potok at Šumava Mountains 2014–2017 (úhrn srážek – precipitation total; výška hladiny vody – water level depth; měsíční – monthly)

Schéma pokusů na louce a v lese pro potřeby modelu MIPs

Celková plocha byla ohraničena vyšším plůtkem a na konci plochy se svah zařízl do hloubky 80–120 cm. V zářezu byly vyříznuty drážky dovnitř svahu hluboké cca 10 cm ve výškách 20 a 50 cm (obr. 3, 4a, 4b a 4c). Stékající voda z drážek byla odváděna okapem do velkých překlápěčů.

Obr. 3. Experiment na louce, Dolní Lučany, drážky 20 a 50 cm od povrchu
Fig. 3. Experiment on the meadow, Dolní Lučany, troughs 20 and 50 cm from the surface

V první fázi pokusu bylo obvykle skrápění prováděno čistou vodou z toku. Jako značkovač pro zjištění cest odtoku byla použita NaCl, která se rozpouštěla v sudech v koncentraci 5 mg/l (průměrná vodivost se pohybovala kolem 9,8 mS.cm-1), a tímto roztokem se skrápěla pokusná plocha.

Vodivost se měřila přístrojem firmy Hach s přesností ±0,5 %.

Předpokládalo se, že vzorky odtékající vody budou odebírány z překlápěčů, ze sondy pod svahem a z blízkého toku: před pokusným svahem, ve středu pokusného svahu, z výtoku ze svahu (pokud byl rozeznatelný) a ve vybraném vzdálenějším místě. Ve vzorcích vody a v toku byla průběžně měřena elektrická vodivost. V laboratoři byla provedena analýza vzorků na množství NaCl.

Automatický rozstřikovací systém pro simulaci deště

Na vytyčené ploše 25 m2 se instaluje do čtverce devět trysek postřikovače. Voda je přiváděna hadicí pomocí čerpadla z blízkého zdroje (toku, cisterny). Množství vody sledoval vodoměr s přesností ±1 cm. Připojený datalogger zaznamenával úhrn srážek ze srážkoměru s přesností ±0,1 mm a vlhkost půdy z čidla Virrib s přesností < ±0,01 m3.m-3. Toto čidlo bylo instalováno buď v hloubce 25 cm, nebo v hloubkách 20 a 50 cm [11].

Obr. 4a. Schéma experimentu na louce v Dolních Lučanech – Jizerské hory
Fig. 4a. Diagram of meadow experiment in Dolní Lučany – Jizera Mountains (svah – slope, postřikovače – sprinklers, příkop – trench, tok – stream, sud – barrel, voda z toku – stream water, odběr vody z toku – stream water sampling sites, před svahem – before slope, na konci svahu – at the end of slope)
Obr. 4b. Schéma experimentu v lese v Dolních Lučanech – Jizerské hory
Fig. 4b. Diagram of forest experiment in Dolní Lučany – Jizera Mountains (svah – slope, postřikovače – sprinklers, příkop – trench, tok – stream, sonda – dug well, sud – barrel, voda z toku – stream water, odběr vody z toku – stream water sampling sites, před svahem – before slope, uprostřed svahu – middle of slope, odběr vytékající vody z pod svahu – sampling water flowing into stream from the bank, i.e. a distinctly visible flow under stream water table, na konci svahu – at the end of slope, před mostem – before bridge)
Obr. 4c. Schéma pokusu v lese v povodí Černého potoka
Fig. 4c. Diagram of forest experiment in Černý potok catchment – Šumava Mountains (svah – slope, postřikovače – sprinklers, příkop – trench, tok – stream, sonda – dug well, sud – barrel, voda z toku – stream water, odběr vody z toku – stream water sampling sites, před svahem – before slope, uprostřed svahu – middle of slope, odběr vytékající vody z pod svahu – sampling water flowing into stream from the bank, i.e. a distinctly visible flow under stream water table, na konci svahu – at the end of slope)

Výsledky experimentů pro získání dat do modelu MIPs

Experimenty v lese

Experimenty v letech 2015 a 2016 v lese v Dolních Lučanech

Na jaře 2015 byl vybudován experimentální svah ve vzrostlém lese s převahou smrku ztepilého. Svah se nalézal 1 m od toku. Pod svahem byl instalován piezometr na sledování hladiny podpovrchové vody [10]. Na této lokalitě bylo v letech 2015 a 2016 provedeno celkem pět pokusů.

Rok 2015 (druhý rok delšího suchého období) byl sušší než rok předešlý. Sněhová pokrývka se vyskytovala přes celé zimní období, ale úhrn srážek od března do října činil jen 44,2 % dlouhodobého úhrnu. Nejnižší hladiny v toku byly zejména v letních měsících. Nedostatek vody významně ztěžoval práce na pokusu.

Pro instalování překlápěčů byly vyhloubeny jámy, které se po skrápění začaly plnit vodou. K protékání do žlabů bohužel nedošlo a jámy pod svahem byly použity jako sondy (obr. 4a, 4b a 4c). Současně byla měřena výška podpovrchové vody v piezometru pod svahem, která kolísala podle skrápění.

První pokus byl proveden od 12. 5. do 14. 5. 2015, kdy plocha byla nejdříve skrápěna čistou vodou, aby se zvětšila nasycenost půdního profilu. Poslední den byl aplikován postřik se solí. Souběžně byla měřena vodivost toku před pokusným svahem, v polovině svahu, na konci svahu a u mostku cca 5 m od svahu. Pod svahem vyvěrala za 2 dny voda, a tak byly vyvrtány další dvě sondy hluboké 40 cm. Z těchto sond byly odebírány vzorky po dobu všech pokusů. Voda ze sond se ihned ztrácela po skončení skrápění.

Další opakování pokusu 25. 6.–30. 6. 2015 bylo provedeno v době, kdy voda v toku stoupla po předešlých srážkách. Z důvodu nedostatku vody se pokus opakoval v říjnu od 15. 10. do 19. 10. 2015. Průběh experimentu byl obdobný (obr. 5a, 5b a 5c).

Obr. 5a. Povodí Nisy – les, Dolní Lučany – průběh skrápění a vlhkosti půdy 14. 10.–20. 10. 2015
Fig. 5a. Nisa catchment – forest, Dolní Lučany – sprinkling (mm per 10 minutes) and soil moisture (% per 10 minutes) 14th–20th Oct. 2015
Obr. 5b. Jizerské hory – Dolní Lučany – les, průběh vodivosti v sondách a v toku a vlhkost půdy 14. 10.–24. 10. 2015
Fig. 5b. Jizera Mountains – Dolní Lučany – forest, conductivity (mS.m-1) and soil moisture at 50 cm (% per 10 minutes) 14th–24th Oct. 2015 (sonda – dug well, horní tok – upstream, střed toku – middle of stream, výtok ze svahu – flow from slope)
Obr. 5c. Jizerské hory – Dolní Lučany – les, průběh vodivosti v toku 14. 10.–23. 10. 2015 – detail
Fig. 5c. Jizera Mountains – Dolní Lučany – forest, conductivity in stream 14th–23rd Oct. 2015 – detail (vlhkost půdy – soil moisture, horní tok – upstream, střed toku – middle of stream, výtok ze svahu – flow from slope)

Nejvyšší vodivosti byly dosahovány v obou experimentech v sondě (jámě) pod svahem, ale oproti předešlému pokusu v roce 2014 byly zaznamenány změny v toku zejména v místě u konce svahu, kdy ze břehu pod hladinou viditelně vytékala voda.

Rok 2016 byl bohatší na úhrn srážek zejména na sníh (57 % dlouhodobého úhrnu). První experiment se konal v květnu 14.–21. 5. 2016. Svah byl skrápěn nejdřív 3,5 dne pouze vodou a potom 3,5 dne s roztokem soli. Pravidelně byla měřena vodivost ve vybraných profilech v toku. V době skrápění roztokem soli byly odebírány i vzorky vody.

Půdní profil byl vyschlý a ani po skrápění nedošlo k odtoku vody do okapů, pouze voda začala vyvěrat v sondě pod svahem, ze které byly odebírány vzorky, a pravidelně byla měřena vodivost. Ve vzorcích bylo zjištěno velké množství soli a samozřejmě vodivost byla také vysoká.

Nejvyšší hodnoty vodivosti a nejvyšší hodnoty NaCl se vyskytovaly ve vzorcích odebíraných v toku těsně u břehu v blízkosti experimentálního svahu (výtok), kdy viditelně odtékala voda pod hladinou z břehu do toku.

V poslední den skrápění došlo k přívalovému dešti, který ovlivnil konec experimentu (snížila se vodivost toku, voda stékající po povrchu se dostala do sondy).

Obdobný průběh experimentu byl zaznamenán 17. 7.–24. 7. 2016.

Experiment v povodí Černého potoka – září 2017

Začátkem září 2017 byl vybudován experimentální svah v horní části povodí Černého potoka na Šumavě (oblast Hůrka) ve vzrostlém lese (buk, smrk ztepilý, javor) v blízkosti turistické cesty na břehu potoka. Experiment začal 2. 9. 2017 a skončil 6. 9. 2017. Výška zářezu byla 120 cm, drážky byly ve výšce 15 cm a 50 cm od rostlinného pokryvu (20 cm a 50 cm od povrchu). Vzdálenost svahu od toku činila cca 1,5 m. Vzorky z toku byly odebírány před experimentálním svahem, na jeho středu a za ním. Výtok ze svahu byl rovněž vzorkován. Schéma rozmístění postřikovačů, piezometrů a odběrných míst v toku a umístění sond je na obr. 4c.

Na obr. 2 jsou graficky znázorněny měsíční úhrny srážek a průměrné měsíční výšky hladin z povodí Černého Potoka a Zhůřeckého Potoka ve stanicích PřF UK na Šumavě (2014–2017).

Pokus probíhal spíše za deštivého počasí. Druhý den experimentu se začala objevovat voda v sondách pod svahem. Další den prosakující voda v dolním levém rohu svahu vytékala jako povrchový odtok po kameni velkou rychlostí. Postupně vyvěrala voda i v dalších sondách. Ani v tomto případě však netekla z drážek do překlápěčů. Průběh pokusu je graficky znázorněn na obr. 6a, 6b a 6c.

Obr. 6a. Povodí Černého Potoka – les, průběh skrápění a vlhkosti půdy 2. 9.–7. 9. 2017
Fig. 6a. Černý potok catchment – forest, sprinkling (mm per 10 minutes) and soil moisture (% per 10 minutes) 2nd–7th Sept. 2017
Obr. 6b. Šumava – Povodí Černého Potoka – les, průběh vodivosti v sondách a v toku 2. 9.–7. 9. 2017
Fig. 6b. Šumava Mountains – Černý potok catchment – forest, conductivity in dug wells and in stream 2nd–7th Sept. 2017 (vlhkost půdy – soil moisture, sonda – dug well, horní tok – upstream, střed toku – middle of stream, výtok ze svahu – flow from slope)
Obr. 6c. Šumava – Povodí Černého Potoka – les, průběh vodivosti v toku 2. 9.–7. 9. 2017 – detail
Fig. 6c. Šumava Mountains – Černý potok catchment – forest, conductivity in stream 2nd–7th Sept. 2017 – detail (vlhkost půdy – soil moisture, horní tok – upstream, střed toku – middle of stream, výtok ze svahu – flow from slope)

Experimenty na louce – 2014

Rok 2014 patřil mezi velmi suchá období (69 % dlouhodobého průměru za období III–X). Nedostatek srážek v zimě, v létě i na podzim se projevil nízkou hladinou v toku. Průměrné nejnižší hladiny toku byly dosaženy v srpnu a v podzimních měsících (obr. 1).

Experimentální svah byl instalován cca 5 m od toku. Byly provedeny dva pokusy: 7. 10.–9. 10. 2014 a 20. 10.–21. 10. 2014.

Období první třetiny října bylo velmi suché (48 % dlouhodobého průměru). Hladina toku byla velmi nízká a vlhkost půdy v hloubce 50 cm činila 21 % objemové půdní vlhkosti. K odtékání z půdního profilu do žlabů docházelo až třetí den (9. 10.). Při druhém pokusu za 14 dnů do vlhčí půdy (asi 30 %) odtok nastal hned první den. Součástí pokusu bylo sledování hladiny podpovrchové vody v piezometrech pod svahem. Současně se odebíraly vzorky povrchové vody z toku před pokusným svahem a za svahem. Schéma svahu s odběrnými místy je znázorněno na obr. 4a.

Na obr. 1 jsou graficky znázorněny měsíční úhrny srážek a průměrné měsíční výšky hladiny naměřené ve stanici ČVUT v Dolních Lučanech v Jizerských horách (2014–2016).

Pokus 7. 10. do 9. 10. 2014

Svah se skrápěl tři dny pouze roztokem NaCl. Voda ze svahu začala protékat až třetí den skrápění, tj. 9. 10. 2014, a to nejprve ze spodního žlabu (9. 10. od 10:50) a později i z horního od 11:50 (obr. 7a).

Nejvíce vody odteklo z dolního žlabu a současně zde byla naměřena nejvyšší vodivost 9. 10. 2014 ve 14:30 807 µS.cm-1.

Pokus 20. 10. do 21. 10. 2014

První den byl svah skrápěn pouze vodou a druhý den skrápění pokračovalo s roztokem soli. K odtékání ze svahu došlo již na začátku prvního dne z dolního okapu – voda odtékala do spodního překlápěče. V poledne začala voda odtékat i z horního okapu do horního překlápěče. Druhý den pokračovalo skrápění roztokem NaCl+H2O (5 mg.l-1) a od začátku skrápění voda odtékala do obou překlápěčů. Dne 21. 10. byla naměřena nejvyšší hodnota vodivosti ve 12:15 v dolním žlabu (okapu) 8 270 µS.cm-1. V horním žlabu byly nejvyšší vodivosti dosahovány ve vzorcích odebraných 20. 10. 2014 16:00 hod. 8 700 µS.cm-1.

Současně byla měřena vodivost i v toku, ale vzhledem k vzdálenosti pokusného svahu od toku se vodivost téměř neměnila. Hodnoty NaCl byly změřeny jen u několika vzorků, a proto je neuvádíme. Nebyla naměřena žádná změna hladiny podpovrchové vody v instalovaných piezometrech (hloubka v blízkosti svahu byla 50 cm, v blízkosti vody 40 cm).

Scénář vsakování vydatné srážky do suché půdy

Na obr. 7a a 7b je příklad výstupu modelu MIPs, který ukazuje sycení experimentálního svahu umělým deštěm.

Experimentální svah má plochu 5×5 m. Ve vstupech do modelu je délka svahu 5 m rozdělena na oddíly po 0,5 m, tzn. že svah má 10 oddílů, které vidíme na vodorovné ose na obr. 7b. Na svislé ose je vykresleno množství částic v příslušném časovém kroku a v příslušném oddílu. Jedna „částice“ má ve výpočtu objem 1 litr. Časový krok výpočtu je stejný jako časový krok měření, tj. 10 minut.

