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

Souhrn

Příspěvek prezentuje výsledky hydraulického výzkumu proudění mostním objektem s volnou hladinou a zatopeným vtokem na fyzikálním modelu. Srovnává dosavadní poznatky s naměřenými daty a diskutuje rozdíly. Příspěvek obsahuje analýzu tvorby zúžené hloubky za vtokem do mostního otvoru. Rovněž zpracovává závislost průtokového součinitele na řadě faktorů, jež je prezentována pomocí grafů a rovnic. Závěr práce dává doporučení pro volbu průtokového součinitele při výpočtech v softwaru Hec-Ras.

Úvod

Hydraulický výzkum proudění mostním objektem pro případ zatopeného vtoku a volného výtoku byl řešen na Fakultě stavební ČVUT v Praze v letech 2017 až 2019 v rámci projektu studentské grantové soutěže SGS17/171/OHK1/3T/11, jehož hlavní řešitelkou byla Ing. Petra Podešvová. Tento článek byl napsán za podpory tohoto projektu.

Základem řešení byl fyzikální výzkum, při kterém byl využit stávající skleněný žlab v hydraulické laboratoři fakulty. Vzhledem k rekonstrukci haly v posledním roce řešení byl výzkum doplněn i o simulace na 3D matematickém modelu.

Souhrn dosavadních poznatků

Výtok pod stavidlem

Proudění mostním otvorem se zatopeným vtokem a volným výtokem je blízké výtoku pod stavidlem. Charakteristický podélný profil hladiny pro případ výtoku pod stavidlem, kdy proudění není ovlivněno dolní vodou, je znázorněn na obr. 1.

Obr. 1. Podélný profil hladiny při výtoku pod stavidlem neovlivněný dolní vodou
Fig. 1. Water level profile at sluice gate flow not affected by the downstream flow

Při nezatopení dolní vodou se vytváří zúžená hloubka yc ≈ 0,6a. Bernoulliho rovnice pro daný případ je:

kdeEh [m]jeenergetická výška před vtokem do objektu,
yh [m]hloubka před vtokem do objektu,
vh [m·s-1]průřezová rychlost proudění před vtokem do objektu,
yc [m]zúžená hloubka za výtokovým profilem,
vc [m·s-1]průřezová rychlost v profilu zúžené hloubky,
[-]Coriolisovo číslo,
ξZ [-]součinitel místní ztráty zúžením proudu,
φ [-]rychlostní součinitel.

 

Při uvažování:

kdea [m]jevýška otvoru,
εv [-]součinitel zúžení,

 

po dosazení rovnice spojitosti do rovnice (1) a po zavedení výtokového součinitele dostaneme pro průtok:

kdeb [m]ješířka otvoru,
kdeμv [-]výtokový součinitel.

 

Běžně publikované závislosti uvedených součinitelů na poměru yh/a jsou vykresleny na obr. 2.

Obr. 2. Závislost součinitelů εv, μvφ na poměru yh/a
Fig. 2. Dependence of coefficients εv, μv and φ on the ratio yh/a

Výpočet proudění mostním objektem se zatopeným vtokem a volným výtokem

Obdobné schéma a výpočtový postup jako pro případ výtoku pod stavidlem (rovnice (3)) bylo pro případ výpočtu proudění mostním objektem se zatopeným vtokem a volným výtokem publikováno Bradleym ve zprávě FHWA [1], zúžená hloubka yc je však uvažována jako polovina výšky mostního otvoru Hm/2. Podélný profil pro tento případ je vykreslen na obr. 3. Rovnice pro výpočet průtoku má tvar:

kdeQ [m3·s-1]jeprůtok,
CD [-]průtokový součinitel,
Hm [m]světlá výška mostního otvoru,
Bm [m]světlá šířka mostního otvoru (bez pilířů).

 

Obr. 3. Podélný profil hladiny při proudění mostním objektem se zatopeným vtokem a volným výtokem při uvažování yc = Hm/2
Fig. 3. Water level profile at bridge with free and submerged inlet when yc = Hm/2

V této publikaci je uveden graf závislosti průtokového součinitele CD na parametru yh/Hm, respektive na yh/yd, který je přiložen na obr. 4. Zde yd značí hloubku dolní vody. Průběh závislosti ukazuje, že proudění mostním objektem se zatopeným vtokem a volným výtokem pro hodnoty yh/Hm < 1,05 nemusí být stabilní, hodnota průtokového součinitele se v této oblasti pohybuje kolem hodnoty 0,3, s nárůstem velikosti poměrů se postupně zvyšuje až k hodnotě 0,5.

Obr. 4. Závislost průtokového součinitele CD na poměru yh/Hmyh/yd podle Bradleyho [1]
Fig. 4. Dependence of discharge coefficient CD on ratio yh/Hm and yh/yd according to Bradley [1]

Rovnice (4) pro výpočet proudění mostním objektem se zatopeným vtokem a volným výtokem byla dále publikována v další publikaci FHWA [2], graf pro stanovení CD již však obsahuje jen závislost na yh/Hm s úpravou v oblasti hodnot yh/Hm < 1,08, graf je uveden na obr. 5.

Obr. 5. Závislost průtokového součinitele CD na poměru yh/Hm podle Zevenbergena [2]
Fig. 5. Dependence of discharge coefficient CD on ratio yh/Hm according to Zevenbergen [2]

Rovnici (4) uvádí bez grafu ke stanovení CD ve své monografii Hamill [3], postup uvedený v publikaci [2] pak používá beze změny u nás hojně využívaný software Hec-Ras [4].

Výpočet tlakového proudění mostním objektem

Problematikou proudění mostním otvorem při tlakovém proudění se v rámci svého výzkumu velmi podrobně zabýval Picek [5]. Typický podélný profil hladiny pro tento scénář je zobrazen na obr. 6.

Obr. 6. Schéma podélného profilu pro případ tlakového proudění mostním objektem
Fig. 6. Water level profile at bridge with pressurized flow

Při zanedbání ztrát třením je možné při uvažování ztrát zúžením a následujícím rozšířením proudu napsat tuto Bernoulliho rovnici:

kdeyd [m]jehloubka za výtokem z mostního objektu,
vd [m·s-1]průřezová rychlost proudění v profilu za výtokem z mostního objektu,
ZZ [m]ztráta zúžením na vtoku do mostního otvoru,
ZR [m]ztráta rozšířením na výtoku z mostního otvoru.

 

Ztráty zúžením je možné vyjádřit v závislosti na průřezové rychlosti ve vtokovém profilu mostu, ke stanovení ztrát rozšířením je možné použít více postupů (obdoba Bordovy ztráty pro náhlé rozšíření průměru potrubí jako funkci rozdílu rychlostních výšek na začátku a konci rozšíření proudu nebo analogie ztráty na výtoku do velké nádrže). Podrobně se touto problematikou ve své práci zabývala Jurečková [6]. Rovnici, která využívá poslední přístup, publikoval například Hamill [3]:

kdeCD0 [-]jeprůtokový součinitel,
Sm = BmHmplocha vtokového otvoru.

 

Picek [5] však doporučuje pro druhý profil v Bernoulliho rovnici použít profil bezprostředně za výtokem z mostního otvoru, kde se vytváří hloubka ydyd, pro výpočet proudění tlakovým mostním objektem pak doporučuje užívat rovnici:

kdeyd* [m]jehloubka těsně za výtokem z objektu (viz obr. 6).

 

Vyhodnocení součinitele CD0 z experimentů na fyzikálním modelu podle obou rovnic je patrné na obr. 7.

Obr. 7. Hodnoty průtokového koeficientu CD0 pro tlakové proudění vyhodnocené na základě experimentu podle rovnice (6), resp. (7)
Fig. 7. Values of discharge coefficient CD0 for pressurized flow obtained during the experiment according to the equation (6), respectively (7)

Metodika výzkumu

Modelová podobnost

Hydraulický výzkum byl založen na fyzikálním modelování při proudění s volnou hladinou. V tomto případě jsou dominantními silami síly gravitační a pro vyhodnocení se využívá Froudův zákon modelové podobnosti. Ten vyjadřuje skutečnost, že ve vzájemně příslušných profilech na modelu a ve skutečnosti budou stejná Froudova čísla. Bezrozměrné Froudovo číslo Fr je definováno rovnicí:

kdev [m·s-1]jeprůřezová rychlost proudění,
kdey  [m]střední hloubka v profilu.

 

Pro bezrozměrné veličiny, na které se při vyhodnocení výzkumu řešitelé zaměřili, ovšem platí, že hodnota z modelu má stejnou hodnotu i pro skutečnost.

Popis modelu

Výzkum byl prováděn ve Vodohospodářské hale Fakulty stavební ČVUT v Praze. Měření probíhalo v hydraulickém žlabu s nulovým podélným sklonem. Jeho rozměry byly následující: šířka 252 mm, délka 7 300 mm, výška stěn v první části 1 000 mm, v druhé části 500 mm. Začátek žlabu byl osazen voštinovým usměrňovačem pro rovnoměrné rozdělení proudu a na jeho konci byl umístěn žaluziový uzávěr sloužící k regulaci hloubky dolní vody.

Do žlabu byly postupně vkládány modely mostního objektu. Délka mostního objektu byla 100 mm a šířka mostního otvoru byla 130 mm, přičemž byly použity tři verze modelu lišící se světlou výškou mostního otvoru v rozměrech 80 mm, 100 mm a 120 mm. Jejich příčné řezy byly převzaty z diplomové práce Adély Dostálové [7] a jsou přiloženy na obr. 8.

Obr. 8. Příčné řezy modelů mostních objektů včetně jejich rozměrů v [mm] [7]
Fig. 8. Cross sections of bridge models including their dimensions in [mm] [7]

Měření veličin

V rámci provedeného výzkumu byly měřeny pouze dvě veličiny, a to výška úrovní hladiny a průtok modelem. Úrovně hladin byly měřeny pomocí posuvného hrotového měřítka a hodnoty byly odečítány s přesností 0,1 mm. Pro měření průtoků byla použita dvě zařízení – indukční průtokoměr Magnetoflow Primo a měrný Thomsonův přeliv.

Během výzkumu bylo změřeno celkem 57 průběhů hladin. Pro každou variantu mostního objektu byly změřeny průběhy hladin pro čtyři hodnoty průtoku a pro každý z nich byly uvažovány čtyři varianty míry ovlivnění dolní vodou, celkem tedy 16 měření průběhu hladin. Na základě prvotního vyhodnocení bylo rozhodnuto o nutnosti doměření několika stavů zejména pro vyšší hodnoty průtoků na vtoku do mostního objektu.

Měření výšky hladiny bylo prováděno v bodech rozmístěných rovnoměrně v podélném a příčném směru, v blízkosti mostního objektu byla síť měřených bodů zhuštěna (viz obr. 9 převzatý z diplomové práce [7]). Ve většině příčných profilů bylo měření prováděno v pěti bodech, kdy jeden bod byl v ose proudění, další dva v jedné a třech čtvrtinách šířky od kraje žlabu a poslední dva body byly umístěny u kraje žlabu. Měřené body jsou znázorněny na obr. 9 červeně, zelenou barvou je zde znázorněno umístění mostního objektu.

Obr. 9. Síť měřených bodů v hydraulickém žlabu
Fig. 9. Mesh of the measured points in the hydraulic flume

Výsledky experimentálního výzkumu

Prohlídka rozsáhlého souboru dat, který byl během experimentálních prací pořízen, ukázala, že pro studium scénáře se zatopeným vtokem a volným výtokem bylo nezbytné ponechat jen některé pokusy, kdy se vyskytovala volná hladina pod celou délkou reálné mostní konstrukce. V souboru dat, který byl dále podroben statistické analýze, bylo ponecháno 34 průběhů hladin.

Typický průběh hladiny při experimentech je vykreslen na obr. 10. Za vtokovým profilem docházelo k postupnému snižování hladiny na hodnotu yc, v naprosté většině případů se tato hloubka objevovala přibližně ve vzdálenosti 2/3 délky mostního objektu. Pak se hladina postupně zvyšovala až k hodnotě yd.

Obr. 10. Podélný profil hladiny vyskytující se při experimentálním měření
Fig. 10. Water level profile observed at the experimental measurements

Pro dané schéma je možné sestavit Bernoulliho rovnici mezi profilem zúžené hloubky yc a vzduté hloubky nad mostem yh ve tvaru (1) nebo mezi profilem s hloubkou dolní vody yd a vzduté hloubky nad mostem yh ve tvaru (5). Možnosti stanovení ztrát jsou popsány u rovnice (5), k vyčíslení ztrát je potřeba znát velikost rychlosti vc v profilu zúžené hloubky yc. V průběhu experimentů však rychlostní pole měřeno nebylo a řešitelé aktivní šířku proudění v zúženém profilu Bc pouze odhadovali na základě porovnání se simulacemi vybraných scénářů s využitím 3D matematického modelu. V rámci navazujícího výzkumu se počítá s tím, že se řešitelé zaměří právě na vyhodnocení rychlosti vc, která bude nezbytná pro vyhodnocení ztrát zúžením i rozšířením proudu.

Proto řešitelé v této fázi výzkumu zaměřili svou pozornost zejména na posouzení správnosti výpočtu vzduté úrovně hladiny nad mostem v případě zatopeného vtoku a volného výtoku podle přístupu Bradleyho. Zkušenosti s užíváním softwaru Hec-Ras, který tento postup používá, ukazují, že vypočítaná hloubka proudění nad mostním objektem yh dává v případě proudění se zatopeným vtokem a volným výtokem často vyšší hodnotu, než pro větší průtok, kdy je proudění objektem již plně tlakové. Rovnice využívá diskutabilní hodnotu zúžené hloubky za vtokem jako 0,5 · Hm, zatímco při výtoku otvorem to bývá podle obr. 2 cca 0,6 · Hm. Vyhodnocení experimentů pak ukázalo, že vytvoření průběhu hladiny se zatopeným vtokem a volným výtokem bylo dosaženo často jen při zatopení zúžené hloubky 0,6 · Hm dolní vodou. Tuto skutečnost dokládá graf na obr. 11.

Obr. 11. Závislost poměru yc/Hm na yd/Hm pro provedené experimenty se zatopeným vtokem a volným výtokem
Fig. 11. Dependence of ratio yc/Hm on yd/Hm for experiments with free flow and submerged face of the deck

Na obr. 12 jsou zobrazeny hodnoty průtokového součinitele CD stanovené z rovnice (4) pro známé hodnoty Q, Eh, HmBm stanovené vyhodnocením experimentů. Průběh bodů byl následně proložen křivkou, jejíž průběh je popsán rovnicí (9), fialovou čárou je pak vyznačen průběh Bradleyho závislosti. Pouhým okem je patrné, že naprostá většina hodnot součinitele CD je větší než podle Bradleyho.

Obr. 12. Závislost průtokového součinitele CD na poměru yh/Hm
Fig. 12. Dependence of discharge coefficient CD on ratio yh/Hm
Obr. 13. Závislost průtokového součinitele CD na poměru yd/Hm
Fig. 13. Dependence of discharge coefficient CD on ratio yd/Hm

Jiný pohled na součinitel CD dává obr. 13, kde je zobrazena jeho závislost tentokrát na poměru yd/Hm. Vzhledem k tomu, že software Hec-Ras neumožňuje řešit podrobný průběh hladiny v profilu mostního objektu a v případě, že úroveň hladiny dolní vody je vyšší než spodní líc mostovky, program automaticky uvažuje tlakové proudění, byl průběh doplněn o proložení bodů s menšími hodnotami, než je yd/Hm < 0,97 lineární závislostí podle rovnice:

Na posledním obr. 14 je pak znázorněn průběh závislosti součinitele CD0, jehož hodnoty byly spočítány podle rovnice (6), na poměru yd/Hm. Zde je nezbytné uvést, že uvedená rovnice po fyzikální stránce nepopisuje proudění mostním objektem se zatopeným vtokem a volným výtokem zcela správně.

Obr. 14. Závislost součinitele CD0 stanoveného podle rovnice (6) na poměru yd/Hm
Fig. 14. Dependence of coefficient CD0 obtained from equation (6) on ratio yd/Hm

Průběh závislosti vykreslených bodů na obr. 14 byl proložen funkcí podle rovnice:

Jedním z dalších cílů řešitelů bude nalézt výpočetní postupy, které zajistí spojité řešení výpočtu vzduté hloubky nad mostem při přechodu ze stavu se zatopeným vtokem a volným výtokem na plně tlakové proudění, což software Hec-Ras neposkytuje. Porovnání grafu na obr. 14 s výstupy výzkumu Picka podle obr. 7 na možné propojení ukazují.

Závěr

Vyhodnocení experimentů na fyzikálním modelu při proudění mostním objektem se zatopeným vtokem a volným výtokem ukázaly na to, že výpočet vzduté hloubky nad mostem yh s využitím rovnice (4) a stanovením průtokového součinitele CD podle závislosti podle grafu na obr. 5 může dávat příliš velké hodnoty.

Na základě provedené analýzy zejména pak grafu na obr. 13 se v případě užití softwaru Hec-Ras doporučuje nepoužívat postup, kdy program sám odečte hodnotu CD z uvedené závislosti, ale doporučuje se pro hodnoty yd/Hm v rozsahu od 0,7 do 0,95 použít hodnotu CD = 0,5, pro hodnotu poměru menší než 0,7 přibližně CD = 0,525.

Posted by & filed under Aktuální číslo, HLAVNI CLANEK, Hydrochemie, radioekologie, mikrobiologie, hydrobiologie.

Souhrn

Příspěvek přináší aktuální přehledné informace o virech a koronavirech včetně SARS-CoV-2, možnostech kontaminace povrchových a odpadních vod tímto virem, způsobu jeho stanovení ve vodách metodou RT-qPCR a využití monitoringu přítomnosti viru v odpadních vodách jako biomarkeru pro sledování jeho výskytu v populaci a jako nástroje včasného varování před případným nástupem nové vlny choroby.

Úvod

Od počátku roku 2020 je slovo koronavirus jedním z nejčastěji užívaných slov ve světě. Příčinou je jeden ze zástupců této skupiny virů, SARS-CoV-2, původce respiračního onemocnění COVID-19, které ve velmi krátké době dosáhlo pandemických rozměrů. Tento příspěvek přináší stručnou informaci o virových agens se zaměřením na koronaviry a aktuálně dostupné informace o SARS-CoV-2, jeho možném výskytu v povrchových a odpadních vodách včetně možnosti využití monitoringu těchto druhů vod.

Něco o virech a koronavirech

Viry jsou jedinečné organismy známé od konce 19. století. Od ostatních mikrobů se liší tím, že obsahují jen jediný typ nukleové kyseliny (RNA nebo DNA) a ke svému pomnožení plně využívají vnímavou hostitelskou buňku. Odolnost virů závisí na jejich stavbě a na charakteru prostředí, v němž se nachází. Koronaviry jsou vybavené lipidovým obalem s výběžky tvořenými glykoproteiny. Na rozdíl od virů, které nemají proteinové obaly, jsou citlivější k éteru, desinfekčním prostředkům i k detergentům.