V horních obrázcích je vykreslena nenasycená (proměnlivě nasycená) zóna, ve spodních nasycená zóna (mělká podzemní voda). Označení A, B, C odpovídá označení na obr. 7a, tedy jsou to počty částic v době, kdy skončil postřik.

Obr. 7a. Dolní Lučany, louka: umělý déšť, kumulativní déšť, vlhkost ve 20 a 50 cm, vodivost v překlápěčích, A, B, C časové okamžiky ukončení deště
Fig. 7a. Dolní Lučany, meadow: artificial rain, cumulative rain, conductivity in tipping buckets, A, B, C times of rainfall end
Obr. 7b. Histogramy počtu částic v časech A, B a C (viz obr. 7a), horní obrázky (zeleně) – nenasycená zóna, dolní obrázky (modře) – nasycená zóna, na vodorovné ose délka svahu dělená po 0,5 m
Fig. 7b. Histograms of numbers of particles at times A, B and C (fig. 7a), horizontal axis is subdivided by 0.5 m

Modelem je možno vyjádřit scénáře zvětšení klimatických extrémů – velmi vydatná srážka do suché půdy – a ověřovat hypotézy podle experimentů v terénu. V našem případě jsme tedy modelovali srážky o velikosti 185,5, 223 a 231,6 mm (je možno srovnat s maximálním denním úhrnem 345 mm v ČR, naměřeným na Nové Louce v Jizerských horách).

Při modelování odtoků ze srážek je první vlna po suchém období zpravidla zatížena velkou chybou (v desítkách procent), což je způsobeno velkou nelinearitou proměnlivě nasycené půdní zóny. Bylo tomu tak i předtím, než se začal projevovat vliv klimatické změny. Scénáře vsakování vydatných srážek do suché půdy a tvorba povodňového odtoku modelem MIPs, založeném na jiném aparátu než Richardsova rovnice [14], může tedy přispět k rozboru problému tvorby odtoku v podmínkách klimatické změny.

Zhodnocení a závěry

Tabulka 1 uvádí období skrápění, spotřebu čisté vody, spotřebu roztoku vody a NaCl (koncentrace v průměru 5 g.l-1, tj. průměrný úhrn v mm). Tabulka 2 uvádí maximální hodnoty vodivosti a koncentrace v odebraných vzorcích u všech experimentů.

Z uvedených dosažených výsledků vyplývají následující závěry.

Vlhkost půdy a odtok vody

Vlhkost půdy ve všech experimentech se zvyšovala v závislosti na délce skrápění.

Nejdelší skrápění bylo provedeno při experimentech v roce 2016, kdy se nejdéle skrápělo čistou vodou v období 18. 7.–23. 7. 20:36 hodin a v období 14. 5.–20. 5. nejvíce roztokem NaCl (21:28 hod), viz tabulka 1.

Tabulka 1. Lokality, období skrápění, spotřeba čisté vody, spotřeba roztoku vody a NaCl (v průměru 5 g/l), průměrný hodinový úhrn v mm
Table 1. Sites, sprinkling period, volume clean water used (litres), volume NaCl solution (about 5 g/l), average rain total (mm per hour)

Při kratších skrápěních (Dolní Lučany na louce) maximální vlhkost půdy dosahovala 56,5 %, ale při delších obdobích skrápění byly od 3.–5. dne stabilně maxima 63,3 %, např. obr. 6a.

Při prvním experimentu na louce začal odtok vody do překlápěčů až třetí den (9. 10.), ale při opakování (20. 10.–21. 10.) již první den voda protékala oběma překlápěči. Na skrápěné ploše docházelo, na málo propustném povrchu, také k povrchovému odtoku.

Při lesních experimentech, i přes delší období skrápění, voda do překlápěčů neodtékala, ale vyvěrala těsně pod zářezem svahu. Pro sledování vodivosti a koncentrace NaCl byly v těchto místech vyhloubeny sondy cca 30–40 cm hluboké, viz obr. 4b. K povrchovému odtoku v lese ani přes velké úhrny srážek nedocházelo. Zřejmě je důvodem větší přítomnost preferenčních cest (makropóry, dutiny po kořenech a žížalách apod.) a tedy větší propustnost půdy.

Konduktivita vody

V době experimentu byly několikrát za den odebírány vzorky z toku před pokusným svahem. Na Lužické Nise v Dolních Lučanech se vodivost pohybovala od 14,5 do 18,6 mS.m-1 a na Šumavě byla kolem 5 mS.m-1.

Při prvním ani druhém experimentu na louce v Dolních Lučanech se neprokázal žádný vliv na vodivost v toku. Svah byl ve větší vzdálenosti od toku a byl zde vykopán příkop pro plynové potrubí, který narušil přirozený terén. Z tohoto důvodu byly další experimenty přeneseny do blízkého lesa.

V lese při skrápění docházelo k zřetelnému výtoku ze břehu pod hladinou do koryta v blízkosti svahu. Vodivost v tomto místě začala stoupat 3.–4. den skrápění. Příklad průběhu vodivosti v toku je vykreslen na obr. 5c. Nejvíce se projevil odtok ze svahu do toku v posledním roce pokusu v povodí Černého potoka na Šumavě, viz obr. 6ctabulka 2.

Vodivost v odebraných vzorcích z překlápěčů a ze sond postupně stoupala a největší byla v posledním dni skrápění roztokem NaCl. Nejvyšší maximální hodnota byla naměřena v posledním pokusu na Šumavě.

Tabulka 2. Dosažené maximální hodnoty vodivosti v překlápěčích, sondách, v toku a ve výtoku při experimentech 2014–2017
Table 2. Maximum conductivity in tipping bucketes, dug wells, in stream and in outflow from slope during experiments 2014–2017

Odtok vody ze svahu závisí především na preferenčních cestách, kdy v lesním porostu je velké množství cest po kořenech a makropórů. Voda prosakuje spíše do spodních vrstev půdního profilu a stéká po málo propustném podloží laterálně do toku. Objevuje se u paty svahu v sondách a ve výtoku (pod hladinou) ze břehu do koryta. Na louce se laterální pohyb odehrával v menší hloubce, popř. po povrchu po nepropustných plochách. Podstatný je též sklon terénu a nepropustné nebo málo propustné podloží.

Modelování

Model MIPs [2, 5] je založen na metodě sledování dráhy částic. Nepracuje s Richardsovou rovnicí [14] pro nenasycenou půdní zónu a je tedy alternativou k modelům duální pórovitosti [15]. Právě nenasycená zóna svojí nelinearitou způsobuje největší potíže při modelování odtoku. První povodňová epizoda po suchém období (i po běžném sezonním suchu) bývá obvykle špatně vystižena.

MIPs je vhodným nástrojem ke zkoumání v tomto směru. K tomu přispívá i vizualizace procesů – je možno sledovat pohyb jednotlivých částic (rozumí se balíčků vody o objemu např. 1 litr) mezi povrchovým a podpovrchovým odtokem, mezi nasycenou a nenasycenou zónou apod. To ovšem neznamená, že nejistoty spojené s proměnlivě nasycenou půdní zónou zmizí. Výpočty MIPs bude vhodné provádět v rámci odhadu nejistot. Model MIPs je výpočetně náročný a vyhodnocení nejistot tuto náročnost ještě znásobí. Model duální pórovitosti je ovšem náročný také. To plyne z velké variability přírodních podmínek, zejména proměnlivě nasycené půdní zóny.

MIPs bude vhodný i ke zkoumání pohybu znečištění v půdním prostředí (pokud je založen na datech z průzkumu se stopovači). V podmínkách klimatické změny se zřejmě zvětšuje extremita povodní a sucha. Lze se tedy obávat přívalových srážek do půdy vyschlé dlouhotrvajícím suchem.

Poděkování

Příspěvek byl zpracován v projektu GA ČR 13-32133S. Druhá autorka děkuje prof. Bevenovi za poskytnutí programu MIPs. Dále děkujeme ČHMÚ a FSv ČVUT za poskytnutí dat a anonymním oponentům za cenné připomínky.

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie, Informatika, kartografie ve vodním hospodářství.

Souhrn

Topografické údaje hrají klíčovou roli v otázce přesného hydrodynamického modelování povodňových událostí. Často je vyžadován přesný digitální model terénu (DMT), který obsahuje popis říční batymetrie. DMT může být získán z různých zdrojů dat, jako jsou pozemní měření nebo metody dálkového průzkumu země. Pořízení pozemních, zejména geodetických, dat bývá často finančně nákladné a časově náročné. Další alternativou získání dat DMT jsou satelitní zdroje, ty však zpravidla nedosahují přesností, které jsou vhodné pro korektní hydrodynamické modelování. Jako nejvíce vhodná se proto jeví data pořízená technologií leteckého laserového skenování (LLS).

Pro sběr dat LLS se v ČR využívá snímání infračerveným laserovým paprskem. Omezením ve využití této technologie pro hydrodynamické modelování je fakt, že infračervený laserový paprsek je pohlcován vodní hladinou. V praxi to znamená, že nelze získat výškopisnou informaci o morfologii terénu pod vodní hladinou. Při tvorbě DMT z dat LLS tak dochází k vytvoření modelu, který zanedbává průtočnou plochu zaměřovaného koryta vodního toku.

V tomto příspěvku jsou prezentovány výsledky z vyvíjeného softwaru Bathy_supp, který stanovuje batymetrii přirozeného říčního koryta. Batymetrie je stanovena pomocí analytických křivek, které popisují průběh příčných profilů. Následně je provedena prostorová interpolace mezi odhadnutými profily, jejímž výsledkem je batymetrická bodová síť. Vytvořenou batymetrickou bodovou síť lze spojit např. s daty LLS a vytvořit tak DMT vhodný pro hydrodynamické modelování. V příspěvku je prezentován praktický příklad testování softwaru na pilotní lokalitě. Dosažené výsledky ukazují, že výsledky softwaru Bathy_supp výrazně zlepšují model terénu vytvořený z dat LLS.

Úvod

Klíčovou znalostí pro hydrodynamické modelování povodní je morfologie terénu. Přesnost a využitelnost hydrodynamických modelů závisí na charakteru, dostupnosti a přesnosti zdrojových topografických dat, ze kterých je generován výsledný DMT [1].

Relevantní výškopisné údaje o morfologii koryt vodních toků a přilehlého inundačního území je možné získat různými, navzájem často kombinovatelnými metodami. Jednou z metod získání zdrojových dat pro DMT je měření pomocí družicových polohových systémů. Tato data však nejsou, díky svému rozlišení, pro hydrodynamické modelování dostatečně přesná. Naopak velmi přesnou metodou získání dat pro DMT je pozemní geodetické měření, tato metoda je nicméně časově i finančně velmi náročná. Třetí, nejmodernější, metoda spočívá ve využití technologie LLS, která má široké uplatnění v celé řadě oborů. Běžně se využívá při pořizování prostorových geografických dat pro potřeby v geodézii, ve stavebnictví, v lesnictví, v archeologii atp. Významnou možností využití LLS je i oblast vodního hospodářství, příkladem je zpřesňování polohy os vodních toků a vodních ploch [2] nebo tvorba map povodňových rizik [3].

Metoda LLS [4] využívá technologii LiDARu (Light Detection and Ranging). Princip této technologie spočívá v měření doby návratu vyzařovaného laserového paprsku. Analýzou této doby je pak určena vzdálenost měřicí jednotky (na palubě letadla) od snímaného objektu (povrchu Země), resp. nadmořská výška mapovaného zemského povrchu. Výhodou LLS je jednak rychlost získání dat, dále vysoká přesnost a vysoké prostorové rozlišení vznikajícího DMT. Skenery používané k celoplošnému mapování využívají laser o vlnové délce blízké infračervenému spektru, přičemž voda toto záření zcela pohlcuje [5]. To sice umožňuje přesnou identifikaci hranice vodních ploch, nicméně informaci o batymetrii dna nepodává. Proto byla vyvinuta duální forma LiDARu (DiAL – Differential Absorption Lidar), která kombinuje dva laserové paprsky vyzařované v různých vlnových délkách, v infračerveném spektru (1 064 nm) pro mapování topografie terénu a v zeleném (zeleno-modrém) spektru (532 nm), které proniká pod vodní hladinu [6, 7]. Tento specifický typ LLS, známý rovněž pod označením letecké batymetrické laserové skenování (LBLS) nebo v anglickém originále Airborne Lidar Bathymetry (ALB), se používá především v mělkých příbřežních mořských vodách [8].

Stále však přetrvávají jistá omezení, míra proniknutí zeleného paprsku vodním sloupcem závisí na průhlednosti, resp. zákalu a proudění vody [9, 10]. Někteří autoři [6–8] deklarují, v závislosti na vnějších podmínkách (průhlednost vody, zákal,…), že reálná batymetrická data lze získávat až do hloubky 50 m pod vodní hladinu s horizontální přesností ±2,5 m a s vertikální přesností ±0,25 m [7]. Guenther a kol. [8] navíc doporučuje věnovat maximální pozornost správnému načasování snímkování a případně mapování opakovat. V podmínkách ČR byly, parametricky obdobným vybavením, testovány vybrané vodní nádrže a 6 km dlouhý úsek vodního toku. Relevantní výsledky byly ovšem dosaženy pouze do hloubky 1,5–2 m pod vodní hladinou v případě vodní nádrže a do hloubky 0,8 m v případě vodního toku [11].

Důsledkem nejistoty získání relevantních výsledků LBLS mohou být nespolehlivá zdrojová data. Konkrétně může dojít k zanedbání hloubky a tvaru koryta, což je zásadní problém pro hydrodynamické modelování říčních toků a správné posouzení ekologických a geomorfologických vlastností vodních toků [12].

Další možností tvorby vysoce přesného a batymetricky korektního DMT je kombinace dat LLS s daty pozemního měření charakterizující tvar koryta vodních toků. Dodatečným zdrojem batymetrických dat může být geodetické zaměření vodního toku nebo zaměření s využitím SONARu (SOund Navigation And Ranging), tedy zařízením využívající akustických vln jednak k navigaci a zaměřování objektů pod vodou, ale také k měření hloubek [13]. Specifickým přístrojem pro získání batymetrických dat je přístroj ADCP (Acoustic Dopler Current Profiler) využívající Dopplerova jevu. Primárně je určen pro měření průtoku v otevřených korytech řek, jeho sekundárním využitím je pak batymetrické mapování [13]. Všechny tyto metody jsou však časově i finančně náročné.

Nabízí se otázka alternativního zjištění tvaru příčného profilu vodního toku, resp. velikosti průtočné plochy, tedy hlavních vstupních dat pro hydrodynamické modely. Existují různé metody doplnění chybějících dat charakterizující tvar koryt vodních toků v jejich přirozeném tvaru.

Caletka [14] popisuje metodu lineární extrapolace chybějících dat z původních rastrů na základě sklonu břehů v rámci příčných profilů, kde je schematizace prováděna na základě volby vhodného geometrického obrazce, který by ideálně vystihoval řešený příčný profil. Výsledky využití této metody zatím ukazují mírné nadhodnocování minimální úrovně dna koryta vodního toku.