Koronaviry, jejichž název byl odvozen od tvaru podobného koruně (latinsky corona), jsou známé jako původci infekcí zvířat (ptáků a savců) od 30. let 20. století, kdy byly prokázány jako původci akutního respiračního onemocnění kuřat. Genom koronavirů je zakódován v jednořetězcové RNA s pozitivní polaritou dosahující velikosti 30 000 bází, což je nejvíce mezi známými RNA viry s nesegmentovaným genomem. Od 60. let 20. století jsou tyto viry známy i u člověka jako původci infekcí dýchacího ústrojí a pravděpodobně i trávicího traktu, u zvířat způsobují systémová onemocnění, včetně střevních. Přenos infekce je primárně vzdušnou cestou, tj. inhalací kapének nebo aerosolů, které vznikají při kašli a kýchání infikovaných osob, a rovněž kontaminovanými předměty. Nalezeny byly také ve stolici [1, 2].

V roce 2002 byl v Číně identifikován koronavirus SARS-CoV, který způsoboval těžký akutní respirační syndrom (SARS = Severe Acute Respiratory Syndrome). Virus byl identifikován až po několika měsících, čímž došlo k jeho rozšíření do 29 zemí světa na všech kontinentech. Během dvou let se nakazilo 8 000 lidí a téměř 10 % z nich zemřelo. Již několik let se žádný nový případ nevyskytl, proto nebyla ani odzkoušena vyvinutá vakcína. Předpokládá se, že virus přešel na člověka z netopýra a aktivním mezihostitelem byli drobní savci, např. cibetky [3–5]. U tohoto viru byla zkoumána distribuce v těle zemřelých a byl nalezen v mnoha orgánech, včetně střevního traktu, což potvrdilo předpoklad, že může být vylučován i močí, výkaly nebo potem [6].

Další zoonózou koronavirového původu, která po přenosu na člověka způsobila akutní respirační onemocnění MERS (tj. Middle East Respiratory Syndrome), způsobil virus MERS-CoV, zjištěný v roce 2012 u osob, které přicestovaly z Arabského poloostrova. Nákaza proběhla ve dvou vlnách v letech 2012 a 2014 a postihla 1 250 lidí, z nichž jí podlehlo přes 450 osob (36 %). Nemoc se znovu objevila na konci roku 2019 v Saúdské Arábii (z 19 nakažených zemřelo do konce ledna 2020 v souvislosti s nemocí 8 pacientů). Pravděpodobným zdrojem byli infikovaní velbloudi [7].

Nový virus SARS-CoV-2 se rozšířil z Číny na konci roku 2019 postupně do více než 200 zemí. Ke dni 24. 4. 2020 byl prokázán u 2,48 milionu lidí, z toho u cca 170 000 zemřelých (6,87 %) [8], v ČR u 7 188, z toho 213 zemřelých (2,9 %). Při přenosu tohoto koronaviru z původního hostitele, kterým byli patrně netopýři, hrál roli některý mezihostitel, pravděpodobně drobní savci luskouni [9]. Virus se extrémně rychle šíří díky jeho pozdním symptomatickým projevům a schopnosti přežívat na površích [10].

Obr. 1. Mikroskopický snímek koronaviru SARS-CoV-2
Fig. 1. Microscopic picture of coronavirus SARS-CoV-2

Kontaminace vod

Koronaviry jsou přednostně vylučovány respiračními sekrety, genové segmenty však byly prokázány také ve stolici infikovaných osob [11–17]. Vylučování viru stolicí bylo zjištěno u cca 50 % nakažených, průkaz životaschopných virionů ze střevního traktu však není jednoznačný [18, 19]. Genové segmenty SARS-
-CoV-2 byly detekovány i ve stolici osob, včetně dětí, vykazujících pouze mírné nebo žádné příznaky onemocnění, a to i dlouho po jejich odeznění a negativním vyšetření respiračních sekretů [20, 21]. Kontaminace odpadních vod je tedy možná respiračními sekrety a fekáliemi, případně močí (nebylo jednoznačně prokázáno) infikovaných osob nebo jimi kontaminovanými předměty (vlhčené ubrousky, pleny apod.). Jediným zdrojem kontaminace vodního prostředí virem SARS-CoV-2 mohou tedy být odpadní vody a následně vody povrchové.

Rizika odpadních a povrchových vod

Prvotní výzkumy přítomnosti viru SARS-CoV-2 v odpadních vodách byly aktuálně provedeny v Nizozemí. Metodou RT-qPCR (polymerázová řetězová reakce v reálném čase s reverzní transkripcí) byly nalezeny specifické genové sekvence RNA, které prokázaly přítomnost genomu viru SARS-CoV-2 v odpadních vodách před úpravou na ČOV, dokonce již před prvním prokázaným klinickým průkazem u pacientů. Použitou metodou však nelze určit životaschopnost a virulenci viru ve vodním prostředí [22, 23]. Vzhledem k malé stabilitě koronavirů, pravděpodobné deaktivaci technologickými procesy čištění vod, nepříznivými fyzikálně-chemickými podmínkami prostředí a dobou zdržení lze v čištěných komunálních odpadních vodách předpokládat přítomnost pouze virových částic v neinfekčním stavu. Stanovení virů SARS-CoV-2 v upravených odpadních vodách však dosud nebyly provedeny.

Z pohledu rizikovosti odpadních vod je nutné si uvědomit, že se v nich mohou vyskytovat vodou mnohem snadněji (fekálně orální cestou) přenosné patogenní mikroorganismy – noroviry, adenoviry, rotaviry, virus hepatitidy A a E, parazitičtí prvoci, patogenní bakterie, např. Campylobacter, Escherichia coli, včetně vysoce rizikových patogenů se získanou rezistencí na antibiotika aj. [24]. Od roku 2011 se v EU zdvojnásobil počet infekcí, které mají souvislost s kontaminovanou vodou. Jedná se zejména o viry se zvýšenou odolností ve vnějším prostředí (mezi něž však koronaviry nepatří) [25].

Virus SARS-CoV-2 je velmi citlivý k běžným antiseptickým prostředkům, proto při dodržování standardních postupů dezinfekce při styku s odpadními a recyklovanými vodami nelze předpokládat zvýšené riziko nákazy [26, 27].

Rizikem kontaminace povrchových vod a dalšího šíření infekčních agens ve vodním prostředí mohou být zejména nečištěné (malé komunální zdroje bez ČOV) a nedostatečně čištěné odpadní vody (menší obce bez dobře fungujících ČOV, technologické problémy na ČOV, mj. i vyvolané probíhající pandemií [28], dešťové odlehčovače, poškozené kanalizační systémy a septiky. Přítomnost infekčních koronavirů v upravovaných pitných vodách je téměř vyloučena díky procesům úpravy a dezinfekce pitných vod z podzemních i povrchových zdrojů. Přežívání viru SARS-CoV-2 ve vodě a fekáliích nebylo dosud prokázáno, nicméně bylo zjištěno, že příbuzný virus SARS-CoV dokáže přežít v odpadních vodách, ve stolici a moči po dobu až 2 dnů při 20 °C a při 4 °C nejméně 14 dní [29].

Přítomnost viru ve vodách ovlivňuje množství dalších faktorů jako teplota, pH, chemické složení, doprovodná mikroflóra a další kontaminace vody, doba zdržení v kanalizační síti, technologické procesy čištění vod aj. Lze předpokládat, že běžné čistírenské technologie a doba zdržení v procesech čištění nový koronavirus inaktivují. Chování viru v čistírenských kalech nebylo zatím studováno nebo publikováno. Spolehlivou likvidaci málo odolných koronavirů i odolnějších infekčních agens by zajistil dezinfekční stupeň, zařazený jako konečný krok čištění odpadních vod. Tento stupeň však není v ČR do čistírenských procesů zařazen [30]. Legislativně je dezinfekční stupeň vyžadován od února 2020 pro odpadní vody ze zdravotnických zařízení [31]. Naopak u recyklovaných odpadních vod jak městských, tak šedých riziko přenosu infekčních mikroorganismů nehrozí, neboť dezinfekce je základní operací jejich úpravy [32].

Obecně je velmi důležité pohlížet na odpadní vodu, zejména před vyčištěním, jako na vysoce rizikový materiál, a to z pohledu možného přenosu celé škály patogenních a podmíněně patogenních mikroorganismů, jejichž stanovení současná legislativa zatím nevyžaduje [33].

Stanovení SARS-CoV-2 ve vodách

Detekce virů ve vzorcích prostředí (včetně vody) je odvozena od průkazu virových agens v klinických vzorcích. Postupy jsou většinou založeny na molekulárně-biologických metodách (tzn. na přímé detekci genomu viru). Přesto je průkaz virů ve vodě oproti klinickým vzorkům časově i metodicky náročnější záležitost. Koncentrace virových částic ve vzorcích vod je většinou velmi nízká (často i pod limitem detekce). Na rozdíl od bakterií nelze počet virových částic navýšit pomnožením před vlastní analýzou vzorku. Proto jsou vhodné metody izolace a detekce virových částic jedním z klíčových faktorů pro úspěšný průkaz a stanovení rizik spojených s kontaminovanými matricemi.

Analýza vzorků vody se skládá z několika na sebe navazujících kroků. Jedním z hlavních a zároveň kritických bodů je zakoncentrování virů ze vzorku. K tomuto účelu lze použít několika přístupů, které se liší účinností s ohledem na typ viru i druhy analyzovaného vzorku vody. Nejčastěji využívanými metodami pro zakoncentrování virových částic ze vzorků vod jsou techniky adsorpčně-eluční, v tomto případě se jedná o metody založené na pozitivně či negativně nabitých filtrech. Mezi další možné přístupy patří metody ultrafiltrace, ultracentrifugace, přímá flokulace, imunomagnetická separace nebo chromatografické techniky [34–36]. Jednotlivé metody lze vzájemně kombinovat či provádět v sérii. Nicméně každým dalším krokem v rámci procesu analýzy vzorku dochází k významným ztrátám, a tak snížení citlivosti. Při volbě dané metody je třeba zvážit charakteristiku jak analyzovaného vzorku vody, tak virových agens, a následně provést optimalizaci metody pro její rutinní použití. Použitá metoda musí být dostatečně specifická, citlivá a standardizovaná.

Obr. 2. Detekce SARS-CoV-2 v odpadních vodách (Maňásek, VÚVeL, 2020)
Fig. 2. Detection of SARS-CoV-2 in wastewater (Maňásek, VÚVeL, 2020)

V případě metod průkazu virových částic ve vzorcích vody, které jsou založeny přímo na detekci genomu viru, je po zakoncentrování virových částic nutné provést extrakci nukleových kyselin (DNA, RNA). V rámci tohoto kroku analýzy vzorku jsou uvolněny nukleové kyseliny z virových obalů (proteinové a lipidové vrstvy) a poté jsou odstraněny nežádoucí zbytky a inhibiční faktory, které mohou interferovat s následně prováděnými detekčními metodami. K tomuto účelu jsou nejčastěji používány komerčně dostupné soupravy, jejichž výhodou je snadná reprodukovatelnost a relativně snadné provedení. Následujícím krokem analýzy vzorku je v současné době nejčastěji používaná PCR v reálném čase (qPCR), v případě RNA virů RT-qPCR (s reverzní transkripcí). Evropská komise zveřejnila standardizované laboratorní metody k průkazu a kvantifikaci pouze norovirů a viru hepatitidy A, v případě vody se jedná o analytický postup pouze pro balenou pitnou vodu [37, 38]. Vhodnost zde uvedeného postupu pro analýzu ostatních druhů vod je diskutabilní. Nicméně v rámci ISO metod je dán systém kontrol jednotlivých kroků analýzy každého jednoho vzorku, což zajišťuje validní a porovnatelné výsledky.

I detekce SARS-CoV-2 je prováděna molekulárně-biologickými metodami (RT-qPCR), tj. ve vzorcích jsou hledány specifické úseky virové RNA. Metoda tedy neprokáže, zda je virus v infekčním stavu. Nicméně stanovení virové RNA ve vodách je vhodné pro sledování tzv. biomarkerů epidemiologické situace výskytu nemoci COVID 19 v populaci. Není vhodné pro sledování možnosti šíření infekce vodním prostředím a přežívání viru ve vodách. Pro stanovení životaschopných virů jsou používány kultivační metody, které využívají jako hostitelské buňky tkáňové kultury [1]. Tyto metody jsou často náročné na provedení a vyžadují vysoce specializované vybavení laboratoří, k rutinním analýzám jsou tudíž nepoužitelné.

Je nutno zmínit, že i s těmito vzorky je třeba zacházet, zejména při manipulaci s primárním vzorkem před jeho inaktivací, podle pravidel pro vzdušnou a kontaktní nákazu, tzn. použití biohazardního boxu třídy II, za použití dostatečných osobních ochranných pomůcek; ochrana dýchacích cest, obličeje (očí), rukou (tzv. lokální režim BSL-3). Při dalších manipulacích s již inaktivovaným materiálem dodržovat postupy odpovídající BSL-2 režimu. Při práci v laminárním boxu podle doporučení ECDC (European Centre for Disease Prevention and Control) nejsou vyžadovány respirátory FFP2 a FFP3 [39].

Monitoring odpadních vod jako nástroj včasného varování

Epidemiologický přístup k odpadním vodám (WBE – Wastewater Based Epidemiology) je interdisciplinární obor sdružující odborníky z příslušných vědních oblastí, kteří se zajímají o aplikaci a vývoj používání kvantitativního měření lidských biomarkerů v odpadních vodách za účelem hodnocení životního stylu, zdraví a expozice populace nejrůznějším látkám. Tento přístup je aktuálně využíván například pro monitoring spotřeby nezákonných drog a dalších látek v populaci nejen ve Výzkumném ústavu vodohospodářském T. G. Masaryka, v. v. i., [40] ale i jinde ve světě [41].

Epidemiologický přístup nabízí využití také při predikci potenciálního šíření infekcí, a to detekcí výskytu infekčních agens v odpadních vodách. Vzhledem ke skutečnosti, že aktuálně se šířící virus SARS-CoV-2 je vylučován také stolicí infikovaných osob, je nasnadě, že se s největší pravděpodobností bude vyskytovat v komunálních odpadních vodách. Tuto skutečnost potvrdil tým expertů z Výzkumného ústavu pro vodní hospodářství KWR v Nieweigenu (Nizozemí), který již 20. března 2020 publikoval článek, ve kterém jsou popsány výsledky experimentu zahájeného tři týdny před oficiálním zjištěním prvního pozitivního pacienta v této zemi [22, 23]. Je zřejmé, že s počtem infikovaných jedinců v monitorované populaci narůstá i množství vyloučených virů do odpadní vody. Prostřednictvím jejich detekce v odpadních vodách je možné poskytnout jedinečné epidemiologické informace o výskytu SARS-CoV-2 v populaci (přítomnost, absence, trendy – nárůst, stagnace, úbytek) [42]. Při správně nastaveném systému monitoringu odpadních vod bude možné sledovat nástup a vývoj počtu virových onemocnění v dalších obdobích, nebo monitoring využít jako nástroj včasného varování pro nastavení systému účinného dohledu nad šířením nákazy.

Problematikou SARS-CoV-2 v odpadních vodách se zabývá celosvětová platforma „Wastewater-Based Epidemiology for COVID-19“ [43]. Monitoring odpadních vod se rozbíhá v Americe, Španělsku [44], Austrálii [45], Brazílii, Rakousku [46] a dalších zemích. Při testech v Massachusetts 25. března 2020 byly v odpadních vodách zjištěny významně vyšší titry virů, než se očekávalo na základě klinicky potvrzených případů [47].

Epidemiologická situace v ČR by mohla být úspěšně sledována s využitím monitoringu odpadních vod přiváděných na ČOV, kterých je u nás podle informací Ministerstva zemědělství 3 166 (9 nad 100 000 ekvivalentních obyvatel (EO), 122 nad 10 000 EO, 417 nad 2 000 EO a 2 618 do 2 000 EO). Ekvivalentní obyvatel je uměle zavedená jednotka používaná pro návrh potřebné kapacity čistíren odpadních vod pro konkrétní území. Ekvivalentní obyvatel představuje normovou produkci odpadní vody o objemu 150 l/den a produkci znečištění 60 g BSK5/den. Podle počtu napojených obyvatel na ČOV by monitoringem jejich odpadních vod mohl být podchycen stav u cca 80 % obyvatel ČR, sledováním ČOV nad 10 000 EO by bylo podchyceno více než 50 % obyvatel ČR. Epidemiologické riziko by mohly představovat také volné výusti nečištěných odpadních vod do vod povrchových, kterých je u nás evidováno 4 545 (to odpovídá cca 20 % obyvatel ČR) [48].

Monitoring výskytu SARS-CoV-2 v odpadních vodách začal ve VÚV TGM, v. v. i., v polovině dubna 2020, a to ve spolupráci s analytickou laboratoří Výzkumného ústavu veterinárního lékařství, v. v. i., v Brně (VÚVeL), která se zabývá stanovením virů ve vodách, a provozovateli ČOV.

Aktuálně probíhá spolupráce s cca 20 ČOV, většina je o velikosti 10 000–100 000 EO, ale jsou zařazeny i menší ČOV do 2 000 a do 10 000 EO a také jedna ČOV nad 100 000 EO. Celkově je na tyto ČOV napojeno přes 760 000 obyvatel (cca 912 000 EO). V příslušných okresech bylo od začátku epidemie do 29. 4. 2020 hlášeno cca 1 280 nakažených osob, tj. 0,17 % napojených.

V první etapě monitoringu byly analyzovány vzorky z 20 lokalit, přítomnost specifických genových segmentů viru SARS-CoV-2 byla zjištěna na 6 ČOV, tj. 30 %. Ve vzorcích byla molekulárně-biologickou metodou PCR detekována také přítomnost dalších hygienicky významných skupin virů (norovirů a adenovirů), které byly přítomny i v čištěných odpadních vodách, což potvrzuje, že použitá metoda je dostatečně spolehlivá a citlivá.

Předběžné výsledky ukazují, že zvolený přístup cílený na průkaz výskytu viru SARS-CoV-2 v odpadních vodách je pro daný účel využitelný. Relativně nízký záchyt pozitivních nálezů ve sledovaných ČOV lze vysvětlit malým podílem nakažených ve sledovaných oblastech. Dalšími faktory ovlivňujícími úspěšnost detekce virových segmentů nukleových kyselin ve vzorcích odpadních vod může být možnost projevu nemoci COVID-19 bez gastrointestinálních symptomů, které jsou podle dosavadních zahraničních výzkumů doprovázeny vylučováním virových částic stolicí pouze ve 2–50 % případů, a pravděpodobný malý příspěvek virových částic od asymptomatických osob (nebylo dosud dostatečně studováno).

Obr. 3. Čistírna odpadních vod
Fig. 3. Wastewater treatment plant

Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v. v. i., se aktuálně zapojuje do mezinárodní iniciativy zabývající se analýzou SARS-CoV-2 v odpadních vodách (SARS-CoV-2 in wastewater international collaborative study) pod záštitou asociace NORMAN, která sdružuje referenční laboratoře, výzkumná centra a organizace zabývající se monitoringem a biomonitoringem emergentních látek (nově vzniklých znečišťujících látek) v životním prostředí, a výzkumného týmu KWR Water Research Institute z Holandska. Jedním z cílů je vytvořit jednotný postup pro odběr, uchovávání a analýzu vzorků pro stanovení SARS-CoV-2 v odpadních vodách.

Náš další výzkum bude zaměřen na optimalizaci jednotlivých kroků metodického postupu, na hledání spodní hranice použitelnosti metody pro účelový monitoring odpadních vod, zaměřený na stanovení infekčních agens v odpadních vodách a na návrh pro využití monitoringu jako systému včasného varování.

Závěr

Aktuální stav poznání potvrzuje možnost výskytu původce nemoci COVID-19 v nečištěných odpadních vodách před úpravou na ČOV, s největší pravděpodobností zde ale nepředstavuje pro nakládání s těmito vodami větší riziko než jiná infekční agens, která mohou být v odpadních vodách přítomná. Při práci s odpadními vodami je vždy nutné dodržování přísných hygienických opatření, která přítomná rizika eliminují [49–51].

Výskyt koronaviru SARS-CoV-2 v čištěných odpadních vodách nebyl dosud sledován. Lze předpokládat, že i zde se mohou vyskytovat fragmenty virových částic v neinfekčním stavu. Tento předpoklad vychází z malé stability koronavirů, k jejichž deaktivaci zde přispívají technologické procesy čištění vod a nepříznivé fyzikálně-chemické podmínky prostředí pro jejich přežití. Skutečný stav pro virus SARS-CoV-2 je třeba potvrdit cíleným výzkumem.

Riziko infekce patogenními a podmíněně patogenními mikroorganismy mohou představovat volné výusti odpadních vod, které jsou vypouštěny do recipientů povrchových vod bez úpravy na komunálních ČOV.

Hygienicky významná kontaminace povrchových vod jako recipientů odpadních vod infekčním koronavirem SARS-CoV-2 je, i přes současný nedostatek konkrétních analytických dat, málo pravděpodobná.

Systematický monitoring komunálních odpadních vod může přinést důležité informace o výskytu viru ve sledované populaci. Předpokládá se možnost jeho využití jako nástroje včasného varování před případným nástupem další vlny šíření choroby COVID-19 a poté jeho využití při sledování vývoje epidemie či účinnosti zavedených opatření.

Současná situace rychle se šířící nákazy, vyvolané silně infekčním virem, poukázala na to, že výskytu hygienicky významných mikroorganismů ve vodním prostředí by bylo dobré věnovat zvýšenou pozornost nejen v případě současné pandemie.

Poděkování

Tento příspěvek a probíhající monitoring je finančně podpořen z Institucionálních prostředků na rozvoj výzkumné organizace VÚV TGM, v. v. i., v rámci interního grantu č. 3600.52.33/2020 a z projektu Čistá voda – zdravé město. Komunální odpadní voda jako diagnostické medium hlavního města Prahy financuje Hlavní město Praha v rámci Operačního programu Praha – pól růstu ČR, CZ.07.1.02/0.0/0.0/16_040/0000378.

Posted by & filed under Aktuální číslo, Aplikovaná ekologie, DVA CLANKY, Informatika, kartografie ve vodním hospodářství.

Souhrn

Sledování jakosti vody v České republice (ČR) nemá tak dlouhou tradici jako sledování jejího množství, a to i přesto, že pro společnost, průmysl i zemědělství je kvalita vodních zdrojů strategická. Pro šíření znečištění ze zemědělské činnosti je významný podpovrchový odtok. S podpovrchovým (drenážním) odtokem je spojováno především vyplavování dusičnanů, pesticidů a dalších ve vodě rozpustných látek (fosforečnany) aplikovaných na zemědělskou půdu. Stavby zemědělského odvodnění byly v minulosti budovány za účelem podpory a rozvoje zemědělství. Jejich tradice v ČR sahají do konce 19. století, nejintenzivněji však byly realizovány v období do 2. světové války, později pak v letech 1960–1990. Odvodňovací stavby na zemědělských pozemcích byly navrhovány jako jednoúčelové k odvádění přebytku vody z pozemku. Se zvyšujícím se výskytem hydrologických extrémů (zejména sucha, ale i přívalových dešťů) je jejich funkce v některých obdobích kontraproduktivní. Proto jsou v současné době přijímána opatření na drenážních systémech či v jejich návaznosti, která mohou zmírnit a eliminovat dopady obou hydrologických extrémů. Pro návrhy opatření, která stávající jednoúčelovou funkci odvodňovacích systémů rozšíří či jejich negativní efekty minimalizují (drenážní biofiltry, umělé mokřady a tůně na drenážních výustích, regulační drenáže), je však nutná znalost umístění dílčích prvků plošného odvodnění, především drenážních výustí. Informaci o umístění drenážní výusti lze získat dohledáním, naskenováním a následnou orto-rektifikací podrobných situací staveb zemědělského odvodnění. Tento postup však není možné aplikovat vždy, protože v období majetkových transformací v devadesátých letech 20. století byla značná část podkladů ztracena nebo zničena. Z těchto důvodů bylo testováno termografické snímkování jako nová metoda pro identifikaci drenážních výustí. Předpokladem pro její užití je skutečnost, že teplota drenážní vody a teplota vody v povrchovém toku jsou odlišné, zejména v létě a v zimě. Termografickým snímkováním po délce vodního toku lze identifikovat oblasti s náhlou změnou teploty, která identifikují místa přítoku vody do vodního toku. Na základě získaných výsledků lze tvrdit, že termografie představuje užitečnou metodu k identifikaci drenážních výustí.

Úvod

Plocha provedených odvodnění dosahuje na celém světě podle dostupných zdrojů více než 200 milionů hektarů zemědělské půdy [1]. V České republice bylo odvodněno celkem 1 016 500 ha, což představuje více než 25 % zemědělské půdy [2]. Drenážní systémy jsou v ČR obvykle koncipovány jako kombinace podrobného odvodňovacího zařízení (POZ), nejčastěji v podobě plošné podpovrchové trubkové drenáže (záchytné, sběrné a svodné drény), která je zaústěna do povrchových nebo zatrubněných hlavních odvodňovacích zařízení (HOZ) nebo přímo do drobných vodních toků (DVT). Odtok z drenážních systémů představuje zároveň v podmínkách České republiky jeden z hlavních zdrojů podpovrchového plošného znečištění vod. Drenážním odtokem dochází zejména k vyplavování dusičnanů, některých pesticidů a jejich metabolitů i dalších látek rozpustných ve vodě. Množství látek vyplavované z půdy drenážními systémy je přímo úměrné k velikosti a dynamice odtoku vody [3].

Drenážní systémy obecně urychlují odtok z povodí. Dynamika koncentrací většiny látek je v drenážních vodách velmi proměnlivá. Drenážní vody mohou mít pro jednotlivé složky odtoku značnou časovou variabilitu ve vazbě na průběh počasí, půdní a hydrogeologické podmínky povodí, nasycenost půdního profilu, dobu a intenzitu aplikace hnojiv, biochemické reakce v půdním prostředí, způsob využití území a jeho morfologii. Klíčový je tedy původ vody a cesty jejího odtoku do odvodňovacího systému [4–6].

Zabránit zhoršování stavu povrchových i podzemních vod a zlepšení jejich jakostního i kvantitativního stavu je cílem Rámcové směrnice Evropského parlamentu a Rady 2000/60/ES ze dne 23. října 2000, ustavující rámec pro činnost Společenství v oblasti vodní politiky. Plánování v oblasti vod je rozděleno do tří šestiletých období. Plošné zemědělské zdroje znečištění vod však v rámci předchozích dvou plánovacích období v oblasti vod nebyly analyzovány ani hodnoceny. Problematika hodnocení stavu vodních útvarů z hlediska vlivu plošných zemědělských zdrojů znečištění zůstala v procesu plánování v oblasti vod dosud téměř neřešena [7]. Třetí plánovací období probíhá od počátku roku 2016 do roku 2021 a realizace opatření třetího plánovacího období bude probíhat v letech 2022 až 2027. Pro efektivní návrhy opatření, které bude možné promítnout do třetího plánovacího období, musí být proto charakteristický multifunkční přínos. Navržená opatření musí nejen zajistit funkčnost staveb odvodnění zamokřených zemědělských pozemků, ale zároveň také vytvářet zásoby vody pro letní období a tím snižovat rizika i dopady výskytu sucha agronomického, případně hydrologického [8]. Navržená opatření rovněž kromě aspektů optimalizace vodního režimu zemědělských pozemků, tj. eliminace hydrologických extrémů, musí přispět ke zlepšení samotné jakosti drenážních vod. Opatření musí být zaměřena především na snížení odnosu živin a dalších polutantů z povodí prostřednictvím zemědělského odvodnění [9–11].

Kvalita provedených návrhů opatření vychází z detailní znalosti řešeného území, jehož důležitou součástí je znalost umístění dílčích prvků plošného odvodnění, především drenážních výustí.

Odtok z drenáže se soustřeďuje prostřednictvím svodných drénů k drenážním výustím. V drenážních soustavách v ČR se běžně vyskytují drenážní výusti v místech vyústění svodných drénů do odpadových příkopů, kanálů či vodních toků [1]. Historicky znamenala realizace zvýšeného počtu drenážních výustí rovněž zvýšení stavebních nákladů. Z tohoto důvodu bylo drenážních vyústí realizováno co nejméně, a sice zpravidla jedna pro každou drenážní skupinu [1]. Mezi požadavky na konstrukční řešení drenážních výustí patří zajištění volného odtoku drenážní vody, odpovídající nákladovost, trvanlivost a jasné označení. Právě jasná identifikace v terénu s ohledem na stáří realizovaných staveb odvodnění představuje zásadní problém pro návrhy opatření na drenážních systémech a samotných drenážních výustích. Dochované projektové dokumentace jednotlivých staveb zemědělského odvodnění vyžadují navazující pokročilé zpracování pro přibližnou lokalizaci drenážní výusti (navazujících prvků odvodnění). Jedná se především o nutné skenování dochovaných situací staveb odvodnění, jejich následnou rektifikaci a navazující digitalizaci. Výše popsané činnosti však často nevedou k úspěšné identifikaci drenážní výusti v terénu (realizace stavby často nebyla prováděna v souladu s projektovou dokumentací či drenážní výusť byla poškozena). Část situací staveb zemědělského odvodnění také není dochována. V tomto případě se nabízí jako jedna z možných metod identifikace drenážních výustí za pomoci termografického snímkování.

V současné době je v termografii aktuální zejména dílčí disciplína v podobě termografické diagnostiky, která měří charakteristiku vyzařování tepla za účelem zjištění výskytu poruchy, znečištění nebo nemoci. Jedná se o typ infračerveného zobrazování, které detekuje intenzitu tepelného záření v rozsahu elektromagnetického spektra pro vytvoření obrazu – termogramu [12]. Nástroje a poznatky z oboru termografie lze využít jako alternativní přístup pro identifikaci drenážních výustí.

V zahraničí se již podobný výzkum uskutečnil, byl však zaměřen primárně na identifikaci potenciálních zdrojů znečištění. Příkladnými studiemi jsou např. [13–15], kde se autoři věnovali možnostem aplikace nových metod pro odhalování a vyhodnocování kontaminace pobřežních vod s využitím leteckých platforem termografie, řady pokročilých termovizních kamer a nového detekčního softwaru.

Hydrografická síť (vodní toky vč. hlavních odvodňovacích zařízení) je považována za hlavní proměnnou, která ovlivňuje rozmanitost (hydrologickou, biologickou či produkční – zemědělskou složku) v samotném vodním toku, ale i v celé navazující ploše povodí. V současnosti je jen málo známo o tepelné heterogenitě včetně jejích účincích na jakostní ukazatele vody či vodní biotu. Dynamikou a vlivem tepelného znečištění na vodní ekosystém se pomocí technik dálkového průzkumu Země příkladně zabýval ve své studii autor Tonolla a kol. [16]. Složení, uspořádání a stupeň hydrologické propojenosti těchto biotopů určuje stabilitu vodního prostředí a ekosystémové procesy [17, 18].

V oboru vodního hospodářství lze s využitím metod termografického snímkování diagnostikovat místa ve vodních tocích či nádržích se zvýšenou teplotou, která mohou mít negativní dopad na ekologickou stabilitu lokality [19], případně kompletně modelovat teplotní režim vodních toků [20]. Na základě rozdílné teploty mezi povrchovou a podpovrchovou vodou je také možná identifikace vyvěrajících pramenů vody [21]. Pramenné vývěry jsou potenciálně zaměnitelné za drenážní výusti a pro stanovení jakosti daného vývěru je zapotřebí laboratorní ověření, jelikož nutně nepodléhá plošnému zemědělskému znečištění. Právě navazující oblastí využití termografie, tedy identifikací teplotních rozdílů mezi vodními toky (nádržemi) a drenážními vodami, se detailně zabývá představovaný výzkum. Cílem tohoto příspěvku je prezentovat dosažené poznatky z využití termografické metody pro identifikaci míst vtoku drenážních vod do recipientu (drenážních výustí) a zároveň představit zjištěné nesoulady mezi dochovanými situačními výkresy projektových dokumentací vybraných staveb zemědělského odvodnění a reálným stavem zjištěným z výsledků termografického snímkování.

Metodika

V rámci představeného výzkumu bylo využito pozemní termografické měření. Pomocí termovizní kamery byly snímkovány oblasti předpokládaných drenážních výustí do vodních toků, hlavních odvodňovacích zařízení či malých vodních nádrží. Na základě rozdílů v teplotě vody byly identifikovány konkrétní polohy drenážních výustí. Konkrétní lokalizace drenážní výusti byla zaměřena a posléze porovnána s podklady z projektových dokumentací odvodňovací stavby.

Základní myšlenka, která stojí za tímto výzkumem, je rozšířit možnosti využití termografického snímkování od detekce tepelného znečištění k detekci znečištění vod v obecném slova smyslu. Pro úspěšné využití termografie k detekci vstupu znečištění do povrchových vod musí být zároveň splněny dva předpoklady. Prvním předpokladem je, že teplota vody podpovrchového odtoku (drenážního) odtoku se bude lišit od teploty vody odtoku povrchového. Druhým předpokladem je, že se liší koncentrace látek v drenážním a povrchovém odtoku. Vzhledem ke skutečnosti, že teplota drenážní vody vykazuje menší rozdíly mezi letním a zimním období a na změnu teploty vzduchu reaguje se zpožděním oproti povrchovému odtoku [22] a zároveň koncentrace pro drenážní odtok charakteristických polutantů bývají v drenážních vodách vyšší než v povrchovém odtoku [6, 9], termografické snímkování by mohlo umožnit identifikaci vtoku drenážních vod i znečištění drenážním odtokem vnášené. Dále by využití termografického snímkování mohlo poskytnout jednoduchou vizualizaci a popis jeho prostorového rozložení a přispět tak ke snazšímu určení příčin znečištění, respektive lokalizovat místa pro návrh vhodných opatření.

Přístrojové vybavení

V rámci pozemního termografického měření bylo testováno využití termografických kamer FLUKE – TiS20 (obr. 1) a FLIR řady E6 (obr. 2).

Termografická kamera FLUKE – TiS20 se vyznačuje následující základní specifikací

  • rozlišení 120 × 90 pixelu,
  • obnovovací frekvence 9 Hz,
  • rozsah měření teploty -20 °C až +350 °C (-4 °F až 662 °F),
  • prostorové rozlišení (IFOV) 5,2 mRad,
  • zorné pole 35,7° × 26,8°,
  • rozměry (V × Š × D): 26,7 × 10,1 × 14,5 cm,
  • hmotnost 720 g.
Obr. 1. Termografická kamera FLUKE – TiS20
Fig. 1. FLUKE – TiS20 Thermal Imaging Camera

Jedná se o základní termokameru pro měření rozložení teplot. Samotné získání dat probíhá zamířením na snímaný objekt a stisknutím „spouště“ pro pořízení termogramu. Kamera je vybavena funkcí prolínání IR-Fusion® – kdy jsou do samotného termogramu prolnuty hrany získané z optického snímku, což napomáhá snazší orientaci v pořízeném termogramu a identifikaci klíčových detailů. Termokamera disponuje displejem LCD 3,5“ 320 × 240, přičemž je doplněna o digitální fotoaparát s rozlišením 5 Mpx.

Termografická kamera FLIR E6 se vyznačuje následující základní specifikací

  • rozlišení 160 × 120 pixelu,
  • obnovovací frekvence 9 Hz,
  • rozsah měření teploty -20 °C až +250 °C (-4 °F až 482 °F),
  • prostorové rozlišení (IFOV) 5,2 mRad,
  • zorné pole 45° × 34°,
  • rozměry (V × Š × D): 24,4 × 9,5 × 14 cm,
  • hmotnost 575 g.
Obr. 2. Termografická kamera FLIR E6
Fig. 2. FLIR E6 Thermal Imaging Camera

Termokamery FLIR řady Ex, tj. konkrétně termokamery FLIR E4, FLIR E5, FLIR E6, jsou určeny pro všeobecné použití ve stavebnictví i průmyslu. Jsou vhodné i pro termografickou analýzu povrchových vod a identifikaci drenážních výustí. Všechny termokamery této řady jsou plně kompatibilní se softwarem FLIR TOOLS a FLIR TOOLS+ s možností analýzy jednotlivých snímků. Součástí kamery je vestavěný digitální fotoaparát, který umožňuje pořízení fotografie zároveň s termogramem. Největší rozdíl mezi testovanými kamerami je, že termokamera FLIR E6 disponuje funkcí detekce hran snímaného objektu (IR-Fusion®).

Pilotní lokality a termografické kampaně

Výzkum zaměřený na využití termografického snímkování pro potřeby identifikace drenážních výustí probíhal v letech 2018–2019. Jednalo se o jednu měřickou kampaň zaměřenou obecně na identifikaci bodových zdrojů znečištění a o další dvě měřické kampaně pozemního termografického snímkování, které byly speciálně zaměřené na identifikaci drenážních výustí. Dané kampaně probíhaly v termínech 17. 12. 2018 (lokalita Rokytky a Kunratického potoka) a 15. 1. 2019 (lokalita Dolského potoka v povodí Žejbra). Z důvodu špatného stavu projektové dokumentace a rozvíjející se zástavbě (zejména na hydrologicky souvisejícím území Prahy) bylo v rámci dvou kampaní provedeno ověření daného přístupu celkem na pěti vybraných lokalitách (pěti vybraných stavbách zemědělského odvodnění). Vzhledem k výše uvedeným předpokladům pro efektivní využití termografického snímkování za účelem identifikace drenážních výustí byly kampaně provedeny v zimním období, kdy je z dlouhodobých měření teplot drenážní vody patrné, že se její teplota v zimním období pohybuje okolo 5 °C [22, 23]. Pro vyhodnocení termografických snímků drenážních výustí byla zvolena barevná paleta s názvem rainbow HC, jež je prezentována na obr. 3. Barevná stupnice rainbow HC byla zvolena především z důvodu vysoké citlivosti na změnu teploty.

Obr. 3. Barevná škála rainbow HC
Fig. 3. Rainbow HC Thermal Palette

Nejvyšší teploty jsou vždy prezentovány bílou barvou, nejnižší teploty barvou černou. Jednotlivé termogramy jsou vyhodnoceny automaticky, tedy nebyly sjednoceny na stejnou teplotní škálu. Z tohoto důvodu se u každého termogramu teploty liší, ačkoli mohou vypadat podobně.