Další možností využití softwarových metod pro doplnění chybějících batymetrických dat je software CroSolver [15, 16]. Ten nahrazuje říční batymetrii korytem lichoběžníkového nebo obdélníkového průřezu. Model koryta vodního toku je následně spojen s daty LLS a vzniká tak zpřesněný DMT.

Inovativním přístupem ke stanovení reálné profilace vodního toku je vývoj softwarového prostředku Bathy_supp. Software využívá matematického stanovení tvaru příčných profilů na základě jejich rozmístění v modelované oblasti. Následně dopočítává kompletní batymetrii modelovaného úseku vodního toku. Takto získaná batymetrická data jsou posléze spolu se vstupními topografickými daty (TOPO) využita pro tvorbu celistvého DMT.

Program Bathy_supp

Program Bathy_supp je vytvořen jako samostatně spustitelný program v programovacím jazyku C++ a je určen pro stanovení batymetrie vodního toku. Koryto vodního toku může být určeno v programu na základě zobrazení dat TOPO, nebo jako seznam souřadnic příčných profilů, definujících geometrii budoucího koryta vodního toku. Výstupem je seznam souřadnic definujících (výškově i polohově) novou batymetrii koryta v textovém formátu. Tento výstup může být nadále použit v geografických informačních systémech (GIS) k samotné syntéze dat z programu Bathy_supp a dat TOPO pro tvorbu celistvých DMT.

Obr. 1. Příklady prohnutí analytické křivky
Fig. 1. Examples of deflection of the analytical curve

Vstupní data

Jak již bylo řečeno, základními vstupními údaji jsou data TOPO, v našem případě získaná metodou LLS. Tento vstup je ve formě seznamu diskrétních bodů o souřadnicích XYZ. Tato data musí být v textovém formátu s koncovkou „*.txt“ nebo „*.xyz“, shodně řazenými v pořadí XYZ. Dalšími vstupními daty jsou informace o průtoku v říčním korytě v době pořízení dat TOPO a drsnostní charakteristika koryta.

Popis programu

Batymetrický výpočet je proveden na základě virtuálních příčných profilů, jejichž rozmístění definuje uživatel v rámci modelovaného úseku řeky. V těchto profilech je z dat TOPO určena nadmořská výška hladiny vody, na jejímž základě jsou následně odvozeny jednotlivé profily, definované souřadnicemi XYZ. Podle zvolené schematizace jsou pak mezi profily interpolovány souřadnice nových batymetrických bodů. Tímto postupem vzniká bodová síť, ze které je možné za použití běžných interpolačních technik vytvořit 3D batymetrický model koryta vodního toku.

Geometrie vodního toku

Prvním krokem po spuštění programu je nahrání dat TOPO. Na základě zobrazení dat TOPO je možné v grafickém okně programu zvolit umístění modelovaných příčných profilů. Poloha těchto profilů definuje geometrii modelované části vodního toku, proto je nutné pečlivě zvažovat jejich rozmístění v modelovaném prostoru. Profily musí být definovány v po sobě jdoucím pořadí, a to od nejvýše umístěného profilu. Délka profilů definuje šířku koryta, pro níž bude batymetrický výpočet proveden. Rozestup profilů musí být volen s ohledem na výběr schematizačního algoritmu (viz kap. Meziprofilová interpolace). Počet zadávaných profilů je volen uživatelem. Alternativou je možnost nahrát umístění profilů formou seznamu jejich definičních bodů.

Zahloubení modelovaných příčných profilů

Pro modelované příčné profily je odečtena z dat TOPO nadmořská výška hladiny v místě profilu. Toho je docíleno tak, že v okolí koncových bodů každého profilu je programem vyhledán bod s nejnižší nadmořskou výškou. Tato nadmořská výška je vybrána jako výška hladiny vody v době pořízení dat TOPO. Po určení nadmořské výšky hladin v profilech program automaticky zkontroluje celkový podélný profil hladiny toku, případně nadmořské výšky hladin v profilech automaticky upraví.

Zahloubení koryta je provedeno na základě analytické křivky. Jedná se o dvou-parametrickou křivku, jejíž prohnutí (schopnost popsat průběh příčného profilu) záleží na velikosti jejích parametrů (obr. 1). Parametry jsou určeny regresní rovnicí na základě náklonu profilů a břehových vzdáleností po sobě jdoucích modelovaných příčných profilů. Parametry regresní rovnice je možné v programu upravovat a tím průběh příčného profilu ovlivňovat. Program také umožňuje manuální korekci regresních parametrů na základě uživatelem vloženého reálného vzorového profilu. Zahloubení je provedeno tak, aby bylo dosaženo ekvivalentní průtočné plochy v modelovaném profilu. Ekvivalentní průtočná plocha je určena výpočtem za využití Chézyho rovnice. Pro tento výpočet uživatel zadává průtok v modelovaném říčním úseku a Manningův součinitel drsnosti ze dne pořízení dat TOPO. Podélný sklon je automaticky určován ze vzdálenosti a rozdílů nadmořských výšek hladin v po sobě jdoucích profilech. Počet bodů, z nichž se budou modelované profily skládat, definuje uživatel.

Meziprofilová interpolace

Pro vytvoření batymetrie vodního toku je nutné provést prostorovou interpolaci mezi modelovanými příčnými profily. Celková batymetrie vodního toku je v programu schematizována bodovou 3D sítí. Hustota této sítě závisí na počtu bodů v modelovaných příčných profilech a počtu bodů mezi profily. Oba parametry určuje uživatel. Pro vytvoření 3D sítě z 3D modelovaných profilů lze využít celkem tři algoritmy pro tvorbu sítí (obr. 2).

Obr. 2. Interpolace mezi profily
Fig. 2. Interpolation between cross-sections
Tabulka 1. Povodňové události ve studovaném úseku
Table 1. Flood events in study river reach

První algoritmus (SA1) [17] používá pro podélnou (prostorovou) interpolaci mezi profily lineární interpolační algoritmus. Ten provádí interpolaci mezi odpovídajícími si body v po sobě jdoucích profilech. To znamená, že nově vzniklé body leží na přímce mezi výchozími body. Pro interpolaci nadmořských výšek je použita také lineární interpolace.

Druhý algoritmus (SA2) [18] modelovaný profil nejdříve převzorkuje. Touto úpravou dojde ke změně rozestupu bodů tak, aby na obě strany od nejhlubšího místa v profilu ležel stejný počet bodů. Původní tvar profilu však zůstává zachován. Díky převzorkování je respektována spojnice míst s nejnižší hloubkou v profilech. To má za následek reálnější schematizaci průběhu hloubek mezi profily. Poté je opět využito lineární interpolace pro dopočet bodů mezi profily a jejich nadmořských výšek.

Třetí algoritmus (SA3) [19] využívá také převzorkování modelovaného profilu a navíc pro prostorové rozmístění nových bodů mezi profily využívá kubické hermitovské interpolace (CHS). Nové body tak nevznikají na přímkové spojnici, ale jsou interpolovány po obloukové křivce. To zajišťuje věrohodnější popis koryta mezi modelovanými profily zejména v říčních obloucích. Pro interpolaci nadmořských výšek je opět použita lineární interpolace.

Aplikace softwaru Bathy_supp

Pilotní území

Jako pilotní území byl vybrán úsek řeky Otavy v Písku (obr. 3), především z důvodu dostupnosti topografických a hydrologických dat (ve studovaném úseku se nachází měrný profil č. 127). Vybraný úsek je 1,65 km dlouhý a je lokalizován v úseku mezi 22,83–24,48 říčního kilometru (ř. km). Šířka toku ve studovaném území se pohybuje mezi 25–35 m. Průměrná hloubka toku je 0,94 m. Průměrný roční průtok je 23,4 m3.s-1. Průměrná nadmořská výška hladiny se pohybuje okolo 354,84 m n. m. Přehled povodňových událostí v tomto říčním úseku je uveden v tabulce 1. Návrhové průtoky (QN) pro tento úsek jsou uvedeny v tabulce 2.

Obr. 3. Zájmové území
Fig. 3. The area of interest
Tabulka 2. Návrhové průtoky QN
Table 2. N-year flow discharges

 

Vstupní data

Data TOPO pochází z digitálního modelu reliéfu 5. generace (DMR 5G), který představuje zobrazení přirozeného nebo lidskou činností upraveného zemského povrchu [20]. Data DMR 5G jsou standardně dodávána v požadovaném formátu s koncovkou „*.xyz“. Data byla pořízena dne 18. 4. 2011 ve 13:00 hod. Průtok v řece Otavě v tuto dobu byl 36,8 m3.s-1. Hodnota Manningova drsnostního součinitele (0,025 s.m-1/3) byla zjištěna kalibrací hydrodynamického modelu se zaměřenou topografií.

Tvorba DMT pro hydrodynamické modelování

Na základě vstupních dat byl programem Bathy_supp proveden výpočet tří batymetrických sítí (SA1–SA3), které byly v prostředí ArcGIS spojeny s daty DMR 5G. Následně byly vytvořeny celistvé modely terénu, kde batymetrické sítě popisují prostor v korytě řeky a DMR 5G definuje její široké okolí. Celkově bylo vytvořeno pět modelů terénu (viz obr. 4). Model ADCP, který byl vytvořen syntézou reálného zaměření koryta toku pomocí přístroje RiverSurveyor M9 a dat DMR 5G, byl s ohledem na svou přesnost zvolen jako referenční. Model 5G byl vytvořen pouze na základě dat DMR 5G a neobsahoval žádné dodatečné informace o batymetrii koryta. Modely S1, S2 a S3 byly vytvořeny na základě syntézy příslušné batymetrické sítě (SA1, SA2 a SA3) s daty DMR 5G. Odhad příčných profilů pro tvorbu batymetrických sítí SA1–SA3 byl totožný.

Obr. 4. Příčné řezy terénem; část A – řez v rovném úseku řeky; část B – řez v říčním oblouku
Fig. 4. Cross-sectional cuts; part A, cut in the straight section of the river; part B, cut in the river arc

Hydrodynamické modelování

Pro hodnocení DMT z hlediska hydrodynamického modelování byl použit 1D model HEC-RAS, který byl použit v mnoha studiích hodnotících vliv různých zdrojů topografických dat na stanovení inundačních území [5, 21–24].

Hydrodynamické simulace provedené v této studii se liší pouze topografickým zdrojem dat (5G, S1, S2, S3). Na sestavení říční geometrie modelů bylo použito 24 příčných profilů. Manningův koeficient pro koryto řeky byl nastaven na 0,025 s.m-1/3. Zvolené hodnoty Manningova koeficientu byly zjištěny kalibrací modelu na průtok blízký hodnotě Q100. Jednalo se o průtok z 9. 7. 1954, jehož hodnota byla 800 m3.s-1 (tabulka 1). N-leté návrhové průtoky (Q5, Q50 a Q100) byly použity jako horní okrajové podmínky. Kritická hloubka byla použita jako dolní okrajová podmínka. V této studii byly všechny simulace vypočteny v režimu ustáleného nerovnoměrného proudění [25, 26].

Výsledky vypočtené hydrodynamickým modelem byly následně zpracovány v programu ArcGIS za pomocí extenze HEC-GeoRAS, odkud byly exportovány hodnoty pro porovnání polohy hladiny (viz kap. Porovnání polohy hladiny) a velikosti inundační oblasti (viz kap. Porovnání velikosti inundační oblasti) [27].

Vyhodnocení kvality DMT

Kvalita výsledných DMT byla hodnocena formou detekce vertikálních rozdílů mezi testovanými a referenčním DMT. Jako referenční DMT byl zvolen ADCP z důvodu garance přesnosti jeho zdrojových dat. Pro hodnocení byly použity dvě metody výsledných DMT, jednou z nich bylo porovnání příčných průřezů, druhou pak porovnání podélného profilu dna v ose toku. Pro porovnání příčných průřezů bylo zvoleno 29 srovnávacích řezů, které byly náhodně rozmístěny v modelované oblasti. Umístění těchto řezů bylo identické pro všechny hodnocené DMT. Střední kvadratická chyba (RMSE) a střední absolutní chyba (MAE) byly použity při hodnocení kvality DMT. Rovnice pro tato kritéria hodnocení jsou následující:  

kdeElevDMTjehodnota nadmořské výšky (m) odvozená z modelů 5G, S1, S2 a S3,
ElevREFodpovídající referenční hodnota odvozená z modelu ADCP,
Npočet bodů definujících daný průřez nebo osu toku.

 

Vyhodnocení vlivu vstupních dat DMT při hydrodynamickém modelování

Za účelem vyhodnocení vlivu dat DMT byla zkoumána rozloha inundační oblasti (IA) a nadmořské výšky hladin (WSE).

Použité hodnotící kritérium rozsahu inundační oblasti (IA):

 

 

kdeIAdifjerozdíl v rozsahu inundačních ploch v procentech,
IADEMinundační plocha (km2) produkovaná výstupními DMT,
IAREFreferenční (ADCP) inundační plocha (km2).

IA a WSE byly hodnoceny pro N-leté průtoky Q5, Q50 a Q100. Pro toto hodnocení byl použit stejný přístup, jako je popsán v kapitole Hydrodynamické modelování. Model ADCP byl opět zvolen jako zdroj referenčních údajů. Chyba WSE byla hodnocena pomocí rovnic 1 a 2.

Výsledky

Program Bathy_supp na základě uživatelem definované geometrie vodního toku nejprve odhaduje příčné profily a z nich je následně tvořena batymetrická síť. Ta je následně spojena s daty TOPO a je vytvořen výsledný DMT.

Shoda v příčných profilech

Vizuální porovnání průřezů odvozených z hodnocených DMT je uvedeno na obr. 4. Část A ukazuje příčný řez terénem v rovném úseku řeky. Modely S1–S3 zde vykazují podobné výsledky blízké referenčnímu modelu ADCP. Model 5G vykazuje zásadní odchýlení. V části B je vyobrazen příčný řez říčním obloukem. Modely S1–S3 vykazují tvarovou podobnost, ale modely S1 a S2 jsou vychýleny mimo osu toku. Model 5G opět vykazuje zanedbání velké části koryta toku.

Obrázek 5 popisuje rozptyl v hodnotách RMSE a MAE dosažených pro všechny srovnávací průřezy. Z výsledků vyplývá, že chyby modelů S1, S2 a S3 jsou srovnatelné. Model 5G se od ostatních modelů opět výrazně liší. Jak je patrné z tabulky 3, celková hodnota RMSE modelu 5G byla 0,96 m. Pro S1, S2 a S3 to bylo 0,44 m, 0,43 m a 0,34 m. Celková hodnota MAE modelu 5G byla 0,68 m, zatímco hodnoty S1, S2 a S3 byly 0,25 m, 0,25 m a 0,2 m. Z výsledků je patrné, že nejmenších chyb dosahoval model S3.