Povodí Rakovnického potoka

V  povodí Rakovnického potoka proběhlo dne 13. 12. 2018 termografické snímkování, které bylo vázáno primárně na identifikaci bodových zdrojů znečištění, především na bodové zdroje znečištění evidované v databázi správců Povodí (Povodí Vltavy, státní podnik) – objekty vypouštění. Hlavní poznatky z termografické kampaně byly prezentovány v článku Marvala a kol. [24]. V rámci této kampaně byla identifikována v povodí Hájevského potoka (obr. 4) v lokalitě Kněževes, kromě definovaného objektu vypouštění (čistírna odpadních vod), rovněž drenážní výusť. Daná drenážní výusť (obr. 5) nebyla na první pohled patrná a její identifikace a lokalizace proběhla pouze díky využití termografické kamery. Povodí Hájevského potoka (22,8 km2) se nachází na severozápadním okraji Středočeského kraje. Jedná se o intenzivně zemědělsky využívané povodí, přičemž standardní orná půda zabírá 70,6 % území a chmelnice se rozléhají na 12,8 % plochy povodí. Odvodněná plocha se podle vrstvy bývalé Zemědělské vodohospodářské správy (ZVHS) rozléhá na cca 2,5 km2, což činí 11,0 % celkové plochy povodí. Nalezená drenážní výusť byla identifikována náhodně, aniž by předem bylo zřejmé, že se na daném území drenážní stavba nachází. Vrstva odvodnění podle bývalé ZVHS takovouto stavbu nereflektuje, což je zřejmé z obr. 4. Stejně tak není zachován prováděcí výkres stavby odvodnění ve spisové a archivní dokumentaci bývalých pracovišť ZVHS, která se nachází ve spisovně Povodí Vltavy, s. p., na vodním díle Orlík.

Obr. 4. Pilotní lokalita – povodí Hájevského potoka
Fig. 4. The pilot location – the Hájevský stream catchment
Obr. 5. Identifikovaná drenážní výusť (DV1) v povodí Hájevského potoka
Fig. 5. The identified drainage outlet in the Hájevský stream catchment

Získaný poznatek vyvolal potřebu navazujících měřických kampaní, které již byly primárně zaměřeny na možnou identifikaci drenážních výustí pomocí termografického snímkování. S přihlédnutím k nejistotě dosažených poznatků a možnostem využití termokamery v oboru vodního hospodářství byla první kampaň provedena zapůjčenou termokamerou FLUKE – TiS20. V návaznosti na nově získané poznatky v první termografické kampani byl pro druhou a třetí kampaň zajištěn obdobný model termokamery (FLIR E6).

Povodí Kunratického potoka a Rokytky

Pro ověření možnosti identifikace drenážních výustí termografickou kamerou byly na základě dostupnosti podkladů ke stavbám odvodnění (data odvodnění – ZVHS, projektové dokumentace a situace staveb zemědělského odvodnění) vybrány další lokality, kde byly provedeny částečné termografické kampaně. Mimo povodí Hájevského potoka byly částečně monitorovány další lokality plošného zemědělského odvodnění na vybraných povodích IV. řádu. Jednou z nich byla povodí v hydrologicky souvisejícím území Prahy. Konkrétně se jednalo o povodí Kunratického potoka (ČHP 1-12-01-006) a horní povodí Rokytky k Běchovicím (ČHP 1-12-01-026).

Pro hydrologicky související území Prahy, tj. území, ze kterého přitéká povrchová voda na území Prahy (vyjma povodí Vltavy a Berounky), jsou v současnosti digitalizována data o plošném zemědělském odvodnění. Tato aktivita probíhá v rámci projektu s názvem „Nástroje pro efektivní a bezpečné hospodaření se srážkovou vodou na území Prahy – RainPRAGUE“ podpořeným Operačním programem – Praha pól růstu. Na podkladě poskytnutých prováděcích situačních výkresů staveb zemědělského odvodnění od spisovny Povodí Vltavy, s. p., pro hydrologicky související území Prahy byly vytipovány drenážní výusti pro navazující ověření v terénu. Na předem určených místech poté probíhalo ověření možnosti identifikace drenážních výustí pomocí termografického snímkování. Bližší specifikace pilotních lokalit v okolí hl. m. Prahy je uvedena na obr. 6.

Obr. 6. Pilotní lokality – povodí Kunratického potoka a horní část povodí vodního toku Rokytky
Fig. 6. The pilot location – the Kunratický stream catchment and the upper part of the Rokytka catchment

Povodí Žejbro

Třetí lokalitou pro ověření možnosti identifikace drenážních výustí byla vybrána dvě povodí IV. řádu v povodí vodního toku Žejbra. Jedná se o dlouhodobě sledovanou lokalitu Výzkumného ústavu meliorací a ochrany půd, v. v. i., (VÚMOP) pro řešení problematiky plošného zemědělského odvodnění. Na této lokalitě má VÚMOP zajištěné a ortorektifikované prováděcí výkresy staveb zemědělského odvodnění, na jejichž základě byly v minulosti identifikované drenážní výusti. V rámci provedené termografické kampaně byly tyto výusti využité pro ověření jejich identifikace pomocí termografického snímkování. Lokality v povodí vodního toku Žejbro jsou blíže specifikovány na obr. 7.

Obr. 7. Pilotní lokality – povodí Dolského potoka
Fig. 7. The pilot location – the Hájevský stream catchment

Výsledky

Dosažené výsledky jsou prezentovány formou rektifikovaného situačního výkresu stavby odvodnění v kombinaci s pořízenými termogramy doplněné o RGB snímky. Teploty vody a její rozdíly v jednotlivých měřených lokalitách v místech drenážních výustí a nad přítokem drenážní vody jsou prezentovány prostřednictvím tabulky 1, kde jsou uvedeny konkrétní teploty zajištěné prostřednictvím ručního referenčního měření.

Tabulka 1. Teplota na měřených drenážních výustích a recipientu (přítok/nad přítokem)
Table 1. Temperatures of the drainage outlet and the recipient

Na obr. 8 je prezentována identifikovaná drenážní výusť (DV2) v pilotní lokalitě Kunratického potoka. Termogramy demonstrují teplotní rozložení vody v místě drenážní výustě a vodní hladiny rybníku Nový Šeberov. Vodní hladina byla pokryta slabou vrstvou ledu a drenážní voda dosahovala teploty 5,7 °C. Za pomoci vysokého teplotního rozdílu a vodnosti stavby odvodnění bylo možné danou výusť identifikovat. Daná stavba odvodnění (obr. 8) má rozlohu 2,8 ha a celý drenážní odtok je soustředěn do jediné identifikované drenážní výusti. Přestože byla stavba odvodnění vybudována již v roce 1977, je stále funkční. To se pravděpodobně v blízké budoucnosti změní vzhledem k faktu, že je plocha stavby zemědělského odvodnění aktuálně z 60 % zalesněná. Lze předpokládat, že kořenový systém, v současnosti mladého lesa, v brzké budoucnosti funkci drenážní stavby významně omezí. První náznaky lokálního zamokření, které vzniká v místech porušení drénů, jsou již patrné ze satelitních snímků.

V případě pozvolného vtoku vody o vyšší teplotě (drenážní vody) do stojaté vody, jak je prezentováno na obr. 8, dochází k relativně pomalému šíření tepla prouděním neboli konvekcí. Jedná se o jev, kdy dochází ke vzájemnému pohybu jednotlivých částí, které mají odlišnou teplotu a tedy různou hustotu vnitřní energie, tím se přenáší teplo, prostřednictvím čehož se drenážní voda postupně ochlazuje. V zemské atmosféře obvykle hustota kapalin nebo plynů klesá s narůstající teplotou. V gravitačním poli tedy ohřáté vrstvy kapaliny nebo plynu stoupají, zatímco ty chladnější klesají ke dnu. Fakt, že šíření tepla po vodní hladině není ovlivněno turbulentním prouděním, zvyšuje účinnost možné identifikace drenážní výusti s využitím termografického snímkování. To je dáno velikostí oblasti s vodou o vyšší teplotě, což souvisí s prodlouženou dobou, po kterou drenážní voda zůstává na hladině, a proti vtoku do vodního toku není ovlivněna turbulentním prouděním. To však podmiňuje vodnost drenážní výusti, kdy se zvětšujícím se průtokem roste i tepelně znečištěná plocha.

Obr. 8. Rektifikovaná stavba odvodnění, termogramy teplotního rozložení v místě drenážní výustě a recipientu (rybník Nový Šeberov) a fotodokumentace – povodí Kunratického potoka
Fig. 8. The rectified drainage system, thermograms showing temperature distribution at the drainage outlet and recipient (Nový Šeberov pond) and photo documentation – the Kunratický stream catchment

Další drenážní výusť (DV3) identifikovaná pomocí termografického snímkování se nachází v povodí vodního toku Rokytky. V době termografické kampaně byla vodnost hlavního odvodňovacího zařízení (HOZ) minimální, přesto byla podniknuta rekognoskace celé lokality. Identifikovaná výusť se nachází cca 13 m od předpokládané polohy podle rektifikovaného prováděcího výkresu, viz obr. 9. Při pochůzce podél HOZ byla detekována teplá oblast, viz termogram na obr. 9. Stav před a po identifikaci je možné porovnat v přiložené fotodokumentaci. Na první pohled drenážní výusť není patrná a až po odkrytí cca 5 cm silné vrstvy pokryvu bylo možné výusť spatřit. Průtok drenážní výusti byl velmi nízký, avšak pro identifikaci pomocí termografického snímkování dostatečný i vzhledem k promrzlému okolí výusti. Identifikovaná drenážní výusť odvádí vodu z plochy 1,9 ha.

Obr. 9. Rektifikovaná stavba odvodnění, termogram drenážní výusti a fotodokumentace před a po provedené identifikaci v povodí Rokytky
Fig. 9. The rectified drainage structure, a thermogram of the drainage outlet and photo documentation from before and after the identification in the Rokytka catchment

V dokumentaci bývalé ZVHS je uvedeno, že stavba odvodnění byla budována v roce 1970, je však pravděpodobné, že došlo k její částečné obnově vzhledem k materiálu, ze kterého je drenážní výusť vyrobena (tvrzený plast). Podle prováděcího výkresu stavby zemědělského odvodnění jsou zaústěny do HOZ další čtyři svodné drény, ovšem při terénní rekognoskaci se podařilo identifikovat pouze jedinou výusť na této lokalitě. To bylo zapříčiněno z důvodu nízké vodnosti nebo nefunkčnosti dalších částí odvodňovací stavby.

Na obr. 10 jsou prezentovány dvě drenážní výusti (DV4 a DV5), identifikované termografickým snímkováním v povodí Žejbro. Na rektifikovaném situačním výkresu jsou zakreslené výusti na obou stranách Dolského potoka. Na pravém břehu se reálná poloha výusti liší proti prováděcímu výkresu přibližně o 8 m a na levém břehu je rozdíl 50 m. Reálné polohy výustí jsou oproti prováděcí dokumentaci posunuty severním směrem. Dále byly ze situačního výkresu odečteny plochy, odkud daná výusť odvádí vodu. Na pravém břehu se jedná o plochu cca 0,48 ha, na levém 0,38 ha. Vzhledem k minimálním atmosférickým srážkám před provedením termografické kampaně byla funkčnost plošného zemědělského odvodnění z malých rozloh překvapující a je pravděpodobné, že situační výkres plošného zemědělského odvodnění neodpovídá skutečnosti a identifikované výusti reálně odvádějí vodu z rozsáhlejších odvodněných ploch. V pravé části obr. 10 je uvedena fotografie drenážních výustí, termogram zachycující tepelné šíření proti proudu Dolského potoka a kombinace fotografie s částečně zprůhledněným termogramem tepelného šíření po proudu Dolského potoka. Teplotní rozdíl drenážních vod a recipientu dosahoval 4,8 °C, respektive 6,1 °C. Splněnými podmínkami (vodnost drenážních výustí a vysoký teplotní rozdíl) byla opětovně potvrzena využitelnost termografického snímkování za účelem identifikace drenážních výustí, tedy potenciálního znečištění povrchových vod ze zemědělského pozemku.

Obr. 10. Rektifikovaná stavba odvodnění, termogramy drenážních výustí a fotodokumentace v povodí Dolského potoka
Fig. 10. The rectified drainage structure, thermograms of the drainage outlets and photo documentation from the Dolský stream catchment
Obr. 11. Rektifikovaná stavba odvodnění, termogramy drenážních výustí a fotodokumentace v povodí Dolského potoka
Fig. 11. The rectified drainage structure, thermograms of the drainage outlets and photo documentation from the Dolský stream catchment

V daném povodí byla identifikována také třetí výusť (DV6). Jedná se o výusť, která se nachází přibližně o 350 m výše proti proudu Dolského potoka od DV4 a DV5. Předmětná drenážní výusť odvádí vodu z plochy 6,16 ha, přičemž její vodnost byla srovnatelná s předešlými dvěma výustěmi v povodí Dolského potoka, u kterých je sběrná plocha podle dostupné dokumentace cca dvanáctkrát menší. Mimo této identifikované výusti by se v blízkém okolí podle dokumentace mělo nacházet dalších pět drenážních výustí, avšak jejich skutečnou polohu nebylo možné ověřit využitím termografického snímkování z důvodu nulového průtoku v průběhu prováděné kampaně.

Diskuse

Podpovrchové zdroje znečištění jsou v podmínkách ČR zastoupeny zejména plošným zemědělským odvodněním, které způsobuje mj. zvýšené vyplavování rozpuštěných látek (dusičnany a některé pesticidy). Vnos všech těchto polutantů do vod úzce souvisí s dynamikou počasí (zvyšující se nepravidelnost srážek, dlouhá období sucha, přívalové srážky) a nízkou retencí vody v povodí [25]. Pro návrhy přírodě blízkých a technických opatření na zemědělské půdě (stavbách zemědělského odvodnění), které přispějí k eliminaci podpovrchových zdrojů znečištění, je nutná znalost prostorového rozmístění jednotlivých prvků staveb odvodnění. Pro návrh konkrétního opatření na zemědělském pozemku je proto znalost umístění odvodňovací stavby v terénu rozhodující. Odvodnění zemědělské půdy bylo provedeno z  98 % plošnou, tj. systematickou trubkovou drenáží. Přes značnou snahu archivovat a v dobrém stavu uchovávat projektové dokumentace ke stavbám odvodnění, je nutné konstatovat, že evidence provedených staveb odvodnění (zejména podpovrchových) není kompletní [26].

Chybějící datové podklady (či dochované s určitou mírou nepřesnosti) je proto nutné zrevidovat, aby bylo možné pracovat s podklady, které odpovídají samotné realizaci stavby plošného zemědělského odvodnění v terénu. V současnosti neexistuje ucelený celostátní informační systém o realizovaných stavbách odvodnění. Jediným dostupným podkladem v digitální podobě je volně dostupná geoinformační vrstva odvodněných ploch ve vektorovém formátu shapefile (.shp). Uvedený datový podklad představuje historicky pořízený datový zdroj bývalé Zemědělské vodohospodářské správy, který vznikl digitalizací původních analogových map s plochami realizovaných staveb zemědělského odvodnění [26]. Geometrický i atributový rozsah dat této informační vrstvy je však nekompletní a často i lokalizačně nepřesný, přičemž informace o realizovaných výustích drenážních systémů prakticky zcela chybí.

Alternativou pro určení základního identifikačního prvku přítomnosti stavby odvodnění v samotném terénu, v podobě drenážní výusti, se tak nabízí prezentovaný způsob identifikace pomocí využití nástrojů termografického snímkování.

Prezentované dílčí výsledky shrnují závěry získané z prvotních dvou kampaní termografického snímkování zaměřeného na identifikaci drenážních výustí. Provedené kampaně byly uskutečněny jako referenční měřicí akce prostřednictvím ruční termokamery FLUKE – TiS20/FLIR E6. Daný způsob potvrdil potenciál vědního oboru termografie k identifikaci konkrétní polohy drenážní výusti v terénu.

Pro úspěšnou identifikaci drenážních výustí pomocí termografie musí být splněny následující předpoklady:

  • vodnost přítoku (drenážní výusti) a recipientu (vodní tok, hlavní odvodňovací zařízení, vodní nádrž),
  • teplotní rozdíl minimálně 3 °C.

Proto se jako ideální období pro provedení daných kampaní jeví začátek zimy, kdy recipient není zamrzlý, avšak jeho teploty klesají k 0 °C a drenážní voda si drží teplotu přibližně v rozmezí 4–8 °C [22, 23]. Další podmínkou úspěšné identifikace drenážních výustí je vodnost jak přítoku, tak i recipientu. S tím je v posledních letech v podmínkách ČR poměrně značný problém. Především tato podmínka omezuje daný přístup aplikovat v širokém měřítku. Dalším problémem je samotný stav staveb zemědělského odvodnění, kdy poměrně velké procento pravděpodobně není funkční.

Širší aplikovatelnost termografického snímkování pro identifikaci drenážních výustí je možné spatřovat především ve využití leteckého termografického snímkování. Letecká termografie má bezesporu značný potenciál. V současné době tato technologie zažívá nebývalý rozvoj a je možné tedy očekávat nové cesty vývoje leteckých termovizních kamer a jejich rozlišení i s ohledem na vývoj bezpilotních letounů a možnosti družicového snímkování. Letecké řešení sběru dat má výraznou výhodu při vyhledávání teplotních změn v místech, kde není jisté, že se tyto jevy vyskytují. To je umožněno především rychlým získáváním dat na velké ploše a širokým úhlem záběru (žádná hluchá místa, kde by mohly být neznámé teplotní změny) [12].

Naopak využití pozemního řešení sběru dat, ať už dynamickým, či statickým způsobem přináší výraznou flexibilitu a operativnost. Limitujícím faktorem plošného sběru dat pozemním měřením je však jeho časová náročnost. Proto se do budoucna jako ideální řešení jeví kombinace obou těchto řešení v podobě rychlého plošného sběru dat s využitím leteckého řešení, zpřesněný o data následného doměření pozemní metodou v konkrétních vybraných lokalitách.

Závěr

Sběr termografických dat je jedním z řady nových způsobů získávání dat o vodních ekosystémech (identifikace znečištění či právě drenážních výustí). Samotné termografické snímkování pozemní i letecké je dynamicky se rozvíjející obor, který v oblasti vodního hospodářství nabízí efektivní nástroj pro preventivní diagnostiku z pohledu identifikace zdroje znečištění vod [12, 24]. Tepelné znečištění ze stacionárních zdrojů podél vodních toků a ploch je samo o sobě závažným problémem s významnými ekologickými důsledky pro místní ekosystémy. Identifikace zdrojů tepelného znečištění a kvantifikace jejich vlivu je tak důležitým prvním krokem pro ochranu těchto ekosystémů. Zároveň je určení místa vtoku teplotně odlišné vody prvotním indikátorem pro lokalizaci potenciálního zdroje znečištění z pohledu zvýšených koncentrací vnášených polutantů.

V  příspěvku byla pozornost soustředěna na samotnou identifikaci teplotně odlišného vodního zdroje vstupujícího do hlavního vodního toku (hlavního odvodňovacího zařízení) v podobě přítoku z drenážních výustí. Současně běžně dostupné datové podklady neumožňují konkrétní určení místa drenážních výustí. Toto se stává limitujícím faktorem při návrzích opatření směřujících k omezení podpovrchových zdrojů znečištění.