Obr. 5. Rozptyl hodnot střední kvadratické chyby (RMSE) a střední absolutní chyby (MAE) při porovnávání průřezů
Fig. 5. Variance of root mean square error (RMSE) and mean absolute error (MAE) values when comparing cross-sections

Hloubka dna v ose koryta

Vizuální srovnání řezů vedených osou vodního toku (podélný profil) je znázorněno na obr. 6 a posouzení shody je uvedeno v tabulce 4. Hodnota RMSE pro model 5G byla 1,50 m. Hodnoty RMSE pro modelované sítě S1, S2 a S3 byly 0,44 m, 0,45 m a 0,44 m. Hodnota MAE pro model 5G byla 1,47 m a pro modelované sítě S1, S2 a S3 0,34 m, 0,34 m a 0,35 m. Z výsledků je patrné, že modely S1, S2 a S3 vykazovaly srovnatelné chyby, které však byly výrazně nižší než chyby modelu 5G.

Obr. 6. Srovnání řezů v ose koryta
Fig. 6. Comparison of cuts in the channel axis

Porovnání polohy hladiny

Obrázek 7 popisuje odchylky v rozdílech WSE mezi srovnávanými DMT (5G, S1, S2, S3) a referenčními DMT. Výsledky ukazují, že nejhoršího výsledku bylo dosaženo modelem 5G a že variabilita v rozdílech WSE se u tohoto modelu s rostoucím průtokem zvyšuje. Nejlepší mediánová hodnota a nejnižší variabilita u WSE byla poskytnuta modelem S3, který dosahuje nejlepších výsledků bez ohledu na modelovaný průtok. Posouzení velikosti chyb z porovnání vypočtené výšky hladiny je uvedeno v tabulce 5.

Obr. 7. Porovnání WSE v ose koryta
Fig. 7. Comparison of WSE in the channel axis

Porovnání velikosti inundační oblasti

Výsledky porovnání IA jsou uvedeny v tabulce 6. Ve všech případech model významně nadhodnocuje rozsah IA. Pro průtoky Q50 bylo toto nadhodnocení až o téměř 15 %. Zbylé modely výsledky mírně podhodnocovaly. Srovnatelných výsledků dosáhly modely S1 a S2, které podhodnocovaly s chybou menší než 5 %. Nejlepších výsledků dosáhl model S3, jehož maximální chyba byla menší než 2 %.

Diskuse

Prezentovaný postup pro matematický odhad říční batymetrie vyžaduje posouzení nejistot spojených s danými přístupy. Podobné posouzení vyžaduje i následná syntéza vypočtené říční batymetrie s daty TOPO a celková tvorba výsledného DMT určeného pro hydrodynamické modelování.

Výsledná přesnost při určení batymetrie je primárně závislá na přesnosti vstupních dat TOPO, která definují výškovou přesnost přilehlých inundačních území. Na území ČR jsou v současnosti standardně dostupná data TOPO získaná metodou LLS ve formě DMR 5G. Deklarovaná úplná střední chyba těchto dat je 0,18 m pro vertikální přesnost v otevřeném terénu a 0,30 m v zalesněném terénu [29]. Poloha hladiny určená pro zahloubení koryta toku zatížena touto chybou zanáší stejnou nejistotu i do přesnosti určení dna v korytě toku. Při použití jiných zdrojů vstupních dat, jako jsou například družicová data, se může tato nejistota lišit v závislosti na použité technologii snímání zemského povrchu. Lze ale předpokládat, že s technologickým pokrokem bude docházet ke zpřesňování metod pro snímání zemského povrchu a tím i k postupnému snižování této nejistoty. Nicméně data TOPO získaná metodou LLS jsou v současné době hojně využívána jako velmi přesný zdroj topografických dat pro hydrodynamické modelování [16–19, 26].

Tabulka 3. Hodnoty středních kvadratických chyb (RMSE) a středních absolutních chyb (MAE) pro porovnávané modely DMT (srovnání průřezů)
Table 3. Root mean square error (RMSE) and mean absolute error (MAE) values for the compared DEMs (cross-sectional comparison)

Na obr. 6 jsou vidět ve staničení cca 600 a cca 1 600 dvě místa s výrazným odchýlením dna od reálného průběhu. Tyto odchylky mohou být způsobeny právě určením sklonu hladiny, který je vypočítáván z použitých dat TOPO. Určení špatného sklonu čáry energie má za následek nesprávný výpočet průtočné plochy daného profilu Chézyho rovnicí, tj. ustáleným rovnoměrným prouděním. Software pak nadměrně, nebo naopak nedostatečně zahloubí modelované koryto.

Koeficienty regresní rovnice jsou úzce spjaty s charakterem modelovaného toku. Pro uživatele jsou tyto koeficienty neznámé, a proto je nutné je odhadovat na základě podobnosti toků. Pro několik různých typů toků jsou v softwaru tyto regresní koeficienty i s fotodokumentací uvedeny. Nejistota v určení regresních koeficientů je předmětem navazujícího výzkumu.

Tabulka 4. Hodnoty středních kvadratických chyb (RMSE) a středních absolutních chyb (MAE) pro porovnávané DMT (srovnání řezů v ose toku)
Table 4. Root mean square error (RMSE) and mean absolute error (MAE) values for the compared DEMs (channel axis comparison)

Zjištění průtoků potřebných pro výpočet batymetrické sítě zajišťuje především síť hydrografických stanic na významných vodních tocích. Pro určení průtoků u nepozorovaných vodních toků může být využito metody hydrologické analogie. Je otázkou, zda nepřesnosti této metody u střední velikosti toků mohou výrazně ovlivnit výsledky hydrodynamického modelování, při kterém jsou modelované průtoky zpravidla vyšší i o několik řádů. Použití hydrologické analogie u malých vodních toků může zanášet již značnou chybu.

Tabulka 5. Chyby ve výšce hladin (WSE) při použití vybraných digitálních modelů terénu (DMT) v porovnání s referenčním DMT pro vybrané N-leté průtoky
Table 5. Water surface elevation (WSE) errors when usings elected digital elevation models (DEMs) compared to the reference DEM for the chosen N–year flow rates

Volba metody schematizace říčního koryta může značně ovlivňovat celkovou kvalitu výsledků. Při nevhodném rozmístění virtuálních příčných profilů může docházet k tomu, že modelované koryto může být, zejména v říčních obloucích, vedeno příbřežní zónou namísto v prostoru reálného koryta. Tento případ je znázorněn na obr. 4, část B. Jedná se o jev typický pro sítě SA1 a SA2 (obr. 2), což je dáno využitím lineární interpolace mezi jednotlivými profily. Tato zkreslení lze eliminovat zejména vhodným rozmístěním profilů a redukcí jejich vzdáleností.

Tabulka 6. Plochy inundačních oblastí a jejich rozdíly od referenční hodnoty vypočtené hydrodynamickým modelem pro vybrané N-leté průtoky
Table 6. Inundation areas and their differences from the reference value calculated by the hydrodynamic model for selected N-year flows

Závěr

Cílem příspěvku je představení nových možností matematické schematizace reálného tvaru koryta vodního toku. Metoda je založena na matematickém odhadu reálného vzhledu příčných profilů a následném vytvoření batymetrické sítě celého říčního úseku. Metoda využívá při tvorbě celistvého DMT syntézy dat TOPO s hydrologickými daty (průtok a drsnost koryta v době snímkování dat LLS).

Prezentované výsledky ukazují, že tvorba batymetrie koryta vodního toku pomocí softwaru Bathy_supp přináší nové možnosti a výrazné zjednodušení procesu přípravy DMT pro navazující hydrodynamické modelování.

Pro hodnocení nejistoty vstupních veličin softwaru Bathy_supp byly zpracovány citlivostní analýzy vlivu jednotlivých parametrů na spolehlivost určení tvaru a průtočné plochy modelovaných příčných profilů. Výsledky těchto analýz ukazují, že předložený přístup přináší výrazné zpřesnění výsledného modelu terénu použitého pro samotné hydrodynamické modelování povodňových scénářů. Zpracování rozsáhlé citlivostní analýzy bude předmětem navazující publikační činnosti.

Výhodou daného přístupu je jeho celosvětová aplikovatelnost. Přístup není omezen pouze na využití dat LLS jako vstupu, ale i ostatních dat dálkového snímání země. Díky tomu může být využit i v místech, kde probíhá pouze satelitní snímání povrchu. Jedinou podmínkou je dostatečná hustota topografických bodových dat pro model Bathy_supp.

Autoři si uvědomují, že přesnost popsaného způsobu tvorby říční batymetrie má svá omezení. Hlavním omezením je nejistota v určení výšky hladiny a jejího sklonu ve virtuálních příčných profilech. Ta je závislá na deklarované přesnosti dat LLS. Stejnou nejistotou je zatížen i parametr sklonu pro Chézyho rovnici. Lze ale předpokládat, že s technologickým rozvojem metod pro snímání zemského povrchu bude docházet ke snižování této chyby.

Poděkování

Tento příspěvek vznikl za podpory Technologické agentury ČR, projektu číslo TJ01000132 Pokročilé zpracování dat leteckého laserového skenování za účelem schematizace vodních toků pro potřeby matematického modelování.

Posted by & filed under Hydrochemie, radioekologie, mikrobiologie, hydrobiologie.

Souhrn

Možnost rekreačního využití některých (nejen) pražských nádrží je omezena především kvalitou přitékající vody. Článek navazuje na předchozí část [1] a shrnuje výsledky sledování kvality vody v roce 2018 ve vybraných profilech přítoků do rybníka Šeberák (Vestecký a Kunratický potok) a do přehradní nádrže Hostivař (Botič s Pitkovickým potokem). Sledování bylo zaměřeno na obsah hlavních živin v přítocích (fosfor, dusík), koncentraci chlorofylu-a a kvalitativní složení fytoplanktonu a zooplanktonu v nádržích v povodí. Značné množství živin v přítoku omezuje ve svých důsledcích především rekreační využití rybníka Šeberák (hlavně přítokem z Vesteckého potoka). V letech 2017–2018 zde byl po většinu rekreační sezony vyhlášen zákaz koupání, především pro nadměrný výskyt sinic. Botič do přehradní nádrže Hostivař přináší sice nižší, ale také značné množství živin (zhoršená kvalita vody pro koupání byla v letech 2017–2018 po většinu rekreační sezony). Milíčovský potok, který ústí do přehradní nádrže Hostivař v její horní části, je hlavním zdrojem inokula fytoplanktonu.

Obr. 1. Vestecký potok, přítok do rybníka Šeberák
Fig. 1. Vestecký stream, inflow to the Šeberák pond

Úvod

V průběhu roku 2018 byla v období březen až listopad sledována kvalita vody na vybraných profilech hlavních přítoků do přírodních koupališť v jihovýchodní části Prahy: rybník Šeberák (Vestecký a Kunratický potok) a přehradní nádrž Hostivař (Botič, Pitkovický potok). Zatímco přítoky do rybníka Šeberák pramení na území Prahy (nebo těsně za jeho hranicemi), hlavní přítok do přehradní nádrže Hostivař (Botič spolu s Pitkovickým potokem) protéká většinou územím Středočeského kraje.

Obr. 2. Kunratický potok, přítok do rybníka Šeberák
Fig. 2. Kunratický stream, inflow to the Šeberák pond

Rybník Šeberák byl vybudován na Kunratickém potoce; první zmínka o něm je z roku 1602. Zaujímá plochu cca 10 ha (objem vody cca 170 tis. m3). V roce 1933 na něm bylo zřízeno koupaliště. V současné době je jeho účel rekreační, slouží jako zdroj vody pro závlahy a zároveň je významným krajinným prvkem [2]. Na konci roku 2018 byl vypuštěn a v roce 2019 bude odbahněn a revitalizován. Má dva hlavní přítoky: z jižní strany Vestecký potok (obr. 1), z východní Kunratický potok (obr. 2).

Obr. 3. Olšanský potok, přítok do Vesteckého potoka
Fig. 3. Olšanský stream, inflow to the Vestecký stream
Obr. 4. Hrnčířský rybník, odtok
Fig. 4. Hrnčířský pond, outflow
Obr. 5. Rybník Brůdek, odtok
Fig. 5. Brůdek pond, outflow

Vestecký potok (délka toku cca 2,8 km) pramení v oblasti Vestce. Na horním toku má několik drobných přítoků, ale jeho hlavním (a v roce 2018 většinou vodnějším) přítokem je pravostranný Olšanský potok. Olšanský potok (délka toku cca 3,5 km) pramení dvěma větvemi (Olšanský a Olšanský západní), také v oblasti Vestce, v ř. km 0,5 protéká Olšanským rybníkem (v roce 2018 vypuštěný a byly odtěženy sedimenty); odtud teče potrubím pod jahodovými poli v Kunraticích a do Vesteckého potoka vtéká v jeho ř. km 0,6, blízko ústí do Šeberáku [3] (obr. 3).

Obr. 6. Šeberovský rybník
Fig. 6. Šeberovský pond
Obr. 7. Nový rybník
Fig. 7. Nový pond
Obr. 8. Rybník Jordánek
Fig. 8. Jordánek pond

Kunratický potok (celková délka toku cca 13,3 km; z toho před ústím do rybníka Šeberák cca 2,5 km) pramení v oblasti Šeberova [2]; na svém horním toku zásobuje Hrnčířský rybník (voda z něj v roce 2018 odtékala dál pouze v jarním období – obr. 4). Poté před vtokem do rybníka Šeberák na ř. km 11 protéká soustavou menších rybníků (Brůdek – obr. 5, odtok; Šeberovský – obr. 6; Nový – po většinu roku 2018 vypuštěný, odtěžovány sedimenty – obr. 7). Z pravé strany se k němu za dostatku vody připojují drobné přítoky z rybníka Jordánek (obr. 8) a z nově rekonstruovaného rybníka Kovářský (obr. 9). Po odtoku z rybníka Šeberák se Kunratický potok po průtoku Kunratickým lesem a dalšími menšími rybníky vlévá v Braníku do Vltavy [3].

Přehradní nádrž Hostivař (Hostivařská přehrada, vodní dílo Hostivař) byla vybudována na potoce Botič v letech 1961–1963. Za normální hladiny je plocha nádrže 39,4 ha; objem vody 1,31 mil. m3. Jejím účelem je rekreace, zmírnění průchodu velkých vod, zároveň je krajinotvorným a ekologickým prvkem a sportovním rybářským revírem. Levý břeh nádrže je využíván jako sportovní areál a největší pražské přírodní koupaliště s kapacitou až 15 tis. osob [2].

Obr. 9. Rybník Kovářský
Fig. 9. Kovářský pond
Obr. 10. Botič – přítok do přehradní nádrže Hostivař
Fig. 10. Botič stream – inflow to the Hostivař reservoir
Obr. 11. Pitkovický potok před Botičem
Fig. 11. Pitkovický stream before Botič

Botič (celková délka toku 34,5 km; na území Prahy cca 20 km) pramení jihovýchodně od Prahy ve Středočeském kraji v oblasti mezi obcemi Radějovice a Popovičky, protéká soustavou rybníků v Průhonickém parku [4]. Na ř. km 15 ústí do přehradní nádrže Hostivař (obr. 10). Před ústím do přehradní nádrže Hostivař je jeho hlavním přítokem pravostranný Pitkovický potok (obr. 1112); do Botiče se vlévá v jeho ř. km 17,5. Celková délka toku je 15 km (z toho na území Prahy cca 7,5 km), pramení ve Středočeském kraji u obce Strančice. Malým pravostranným přítokem Botiče je i Dobrá voda (do Botiče ústí v jeho ř. km 17); v odběrových termínech v roce 2018 jím voda neprotékala. Významným přítokem Botiče před přehradní nádrží Hostivař je levostranný Milíčovský potok. Do Botiče ústí v jeho ř. km 16 a vtéká přímo do horního konce jejího vzdutí (obr. 13). Potok pramení v chráněném území Milíčovský les a v délce 2,6 km protéká zalesněným územím s převahou listnatých dřevin a soustavou rybníků: Milíčovský (obr. 14), Kančík (obr. 15), Homolka (obr. 16), rybářsky obhospodařovaný rybník Vrah – soukromý sportovní rybářský revír (obr. 17), Šáteček (obr. 18).

Obr. 12. Soutok Pitkovického potoka a Botiče
Fig. 12. Confluence Pitkovický and Botič streams
Obr. 13. Milíčovský potok; před soutokem s Botičem
Fig. 13. Milíčovský stream; before the confluence with the Botič stream
Obr. 14. Milíčovský rybník
Fig. 14. Milíčovský pond
Obr. 15. Rybník Kančík
Fig. 15. Kančík pond

Přímo do přehradní nádrže Hostivař z levé strany ústí také Hájecký potok, který odvodňuje retenční nádrže R1–R3 (v roce 2018 trvale bez odtoku). Pod přehradní nádrží Hostivař má Botič charakter přirozeného toku, protéká přírodní památkou Meandry Botiče [2]. Dále teče většinou regulovaným korytem jihovýchodní částí Prahy a jako pravostranný přítok se vlévá pod Vyšehradem do Vltavy [3].

Obr. 16. Rybník Homolka
Fig. 16. Homolka pond
Obr. 17. Rybník Vrah
Fig. 17. Vrah pond
Obr. 18. Rybník Šáteček
Fig. 18. Šáteček pond

Sledované lokality, metodika odběrů a analýz vzorků

Vzorky pro sledování kvality vody přítoků do obou přírodních koupališť (Šeberák, přehradní nádrž Hostivař) byly v roce 2018 odebírány 1× měsíčně v období březen až listopad. Seznam odběrových míst je uveden v tabulce 1, jejich poloha je znázorněna na mapách na obr. 19 (Šeberák) a obr. 20 (přehradní nádrž Hostivař). Podkladové mapy byly převzaty z portálu Mapy.cz.

Obr. 19. Odběrová místa v povodí rybníka Šeberák
Fig. 19. Sampling sites in the Šeberák pond catchment area
Obr. 20. Odběrová místa v povodí přehradní nádrže Hostivař
Fig. 20. Sampling sites in the Hostivař reservoir catchment area

Vzorky vody byly odebírány na hlavních přítocích do obou nádrží a na odtoku z rybníků v povodí (vždy, pokud existoval). Odběry v terénu doprovázelo in-situ měření fyzikálně-chemických charakteristik kvality vody (teplota, pH, koncentrace rozpuštěného kyslíku, nasycení vody kyslíkem). Laboratorní analýzy vzorků byly zaměřeny na stanovení jednotlivých forem dusíku (N-NH4, N-NO3, N-NO2, N-org., N-celk.) a fosforu (P-PO4, P-celk.). Hydrobiologické analýzy vzorků zahrnovaly stanovení koncentrace chlorofylu-a jako měřítka biomasy fytoplanktonu a kvalitativní složení společenstva fytoplanktonu a zooplanktonu. Odběry vzorků a jejich analýzy v laboratoři VÚV TGM, v. v. i., byly prováděny standardními postupy [5–10], popř. podle schválených metodik [11, 12].

Tabulka 1. Seznam odběrových míst
Table 1. List of sampling sites

Výsledky

Chemické ukazatele

Rybník Šeberák a přítoky

Vestecký potok

Na obr. 21 jsou znázorněny průměrné a maximální koncentrace N-NH4, N-NO3, P-PO4 a P-celk. v závěrném profilu levostranného přítoku do rybníka Šeberák (profil je označen jako Šeberák přítok L). Z obr. 21 je zřejmé, že přísun živin závěrným profilem Vesteckého potoka do tohoto rekreačního rybníka byl v celém sledovaném období vysoký (koncentrace N-NH4 0,6–3 mg.l-1; P-PO4 0,08–1,7 mg.l-1; P-celk. 0,2–2 mg.l-1). Vestecký potok byl ve své horní části od července 2018 neprůtočný, ale při odběru 15. 5. 2018 v něm byly zaznamenány nejvyšší koncentrace živin v celém povodí rybníka Šeberák (N-NH4 45,5 mg.l-1; P-PO4 5,33 mg.l-1; P-celk. 6,26 mg.l-1; el. konduktivita 1 390 µS.cm-1). Přítok z Olšanského potoka výrazně vodu v závěrném profilu přítoku do Šeberáku ve výsledku „naředil“ (N-NH4 2,91 mg.l-1; P-PO4 1,70 mg.l-1; P-celk. 2,01 mg.l-1). Olšanský potok, jako hlavní přítok Vesteckého potoka, přinášel trvale velmi vysoké koncentrace živin (N-NH4 0,06–2,85 mg.l-1; P-PO4 0,16–0,42 mg.l-1; P-celk. 0,44–1,9 mg.l-1).

Kunratický potok

Pravostranný přítok ovlivnil v roce 2018 přísun živin do rybníka Šeberák pouze minimálně (velmi nízký průtok v první polovině roku 2018, nulový průtok v jeho druhé polovině). V první polovině roku 2018 byly v přítoku Kunratického potoka do rybníka Šeberák oproti Vesteckému potoku zaznamenány nižší koncentrace živin (N-NH4 0,04–0,43 mg.l-1; P-PO4 < 0,025–0,06 mg.l-1; P-celk. 0,09–0,25 mg.l-1). Průtokové a kvalitativní poměry Kunratického potoka ovlivňovala především situace v jeho povodí – soustava rybníků (Šeberovský, Brůdek, Jordánek, Kovářský). Koncentrace hlavních živin na odtoku z některých rybníků v povodí jsou na obr. 21 (označeny jako Šeberovský r. odtok; Kovářský r. odtok). Většina těchto rybníků je značně zarybněná.

Přehradní nádrž Hostivař

Botič a přítoky

Na obr. 21 jsou znázorněny průměrné a maximální koncentrace N-NH4, N-NO3, P-PO4 a P-celk. ve sledovaných profilech Botiče (jako hlavním a trvalém přítoku do přehradní nádrže Hostivař). V roce 2018 byly odebírány vzorky ve třech profilech: Botič před soutokem s Pitkovickým potokem (na obr. 21 označen jako Botič nad); Pitkovický potok před soutokem s Botičem (na obr. 21 Pitkovický p.); Botič pod soutokem s Pitkovickým potokem a před vtokem do přehradní nádrže Hostivař (na obr. 21 označen jako Botič pod).označen jako

Obr. 21. Průměrné a maximální hodnoty N-NH4, N-NO3, P-PO4 a P-celk. ve sledovaných profilech v povodí Šeberáku a Hostivařské přehrady (sloupec = průměr, trojúhelníček = maximum)
Fig. 21. Mean and maximum values of N-NH4, N-NO3, P-PO4 and P-celk. in the studied profiles of the Šeberák pond and Hostivař reservoir catchment are (column = mean, triangle = maximum)

Z výsledků je zřejmé, že oba potoky jsou pro přehradní nádrž Hostivař značným zdrojem živin (především fosforu). V Botiči před soutokem s Pitkovickým potokem byly v roce 2018 koncentrace P-PO4 < 0,025–0,6 mg.l-1; P-celk. 0,16–0,74 mg.l-1. V Pitkovickém potoce byly koncentrace živin jen o málo nižší (P-PO4 0,03–0,24 mg.l-1; P-celk. 0,065–0,94 mg.l-1). Hodnoty těchto ukazatelů v Botiči před vtokem do přehradní nádrže Hostivař většinou (v závislosti na vzájemných průtokových poměrech) přítok Pitkovického potoka jen mírně snižuje (koncentrace P-PO4 < 0,025–0,38 mg.l-1; P-celk. 0,16–0,92 mg. l-1 – obr. 21).

Milíčovský potok

Množství živin, přitékající Milíčovským potokem (koncentrace P-PO4 < 0,025 mg.l-1; P-celk. 0,07–0,21 mg.l-1), nemá vzhledem k poměru průtoků na kvalitu vody Botiče zásadní vliv. Hlavním problémem a rizikem pro přehradní nádrž Hostivař a její rekreační využití je (kromě přísunu živin z povodí Botiče) přítok značného množství inokula fytoplanktonu z rybníků v povodí, kterými potok protéká. Například v rybníku Šáteček (poslední rybník soustavy) dosahovaly koncentrace chlorofylu-a 150–170 µg.l-1. V Milíčovském potoce v přítoku do Botiče těsně před vzdutím přehradní nádrže Hostivař byla zjištěna koncentrace chlorofylu-a až 100 µg.l-1 (obr. 23).

Hydrobiologické ukazatele

Chlorofyl-a

Vestecký a Kunratický potok

Na obr. 22 jsou graficky znázorněny změny obsahu chlorofylu-a během vegetační sezony (březen–říjen) ve vybraných profilech Vesteckého a Kunratického potoka. Oba toky mají z hlediska biomasy fytoplanktonu významný vliv na kvalitu vody v rybníce Šeberák. Ve sledovaném profilu Šeberák – přítok L (Vestecký potok) byly v srpnu a září 2018 zjištěny vysoké hodnoty koncentrace chlorofylu-a 262,7 µg.l-1 a 168,2 µg.l-1. Důsledkem přísunu vysokého množství živin a inokula řas dochází v rybníce Šeberák k  silnému rozvoji fytoplanktonu. V období květen až září se hodnoty chlorofylu-a v hladinové vrstvě rybníka Šeberák pohybovaly v rozmezí 142,4–278,5 µg.l-1 (obr. 22). Vysoká biomasa fytoplanktonu způsobila snížení průhlednosti vody až na 0,15 m. V rybníce došlo k vývoji mohutného vodního květu, který tvořila kokální sinice Microcystis aeruginosa doprovázená ojedinělými koloniemi druhu Microcystis wesenbergii.

Podobně také ve sledovaných profilech na Kunratickém potoce, který protéká několika rybníky, byly v průběhu vegetační sezony zjištěny nadměrné koncentrace chlorofylu-a (obr. 22). Dokladem je průběh změn koncentrace chlorofylu-a v profilu Šeberovský rybník – odtok. V letních měsících se koncentrace chlorofylu-a pohybovaly v rozmezí 108,4–183,3 µg.l-1, maximální hodnota koncentrace 311,5 µg.l-1 byla zjištěna na odtoku v závěru vegetační sezony.

Obr. 22. Sezonní změny koncentrace chlorofylu-a ve sledovaných profilech v povodí Šeberáku
Fig. 22. Seasonal changes of chlorophyll-a concentration in the studied profiles of the Šeberák catchment area
Obr. 23. Sezonní změny koncentrace chlorofylu-a ve sledovaných profilech v povodí přehradní nádrže Hostivař
Fig. 23. Seasonal changes of chlorophyll-a concentration in the studied profiles of the Hostivař reservoir catchment area

Hodnoty průhlednosti vody měřené v rybníce Šeberovský byly v rozmezí 0,10–0,25 m. V období červen–listopad se v rybníce vyskytoval vodní květ, který tvořila sinice Microcystis aeruginosa. Nadměrně vysoké koncentrace chlorofylu-a byly zjištěny i na odtoku z rybníka Kovářský. První polovina vegetační sezony, až do června, byla charakteristická přítomností nízké biomasy fytoplanktonu, následně došlo k jejímu enormnímu rozvoji. Koncentrace chlorofylu-a dosáhla v červenci hodnoty 413,5 µg.l-1 a v září maxima 646,2 µg.l-1. Rozvoj biomasy fytoplanktonu vedl v rybníce ke vzniku vegetačního zákalu a poklesu průhlednosti vody. Vegetační zákal byl tvořen v první polovině léta zejména zástupci ze skupiny zelených řas (Chlorophyceae). Hodnoty průhlednosti vody měřené v rybníce se v této době pohybovaly kolem 0,15 m. V závěru vegetační sezony byla na odtoku z nádrže zjištěna nejvyšší hodnota koncentrace chlorofylu-a (646,2 µg.l-1) ze všech sledovaných lokalit. Ve fytoplanktonu se v tomto případě vyskytovala pouze obrněnka Ceratium hirundinella, zástupce skupiny Dinophyceae.

Botič a Milíčovský potok

Změny obsahu chlorofylu-a během vegetační sezony jsou pro vybrané profily Botiče a Milíčovského potoka znázorněny na obr. 23. Množství fytoplanktonu v potoce Botič bylo sledováno ve dvou profilech: nad soutokem s Pitkovickým potokem (Botič nad) a na vtoku do přehradní nádrže Hostivař (Botič pod). V místě pod soutokem byly hodnoty chlorofylu-a v Botiči mírně nižší než v profilu nad soutokem s Pitkovickým potokem, který měl díky svému nízkému obsahu fytoplanktonu v průběhu vegetační sezony (maximální zjištěná hodnota chlorofylu-a 9,2 µg.l-1) ředící efekt pro vodu v Botiči. Přesto zejména v jarním období (březen–duben) byla biomasa fytoplanktonu v Botiči na vtoku do přehradní nádrže Hostivař poměrně vysoká (koncentrace chlorofylu-a cca 67 µg.l-1). Významné množství fytoplanktonu se do přehradní nádrže Hostivař dostává také Milíčovským potokem (obr. 23), který protéká soustavou rybníků v Milíčovském lese. Vodnost Milíčovského potoka je závislá na odtoku z rybníka Šáteček, ze kterého ve sledovaném období vzhledem k poklesu hladiny vody (důsledek nedostatku srážek a sucha)  v některých termínech odběru vzorků voda neodtékala. Nicméně v červnu a červenci byla ve sledovaném profilu Milíčovského potoka zjištěna koncentrace chlorofylu-a 97,4–99,2 µg.l-1. Přímo v rybníce Šáteček se v květnu až červenci hodnoty chlorofylu-a pohybovaly v rozmezí 99,2–170,3 µg. l-1. Odtok z rybníka Šáteček Milíčovským potokem je významným zdrojem inokula fytoplanktonu pro blízkou přehradní nádrž Hostivař.