Způsob identifikace drenážních výustí pomocí termografického měření prokázal dobré možnosti uplatnění. Jeho širší využití je vázáno především na leteckou termografii, zejména na autonomní bezpilotní letouny. Předem nadefinované trajektorie letu nad hlavními odvodňovacími zařízeními/vodními toky v povodích s plošným podpovrchovým odvodněním v kombinaci s kontinuálním sběrem termografických dat předurčuje danou metodu k širokému uplatnění v komerční i státní sféře.

Poděkování

Tento příspěvek vznikl za podpory Technologické agentury ČR, projektu číslo TH02030396 „Využití letecké termografie jako nového přístupu pro identifikaci znečištění vod z bodových a nebodových zdrojů“ a za podpory Evropské unie v rámci Operačního programu Praha – pól růstu ČR, číslo projektu CZ.07.1.02/0.0/0.0/17_049/0000842, „Nástroje pro efektivní a bezpečné hospodaření se srážkovou vodou na území Prahy – RainPRAGUE“.

 

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

Souhrn

Velmi urgentní výzvou vodohospodářských organizací v České republice je problematika zadržování vody v krajině. Jedna z iniciativ státního podniku Povodí Labe je revitalizace meandru Jordán na toku Orlice. Návrat říčního toku do původního koryta a technický zásah, který zvýší hladinu do původní úrovně, bude představovat významný zásah do vodního režimu. Pozitivní dopad se projeví v případě obou klimatických extrémů, povodní i sucha. Bezprostředním dopadem bude zpomalení odtoku povrchové vody, současně se však zvýšení hladiny Orlice projeví v úvodní fázi revitalizace intenzivnější břehovou infiltrací. Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v. v. i., z pověření Ministerstva životního prostředí zahájilo již na konci roku 2018 monitoring režimu podzemních vod v přilehlém kvartérním kolektoru za aktuálního stavu před zahájením revitalizačních opatření. Hladina podzemních vod byla kontinuálně měřena na čtyřech nově realizovaných vrtech. Předkládaná studie představuje výsledky matematického modelu, který simuluje očekávaný dopad technického zásahu na zdroje podzemních vod. Připravené byly simulace současného stavu a stavu po revitalizaci s navýšením hladiny v meandru o 1 m a o 2 m. Podle výsledků modelu bylo spočítané navýšení zásoby podzemních vod v kvartérním kolektoru.

Úvod

Původní koryto řeky Orlice bylo v prostoru Týniště nad Orlicí v minulosti napřímeno. Zrychlení průtoku způsobilo zvýšenou hloubkovou erozi. Zahloubení dna koryta se následně projevilo i na snížení hladiny podzemní vody v přilehlém kvartérním kolektoru.

Nevyhovující současný stav lze do jisté míry napravit vhodnými úpravami. Revitalizace koryt řek se považuje za vhodný nástroj ke zlepšení nízkých letních průtoků. Lepší akumulace a výměny vody ve vodoteči a v přilehlém nivním kolektoru podzemní vody lze docílit s pomocí zásahů do koryta. Výzkumníci a vodohospodáři proto propagují revitalizaci řek jako jedno z mitigačních opatření, které zvýší odolnost vodních zdrojů na nepředvídatelné změny stavu vod v důsledku změny klimatu.

Vyhodnocováním vlivů revitalizací řek se zabývají výzkumníci v tuzemsku [1] i v zahraničí. Studie potvrzují, že revitalizace řek snížila rychlosti odtoku, zvýšila akumulační schopnost (storativitu) nivního kolektoru a navýšila objem základního odtoku [2]. Intenzivnější výměna mezi podzemními a povrchovými vodami skrz sedimenty říčního koryta je zásadní pro chemismus, biogeochemické procesy (okysličenost vody, denitrifikace) a ekologický stav říčního prostředí [3–6]. Zásadním parametrem charakterizujícím komunikaci povrchových a podzemních vod je hydraulická výška řeky [7]. Vliv zařezávání koryta řeky na hladiny podzemní vody v údolní nivě lze ověřit pomocí numerického modelu [8].

V rámci současného vodohospodářského trendu, zadržování vody v krajině, získal státní podnik Povodí Labe finanční prostředky na revitalizaci meandru Jordán. Tato aktivita může sloužit jako modelová studie revitalizace celého povodí Orlice až po Hradec Králové. Lokality podobných odškrcených a odstavených meandrů Orlice zmapovala ve své práci například Ležíková [9]. V rámci prací realizovaných v roce 2020 dojde k navrácení toku řeky Orlice do původního koryta a ke zvýšení hladiny v řece spádovým objektem pod meandrem. Cílem studie VÚV TGM je modelové posouzení dopadů revitalizace meandru Jordán na hydrogeologické poměry území a na místní zásoby podzemní vody.

Metodika

Charakteristika modelového území

Modelové území s plochou 8,7 km2 se nachází v prostoru kvartérních fluviálních sedimentů řeky Orlice mezi obcemi Albrechtice nad Orlicí, Týniště nad Orlicí a Petrovice (obr. 1). V jejich podloží se vyskytují jílovce, prachovce a slínovce české křídové pánve.

Obr. 1. Mapa modelového území
Fig. 1. Map of the model area

Na Orlici je dlouhodobě sledován průtok na profilu ČHMÚ u mostu silnice č. 305 mezi Týništěm a Albrechticemi. Podle evidenčního listu profilu činí průměrný roční průtok 18,6 m3, což odpovídá stavu vodoměru 120 cm. Zájmovým územím protéká i levý přítok Orlice Stříbrný potok. U Albrechtic je řeka přehrazena jezem, který slouží k využití vodní energie v malé vodní elektrárně.

Severovýchodně protéká územím vodní náhon Alba, který byl podle historických záznamů vybudován ve 14. století a sloužil k napájení několika rybníků, mlýnů a pil [10]. Průtočná kapacita náhonu je 0,6 m3/s a průměrný průtok, stabilní v celé délce je 0,35 m3/s [11]. Vodu doplňují přítoky z pravé strany (především Olešnický potok), a naopak k odtokům dochází na levé straně. Povrchová voda v kanálu pravděpodobně komunikuje i s kvartérní zvodní. Souvislost hladiny v kanále s hladinou podzemní vody potvrzuje záznam z archivního vrtu T-1, realizovaného v roce 2001 v těsné blízkosti kanálu. Hladina podzemní vody (HPV) zde dosahovala hloubky 0,75 m pod terénem.

V širší oblasti je odtok regulován sítí mělkých drenážních příkopů. Časté jsou výskyty zamokřených ploch a stojaté vody v odškrcených meandrech. V oblasti je několik malých rybníků (Na Horce u Štěpánovska, Na Lánech mezi silnicí č. 11 a železniční tratí).

Průměrná roční teplota činí 8–9 °C a průměrný roční srážkový úhrn 600–650 mm. Počet dnů se sněhovou pokrývkou kolísá mezi 50–60 dny a její maximální výška činí 15–20 cm [12].

Geometrie modelu

Modelové těleso je prostorově definováno z povrchu digitálním modelem terénu (DEM 4G) v rozlišení 10 × 10 m. Přesnost DEM 4G je na odkryté ploše 30 cm na zalesněné 100 cm. Bázi modelového tělesa tvoří kontakt kvartérních sedimentů s podložím. Pro jeho vymezení jsme použili soubor 134 archivních vrtů z Geofondu ČR. Ze souboru archivních vrtů byla interpolační metodou Kriging vygenerována plocha podloží kvartérního kolektoru. Do souboru byly přidané i body na okraji prohlubně s nulovou hloubkou kolektoru, které charakterizují výchozy podložních křídových hornin. Křídové horniny v podloží kvartérních sedimentů představují prachovce, slínovce a jílovce s nižší propustností, proto jsou pro účely modelu definované jako nepropustné podloží. Mocnosti modelového tělesa jsou znázorněny na obr. 2.

Obr. 2. Situace modelového území se znázorněním mocností kvartérního kolektoru
Fig. 2. Situation of model area with representation of quaternary aquifer thickness

Gridová síť

Výpočetní síť (obr. 3) je definována s rozlišením 25 × 25 m. V prostoru revitalizace meandru Jordán je síť zahuštěna na rozlišení 6,25 × 6,25 m. Buňky mimo modelovou oblast jsou neaktivní.

Vymezení modelové oblasti a okrajové podmínky

Modelová oblast je vymezena tak, aby hranice oblasti co nejlépe odpovídaly reálným podmínkám, které určují hydrogeologický režim v oblasti (obr. 3). JZ okraj reprezentuje geologická hranice – výchozy podložních křídových hornin. Zde je v modelu definovaná hranice nulového průtoku (No Flow). SV hranici reprezentuje náhon Alba, kde je v modelu definovaná okrajová podmínka typu řeka (River). Zde v závislosti na hydraulické výšce hladiny ve vodoteči dochází buď k dotaci, nebo odvodnění podzemní vody. Výšky hladiny byly odhadnuté na základě digitálního modelu terénu mezi 253,5 m n. m. na V a 250,5 m n. m. na S.

Obr. 3. Gridová síť modelu a okrajové podmínky (Constant Head – konstantní hladina, River – řeka, Drain – drenáž, No Flow – bez průtoku)
Fig. 3. Model grid and boundary conditions

SZ hranice je rozdělena na dvě části. První část reprezentuje Orlice, v modelu definovaná jako okrajová podmínka typu řeka (River). Druhá část je spojnice mezi řekou Orlicí a náhonem Alba. Linie spojnice je zhruba kolmá na předpokládaný směr proudění podzemní vody. V modelu je zde definovaná okrajová podmínka typu ustálená hladina (Constant Head).

JV okraj probíhá částečně po vodotečích Orlice a pravém bezejmenném přítoku, který spojuje Albu a Orlici. Tato část je v modelu definovaná okrajovou podmínkou typu řeka. Asi 450 m dlouhý úsek okraje je spojnicí mezi řekou Orlicí a geologickou hranicí s výchozy hornin podloží. Tato linie je v modelu definována jako okrajová podmínka typu ustálená hladina ve výšce odpovídající hladině v Orlici.

Orlice, zásadně určující hydraulické poměry podzemní vody, v modelové oblasti představuje řídící podmínku i v centrální části území. Nejdůležitějším vstupem do modelu jsou zde hydraulické výšky hladiny Orlice opírající se o několik geodeticky zaměřených úrovní hladiny. První opěrný bod je dlouhodobě sledovaný profil ČHMÚ Týniště. Nula vodočtu je zde geodeticky zaměřena ve výšce 244,50 m n. m. a průměrný roční stav hladiny je 120 cm (průtok 18,6 m3/s). Dne 22. 3. 2013 byla geodeticky zaměřena hladina Orlice v místě navrhovaného spádového objektu revitalizovaného meandru Jordán. Výška byla 243,36 m n. m. a tomu odpovídal průtok na profilu Týniště 16,6 m3/s. Na základě příčného profilu řeky v místě měření odhadujeme referenční výšku hladiny pro průměrný roční průtok 18,6 m3/s na 243,40 m n. m. Údaje k výpočtu výšky v místě spádového objektu Jordán poskytla společnost Šindlar, s. r. o.

Podle topografických podkladů (Základní mapa ČR 1 : 10 000 a 1 : 50 000) byla zmapovaná drenážní síť, pro kterou byla definovaná okrajová podmínka typu drenáž (Drain). Tento typ okrajové podmínky na rozdíl od typu řeka umožňuje pouze odvodnění podzemní vody. Úroveň odvodnění je definována ve výšce 1 m pod úrovní okolního terénu.

Pro celou plochu modelu je definována okrajová podmínka dotace podzemní vody ze srážek (Recharge). Hodnota dotace byla spočítaná z průměrného srážkového úhrnu 600–650 mm [12] a to jako třetinový podíl celkového srážkového úhrnu, tj. 208 mm, resp. 5,7 × 10-4 m/den.

Hydraulická vodivost

Z archivních vrtů v databázi Geofond byly získané údaje o hydraulické vodivosti (k). V oblasti je k dispozici sedm vrtů s údaji uvedenými v tabulce 1.

Tabulka 1. Charakteristika použitých vrtů
Table 1. Characteristics of the archive boreholes

Při vyloučení extrémních (max. a min.) hodnot byla jako průměrná hodnota hydraulické vodivosti použita 1,8 × 10-4 m/s. Hodnoty Kxy a Kz jsou nadále zpřesněné v rámci kalibrace hydraulického modelu.

Kalibrace

Ke kalibraci posloužili údaje o hladině podzemní vody z výběru 14 vrtů z archivu Geofondu a 4 nových průzkumných vrtů v prostoru meandru Jordán (tabulka 2). U použitých vrtů byla úroveň hladiny stanovená z hloubky hladiny a geodeticky zaměřené nadmořské výšky odměrného bodu, případně hodnoty DEM.

Tabulka 2. Použité hladiny podzemní vody pro kalibraci modelu
Table 2. Groundwater levels used for model calibration

Ze čtyř nových vrtů realizovaných VÚV TGM za účelem získání informací o režimu podzemní vody v kvartérním kolektoru před revitalizací meandru Jordán, je k dispozici časová řada hladin podzemní vody. Na obr. 4 jsou průběhy hladin srovnané s vodním stavem na profilu ČHMÚ Týniště nad Orlicí.

Obr. 4. Průběhy hladin podzemní vody na monitorovacích vrtech VÚV TGM a v řece Orlici
Fig. 4. Groundwater level on VUV TGM monitoring wells and in Orlice River

Vrty HV1 a HV2 jsou umístěné v bezprostřední blízkosti koryta Orlice ve vzdálenosti několik desítek metrů uvnitř meandru. Z grafu je proto jasně zřetelné, že hladiny podzemní vody v těchto objektech velmi rychle reagují na změny vodních stavů v řece. Vrty HV3 a HV4 jsou umístěné ve větší vzdálenosti od koryta řeky (100 m, resp. 200 m). I na nich se sice projevuje souvislost s vodním stavem v řece, nicméně kolísání hladiny podzemní vody již není tak výrazné.

První modelové simulace naznačily, že hydraulická vodivost v modelovém území není homogenní a pro správné fungování modelu byl nutný subjektivní zásah. Při zadání jediné zprůměrované hodnoty hydraulické vodivosti totiž docházelo lokálně k velkým odchylkám mezi měřenými a modelovými hladinami podzemní vody. Proto jsme nejprve hodnoty hydraulické vodivosti snížili v oblasti nejnižší říční terasy, vymezené na základě topografické mapy a digitálního modelu terénu. V dalším kroku byla hydraulická vodivost snížená i v menší ploše pod meandrem Jordán. Tato varianta (obr. 5) se ukázala jako nejlépe odrážející reálné měřené hodnoty hladin podzemní vody.

Obr. 5. Simulované hladiny podzemní vody při zavedení plošné heterogenity hydraulické vodivosti (Measured GWL – změřená HPV, River – řeka, Drain – drenáž, No Flow – bez průtoku, Hydraulic Conductivity – hydraulická vodivost, Value – hodnota, Groundwater level – hladina podzemní vody)
Fig. 5. Resulting groundwater levels for simulation with laterally heterogenic hydraulic conductivity
Pozn.: Modré popisky pozorovacích vrtů znamenají pozitivní odchylky změřených hladin v m, červené negativní, hydraulické vodivosti jsou vyjádřené v jednotkách m/den, modré plochy jsou oblasti zaplavených buněk.

Nižší propustnost sedimentů nejnižší terasy může být způsobena odlišnými podmínkami sedimentace při tvorbě jednotlivých terasových stupňů. Oblast nižší propustnosti pod meandrem Jordán lze vysvětlit lokální změnou facie sedimentace na jemnější frakci. Na popisovanou variabilitu prostředí údolních niv upozorňuje i Krásný a kol. [13]. Možný je ale také vliv přísunu materiálu přítokem ze severovýchodu ze směru od současného rybníku Na Lánech u areálu Elitex.

Výsledky a diskuse

Stacionární model proudění podzemní vody je zkonstruován na základě dlouhodobých průměrných veličin okrajových podmínek. Výsledky modelu je proto potřeba chápat jako teoretický stav, dosažený po dlouhodobě konstantních podmínkách. Jde o zjednodušenou simulaci přírodních procesů, která nepostihuje vlivy časové proměnlivosti vstupních parametrů.

Podle výsledků modelu se na některých plochách blíží hladina podzemní vody úrovni terénu. Tyto prostory se stávají oblastmi nejistot, protože narážíme na omezení dané nepřesností DEM. Zde bychom pro adekvátní řešení potřebovali pracovat s přesněji zaměřenými terénními daty. Další nejistotu představují nezmapované drenážní příkopy. Zaplavené plochy, označené na obr. 5, se nachází v místech, kde skutečně dochází k výskytu hladiny podzemní vody v úrovni terénu ve formě menších rybníků, zaslepených meandrů nebo pouze zamokřených ploch:

  • mokřina na obou stranách silnice č. 11; mezi prostory Českého svazu chovatelů, místní ČOV a skladovým areálem v ulici Mostecká,
  • mokřina východně od silnice č. 305,
  • odškrcený meandr u Štěpánovska,
  • oblasti rybníků u Stříbrného potoka a západně od Štepánovska,
  • oblast u rybníků Na Lánech SZ od areálu Elitex.

Hladina podzemní vody v modelové oblasti je v hloubce do několika metrů pod terénem. Hlouběji zapadlá je ve vyšší terase na severozápadu (Chumlov, nad lokalitou Suté Břehy), kde se hladina nachází v hloubce až 10 m. Poměrně mělká je hladina na pravém břehu Orlice v pásmu podél hlavní silnice č. 11, kde se hladina často nachází v hloubce menší než 1 m. Takovou hloubku dokládají i pozorovací vrty HV3 a HV4. K proudění podzemní vody dochází od okrajů modelové oblasti směrem k toku Orlice, která podzemní vody drénuje. Orlice je skoro v celé oblasti efluentní, influentního charakteru je pouze v úseku nad jezem Albrechtice, kde z důvodu vzduté hladiny dochází k dotaci podzemní vody z řeky. Významná je drenáž do sítě kanálů v celé ploše modelu. K dotaci podzemní vody dochází především plošnou infiltrací ze srážek a z náhonu Alba na severovýchodním okraji modelové oblasti.

Lokální změny hydraulické vodivosti byly interpretované odlišnými parametry pro nejmladší říční terasu a pro menší oblast pod meandrem Jordán.

Pro simulaci revitalizace meandru Jordán byla změněna okrajová podmínka typu řeka v dotčeném úseku. Změněn byl průběh toku Orlice a byla zvýšena hydraulická výška o jeden metr na výšku 244,4 m n. m. pro celý úsek řeky od spádového objektu až do vzdálenosti asi 1 600 m proti proudu. Vliv revitalizace zasahuje plochu přesahující 0,75 km2, ve které dojde ke zvýšení hladiny podzemní vody v kolektoru (obr. 6).

Obr. 6. Simulace dopadu revitalizace meandru s navýšením hladiny o 1 m
Fig. 6. Simulation of meander restoration impact with level increase by 1 m (navýšení HPV – Groundwater level rise)

Simulace plošného zvýšení hladiny podzemní vody umožnila kalkulaci změny zásoby podzemní vody. Pokud zanedbáme navýšení hladiny menší než 1 cm, získáme v případě navýšení hladiny v řece o 1 m hodnotu objemu nově saturovaného horninového prostředí 176 760 m3. Za předpokladu že je hodnota efektivní porozity štěrkopískového kvartérního kolektoru okolo 0,2 [14], znamená to tvorbu okolo 35 350 m3 nových zdrojů podzemní vody. Pro srovnání, takové množství zhruba odpovídá roční spotřebě vody 1 000 obyvatel.