Fytoplankton

Druhové složení fytoplanktonu sledovaných profilů bylo, s výjimkou potoků Botiče a Pitkovického, ovlivněno skladbou fytoplanktonu rybníků. V jarním období se vyskytovali především zástupci centrických rozsivek (Cyclostephanos invisitatus, Aulacoseira granulata, Melosira varians, Stephanodiscus spp.) a druhy rodů Cryptomonas (Cryptophyceae), Chrysococcus (Chrysophyceae) a Trachelomonas (Euglenophyta). V letním a podzimním období bylo složení společenstva fytoplanktonu velmi pestré s přítomností řady taxonů, zejména zelených řas (Chlorophyceae). Ze skupiny kokálních zelených řas se vyskytovaly druhy rodů Actinastrum, Ankyra, Coelastrum, Crucigenia, Desmodesmus, Dictyosphaerium, Monoraphidium, Oocystis, Pediastrum, Scenedesmus, Tetraedron. Bičíkovci byli zastoupeni druhy rodů Euglena, Chlamydomonas, Pandorina, Phacotus, Pteromonas. Vodní květ, tvořený kokální sinicí Microcystis aeruginosa, byl v průběhu sledování zaznamenán na odtoku z rybníků Šeberák a Šeberovský. Výskyt ojedinělých vloček vláknité sinice Aphanizomenon flos-aquae byl zjištěn ve fytoplanktonu rybníků Šeberák a Kovářský.

Zooplankton

Kvalitativní složení společenstva zooplanktonu bylo v roce 2018 orientačně sledováno v rybnících v povodí Kunratického potoka (Šeberovský, Brůdek, Kovářský) a Botiče (Homolka, Vrah, Šáteček) v červenci a říjnu. Oproti rybníkům a nádržím v povodí Motolského a Litovického potoka v západní části Prahy [1] bylo složení zooplanktonu v těchto rybnících velmi uniformní, indikuje vysokou rybí obsádku. Ve všech sledovaných rybnících v obou termínech odběrů v jeho složení dominovali zástupci skupin:

  • Rotifera: ve všech rybnících dominovali zástupci rodů Keratella (především K. quadrata, K. cochlearis), Brachionus (B. calyciflorus, B. urceolaris), Asplanchna priodonta.
  • Copepoda (především malé druhy): Microcyclops bicolor, Cyclops strenuus, Paracyclops sp., Thermocyclops sp.). Méně – v letním období – se v některých rybnících hojněji vyskytoval Eudiaptomus gracilis (Šeberovský, Kovářský). Ve všech lokalitách se trvale vyskytovala kopepoditová a naupliová stadia.
  • Cladocera: ve všech sledovaných rybnících trvale dominovala Bosmina longirostris; s mnohem nižší abundancí se vyskytovala Ceriodaphnia sp. Perloočka Daphnia galeata byla v nízkých počtech přítomna v rybnících Brůdek, Kovářský, Šáteček a Vrah.
Obr. 24. Vodní květ sinic – rybník Šeberák
Fig. 24. Cyanobacteria water bloom – Šeberák pond
Obr. 25. Vodní květ sinic – přehradní nádrž Hostivař
Fig. 25. Cyanobacteria water bloom – Hostivař reservoir

Závěr

Sledování přítoků do koupališť na jihovýchodě Prahy (rybník Šeberák, přehradní nádrž Hostivař) probíhalo v teplotně nadprůměrném a srážkově chudém roce 2018. Všechny přítoky (Vestecký a Kunratický potok, Botič) charakterizuje vysoký přísun živin (N, P), který svým projevem následně značně omezuje jejich rekreační využití. Podle údajů Hygienické stanice hl. m. Prahy [13] byla v sezonách 2017 a 2018 (především z důvodu nadměrného rozvoje sinic) voda obou koupališť charakterizována následovně:

  1. rybník Šeberák (23 údajů, z toho):
    • vhodná ke koupání: 0×,
    • zhoršené smyslově postižitelné vlastnosti vody: 0×,
    • zhoršená jakost vody; nevhodná ke koupání pro vnímavé jedince: 4×,
    • voda nevhodná pro koupání: 3×,
    • zákaz koupání: 16×.
  2. přehradní nádrž Hostivař (26 údajů, z toho):
    • vhodná ke koupání: 1×,
    • zhoršené smyslově postižitelné vlastnosti vody: 2×,
    • zhoršená jakost vody; nevhodná ke koupání pro vnímavé jedince: 15×,
    • voda nevhodná pro koupání: 7×,
    • zákaz koupání: 1× (obr. 2425).

Je zřejmé, že hlavním důvodem této situace je vysoký přísun živin z přítoků s negativními důsledky pro obě nádrže. Bez opatření v jejich povodí lze jen stěží očekávat zlepšení podmínek pro rekreační využití obou lokalit.

Poděkování

Příspěvek vznikl za podpory projektu CZ.07.1.02/0.0/0.0/16_040/0000382: Rekreační potenciál vody v Praze – stav a výhledy; řešeného v rámci operačního programu Praha – pól růstu II.

Posted by & filed under Odpadové hospodářství.

Souhrn

Bioodpad neboli odpad podléhající anaerobnímu nebo aerobnímu rozkladu se díky způsobu využívání zelených ploch zejména ve velkých městech s velkou hustotou osídlení stal problematickou složkou komunálního odpadu. Na bioodpad lze pohlížet jako na zdroj nebezpečného methanu uvolňovaného při skládkování, ale díky principům oběhového hospodářství se navracíme k jeho podstatě – zdroji živin a organické hmoty pro zemědělskou půdu a městskou zeleň. Úspěšnost sběru bioodpadu, zpracování a návratu do životního prostředí se mezi jednotlivými hlavními městy členských států Evropské unie liší. Článek popisuje, jak efektivně se s danou problematikou vypořádává Praha ve srovnání s ostatními vybranými hlavními městy států Evropské unie.

Úvod

Bioodpad řadíme mezi biologicky rozložitelný odpad (BRO), který definuje směrnice Evropského parlamentu a Rady 1999/31/ES o skládkách odpadů jako odpad podléhající anaerobnímu nebo aerobnímu rozkladu, jako jsou potravinářské a zahradní odpady a rovněž papír a lepenka. Historicky byl BRO považován spíše za materiál, který byl spotřebován v místě svého vzniku. Postupem času, kdy hospodářské využití zelených ploch a zahrad jako zdroj píce pro chovaná hospodářská zvířata a pěstování ovoce a zeleniny ustoupilo obytnému a volnočasovému využití, se na BRO začalo nahlížet jako na nepotřebný odpad, jehož způsob nakládání bylo potřeba upravit právními předpisy.

Evropská unie (EU) v současnosti upravuje nakládání s BRO dvěma hlavními předpisy: směrnicí Rady 1999/31/ES o skládkách odpadu a Rámcovou směrnicí Evropského parlamentu a Rady č. 98/2008/ES o odpadech. Problematiku BRO živočišného původu upravují nařízení Evropského parlamentu a Rady č. 1069/2009 Sb., o hygienických pravidlech pro vedlejší produkty živočišného původu a získané produkty, které nejsou určeny k lidské spotřebě (nařízení o vedlejších produktech živočišného původu) a nařízení Evropského parlamentu a Rady č. 853/2004 Sb., kterým se stanoví zvláštní hygienická pravidla pro potraviny živočišného původu.

Směrnice Rady 1999/31/ES o skládkách odpadů ze dne 26. dubna 1999 má za cíl předcházet nebo maximálně omezit negativní dopady skládek na povrchové vody, podzemní vody, půdu, ovzduší a lidské zdraví. Směrnice také požaduje omezení skládkování biologicky rozložitelných komunálních odpadů v letech 2006, 2009 a 2016 na úroveň 75 %, 50 % a 35 % produkce roku 1995. Státy jako Česká republika, Slovensko a Polsko, které v roce 1995 ukládaly na skládky více než 80 % tuhých komunálních odpadů, požádaly o výjimku a povinnost splnění daných cílů jim byla posunuta o 4 roky.

Produkce komunálního odpadu (obr. 1) je ovlivněna životní úrovní obyvatelstva, zavedeným systémem odpadového hospodářství země a v neposlední řadě osvětou a ekologickým smýšlením obyvatel. Je nutné si také uvědomit, že v zemích EU bioodpad tvoří největší složku komunálního odpadu (KO). Ve směsném komunálním odpadu (SKO) se vyskytuje i více než z 50 % a z toho 30 % představují zbytky potravin, slupky od ovoce a zeleniny, z 12 % biologický odpad ze zahrad a 10 % je tvořeno papírem a kartonem [1].

Mezi BRO spadají i odpady ze zemědělského, lesnického a potravinářského průmyslu, ale v tomto článku se budeme zabývat pouze biologicky rozložitelnými odpady spadajícími pod komunální odpad často zkráceně nazývanými komunální bioodpad. Směrnice Evropského parlamentu a Rady č. 98/2008/ES o odpadech uvádí, že bioodpad je tvořen biologicky rozložitelným odpadem ze zahrad a parků, potravinářskými a kuchyňskými odpady z domácností, restaurací, stravovacích a maloobchodních zařízení a srovnatelným odpadem ze zařízení potravinářského průmyslu.

Přestože celkové procento skládkovaného odpadu v zemích EU klesá (obr. 2), mezi jednotlivými státy EU jsou velké rozdíly ve způsobech nakládání s KO, které souvisí se zavedeným odpadovým hospodářstvím. Rakousko, Nizozemsko, Dánsko, Německo, Švédsko a Belgie patří mezi lídry cirkulární ekonomiky. Mají komplexní systémy sběru odpadu, na skládky ukládají méně než 5 % svého odpadu, mají dobře vyvinuté recyklační systémy, dostatečnou kapacitu technologií pro zpracování vytříděných složek KO a dobře nakládají i s biologicky rozložitelným odpadem.

Obr. 1. Produkce komunálního odpadu na jednotlivce ve státech EU v roce 2017 [2] (pozn.: Irsko nedostupná data)
Fig. 1. Generation of municipal solid waste per capita in EU countries in 2017 [2]
(note: Ireland unavailable data)

Na opačném konci pomyslného žebříčku se nacházejí státy jižní a východní Evropy, mezi které patří Řecko následované Bulharskem, Maltou, Litvou, Rumunskem a Kyprem. Hlavními nedostatky jsou špatné nebo neexistující systémy předcházení vzniku odpadů, nedostatek pobídek k přesměrování odpadu ze skládek a nedostatečná infrastruktura nakládání s odpady. Velké množství členských států svůj SKO převážně skládkuje, navzdory lepším alternativám a dostupnosti evropských strukturálních fondů pro pořízení technologií splňujících hierarchii nakládání s odpady a principy oběhového hospodářství. Některé státy jako problém pro zavedení ekologičtějších alternativ označily ekonomickou nekonkurenceschopnost nových technologií vůči skládkování [3].

Způsoby sběru a nakládání s bioodpadem

Sběr bioodpadu lze provádět dvěma postupy. První, finančně i časově náročnější pro zavedení, je oddělený sběr. Nicméně jde o sběr s čistším výsledným materiálem a se sníženým rizikem kontaminace nebezpečnými látkami. Oddělený sběr lze provádět buď pomocí sběrných nádob, nebo pytlů na úrovni domácností, restaurací, jídelen apod., svozovým systémem „door to door“ (tzn. od domu k domu), dále pomocí kontejnerů ve sběrných hnízdech tříděného odpadu, velkoobjemovými kontejnery pravidelně přistavovanými do ulic anebo donáškou do sběrných dvorů.

Vytříděný bioodpad, jehož úroveň čistoty souvisí s mírou osvěty a spolupráce jednotlivých obyvatel, lze kompostovat anebo zpracovat anaerobní digescí (AD) v bioplynových stanicích. Kompostování podle rozsahu rozdělujeme na domácí, vermikompostování, komunitní kompostování, na kompostování v malých zařízeních (do 10 tun na jednu zakládku) a v centrálních kompostárnách. Anaerobní digesce probíhá centrálně v uzavřených technologiích, které podle vlhkosti vstupního materiálu rozdělujeme na mokrou (max. 12 % sušiny) a suchou (min. 20 % sušiny).

Při druhém postupu je bioodpad součástí SKO a k jeho zpracování lze použít technologii mechanicko-biologické úpravy, jejímž cílem je zmenšit objem SKO a stabilizovat ho tak, aby po uložení na skládku nedocházelo k výluhu nebezpečných látek, nevznikal methan, případně požáry. Pro zabránění takovýchto rizik lze SKO s příměsí BRO energeticky využít v závodech energetického využití odpadů (ZEVO) nebo spálit. Tímto způsobem však znehodnotíme materiálovou složku BRO. V České republice vyhláška č. 294/2005 Sb., o podmínkách ukládání odpadů na skládky a jejich využívání na povrchu terénu limituje podíl biologické složky SKO pro rok 2020 na 35 %.

Bioodpad v hlavních městech členských států EU

Ve velkých městech, kde je vysoká hustota obyvatel, restaurací, jídelen, hotelů a podobných zdrojů bioodpadů, je nakládání s bioodpadem složitější, ale lze říci, že míra úspěšnosti plnění principů oběhového hospodářství hlavních měst je shodná s úspěšností států.

Hlavní města států EU podle zavedených systémů nakládání s bioodpadem lze rozdělit do tří skupin. Do první patří ty, které dodržují hierarchii nakládání s odpady a principy oběhového hospodářství ještě před zavedením recyklačních a skládkových limitů výše uvedenými směrnicemi. Bioodpad zpracovávají kompostováním, anaerobní digescí nebo kombinací obou. Digestát se po ukončení procesu vyhnívání většinou stává součástí kompostové zakládky a fugát je využit jako tekuté hnojivo pro zemědělské pozemky. Kompost je prodáván zemědělcům nebo je využíván v městské zeleni, eventuálně je zdarma rozdáván obyvatelům města. Neustálou osvětou jsou obyvatelé motivováni k preventivním opatřením zabraňujícím vznik odpadu a ke kompostování na vlastních pozemcích či v rámci komunit. Svozem separovaného bioodpadu jedenkrát týdně „door to door“ je obslouženo 100 % obyvatelstva. Řadíme sem Brusel, který vyvíjí velké úsilí pro osvětu a motivaci rezidentů k vlastnímu kompostování. Berlín preferuje anaerobní digesci, z důvodu uzavřené bezzápachové technologie. Vzniklý bioplyn je využíván pro pohon svozových aut a za rok ušetří až 2,5 milionů litrů nafty. Amsterodam splňuje limity spálením veškerého zbytkového KO bez separace bioodpadu, která je zavedena pouze v jedné městské čtvrti. Kodaň v současnosti skládkuje méně než 2 % vyprodukovaného odpadu, přestože většinu energeticky využije. Odpad, který lze spálit je zakázáno skládkovat. Cena za skládkování je desetkrát větší než za spalování. Od roku 2017 má Kodaň nejvýkonnější spalovnu v Evropě a soustřeďuje se také na maximální recyklaci. Jako přístavní město zavádí program pro separaci bioodpadu z lodí, vede osvětové kampaně pro prevenci vzniku bioodpadů zejména „gastro“. Lucemburk na rozdíl od ostatních, kteří využívají systémy třídění „door to door“ doplněné o možnost využití sběrných dvorů, preferuje donášku do kontejnerových hnízd. Vídeň třídí bioodpad od rezidentů i od právnických osob od roku 1991 a má 100% obslužnost. Přestože provozuje ZEVO, snaží se o maximální materiálové využití bioodpadu a o návrat cenných živin zpět do půdy [4–11].

Do druhé skupiny řadíme města, která zavedla třídění až na základě požadavků právních předpisů EU. Například Londýn plní limity pomocí energetického využívání, které, na rozdíl od první skupiny hlavních měst, v poslední době stoupá. Sběr tříděného odpadu řeší pomocí pytlového nebo nádobového sběru „door to door“, nicméně není plošně zaveden pro celé město. Stejně tak i v Lisabonu je již od roku 2005 bioodpad separován pouze od třetiny obyvatel, není možnost odevzdat bioodpad ve sběrném dvoře a přednostně jsou za úplatu obslouženi podnikatelé. Řím má odpadové hospodářství dobře nastavené, ale velký vliv na jeho fungování mají politické změny jak ve státě, tak v městském zastupitelstvu. Pro splnění limitů odklonu odpadů od skládkování využívá kapacit rakouských ZEVO, kam v roce 2017 vlaky z Říma týdně vozily až 700 tun SKO. Helsinky se řadí mezi nejlepší „třídiče” odpadů, a to díky masivnímu informačnímu systému (informace jsou podávány ve finštině, angličtině, ruštině, kurdštině, somálštině a arabštině), 75 % obslužnosti obyvatel je realizováno systémem „door to door“ a také díky poplatkům motivujícím k třídění. Separovaný bioodpad rozdrtí a rozdělí na dvě frakce. Jemná frakce (6–8 mm), která představuje 70 % nashromážděného bioodpadu je zplyněna a hrubší frakce je kompostována. Paříž nemá plošný sběr vytříděného bioodpadu, nicméně disponuje 187 veřejně dostupnými kompostovacími místy. V současnosti Paříž zavádí několik projektů pro separaci jak „gastro“ (tzn. biologicky rozložitelný odpad z kuchyní a stravoven), tak zahradního bioodpadu, který by měl být upraven pomocí anaerobní digesce a navrácen v podobě hnojiva do půd. Sběr „door to door“ by měl probíhat i pomocí biorozložitelných sáčků firmy Novamon. Nadále má být podporováno individuální kompostování rezidenty.

Obr. 2. Vývoj způsobů nakládání s komunálním odpadem v zemích EU [2] (pozn.: rok 2017 spalování – nedostupná data)
Fig. 2. Development of municipal waste management in EU countries [2] (note: year 2017 incineration – unavailable data)

Stockholm přes 50 % vyprodukovaného odpadu energeticky využívá. Skládkuje pouze 1 % odpadu. Bioodpad separuje systémem „door to door“ pouze od 12 % rezidentů. Nově stavěné bytové domy jsou opatřeny drtiči kuchyňského odpadu, který je shromažďován u paty domu, odkud je odvážen do bioplynové stanice. Kromě získání organické hmoty vidí Stockholm přínos ve snížení počtu svozů SKO [12–28].

Ve třetí skupině jsou města Talin, Budapešť, Bukurešť, Sofie, Athény, Dublin, Valletta, Záhřeb, Varšava, Vilnius, Bratislava, která, stejně jako celé jejich státy, mají se splněním limitů stanovených předpisy EU velké problémy. Jako příklad za všechny lze uvést Madrid, který celkově recykluje pouze 19,6 % KO a odděleně sbírá pouze plast, kov a nápojový karton systémem „door to door“. Separaci bioodpadu a konečné zpracování kompostováním a anaerobní digescí plánuje zavést od roku 2019 [29–39].

Bioodpad v Praze

Kraj hl. m. Praha za rok 2017 celkem vyprodukoval 430 300 tun komunálního odpadu, z toho přibližně 83 % využil, a to 27 % materiálově a 56 % energeticky. V roce 2017 bylo na skládku uloženo 12,7 % komunálního odpadu [40].

Zájemci o svoz bioodpadu si mohou od Pražských služeb pronajmout kompostejnery, které jsou za úplatu sváženy v sezoně (od 1. 4. do 30. 11.) jednou za dva týdny [41]. Svoz bioodpadu používá již přes 13 tisíc pražských domácností [42]. Zahradnictví a domácnosti, kde je bioodpad produkován po celý rok, si mohou nasmlouvat celoroční svoz s frekvencí 1x za 14 dní. Mnoha osvětovými akcemi je podporováno domácí kompostování. Praha v rámci projektu „Podpora domácího kompostování na území hl. m. Prahy“ poskytuje zdarma zájemcům – fyzickým osobám – zapůjčení kompostérů. Ve všech pražských částech jsou do ulic v pravidelných intervalech přistavovány velkoobjemové kontejnery na posečenou trávu, listí, ořezané větve. Po celý rok mohou rezidenti zdarma odvážet svůj bioodpad do 27 sběrných dvorů. V sídlištích Prahy 13 a 15 byl zaveden pilotní projekt svozu tříděného bioodpadu. Bioodpad je kontrolován a zpracováván v kompostárnách a převážně „gastro“ odpad je odvážen do bioplynové stanice Přibyšice.

V rámci prací na projektu CZ.07.1.02/0.0/0.0/16_040/0000379 Odpady a předcházení jejich vzniku – praktické postupy a činnosti při realizaci závazků Krajského Plánu odpadového hospodářství hlavního města Prahy byla mimo jiné monitorována efektivita sběru a čistota separovaného bioodpadu na sídlištích Prahy 15 a současně bylo analyzováno složení SKO z této lokality.

Monitoring na sídlišti probíhal v měsíčních intervalech. Byla sledována využitelnost kompostejnerů, čistota separovaného bioodpadu a složení SKO ze stejné oblasti bylo z kapacitních důvodů zjišťováno jednou za dva měsíce. Nicméně byla pokryta všechna roční období.

Síť kompostejnerů je na sídlišti velmi hustá. Nacházejí se buď v blízkosti kontejnerů pro SKO, nebo v blízkosti kontejnerových hnízd pro separovaný odpad. Donášková vzdálenost je menší než doporučovaných 100 metrů.

Rozbor SKO probíhal v areálu ZEVO Malešice Pražské služby, a. s., pomocí sít. Byly mimo jiné separovány dvě složky bioodpadu – zahradní odpad a „gastro“ odpad, resp. ty složky, které nelze konzumovat, ale jsou vhodné pro kompostování.

Kontejnery nikdy nebyly plné a lze říci, že četnost vyvážení je optimálně nastavená. Jako problematické se jeví ponechávání bioodpadů v plastových sáčcích nebo zeleniny a ovoce v původním plastovém obalu, v kterém jsou prodávány. Často se v kompostejnerech nacházel SKO. Další komplikací je znečištění kontejnerů po vyprázdnění, kdy zejména v teplých ročních obdobích je doprovázeno znatelným výskytem hmyzu.

Obsah bioodpadu v SKO byl oproti analyzovanému SKO z Prahy 1 a z Újezdu nad Lesy až o 5 % nižší. V případě Újezdu nad Lesy zvýšené množství bioodpadu představuje zahradní odpad jako listí, posekaná tráva, pařezy, větve a to i přes to že i zde je propagováno domácí kompostování a možnost pronájmu kompostejneru. V Praze 1 je zvýšené množství „gastro“ odpadu v bioodpadu způsobeno velkým množstvím restaurací, prodejen rychlého občerstvení a ubytovacích zařízení pro turisty. Z rozboru SKO ze sídlišť Prahy 15 je vidět, že obyvatelé mají povědomí o důležitosti třídění bioodpadu, ale stále jsou zde rezervy jak sběr zlepšit. Je častým jevem, že bioodpad je vytříděn zvlášť v sáčku, nicméně zůstane v SKO. Domníváme se, že je to způsobeno specifičností tohoto druhu odpadu, který rychle podléhá rozkladu. Vznikající zápach a výskyt hmyzu spojený s neochotou minimálně denního vynášení zabraňuje lepšímu třídění. Možným řešením by mohly být nezaměnitelné biologicky rozložitelné sáčky jako v Paříži, které by mohly být dostupné v supermarketech, domácích potřebách nebo obecním úřadě tak jako v Bruselu.

Obr. 3. Zahradní (vlevo) a gastro (vpravo) bioodpad
Fig. 3. Gardening (left) and food (right) biowaste
Obr. 4. Bioodpad s příměsí SKO (vlevo) a čistý bioodpad (vpravo)
Fig. 4. Biowaste with MSW (left) and clean biowaste (right)

Závěr

Zásadní otázkou pro udržitelnost měst je nakládání s odpady. V cirkulární ekonomice se obvykle jedná o tři etapy: snížení produkce, zlepšení sběru a opětovné získání materiálu a/nebo energie. Tyto tři etapy musí probíhat současně. Rozdílnost mezi jednotlivými městy/státy je způsobena dostupností finančních prostředků, politickou a společenskou vůlí, technickými dovednostmi, vhodným plánováním, vymahatelnými právními předpisy a řadou dalších sociálních, demografických, kulturních a administrativních faktorů. Ochrana životního prostředí se stává stále důležitější globální prioritou a politické, obchodní a zdravotní výhody efektivního nakládání s odpady jsou jasné. Tyto skutečnosti by měly dát zemím stimuly, které potřebují k efektivnímu nakládání s jejich odpady.

Po prvním roce řešení projektu vyplývá, že kraj Hl. m. Praha má zavedeno velmi dobré odpadové hospodářství. Spolu s Pražskými službami, a. s., se snaží o nastavení co nejefektivnější sítě sběrných nádob jak pro separované složky komunálního odpadu, tak i směsného komunálního odpadu, kterou lze srovnávat s hlavními městy západní Evropy. Dostupnost a šíření informací o způsobech nakládání s odpady pro obyvatelstvo, osvětové akce v předškolních a školních zařízení jsou na velmi dobré úrovni. Jak lze vidět u států, které jsou na špici v zavádění oběhového hospodářství, je to nekončící proces. Praha má v této oblasti stále rezervy, ale snaží se celý proces nakládání s bioodpady trvale zlepšovat. Jak efektivní zavedená opatření jsou, budeme moci říct na konci projektu v polovině roku 2020.

Poděkování

Příspěvek vznikl za podpory projektu CZ.07.1.02/0.0/0.0/16_040/0000379 Odpady a předcházení jejich vzniku – praktické postupy a činnosti při realizaci závazků Krajského Plánu odpadového hospodářství hlavního města Prahy.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Dánsko a Česko jsou z hlediska zeměpisných a vodních zdrojů zcela odlišné. Myslíte si, že existuje prostor pro spolupráci mezi našimi odborníky na vodu? Existuje nějaká oblast, kde by se Dáni mohli učit od nás?

My, Dánové, jsme velmi hrdí na dánská udržitelná vodohospodářská řešení, která snižují spotřebu vody a jsou šetrná k životnímu prostředí. I když věříme, že máme nejlepší technologii, co se týče průměrné spotřeby vody v domácnostech, jsou Češi o něco lepší. Měli bychom se od českých domácností naučit, jak ještě více šetřit vodou. Průměrná domácí spotřeba v Česku je 86,2 litrů na osobu a den a v Dánsku 104 litrů na osobu a den. Dánské společnosti sídlící v České republice nám navíc často říkají, že obě naše země mají srovnatelné výsledky ve ztrátách vody ve vodovodní síti, ale trend poklesu ztrát vody v Česku je rychlejší. Totéž platí pro hydroinformatiku. Dánsko je o něco napřed, ale Česko je v zavádění hydroinformatiky dynamičtější.

Většina dánské sladké vody pochází z podzemních zdrojů, které jsou v některých oblastech nadměrně využívány, zejména na Sjællandu. Jak řeší tento problém vláda?

Ano, Sjælland jako region s nejvyšší hustotou obyvatelstva čelí problémům s podzemními vodami. Vláda věnovala velkou pozornost ochraně zdrojů podzemních vod v celém Dánsku. Už v roce 1988 byl schválen nový zákon, který stanovil povinnost, že je třeba získat a pravidelně obnovovat povolení pro odběr podzemních vod a jednou ročně nahlásit odběr vody státním orgánům. Vláda také prováděla kampaně na úsporu vody a zavedla daň z vody. Během posledních dvaceti let se tak snížil odběr podzemních vod o více než třetinu.

Navíc v roce 1997 vláda, respektive dánské okresy vymezily oblasti se zvláštními zájmy pitné vody. Ty tvoří 35 % země. Zbývající plochy byly označeny za cenné odběrové plochy a oblasti s omezeným zájmem o odběr vody. O rok později začalo Dánsko provádět hydrogeologické mapování zdrojů podzemních vod, zejména v oblastech se zvláštními zájmy pitné vody. Vypadá to tak, že vrtulník skenuje podzemní vody do hloubky 300 metrů. Za toto mapování platí spotřebitelé příplatek 0,07 EUR za m3. Čtyřčlenná rodina tak zaplatí za mapování zhruba 12 € ročně.

I přes výrazné zlepšení od roku 1988 zůstává kvalita vody v Dánsku problémem, zejména v důsledku znečištění z intenzivního zemědělství – hnojiv a pesticidů. Bylo pro zemědělce obtížné přizpůsobit zemědělskou praxi a pomohla jim vláda?

Ano, snižováním používání pesticidů se dánská vláda také zabývá a má to přímý dopad na zemědělce. V roce 1994 schválila vláda desatero o pesticidech. V něm stojí, že pesticidy škodlivé pro zdraví a nebezpečné pro životní prostředí musí být odstraněny z trhu, aby je zemědělci nemohli koupit. Pak jsme zavedli daň z pesticidů. Funguje tak, že přípravky, které jsou více škodlivé pro zdraví a životní prostředí, podléhají vyšším daním, zatímco méně škodlivé přípravky podléhají relativně nižším daním. Vláda se rovněž rozhodla podpořit ekologické zemědělství a vést dialog se zemědělci. Mimochodem, Dánsko má nejvyšší podíl na trhu ekologických produktů na světě, přičemž v roce 2018 tvořily biopotraviny zhruba 12 % celkového maloobchodního trhu s potravinami. Jeden ze tří litrů mléka zakoupeného dánskými spotřebiteli je bio a biovejce představují čtvrtinu celkové produkce vajec. Zemědělci se tedy začali více zabývat ekologickým zemědělstvím.

Přizpůsobení se novým podmínkám vždy vyžaduje čas a výjimkou není ani případ omezení používání pesticidů v zemědělství. V roce 2012 u nás propukla rozsáhlá kauza týkající se pašování pesticidů, která zahrnovala desítky farmářů po celé zemi. Pašovali z Německa pesticidy, které byly v Dánsku zakázány.

Významné místo v oběhové ekonomice mají zejména odpadní vody. Jak postupuje Dánsko v této oblasti? Dánové jsou také vnímáni jako otevření lidé. Jak by podle Vašeho názoru obyvatelstvo reagovalo na opatření opětovného použití vody (vody z toalety do kohoutku)?