V případě revitalizace s navýšením hladiny v řece o 2 m se počítá se vzdutím hladiny do vzdálenosti asi 2 500 m proti proudu od spádového objektu meandru Jordán. Plocha ovlivnění hladiny podzemní vody je výrazně větší (obr. 7) a podle modelu může dojit i k mírnému zvětšení některých podmáčených ploch u řeky, obzvlášť pak na pravém břehu Orlice mezi ČOV a skladovým areálem v ulici Mostecká. V těchto místech model ukazuje navýšení hladiny do 20 cm. Jde zároveň o lokalitu, kde je na leteckých snímcích stále dobře viditelný tvar starého, již zasypaného meandru.

Obr. 7. Simulace dopadu revitalizace meandru s navýšením hladiny o 2 m
Fig. 7. Simulation of meander restoration impact with level increase by 2 m (navýšení HPV – Groundwater level rise)

V případě navýšení hladiny v řece o 2 m získáme hodnotu objemu nově saturovaného horninového prostředí 640 800 m3. Za stejného předpokladu o efektivní porozitě štěrkopískového kvartérního kolektoru to znamená vytvoření přibližně 128 160 m3 nových zdrojů podzemní vody.

Závěr

Realizace plánované revitalizace meandru Jordánu na toku Orlice u Týniště nad Orlicí bude představovat významný pozitivní zásah do hydrologického i hydrogeologického režimu v okolí. Jednak zpomalí odtok povrchové i podzemní vody, jednak krátce po revitalizaci umožní zintenzivnění břehové infiltrace do přilehlého kvartérního kolektoru. Tato aktivita naplňuje zásady státní politiky boje proti suchu. Spadá do kategorie přírodě blízkých opatření, protože zintenzivňuje původní přírodní procesy, které umožňovaly dlouhodobou retenci vody v krajině. Zvýšení hladiny podzemní vody nepředstavuje žádnou konfliktní aktivitu, protože voda se pouze navrací do svého původního stavu. Modelové simulace například naznačily budoucí podmáčení terénu v oblastech, které v minulosti byly mokřady.

Modelová simulace postavená na ročním monitoringu režimu podzemních a povrchových vod kvantifikovala teoretický nárůst objemu podzemních vod v kvartérních sedimentech o cca 35 000 m3 (zvýšení hladiny vodního toku o 1 m), resp. cca 128 160 m3 (zvýšení hladiny vodního toku o 2 m). Tato čísla představují dočasně zadrženou vodu v podobě podzemního odtoku. Využitelné zdroje budou pochopitelně nižší, přesto ale mohou hrát ve vodohospodářsky deficitním královehradeckém kraji důležitou roli. To především s ohledem na skutečnost, že lokalit vhodných k podobné revitalizaci je na toku Orlice celá řada. Modelová interpolace dat z meandru Jordán na širší území povodí Orlice by byla schopna kvantifikovat vodohospodářský potenciál takovýchto revitalizačních opatření.

Poděkování

Studie, na základě které vznikl příspěvek, byla financovaná interním grantem Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka, v. v. i.

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

Souhrn

Sledování kvality vody pražských potoků s přírodními veřejnými koupališti v letech 2018 až 2019 (v rámci operačního programu Praha – pól růstu II) bylo zároveň doplněno o sledování a hodnocení biologických složek ekosystému: společenstev fytobentosu a makrozoobentosu. Výhodou je, že stav těchto společenstev odráží kolísání kvality vody v profilech po delší období (na rozdíl od okamžitého stavu při odběru vzorků vody).

Z výsledků sledování makrozoobentosu vyplývá, že toto společenstvo vykazuje nejvyšší abundanci a druhovou diverzitu v úsecích potoků s nejpřirozenějšími morfologickými podmínkami (přírodní koryta potoků Litovicko-Šáreckého potoka pod nádrží Džbán a Botiče nad i pod nádrží Hostivař). I tato společenstva však při kombinaci vlivů prostředí (morfologie toku, kvalita vody) svým stupněm saprobity odpovídají horší beta-mesosaprobitě. Naopak ve společenstvech fytobentosu žádný významnější rozdíl (až na hojnější výskyt vláknitých forem řas v přírodních korytech) mezi přirozenými a umělými profily zjištěn nebyl. Pro vesměs přizpůsobivé řasy (zejména rozsivky), které v uvedených profilech dominují, se tedy zdá být klíčovým faktorem spíše chemismus vody než např. mikrotopografie dna.

Při předpokládané (budoucí) revitalizaci regulovaných a vydlážděných potoků je nutno zahrnout i úpravu jejich morfologie a substrátu dna a zároveň věnovat značnou pozornost kvalitě přitékající vody.

Úvod

V letech 2018 a 2019 byla v rámci operačního programu Praha − pól růstu II sledována kvalita vody potoků, v jejichž povodí se nacházejí nádrže určené k rekreaci: Motolský potok se soustavou tří retenčních nádrží R1−R3 (oficiální veřejné koupaliště je v nádrži R2, ale využívána je i nádrž R1), Litovicko-Šárecký potok s nádrží Džbán, Vestecký a Kunratický potok s rybníkem Šeberák (v průběhu roku 2019 vypuštěn a odtěženy sedimenty), Botič s nádrží Hostivař. Výsledky z let 2018−2019 jsou uvedeny v [1, 2]. Protože odběr vzorků vody vždy zobrazuje pouze okamžitý stav kvality v daném profilu, bylo vzorkování doplněno o sledování společenstev fytobentosu a makrozoobentosu. Výhoda zařazení těchto ukazatelů tkví v tom, že jejich stav „integruje“ vliv kolísání kvality vody na obě společenstva v daném profilu za dobu mezi odběry.

Sledované lokality

Vzorky fytobentosu a makrozoobentosu byly odebírány vždy z přítoků a odtoků potoků do a z příslušných nádrží určených k rekreaci: Motolský potok se soustavou tří retenčních nádrží R1−R3, Litovicko-Šárecký potok s nádrží Džbán, Vestecký a Kunratický potok s rybníkem Šeberák, Botič s nádrží Hostivař. Odběrové profily jsou vyznačeny na obr. 1–4.

Obr. 1. Odběrová místa, Motolský potok, nádrže R1–R3; 1 – přítok, 2 – odtok
Fig. 1. Sampling sites, Motolský stream, R1–R3 retention tanks; 1 – inflow, 2 – outflow
Obr. 2. Odběrová místa, Litovicko-Šárecký potok, nádrž Džbán; 1 – přítok, 2 – odtok
Fig. 2. Sampling sites, Litovicko-Šárecký stream, Džbán water reservoir; 1 – inflow, 2 – outflow
Obr. 3. Odběrová místa, rybník Šeberák; 1 – přítok Vestecký potok, 2 – přítok Kunratický potok, 3 – odtok
Fig. 3. Sampling sites, Šeberák fishpond; 1 – Vestecký stream inflow, 2 – Kunratický stream inflow, 3 – outflow
Obr. 4. Odběrová místa, Botič, nádrž Hostivař; 1 – přítok, 2 – odtok
Fig. 4. Sampling sites, Botič stream, Hostivař water reservoir; 1 – inflow, 2 – outflow

Charakteristika lokalit

  • BF 1 (Motolský potok, přítok do retenčních nádrží R1−R3): „natěsno“ vydlážděné koryto, v podstatě bez sedimentu, občas téměř bez vody (obr. 5),
  • BF 2 (Motolský potok, odtok z retenčních nádrží R1−R3): vydlážděné koryto, na dně písek a menší kameny, trvale zavodněné (obr. 6),
  • BF 3 (Litovicko-Šárecký potok, přítok do nádrže Džbán): vydlážděné koryto, na dně písek a kameny (i větší), trvale zavodněné (obr. 7),
  • BF 4 (Litovicko-Šárecký potok, odtok z nádrže Džbán): přírodní koryto, písek, kameny různé velikosti, ponořená makrovegetace (obr. 8). Vzhledem ke kvalitě vody odtoku z hypolimnia nádrže Džbán, zvláště koncem léta (H2S, bakteriální povlaky dna – obr. 9), nebyly vzorky fytobentosu a makrozoobentosu odebírány přímo pod nádrží; odběr byl posunut cca 500 m níže,
  • BF 5 (Vestecký potok, levý přítok do rybníka Šeberák): napřímený potok, nedlážděný, na dně většinou bahno z okolních polí, občas písek, kameny vzácné, pouze drobnější valounky (obr. 10),
  • BF 6 (Kunratický potok, pravý přítok do rybníka Šeberák): nehodnocen – po celé sledované období do rybníka Šeberák voda neodtékala, profil se změnil na mokřad (obr. 11),
  • BF 7 (Kunratický potok, odtok z rybníka Šeberák): umělé koryto, vydlážděné, na dně většinou jemné bahno z rybníka Šeberák − zvláště během vypouštění a odstraňování sedimentů v roce 2019 (obr. 12),
  • BF 8 (Botič, přítok do nádrže Hostivař): přírodní koryto, na dně písek, drobnější i větší kameny (obr. 13),
  • BF 9 (Botič, odtok z nádrže Hostivař): přírodní koryto, vtok do přírodní rezervace Meandry Botiče (obr. 14).
Obr. 5. Profil BF 1, Motolský potok, přítok do retenčních nádrží R1–R3
Fig. 5. BF 1 profile; Motolský stream, inflow into the R1–R3 retention tanks
Obr. 6. Profil BF 2, Motolský potok, odtok z retenčních nádrží R1–R3
Fig. 6. BF 2 profile; Motolský stream, outflow from the R1–R3 retention tanks
Obr. 7. Profil BF 3, Litovicko-Šárecký potok, přítok do nádrže Džbán
Fig. 7. BF 3 profile; Litovicko-Šárecký stream, inflow into the Džbán water reservoir
Obr. 8. Profil BF 4, Litovicko-Šárecký potok, cca 500 m pod odtokem z nádrže Džbán
Fig. 8. BF 4 profile; Litovicko-Šárecký stream, cca 500 m under the outflow from the Džbán water reservoir
Obr. 9. Vzhled odtoku přímo pod nádrží Džbán
Fig. 9. The ouflow directly under the Džbán water reservoir
Obr. 10. Profil BF 5, Vestecký potok, levostranný přítok do rybníka Šeberák
Fig. 10. BF 5 profile; Vestecký stream, left side inflow into the Šeberák fishpond
Obr. 11. Profil BF 6, Kunratický potok, pravostranný přítok do rybníka Šeberák
Fig. 11. BF 6 profile; Kunratický stream, right side inflow into the Šeberák fishpond
Obr. 12. Profil BF 7, Kunratický potok, odtok z rybníka Šeberák
Fig. 12. BF 7 profile; Kunratický stream, outflow from the Šeberák fishpond
Obr. 13. Profil BF 8, Botič, přítok do nádrže Hostivař
Fig. 13. BF 8 profile; Botič stream, inflow into the Hostivař water reservoir
Obr. 14. Profil BF 9, Botič, odtok z nádrže Hostivař
Fig. 14. BF 9 profile; Botič stream, outflow from the Hostivař water reservoir

Metodika odběrů a analýz vzorků

Fytobentos

Vzorky fytobentosu byly odebírány z charakteristického úseku toku vždy třikrát ročně (duben, srpen, listopad). Odběry i analýza druhového složení byly provedeny v souladu se standardními metodami podle ČSN [3–6], v každém vzorku byly vyhodnoceny relativní abundance jednotlivých druhů řas podle základní stupnice, viz [5].

Makrozoobentos

Vzorky makrozoobentosu byly odebírány v souladu s metodikou MŽP a příslušnými platnými normami [7, 8]. Vzorky z jednotlivých profilů byly odebírány metodou „kick samples“ dvakrát ročně (duben, listopad) z charakteristického úseku toku. Z odebraného vzorku byly (po opláchnutí vodou z lokality) odstraněny zachycené velké částice (listí, makrofyta, …). Vzorek byl následně převeden do vzorkovnice a nafixován etanolem. V laboratoři byly pod binokulární lupou odebrané vzorky podrobně prohlédnuty, přítomné organismy převedeny do 70 % etanolu a určeny (binokulární lupa, mikroskop).

Ve vzorcích byl stanoven celkový počet organismů v odebraném standardním vzorku [7, 8], saprobní index [9] a index diverzity Shannon-Weaver [10].

Výsledky

Koncentrace fosforu v jednotlivých profilech

tabulce 1 jsou uvedeny průměrné, maximální a minimální hodnoty koncentrací celkového (Pcelk), a fosforečnanového (P-PO4) fosforu pro jednotlivé profily odběru vzorků. Vysoké koncentrace Pcelk řadí vodu profilů až do IV.–V. třídy jakosti podle ČSN 75 7221 [11]. Výjimkou je profil BF 1 – přítok do retenční nádrže R1 (horní tok Motolského potoka). Data pro profil BF 9 – odtok z nádrže Hostivař pro rok 2018 jsou převzata z [12].

Tabulka 1. Koncentrace fosforu v profilech
Table 1. Phosphorus concentrations in profiles

Fytobentos

Kvalitativní složení fytobentosu

Kvalitativní složení fytobentosu bylo ve všech sledovaných profilech podobné, se zřetelnou dominancí dvou hlavních skupin, rozsivek (Bacillariophyceae) a zelených řas z třídy Chlorophyceae. Ve druhém případě se ovšem na rozdíl od rozsivek nejedná o typické bentické řasy, nýbrž o řasy planktonní, které byly do sledovaných profilů zaneseny z přilehlých stojatých vod (rybníků či vodních nádrží). S ohledem na to, že se jedná o typickou letní složku fytoplanktonu, hojněji a ve vyšší abundanci se vyskytovaly až v rámci letních a podzimních odběrů.

Z rozsivek dominovaly především velmi hojné druhy charakteristické pro vody s vyšší či střední trofií, často tolerantní ke znečištění, či druhy se širokou ekologickou amplitudou, jmenovitě zejména Diatoma vulgaris, Navicula lanceolata, Navicula tripunctata, Synedra ulna, Navicula gregaria, Melosira varians, Nitzschia acicularis atd. Ze zelených řas zejména běžní zástupci eutrofních vod z rodů Desmodesmus, Pediastrum s.l., Coelastrum, Actinastrum, Monoraphidium atd. Ostatní skupiny řas (včetně sinic) byly vesměs zastoupeny pouze minoritně a až na výjimky se jejich zástupci nepodíleli na složení společenstev významně ani kvantitativně. Těmito výjimkami byl především hojnější výskyt (oproti ostatním profilům) některých vláknitých řas (zejména Audouinella sp. a Cladophora glomerata) na profilech BF 4, BF 5 a v menší míře také na profilech BF 8 a BF 9.

I přes poměrně vysokou celkovou druhovou diverzitu zaznamenanou na jednotlivých profilech (podrobněji viz níže) nebyly ve vzorcích nalezeny téměř žádné vzácné druhy, za zmínku stojí zejména nález vzácného bičíkovce Tetraselmis cordiformis na profilech BF 5, BF 7 a BF 8 či nález pozoruhodné, v ČR roztroušeně se vyskytující haptofytní řasy Hymenomonas roseola na profilech BF 3 a BF 8.

Kvantitativní složení fytobentosu

Celková druhová diverzita byla na všech hodnocených profilech velmi podobná, pohybovala se mezi 124 (profil BF 7) a 150 druhy (profil BF 2). Jedinou výjimkou byl profil BF 1 s celkem 70 druhy, u něj byla ovšem tato hodnota výrazně ovlivněna vyschnutím od léta 2018 do jara 2019, hodnoceny byly tudíž vzorky pouze ze tří odběrů. Navíc bylo i na nízké diverzitě zejména letního vzorku z roku 2019 a extrémně nízké abundanci většiny řas patrné, že se společenstva fytobentosu teprve vzpamatovávají z dlouhotrvajícího vyschnutí. Zhruba srovnatelná byla u všech profilů i průměrná druhová diverzita na vzorek, která se pohybovala (s výjimkou profilu BF 1 se 37 druhy) od 41 druhů (profil BF 5) do 59 druhů (profil BF 2). Jak už bylo ovšem zmíněno výše, druhové složení společenstev fytobentosu bylo zejména v letním a podzimním období výrazně ovlivněno splavením planktonních zástupců z přilehlých stojatých vod, zmíněné rozdíly tedy nemají jednoznačnou vypovídací schopnost. Míra odlišnosti mezi jednotlivými lokalitami byla tedy do značné míry dána odlišností druhového složení letních vzorků, tj. v podstatě mírou ovlivnění jednotlivých profilů přilehlými stojatými vodami, z nichž byly na daná odběrová místa splaveny planktonní řasy a sinice (které byly určující složkou zmíněné odlišnosti), spíše než výraznějšími rozdíly v přirozených společenstvech jejich fytobentosu.

Makrozoobentos

Výsledky stanovení makrozoobentosu v jednotlivých sledovaných profilech za období let 2018–2019 jsou uvedeny v tabulce 2. Výsledky jsou průměrnými hodnotami ukazatelů ze dvou (profil BF 1 – v listopadu 2018 a v dubnu 2019 byl bez vody), tří (profil BF 2 – v dubnu 2019 byl bez vody; profil BF 7 – v listopadu 2019 silně ovlivněn vysokým průtokem a množstvím sedimentu vzhledem k vypouštění rybníka Šeberák a odstraňování sedimentu v roce 2019) a čtyř odběrů (ostatní profily).

Tabulka 2. Charakteristiky společenstev makrozoobentosu ve sledovaných profilech (n: počet jedinců ve vzorku, Si: saprobní index, H: index diversity Shannon-Weaver)
Table 2. Characteristics of macroinvertebrate communities in the studied profiles (n: number of individuals per sample, Si: saprobic index, H: Shannon-Weaver diversity index)

Kvalitativní složení makrozoobentosu

Kvalitativní složení makrozoobentosu bylo ve všech sledovaných profilech obdobné, lišilo se spíše poměrným zastoupením jednotlivých taxonů. Vždy byly (v různé míře) zastoupeni máloštětinatci (Oligochaeta – Tubificidae), pijavky (především Erpobdella octoculata), korýši Asellus aquaticus, měkkýši (většinou Pisidium sp. a Bythinia sp.), larvy Chironomidae, larvy chrostíků (hlavně Hydropsyche angustipennis), ve většině profilů i larvy jepic (především Baetis fuscatus) a časté byly i larvy muchniček (Simulium sp.).

V některých profilech se vyskytovali (i ve značném množství) žahavci (nezmar – Hydra sp. – profily BF 2, BF 3, BF 4, BF 5); v menším množství larvy pakomárcovitých (Ceratopogonidae – profily BF 1, BF 3, BF 4, BF 5, BF 7), korýš Gammarus fossarum (profily BF 3, BF 4, BF 5, BF 7). Larvy i dospělci brouků (Coleoptera – Elmis sp.) se vyskytovali pouze v přirozených úsecích toků (profily BF 4, BF 8, BF 9). V profilech BF 3, BF 4, BF 9 byly ojediněle nalezeny larvy vážek (Odonata – Calopteryx sp., Coenagrion sp.), v profilech BF 4 a BF 8 dravé larvy chrostíků (Rhyacophila sp.) a v profilu BF 8 plž Ancylus fluviatilis.

Abundance organismů – počet organismů na standardní vzorek

Podle oživení lze profily zařadit do několika skupin. Výrazně nejnižší oživení vykazoval profil BF 1 (Motolský potok, přítok do R1–R3) – vydlážděný, s velmi kolísajícím průtokem, občas bez vody (organismy pouze v mezerách mezi dlážděním). Jako nízkou lze charakterizovat i abundanci makrozoobentosu v profilu BF 7 – vydlážděné koryto, silně ovlivňované kolísajícím odtokem ze Šeberáku a zanášené jemnými rybničními sedimenty. Další skupinu tvoří profily BF 2, BF 3, také s vydlážděným korytem, ale s trvalým průtokem, na dně je přítomen sediment a kameny různé velikosti. Průměrná abundance (ve srovnání s ostatními sledovanými profily) byla v profilu BF 5 – napřímené koryto, nevydlážděné, na dně převážně jemný sediment (většinou splachy z okolních polí). Nejvyšší abundanci makrozoobentosu vykazují přirozené profily BF 4, BF 8, BF 9 (tabulka 2).

Saprobní index

Hodnoty saprobního indexu odpovídají hydrologickým podmínkám a kvalitě vody potoků. Na úrovni alfa-mesosaprobity jsou profily BF 1, BF 3 a BF 7 (profil BF 7 – Si 2,71, nejhorší ze sledovaných – je ovlivněn podmínkami odtoku z rybníka Šeberák). Do stupně beta-mesosaprobita lze zařadit ostatní profily – nejlepší je opět u přirozených toků v profilech BF 4, BF 8, BF 9 (tabulka 2).

Index diverzity

Ve sledovaných lokalitách je nejnižší index diverzity (tj. relativně nejvyšší diverzita společenstva makrozoobentosu) v přirozených profilech BF 4 (Litovicko-Šárecký potok pod nádrží Džbán), BF 8, BF 9 (Botič) a poněkud překvapivě v profilu BF 1 (Motolský potok, přítok do R1–R3). Na profilu BF 1 je to dáno poměrně rovnoměrným zastoupením taxonů při velmi nízkém celkovém počtu jedinců ve standardním vzorku (tabulka 2).

Závěr

Sledování kvality vody pražských potoků v letech 2018–2019, v jejichž povodí jsou přírodní koupaliště, zahrnovalo i sledování hydrobiologických ukazatelů: fytobentos a makrozoobentos. Vzorky byly na jednotlivých potocích odebírány v profilech přítok a odtok těchto přírodních koupališť.

Z výsledků vyplývá, že společenstvo makrozoobentosu vykazuje nejvyšší abundanci a druhovou diverzitu v potocích s nejpřirozenějšími morfologickými podmínkami (přírodní koryta potoků Litovicko-Šáreckého potoka pod nádrží Džbán a Botiče nad i pod nádrží Hostivař, tj. profily BF 4, BF 8, BF 9). I tato společenstva však při kombinaci vlivů prostředí (morfologie toku, kvalita vody, substrát dna apod.) svým stupněm saprobity odpovídají horší beta-mesosaprobitě. Naopak ve společenstvech fytobentosu žádný významnější rozdíl (až na hojnější výskyt vláknitých forem v přírodních korytech) mezi přirozenými a umělými profily zjištěn nebyl. Pro vesměs přizpůsobivé řasy (zejména rozsivky), které v uvedených profilech dominují, se tedy zdá být klíčovým faktorem spíše chemismus vody než např. mikrotopografie dna.

Vypouštění vody z hypolimnia nádrže Džbán koncem léta výrazně ovlivňuje úsek Litovicko-Šáreckého potoka pod výpustí (obr. 9). Z tohoto důvodu byl odběr vzorku fytobentosu a makrozoobentosu posunut několik set metrů po proudu (viz výše).

Je zřejmé, že hlavní vliv na společenstva fytobentosu a makrozoobentosu ve sledovaných tocích má (vedle vlastní morfologie toku) i trvalý a vysoký přísun živin (zvláště P). Při předpokládané budoucí revitalizaci regulovaných a vydlážděných potoků bude nutno zahrnout i úpravu jejich morfologie a substrátu dna a zároveň věnovat značnou pozornost kvalitě přitékající vody.

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.

Janda Vratislav

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

Vaše firma Nestlé je jednou z největších potravinářských firem na světě. V České republice zaujímáte vrchol potravinových producentů, který nabízí na našem území přes 60 značek. Jak se takováto velká firma vypořádává s produkcí odpadu?

V první řadě se snažíme, aby bylo s naším odpadem nakládáno zodpovědně a v souladu s nejvyššími environmentálními standardy. V principu sledujeme dvě kategorie odpadů a to, odpad, který vzniká při výrobě a dodávkách a odpad, který vzniká z obalů našich výrobků. Jsme hrdí na to, že odpad vznikající při výrobě v našich závodech v Česku a na Slovensku neskládkujeme, ale recyklujeme nebo energeticky využíváme. O obalový odpad se staráme formou podpory a rozvoje systémů kolektivního sběru odpadů. Z materiálů, které vstupují do našeho podnikání a končí jako obalový odpad, jsou dnes nejproblematičtější plasty. I proto jsme se zavázali, že do roku 2025 žádný z našich obalů neskončí na skládce a všechny budou recyklovatelné nebo znovupoužitelné.

 

Plasty jsou v dnešní době velké téma. Produkce plastů stoupla v posledních letech až 20krát. Nestlé se snaží v této oblasti být inovativní. Můžete nám popsat, jak společnost nakládá s plasty a jaké jsou její budoucí plány ve využívání plastů?

Koncem roku 2018 představilo Nestlé svůj plán boje proti plastovému odpadu. Jeho podstatou je, jak jsem již zmínil, postupný přechod na recyklovatelné nebo znovu použitelné obaly. Dále jsme se zavázali v tom samém období snížit o třetinu používání plastů z primární suroviny (tzv. virgin plastů). Přestože jsme odhodláni uplatňovat možnosti recyklace tam, kde je to proveditelné, víme, že 100% recyklovatelnost nestačí k úspěšnému vyřešení problému s plastovým odpadem. Začali jsme proto realizovat více různých řešení, která mohou být přínosná již nyní. Podporujeme výzkum alternativních obalových materiálů, založili jsme vlastní Nestlé institut obalových věd, jako první firma na světě jsme spustili vysokorychlostní balicí linku na balení výrobků do papírových obalů. Některé značky balených vod, které prodáváme v zahraničí, jsou zabalené v lahvích vyrobených z recyklovaného PET. Podporujeme desítky výzkumných institucí a start-upů, které vyvíjejí nové obaly nebo systémy bezobalového prodeje. Nedávno jsme ohlásili investici ve výši 50 mld. Kč do rozvoje trhu s recyklátem, aby z něj mohly vzniknout znovu obaly, které budou vhodné pro balení potravin. V zemích třetího světa pomáháme zakládat systémy sběru dopadu, aby se omezilo znečišťování oceánů. Tímto vším se snažíme vytvářet bezodpadovou budoucnost. A měníme i vlastní chování. Z našich prostor po celém světě zmizely jednorázové plasty a podporujeme dobrovolnické aktivity zaměstnanců zaměřené na odstraňování odpadků z přírody a pobřeží.

Na webových stránkách společnosti lze nalézt několik článků zabývajících se radami ohledně šetření vody v domácnosti apod. Jak se Nestlé snaží hospodařit s vodou při výrobě a mají zaměstnanci stejné ambice jako společnost?

Hlásíme se k deklaraci OSN, že voda je základním lidským právem a snažíme se přispět k tomu, abychom jí při výrobě našich produktů použili co nejméně. Od roku 2010 se nám v našich závodech v Česku a na Slovensku podařilo snížit spotřebu vody o 46 % na 2,47 m3 na tunu produkce. Nejvýznamněji k tomu přispělo nahrazení průběžných systémů chlazení oběhovými, zavedení přesnějších systémů měření spotřeby vody s cílem snadněji identifikovat úniky a odchylky a také nahrazení některých vodou chlazených strojů novými technologiemi, které jsou chlazené jiným způsobem. Máme také rozpracované projekty zadržování a využití dešťové vody.

Zaměstnance v pravidelných cyklech vzděláváme. Snažíme se je k tomu vést a motivovat a dávat praktické tipy a návody, jak vodou šetřit. Kromě toho, že je to ekologické, je to zároveň i ekonomické. Na to, do jaké míry se nakonec naše rady realizují v domácnostech našich zaměstnanců však už nemáme vliv. Víme, že mezi našimi zaměstnanci máme ekologické nadšence, kteří inspirují ostatní a zároveň je do jisté míry umí i strhnout správným směrem. Stávají se často přirozenými spolupracovníky v komunikaci a ambasadory těchto myšlenek. Netýká se to samozřejmě jen vody ale i jiných aspektů šetrného přístupu k životnímu prostředí, například odpadů.

Problematika sucha se řeší po celém světě. Lze říci, že inciativa Nestlé ČR a SR chytrého hospodaření s vodou vychází z konceptu celé společnosti?

Voda je jedním z hlavních pilířů společenské odpovědnosti Nestlé po celém světě. V Česku a na Slovensku jsme začali realizovat programy šetrného hospodaření s vodou mnohem dříve, než začala veřejná diskuse o suchu a nedostatku srážek v tomto regionu, jak tomu můžeme být svědky právě v posledních měsících. Je nám jasné, že voda je vzácný zdroj a její dostupnost může být omezena. Dlouhodobě spolupracujeme s Nadací Partnerství v ČR a Nadáciou Ekopolis v SR na propagaci tohoto tématu a snažíme se společně vyzdvihovat projekty, které mohou být dobrým příkladem a inspirací veřejnosti, firmám, jednotlivcům, ale také obcím, městům a státu.

Vaše společnost v roce 2012 vytvořila projekt „Dnes šetříme vodu pro budoucnost“ v rámci Nadace Partnerství. Plánuje Nestlé vytvořit či podpořit podobné projekty?

S Nadací Partnerství spolupracujeme dodnes. Projekt se postupem času rozvíjel a měnil. Dlouhá léta bylo hlavním cílem podpořit správné hospodaření s vodou v krajině, jinými slovy navrhovat opatření k zadržování vody, předcházení povodním nebo úpravu povodí. Projekt měl formu soutěže, do které nejprve města a obce přihlásily aktuální a reálné zadání týkající se vody, které potřebovaly vyřešit. Ty se následně předaly vysokým školám a studentům vodohospodářům s cílem navrhnout technické řešení k odstranění problému. Ve finále byly nejlepší projekty finančně odměněny cenou Nestlé a projektové návrhy předány obcím, které je mohly využít k řešení svých problémů s vodou. Od minulého roku se koncept projektu rozšířil a zaměřil se na předcházení klimatickým změnám. Dnes se jmenuje Adapterra Awards a spolu s Nadací Partnerství dále oceňujeme inovativní řešení, včetně projektů zaměřených na ochranu vody v krajině a šetrné hospodaření na zemědělské půdě, zmírňující dopady klimatických změn v Česku.

Jaké jsou cíle Nestlé do budoucna v oblasti ekologické udržitelnosti a určité společenské odpovědnosti?

Hlavním cílem je minimalizovat ekologickou stopu našeho podnikání. Už dnes realizujeme konkrétní opatření pro splnění tohoto cíle. Kromě snižování spotřeby vody, snižujeme také spotřebu energií. Před dvěma lety jsme začali nakupovat zelenou elektřinu, takže veškerá elektřina, kterou spotřebováváme v našich závodech v Česku a na Slovensku, pochází z obnovitelných zdrojů. Přihlásili jsme se k závazku nulových čistých emisí CO2. Už samotný přechod na zelenou elektřinu měl výrazný vliv na snížení naší uhlíkové stopy, ale chceme jít ještě dál. Investujeme do vývoje bezmasých potravin, založených na bázi rostlinných proteinů, což považujeme za velmi perspektivní oblast a málokdo ví, že jediným závodem v Evropě, kde Nestlé vyrábí takové produkty, je právě náš závod v Krupce. Máme účinné programy k odstranění odlesňování v našem dodavatelském řetězci. Minulý rok jsme zvýšili podíl dodávek z neodlesněných území na úroveň 77 % a na konci roku se chceme přiblížit k 90 %. Ve spolupráci s farmáři hledáme nové postupy při pěstování a péči o půdu, aby se chránila její bonita a dokázala absorbovat více oxidu uhličitého. No a nesmím zapomenout na boj proti plastovému odpadu a již zmíněnou iniciativu na změnu našich obalů. V tom je Nestlé velmi aktivní a podporuje široké spektrum aktivit a mnoho spolupracujících institucí.

 

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

Úvod

Vláda České republiky schválila usnesením č. 289 ze dne 29. dubna 2019 Akční plán pro implementaci Národní strategie otevřeného přístupu České republiky k vědeckým informacím [1]. Tento dokument naplňuje již dříve přijatou Národní strategii otevřeného přístupu ČR k vědeckým informacím na léta 2017−2020 [2] a ukládá 11 úkolů, které je třeba naplnit k zajištění doporučení Evropské komise ze dne 25. dubna 2018 o přístupu a uchovávání vědeckých informací [3], tj. zpřístupnit do roku 2020 100 % vědeckých publikací financovaných z národních veřejných prostředků elektronickou cestou. Na základě tohoto Akčního plánu je třeba „bez zbytečného prodlení“ zajistit splnění minimálních požadavků na otevřený přístup k vědeckým informacím od 1. července 2020:

bez ohledu na způsob zveřejnění (odborný časopis, digitální infrastruktura, multimediální kanály nebo jakékoli nové a experimentální metody vědecké komunikace) bude otevřený přístup k publikacím, které jsou výsledkem výzkumu financovaného z veřejných zdrojů, zajištěn co nejdříve, pokud možno již v okamžiku zveřejnění, vždy však nejpozději do šesti měsíců od data zveřejnění (v případě společenských a humanitních věd do dvanácti měsíců); uložení strojově čitelné kopie autorského rukopisu přijatého k publikování po recenzním řízení (zvaného též postprint), nebo vydavatelské verze článku do oborového nebo institucionálního repozitáře a podle licenčních podmínek vydavatele zajistit otevřený přístup k plnému textu.

Pod publikací se rozumí veškeré výsledky evidované v IS VaVaI, zejména typu J (článek v recenzovaném časopise) a D (příspěvek na konferenci). Akční plán sice explicitně nezmiňuje výsledky typu B (kniha) či C (kapitola v knize), ale lze předpokládat, že i tyto jsou považovány za publikační výsledky evidované v IS VaVaI. V následujícím textu bude obvykle hovořeno o článku v časopise, ale prakticky jsou tím myšleny všechny publikační výsledky (J, D, B i C), i když se v drobnostech mohou uváděné informace pro každý typ výsledku odlišovat.

Akční plán je časově limitován do konce roku 2020, přičemž další kroky v této oblasti mají být již součástí Národní politiky VaVaI 2021+ včetně postupu k případnému zpřístupnění výzkumných dat [1]. Mezi další kroky lze zahrnout zajištění otevřeného přístupu k vědeckým datům pořízeným/získaným za veřejné prostředky, což přímo Akční plán zmiňuje. Návrh Národní politiky VaVaI 2021+ schválený Radou vlády pro vědu, výzkum a inovace na 355. zasedání v březnu 2020 [4] a předložený do meziresortního připomínkového řízení však otázku zajištění otevřeného přístupu pojímá velmi obecně a ani nenaznačuje, s jakým vývojem mohou či mají výzkumné organizace při plánování dalších kroků počítat.

Cílem otevřeného přístupu je poskytnout výzkumným pracovníkům i široké veřejnosti bezplatně, otevřeně a bez diskriminace přístup k recenzovaným vědeckým publikacím, údajům z výzkumu i ostatním výstupům výzkumu v co nejranější fázi jejich šíření a umožnit používání a opakované využívání výsledků vědeckého výzkumu. Předpokládá se, že otevřený přístup k výsledkům výzkumu pomáhá zvyšovat kvalitu výzkumu, snižuje potřebu zbytečného zdvojování výzkumu, urychluje vědecký pokrok, pomáhá v boji proti podvodům v oblasti vědy a může celkově podpořit hospodářský růst a inovace [3]. Publikování výsledků výzkumu otevřenou cestou má přínos i pro samotné autory publikací. Podle existujících studií jsou publikace s otevřeným přístupem častěji citovány a mají vyšší počet stažení, než publikace s placeným přístupem [5].

Před vedením každé výzkumné organizace, bez ohledu na to, zda jde o resortní instituci, jako je VÚV TGM, v. v. i., či ČHMÚ, vysokou školu, pracoviště Akademie věd nebo jiný typ výzkumné organizace, stojí několik úkolů a harmonizace někdy až protichůdných požadavků.

Zajištění otevřeného přístupu k publikacím

Na první pohled nejsnadnějším požadavkem je zajištění otevřeného přístupu k publikacím. Většina časopisů již dnes umožňuje nějakou formu otevřeného přístupu tzv. Open Access. Obecně se rozlišují dva přístupy:

Zelená cesta Open Access představuje případ, kdy vydavatel umožňuje přístup k článku na svých stránkách pouze na základě předplatného či na základě jiné formy, která nenaplňuje znaky otevřeného přístupu. Zároveň však dává autorům právo zveřejnit nějakou formu svého rukopisu v otevřeném repositáři např. institucionálním apod. Obvykle po uplynutí tzv. embargo period.

Zlatá cesta Open Access představuje situaci, kdy vydavatel zveřejňuje plné texty k článkům na svých stránkách bez jakýchkoliv finančních nároků na čtenáře. Některé časopisy jsou čistě s otevřeným přístupem, jiné mohou nabízet otevřený přístup pouze k vybraným článkům (takové časopisy se označují jako hybridní).

Problémem ovšem je, že celý redakční proces je časově poměrně náročný a vydavatelé musí hradit náklady spojené s vydáváním časopisu (mzdy editorů, korektorů a dalších pracovníků, náklady na provoz, tiskárnu atd.). A protože vydavatelé nemají v případě Open Access článků příjmy z prodeje přístupu k článkům, hledají jiné obchodní modely. Nejčastějším modelem je přenesení nákladů na autory formou zaplacení tzv. APC – Article Processing Charge. Jiným modelem, označovaným také jako Diamantová cesta Open Access [6], nebo jako zvláštní forma Zlaté cesty či Platinová cesta je financování časopisu jinou formou. Autor tedy neplatí žádné poplatky za vydání článku a i čtenář má neomezený přístup k článku. Obvykle jde o časopisy vydávané výzkumnými organizacemi, které hradí náklady nebo časopisy financované z grantů [7], případně elektronické časopisy založené na práci dobrovolníků [8]. Na rozdíl od časopisů pro širokou veřejnost není u vědeckých časopisů obvyklé financování z příjmů z reklamy. Jednou z modifikací výše uvedených modelů financování časopisu je model dobrovolných plateb nebo plateb „co si mohu dovolit“ [9]. Český časopis Chemické listy aplikuje poplatek v případě financování článku z grantu [10]. Studie článků s otevřeným přístupem [11] ukázala, že nejrozšířenějším „modelem“ je situace, kdy jsou články k dispozici čtenářům zdarma, ale není explicitně uvedena licence jejich užití.