Nezaznamenal jsem v Dánsku debatu o opětovném použití vody z toalety do kohoutku. Myslím, že je to proto, že Dánové mají dostatek kvalitních přírodních podzemních vod. Většina vody dokonce není chlorována (s výjimkou Kodaně s dlouhými přenosovými sítěmi) a kvalita vody z vodovodu je často lepší než voda z láhve. Pokud Dány nestihne extrémní sucho, myslím, že budou stále pít podzemní vodu.

Cena za metr krychlové vody v Dánsku je téměř 500 Kč, což je zhruba pětkrát vyšší než v Česku a řadí se mezi nejdražší na světě. Platí Dánové spravedlivou cenu?

Doufám, že ano. Neslyšel jsem, že by si lidé stěžovali na ceny vody. Ano, platíme hodně, ale věříme, že platíme za kvalitní služby. Čištění vody je relativně složité. Kvalita a dostupnost podzemních vod není zadarmo. Jak jsem již zmínil, už jen hydrogeologické mapování stojí čtyřčlennou rodinu ročně 12 eur. Mimochodem, skutečnost, že je voda drahá, také motivuje naši společnost nabízet lepší technologická řešení šetřící vodu. Drahá voda nás může připravit na časy, kdy čelíme suchu.

My Češi jsme hrdí na kvalitu své vody z vodovodu. Pijete vodu z vodovodu nebo ji servírujete hostům na velvyslanectví v Praze? Jsme také pyšní na naše pivo. Je české pivo k dispozici také na vašich recepcích nebo zůstáváte věrní svým národním pivovarům?

Stejně jako v Dánsku pijeme vodu z vodovodu, pijeme ji také na velvyslanectví. Našim hostům podáváme vodu z vodovodu. No, a když pořádáme rauty a recepce, nabízíme různé nápoje z různých zemí. Doufám, že Vás nezklamu, když řeknu, že je víno častější volbou. Když jsme ale pořádali konferenci o technologiích ve vodním hospodářství v Plzni, mohli si účastníci dopřát i české tankové pivo. Jsme rádi, že můžeme našim hostům nabídnout české či dánské pivo, zkrátka cokoliv, co mají rádi.

 

Posted by & filed under Odpadové hospodářství, Ze světa vodního hospodářství.

Souhrn

Biouhel (biochare) má mnohostranné využití v oboru technologie vody, a to nejen jako součást technologického řešení čištění a úpravy vod, ale i jako materiál vyráběný z odpadních produktů této technologie. V článku se zamýšlíme nad perspektivou této aplikace a nad možností a potřebou jejího výzkumu.

Úvod

V článku se pokoušíme shrnout poznatky o „biouhlu“ (biochare) z hlediska jeho využití v technologii čištění odpadních vod. Protože jde ve velké většině o nadšené informace výrobců tohoto materiálu, nebo o dílčí výzkum formou diplomových a doktorandských prací, u kterých je také důležitý pozitivní výsledek, je třeba být trochu skeptický.

Dosud získané poznatky jsou nicméně velmi pozitivní. Protože článek není výsledkem vlastního výzkumu, není jeho součástí metodika ale pouze souhrn informací s kritickým rozborem, co je třeba ověřit a kde jsou případná slabá místa použití tohoto materiálu.

Metodika

Jak je uvedeno v úvodu, metodický postup byl pouze ve zpracování rešerše z publikovaných informací o biouhlu, jejíž přehled je uveden v literatuře článku.

Výsledky a diskuse

Biochare (česky tedy biouhel) je zuhelněná biomasa, která vznikla termickou přeměnou (nízkoteplotní pyrolýza, karbonizace), nikoli spalováním z organických hmot. V podstatě jde o obdobu dřevného nebo aktivního uhlí, ale vyrobeného ze zbytkové a odpadní biomasy. Základní složkou je chemicky stabilní uhlík, který nepodléhá dalšímu rozkladu ani oxidaci. Tento materiál má použití ovšem všestrannější než obyčejné aktivní uhlí. Důležité, z hlediska technologie vody a obecně ochrany životního prostředí, je především to, že zdrojem jeho výroby může a musí být odpadní biomasa, jejíž využití se tím stává mnohem lépe dostupné a potřebné.

V našem případě jde o to najít a ověřit možnosti využití biocharu v oblasti technologie vody a odpadů, a to nejen jako zdroje (technologie přeměny bioodpadů na biochar), ale i jako součást technologie úpravy vody, čištění a stabilizace odpadních vod a kalů a likvidace odpadů.

Z předností možností využití biouhlu se nabízí v prvé řadě jeho vlastnost základní – dobrá koexistence s přírodním prostředím. Ukládáním tohoto materiálu do půdy se zásadně zlepšuje její kvalita [1–3]. Uhlík v něm obsažený váže živiny a další důležité látky (dusík, fosfor, draslík), které se následkem toho z půdy nevyplavují. Má velkou retenční schopnost, takže zadržuje v půdě i vodu. Ukládání biocharu do půdy má ale i další globální přínos: dochází k odebírání CO2 z atmosféry. Samozřejmě tato tvrzení nejsou tak úplně pravdivá, existují ale zdroje, které je potvrzují [4–11]. V minulosti se samozřejmě využívalo zuhelňené biomasy popela k hnojení půdy. Klasické je „ždáření“ lesa používané i nyní v tropických lesích Jižní Ameriky, Afriky a Asie, což ovšem není zrovna doporučovaný způsob polního hospodářství. V minulosti jako zahájení kultivace polí bylo „žďáření“ i v českých zemích běžným postupem.

Možné použití biouhlu v technologii vody

Pokud jde o využití v oblasti čištění odpadních vod, je důležitá možnost výroby biouhlu z kalů vzniklých při této činnosti. Pokud by bylo možné používat je po této úpravě s výhodou v zemědělství, odpadly by stávající problémy s likvidací kalu a navíc by se stala jeho produkce na ČOV opět přitažlivá pro sektor zemědělství, jak tomu bylo v minulosti před zpřísněním předpisů o ochraně zemědělské půdy. S tím souvisí i možnost (při bezprostředním zpracování přebytečného kalu z ČOV na biochar) využití naakumulovaného fosforu v kalu (v případě použití technologie biologické eliminace fosforu na ČOV) v zemědělství, což nyní není možné bez chemického srážení fosforu (a tedy tvorby pro rostliny hůře dostupných sloučenin fosforu) [1–3, 11].

Další možností využití biocharu je dekontaminace při sanaci tzv. starých zátěží. Půdní přídavek pro sanaci půd (s využitím především na bývalých dolech, skládkách a v bývalých vojenských prostorech) je samozřejmě vhodný. Opět jde o lepší (a přírodě bližší) možnost likvidace kalů z ČOV, než je spalování a skládkování či kompostování popela.

Ve velkém je možné využít biouhel (opět i vyrobený z čistírenských kalů) [11, 12] k budování ochranných bariér, zabraňujících vyplavování pesticidů do povrchových vod, kdy okraje polí (kontaminovaných použitím pesticidů) a nebo vodních toků a nádrží v jejich sousedství mohou být vybaveny 30–50 cm hlubokou bariérou, vytvořenou z biouhlu pro odfiltrování pesticidů.

Voda v přírodních nádržích může být díky tomu, že biouhel dobře adsorbuje pesticidy a hnojiva a také zlepšuje okysličování vody, ošetřena dávkováním biouhlu (opět z kalů v ČOV) s výsledkem sorpce znečišťujících látek nevratně do sedimentů na dně rybníků a nádrží. To se samozřejmě týká i přírodních nádrží určených ke koupání.

Přímo na ČOV je možné biouhel používat jednak jako substrát a katalyzátor procesu výroby bioplynu přidáváním jako příměs biomasy ve fermentaci (vyhnívání), samozřejmě nejen na ČOV, ale i na bioplynových stanicích. Podle výsledků specializovaných výzkumů [12, 13] to zvyšuje účinnost procesu výroby bioplynu a také stabilitu vzniklých kalů.

Podle výsledků se přidáváním biouhlu do fermentované heterogenní biomasy zvyšují výnosy metanu, přičemž se zároveň snižuje množství CO2 a amoniaku v získaném bioplynu. Mimo to přídavkem biocharu do fugátu při procesu výroby bioplynu dochází k lepší fixaci nutrientů na vzniklý kal, a tím se snižuje tvorba emisí.

Využití biouhlu ve vlastní technologické lince čištění a hlavně dočišťování odpadních vod je nasnadě. Poměrně dobře ověřený postup využití přídatných filtrů s náplní z aktivního uhlí je možné a vzhledem k výhodám dostupnosti materiálu i vhodné aplikovat s koncovkou, kdy náplní filtrů bude biochare. Efekt tohoto postupu dočišťování odpadních vod se dá považovat za ověřený a jde i o stabilní a funkční technologii. Z výsledků pokusů [14, 15] srovnávajících filtraci na biouhelných filtrech s filtrací přes aktivní uhlí vyplynulo, že efekt je srovnatelný, zatímco na filtrech s biouhlem se lépe eliminoval fosfor, na aktivním uhlí dusík, nicméně efekt byl i u druhého nutrientu vysoký.

Využití biouhlu je také možné v náplni tzv. kompostovacích toalet. Tedy řešení přechodného znečištění vody na stavbách, akcích armády, turistických, kulturních a sportovních pořádaných v přírodě a také do autobusů a karavanů.

Vedle čištění odpadních vod se nabízí i použití těchto filtrů jako součásti úpravy vod povrchových a nebo mikropolutanty a jiným (běžnými technologickými postupy úpravy vod) těžko odstranitelným znečištěním na vodu užitkovou nebo pitnou.

Ve velké míře by se mohl tento postup uplatnit především v rozvojových zemích, u nás a v jiných zemích s rozvinutou technologií by tento technologický postup našel uplatnění především u malých lokálních zdrojů a nebo v případě sanací u vod z kontaminovaných studní.

Možné nevýhody použití biouhlu

Je třeba ovšem zdůraznit, že všechny možnosti použití biouhlu v technologii čištění odpadních vod a samozřejmě i zpracování kalů z ČOV na biochar a jeho použití v zemědělství či při sanacích je podmíněno. Existují dvě možné překážky masového využití biouhlu.

V prvé řadě jde o legislativní předpisy upravující podmínky aplikace kalů z ČOV na zemědělskou půdu (což se samozřejmě může, při určitém způsobu výkladu, týkat i sanačních prací, nebo i budování bariér k ochraně vody a půdy). Nová vyhláška o podmínkách využití upravených kalů na zemědělské půdě stanovuje jednoznačné předpisy pro provozovatele zařízení na úpravu kalu [16, 17]. Jsou v ní určeny přísnější limitní hodnoty pro ukazatele znečištění v kalech, pokud jde o indikátory mikrobiologického znečištění ovšem při úpravě pomocí řízeného spalování snadno dosažitelné. Nicméně hlavně je v ní zavedena jednoznačná povinnost zpracovatele porovnat kontaminaci upravovaného materiálu před a po úpravě formou rozboru kontrolních vzorků. To může vést ke zdražení i nyní poměrně finančně náročného postupu řízené tepelné úpravy.

Dalším faktorem je, oproti ostatním postupům úpravy kalů, právě finanční náročnost řízeného spalování na biouhel. Pokud má být zachováno složení výsledné hmoty, což je nezbytné pro aplikace typu sanací a výroby náplně do filtrů, je třeba kontrolovat stav kalu používaného k výrobě biouhlu a v případě kontaminace jej zředit jinými šaržemi tohoto materiálu, nebo kontaminovaný materiál z procesu vyřadit. To nutně zdražuje výrobu biouhlu z kalů z ČOV proti jeho výrobě z jiných biologických materiálů s víceméně konstantním složením.

Obě tyto znevýhodňující podmínky vedou k tomu, že vlastní výzkum použití biouhlu (především jeho výroby z čistírenských kalů) musí být prováděn v silné návaznosti na ekonomická kritéria jeho výroby. Přesněji cílem nemůže být jen nalézt optimální postup výroby biouhlu vedoucí k nejlépe, v daných technologických podmínkách, použitelnému materiálu – tedy k nejvyššímu efektu v technologii či optimálnímu využití při sanacích či aplikaci do půdy, ale také hledání optimalizace nákladů při zpracování tedy i nejlevnějšího možného postupu při výrobě biouhlu s požadovanými vlastnostmi.

To ovšem nebude tak jednoduché. Hlavní překážkou je požadavek stabilní likvidace, či v tomto případě znovu využití kalů, kde může vysoká cena výroby stát v cestě odbytu materiálu, tedy nikoli aplikaci biouhlu jako takového, kde nesporné výhody převažují, ale aplikaci biouhlu vyrobeného z kalů vzniklých na ČOV, kde je nutné před aplikací kontrolovat jeho obsah znečištění (především těžké kovy) více než u jiných odpadních materiálů (například u dřevěných štěpků).

Dá se tedy říci, že výzkum optimalizace vlastností biouhlu vzniklého řízeným spalováním čistírenských kalů je potřebný, ale využití tohoto typu biouhlu ve větším měřítku nelze zatím očekávat. Samozřejmě využití menších šarží biouhlů při filtraci na menších ČOV a u kompostovacích WC nebo při sanaci menších nádrží je možné už nyní a hledání optimální aplikace pro praktické užití je zde na místě bez jakýchkoli omezení. Pokud se podaří optimalizovat cenu výroby, pak bude možné i masové použití biouhlu v zemědělství a při ochraně vody a půdy před kontaminací.

Závěr

Biouhel má v oblasti technologie vody široké možnosti použití. Lze jej používat k sanaci povrchových vod, dočišťování odpadních vod, zlepšování vlastností vyráběného plynu i při úpravě povrchových vod.

Z hlediska technologie jeho nejlepší varianta užívání tedy výroba biouhlu z čistírenských kalů k dalšímu použití na ČOV a obecně v oblasti technologie vody má ovšem meze dané požadavky na kvalitu materiálu k výrobě biouhlu a bude nutné se pokusit najít cestu k optimalizaci nákladů. Nejde jen o nevyrovnanou kvalitu šarží kalů z hlediska koncentrace znečištění, ale i o náklady, které jsou oproti běžnému spalování u řízeného spalování poněkud vyšší.

Ověřování vlastností biouhlu vyrobeného z čistírenských kalů a optimalizace ceny jeho výroby, a to nejen úsporou energie – hledáním co nejnižší teploty spalování pro dosažení optimálních vlastností, ale i optimalizací produktu (kalů z ČOV) s cílem snížit vhodným výběrem či mixováním šarží kalu jeho kontaminaci znečišťujícími látkami, by tedy mělo pokračovat. Přestože výsledky zahraničních měření jsou zdánlivě uzavřené, je třeba ověřit kvalitu biouhlu vyráběného z domácích kalů a především meze jeho užití včetně ekonomického aspektu.

Rozhodující pro využívání biocharu bude možnost jeho výroby z čistírenských kalů, a proto je třeba zaměřit pozornost na tuto část problematiky. Dá se říci, že nejde o ověření vlastností biouhlu, ale o nalezení opt