Pro vedení každé výzkumné organizace se tedy zdá jako nejvýhodnější k naplnění požadavků Akčního plánu [1] publikovat výsledky výzkumu svých týmů v časopisech aplikujících Diamantovou cestu, protože nemusí hradit náklady APC, ani nemusí zajistit zpřístupnění výsledků výzkumu „vlastními silami“ (blíže viz část o institucionálních repozitářích). V oblasti vodního hospodářství existuje několik časopisů, které fungují na principu Diamantové cesty Open Access. Jedním z nich je právě časopis VTEI vydávaný VÚV TGM. Kupodivu ostatní vodohospodářské časopisy vydávané v České republice jako Vodní hospodářství a SOVAK nelze řadit mezi Open Access časopisy splňující požadavky definované Akčním plánem [1], protože on-line zpřístupňují (situace v 1. polovině roku 2020) jen vybrané články nebo v případě časopisu Vodní hospodářství jsou PDF verze všech článků k dispozici v archívu časopisu až na konci roku, takže není naplněn požadavek na přístupnost maximálně šest měsíců po zveřejnění.

Z časopisů indexovaných v databázích Web of Science nebo Scopus lze skupiny Diamantové cesty Open Access zařadit například brazilský časopis Journal of Urban and Environmental Engineering [12], korejský Environmental Engineering Research [13] či čínský Sustainable Environment Research [14] a japonský Journal of Water and Environment Technology [15]. V oblasti příbuzných oborů lze indexované časopisy nalézt i v České republice, např. Acta Polytechnica [16] a Civil Engineering Journal [17] vydávané ČVUT v Praze, Acta Universitatis Carolinae Geographica [18].

Z časopisů, které také publikují příspěvky z vodního hospodářství a příbuzných oborů lze jmenovat elektronický časopis Entecho (https://www.entecho.cz) vydávaný VŠCHT.

Ačkoliv se zdá publikování v časopisech aplikujících Diamantovou cestu Open Access jako ekonomicky nejvýhodnější, nemusí tomu tak být. Každá výzkumná organizace prochází hodnocením podle Metodiky 17+ [19]. Na úrovni Rady vlády pro vědu, výzkum a inovace, a obvykle i na úrovni poskytovatelů institucionální podpory na rozvoj výzkumné organizace, dochází k hodnocení bibliometrizovatelných výsledků, do kterého jsou zahrnuty pouze publikace zahrnuté do časopisů indexovaných v komerčních databázích Web of Science a Scopus. Ačkoliv jsou bibliometrizovatelné výsledky pouze jednou z částí, které jsou podle Metodiky 17+ hodnoceny, představují relativně snadno zpracovatelnou část celého hodnocení. Každý časopis je totiž zařazen do kvartilu v rámci svého oboru. „Bonusově“ jsou hodnoceny časopisy spadající do 1. decilu tj. mezi prvních 10 % časopisů v daném oboru. Rada vlády pro vědu, výzkum a inovace pravidelně 2x ročně pořádá tzv. konference k Metodice 17+, na kterých představuje aktuální pokrok v implementaci metodiky. Je s podivem, jak někteří představitelé hodnotících panelů z akademické sféry, až dehonestují publikace, které nejsou v časopisech zařazených do 1. kvartilu. Logicky tak dochází k tlaku na publikování v co nejprestižnějších časopisech (zařazených v 1. decilu případně v 1. kvartilu).

Publikování v prestižních časopisech v režimu Open Access je drahé, protože vydávání vědeckého časopisu je business jako každý jiný a „za kvalitu“ se platí. Zatímco dříve náklady platili čtenáři v rámci předplatného, s rozvojem otevřeného přístupu se tyto platby převádí na jiné subjekty. Nejjednodušší obchodní model pro vydavatele je model založený na APC. Při tomto modelu nenese vydavatel vlastně skoro žádné podnikatelské riziko, výnosy včetně zisku dostane zaplacené obvykle ještě před vydáním článku, tj. v době, kdy měl jen minimální výdaje, protože většina činností redakčního procesu je zautomatizovaná a práce recenzentů obvykle „dobrovolná“. Analytici odhadují, že zisky vydavatelů činí 20 až 30 % [20]. Výše APC např. u nakladatelství Elsevier se pohybuje od 150 do 6 000 USD plus DPH [21]. Jiná komerční vydavatelství jsou na tom s cenami podobně a obvykle se APC u komerčních vydavatelství pohybuje mezi 1 000 a 4 000 USD.

Ačkoliv jsou náklady na APC uznatelnými náklady projektů VaVaI, občas s nimi při návrhu projektu není počítáno, zvláště u projektů zahajovaných před přijetím Akčního plánu. Mnohdy jsou též publikace finalizovány až v rámci implementačního plánu výsledků a nejde je tedy už zahrnout do nákladů ukončeného projektu. Výzkumná instituce tak musí vyčlenit prostředky na APC z vlastních zdrojů, pokud chce zajistit vydávání publikací s otevřeným přístupem v souladu s Akčním plánem. Samotný akční plán odhadl celkové náklady na APC v České republice na 466 mil. Kč v roce 2018. Lze předpokládat, že to je spíše spodní hranice, protože ne všechny výzkumné organizace jsou zapojeny do projektu CzechELib, ze kterého tento odhad vychází. Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v. v. i., publikoval v uplynulých letech 15 až 20 publikací indexovaných v databázích Web of Science nebo Scopus ročně, poplatky na APC by se tak mohly vyšplhat až na 2,5 mil. Kč, což je více jak 1 % rozpočtu VÚV TGM.

Pokud by management výzkumné organizace nevyčlenil prostředky na APC, resp. upřednostňoval vydávání článků v časopisech s nižším APC, může se to negativně projevit na hodnocení výzkumné organizace podle Metodiky 17+ a na výši institucionálních prostředků na rozvoj výzkumné organizace.

Ochrana před predátorskými časopisy

Potenciálním rizikem, které musí výzkumná organizace řešit na systémové úrovni, je ochrana před praktikami predátorských časopisů [22]. Mladí a méně zkušení vědečtí pracovníci mohou podlehnout klamavým praktikám těchto časopisů ohledně jejich indexování v citačních databázích a o impakt faktoru. Cílem predátorského časopisu je levně produkovat články a vydělávat na APC. S tím se pojí zejména nízká kvalita redakční práce a recenzního řízení, která byla mnohokrát dokumentována jak v cizině, tak v České republice [22, 23].

V České republice již není rozdělování institucionálních prostředků na rozvoj výzkumné instituce založeno na tzv. kafemlejnku, což byla předchozí metodika hodnocení výzkumu uplatňované v České republice [24]. Tím se výrazně omezilo „pole působnosti“ predátorských časopisů v České republice, neboť ty se jen stěží dostanou do 1. kvartilu, a motivace českých vědců publikovat v těchto časopisech je tak nízká [25]. Zavedení požadavku na otevřený přístup všech publikací spolu s obecným tlakem na publikování („publish or perish“) však opět mírně zvyšuje riziko úspěšnosti predátorských vydavatelů. Ne každý výsledek vědecké práce je natolik inovativní, aby mělo smysl se snažit jej publikovat v nejprestižnějších časopisech. Proč tedy mrhat omezenými prostředky na APC v „drahých“ časopisech a nezvolit nějaký méně etablovaný časopis s výrazně nižšími náklady na APC? Bohužel volba „špatného“ časopisu může poškodit dobrou pověst autora i instituce a vynaložené prostředky na APC pak mohou chybět pro publikování v kvalitnějších časopisech. Obdobně jako existují predátorské časopisy, existují i tzv. predátorské praktiky při pořádání konferencí.

Vědečtí pracovníci však z různých důvodů někdy nedokáží rozpoznat znaky predátorského chování. Před odesláním rukopisu do časopisu nebo konference je vždy vhodné ověřit, zda časopis je skutečně indexován v databázi Scopus či Web of Science. Obdobně je vhodné u konferenčních sborníků provést kontrolu, že sborníky z minulých ročníků byly indexovány, nebo že články byly skutečně vydány ve speciálních číslech indexovaných časopisů. V případě, že tomu tak není, je vhodné provést bližší prověření, případně požádat o pomoc pracovníka knihovny, který by měl být schopen predátorské praktiky rozeznat.

Rozvoj institucionálního digitálního repozitáře

Budování institucionálního digitálního repozitáře je samostatnou úlohou. Nepochybně každá výzkumná instituce si nějaký digitální repozitář provozuje. Podle znění současného Akčního plánu [1] plně postačuje, pokud repozitář umožňuje otevřený přístup k plným textům ve verzi „postprint“. Ovšem i zde existují rizika, které si musí vedení a zaměstnanci výzkumné instituce uvědomovat.

Prvním rizikem jsou ustanovení licenčních smluv, které autoři uzavírají s vydavatelem časopisu. Aniž by si to autoři mnohdy uvědomili, tak jim licenční podmínky nemusí umožnit zveřejnění výsledného díla v repozitáři či na odborných sociálních sítích typu ResearchGate a Academia, i když je článek veřejně dostupný formou zlaté cesty. Jiná vydavatelství zase naopak přímo vybízejí autory svých článků, aby články na specializovaných sociálních sítích propagovali. Vyznat se v chaosu licenčních podmínek tak není úplně nejjednodušší, i když zmíněná forma jejich porušování je obvykle ze strany vydavatelství přehlížena či tolerována [26].

V březnu letošního roku byla Radou vlády pro vědu, výzkum a inovace schválena Národní politika VaVaI 2021+ a zaslána do meziresortního připomínkovacího řízení. Jak je uvedeno v Akčním plánu, tak tento strategický dokument bude zahrnovat i požadavky na další rozvoj otevřeného přístupu. Bohužel verze schválená Radou vlády pro vědu, výzkum a inovace [4] neobsahuje žádné podrobnější specifikace, jaké jsou plánovány požadavky na digitální repozitáře. Lze tak stěží předjímat, jaké funkcionality budou muset institucionální repozitáře plnit.

Zpřístupnění vědeckých dat

Pozitivní efekty otevřených dat jsou v literatuře mnohokrát zmiňovány [27, 28]. Ovšem i zde existují různé překážky [29] a různé země k zajištění otevřených dat přijímají rozdílné strategie. Při návrzích projektů VaVaI se před každým řešitelem otevírá otázka, kolik finančních prostředků má na nákup dat plánovat. Naopak vedení výzkumné instituce řeší opačnou otázku, tj. zda má v rozpočtu uvažovat s příjmy za poskytování dat (často pořízenými v rámci výzkumných projektů jako „nadstavba“ nad daty od soukromých subjektů), či naopak s náklady na jejich udržování a zpřístupnění. Dnes již je obvyklé, že existují veřejné repozitáře otevřených vědeckých dat, kam lze data nahrát. Jedním z nich je např. Zenodo, jehož vznik byl podpořen Evropskou komisí či soukromé repozitáře jako Mendeley Data apod. V České republice však současný Akční plán [1] ani připravený návrh Národní politiky VaVaI 2021+ [4] žádné konkrétní cíle či opatření nenavrhují a obsahují pouze obecné proklamace. Chybějící národní strategie v otázce zpřístupňování vědeckých dat tak komplikuje jakékoliv rozhodnutí vedení výzkumné organizace. Budování vlastního datového skladu sice umožňuje mít data „stéle pod kontrolou“, na druhou stranu vyžaduje řešení zabezpečení přístupů k datům a bezpečnosti dat. Použitím veřejného repozitáře jako je Zenodo odpadají prakticky veškeré náklady a i starosti a postačí nastavit vnitřní procesy ve výzkumné organizaci tak, aby data určená ke sdílení byla nahrána na tento repozitář. Na druhou stranu vnitřní procesy musí být nastaveny velmi pečlivě, aby nedošlo ke zpřístupnění dat, u kterých to licenční podmínky či jiné důvody nedovolují. Rozhodování komplikuje i nejistá strategie České republiky v této otázce a neznámé budoucí požadavky ze strany poskytovatelů na zpřístupnění dat pořízených za veřejné prostředky.

Závěr

Otevřený přístup k výsledkům výzkumu představuje příležitost k další akceleraci výzkumných aktivit a šíření výsledků výzkumu mezi odbornou a nakonec i laickou veřejnost. Zároveň však klade před vedení každé výzkumné organizace několik otázek. První z nich je, zda přínosy (např. v podobě úspor za nákup dat a publikací) převáží náklady s otevřeným přístupem spojené. Druhou pak je otázka technického a organizačního zajištění. V současnosti jsme na určitém rozcestníku a každá organizace si musí zvolit cestu, kterou půjde při zajištění otevřeného přístupu k výsledkům svého výzkumu. Mírnou komplikací je zatím nejasné postavení otevřeného přístupu ve strategických dokumentech VaVaI po roce 2020 a chybějící jasné cíle ze strany státu i požadavků ze strany poskytovatelů podpor.

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

Ochrana životního prostředí je jednou z významných celospolečenských potřeb. Pro její naplnění je nezbytný i příslušně orientovaný aplikovaný výzkum. Do roku 2013 mělo Ministerstvo životního prostředí svůj „Resortní program výzkumu v působnosti Ministerstva životního prostředí ČR na léta 2007–2013“. V souvislosti se schválenou Reformou systému výzkumu, vývoje a inovací v České republice přestalo Ministerstvo životního prostředí být poskytovatelem podpor na výzkum. Neznamená to, že by aplikovaný výzkum v oblasti životního prostředí nebyl v České republice dále podporován, ale po skončení tohoto programu nebyl v České republice specializovaný program zaměřený na otázky životního prostředí a výzkum v této oblasti byl součástí jinak cílených programů. Až v březnu 2019 schválila vláda nový program Ministerstva životního prostředí na podporu aplikovaného výzkumu, experimentálního vývoje a inovací v oblasti životního prostředí s názvem „Prostředí pro život“. Administrátorem programu je Technologická agentura České republiky a první veřejná soutěž byla vyhlášena už 12. června 2019. O tom, že podobně cílený program v České republice chyběl, svědčí nebývalý zájem žadatelů. Do první veřejné soutěže bylo přihlášeno 328 návrhů projektů, z nichž k dalšímu hodnocení postoupilo 292 návrhů. Z tohoto množství nebylo doporučeno k podpoře 64 návrhů. Bohužel finanční prostředky alokované na první veřejnou soutěž neumožnily podpořit všechny kvalitní projekty, které byly doporučeny k podpoře a TAČR zveřejnil seznam 25 „vítězných“ projektů. Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v. v. i., patřil v této veřejné soutěži mezi úspěšné žadatele a v roce 2020 je tak možno zahájit řešení šesti projektů s podporou z programu Prostředí pro život.

Projekt SS01010248 Studie vnosu pesticidů a dalších mikropolutantů do vodárenských nádrží v povodí Moravy a Dyje řeší VÚV TGM jako jediný řešitel. Hlavním cílem projektu je posoudit časoprostorovou dynamiku vnosu vybraných pesticidů a dalších polárních i nepolárních mikropolutantů do pěti vodárenských nádrží v povodí Moravy a Dyje. Předmětem ověření budou polární organické látky (polární pesticidy, vybraná farmaka, endokrinní disruptory) a nepolární látky (polyaromáty, organochlorové pesticidy, polychlorované bifenyly). Screening bude realizován převážně použitím technik pasivního vzorkování vod, které umožňují podchycení i náhodného znečištění a zvyšují (proti konvenčnímu vzorkování) detekovatelnost nízkých koncentrací mikropolutantů. Každá z nádrží bude takto monitorována během jedné celé vegetační sezony (osm měsíců) s 30denní expozicí sad pasivních vzorkovačů v každé vzorkovací kampani na vytipovaných přítocích do nádrže. Ve spolupráci s Povodím Moravy, s. p., byly vybrány nejvýznamnější vodárenské nádrže a dále ty, kde na základě současných znalostí správce povodí přetrvávají lokální problémy zdrojů znečištění. Nejvýznamnější jsou VN Vír I a VN Mohelno, dále pak menší VN Hubenov, VN Opatovice a VN Ludkovice (poslední dvě jmenované se nacházejí v povodí řeky Moravy, ostatní v povodí řeky Dyje). Pokud to bude umožněno, bude pasivní vzorkování mikropolutantů realizováno i na nátoku surové vody do úpraven vody uvedených nádrží. V menším rozsahu bude ověřena kvalita vypouštěných odpadních vod z vybraných zdrojů komunálního a průmyslového znečištění s ohledem na zájmové polutanty a v případě VN Vír I i významné přítoky Svratky. Výsledky chemických analýz GC, LC-MS/MS a LC-Q-TOF-MS budou vyhodnoceny ve spojitosti s hydrologickými a klimatologickými daty shromažďovanými během vzorkování nepřetržitě v denním kroku. Součástí řešení projektu je i necílená organická stopová analýza extraktů membrán pasivních vzorkovačů hlavních přítoků do nádrží a ověření genotoxicity izolátů. V roce 2020 budou realizovány přípravné práce nezbytné pro zahájení pasivního monitoringu a laboratorních analýz plánovaných na období 2021–2022. Na základě znalosti místních podmínek bude v terénu ve spolupráci se správcem Povodím Moravy, s. p., proveden výběr lokalit vhodných pro osazení pasivních vzorkovačů a provedena rešerše dostupných dat ze zájmových lokalit. Proběhnou jednání na úpravnách vody. Následně bude zpracován vzorkovací plán a plán analýz pro následující rok.

Projekt SS01010231 Dopady atmosférické depozice na vodní prostředí se zohledněním klimatických podmínek řeší VÚV TGM ve spolupráci s Českým hydrometeorologickým ústavem a Výzkumným ústavem Silva Taroucy pro krajinu a okrasné zahradnictví, v. v. i. Cílem projektu je přispět k podrobnějšímu pochopení vztahu mezi atmosférickou depozicí, znečištěním vod a dalších složek životního prostředí pro rizikové látky, zejména vybrané těžké kovy a polycyklické aromatické uhlovodíky (PAU). Pro správné zacílení opatření na dosažení dobrého stavu vod je potřeba odlišit zatížení vodního prostředí znečišťujícími látkami z ovzduší a z jiných zdrojů, odlišit aktuální vstupy z ovzduší od zatížení, které pochází ze znečištění ovzduší v minulosti, ale je dosud deponováno v jiných složkách životního prostředí a postupně se uvolňuje, a rozlišit, které druhy případně vzorce využití území vedou k výraznějšímu zatížení vodního prostředí a jak se projevuje vliv klimatu. Práce v roce 2020 jsou zaměřeny na vyhodnocení dostupných údajů o stavu povrchových a podzemních vod podle vybraných ukazatelů (benzo(a)pyren a vybrané kovy – zejména Cd, As, Hg, Ni, Pb) v několika časových horizontech, aby byla zachycena jak běžná situace, tak klimatický extrém. Dále na přípravu map celkové atmosférické depozice pro stejné ukazatele pro Českou republiku opět ve 3–4 časových horizontech. Na základě průběžných výsledků těchto dvou aktivit budou vybrány tři modelové lokality o rozloze dílčího povodí útvaru povrchových vod (tedy cca 100 km2), na kterých bude proveden odběr a vyhodnocení biologického materiálu, vody a sedimentu v toku.

Projekt SS01010208 Řízená dotace podzemních vod jako nástroj k omezení dopadů sucha v ČR řeší VÚV TGM ve spolupráci s Českou geologickou službou. Hlavním cílem projektu je změna hospodaření s podzemní vodou z dosavadního převládajícího pasivního přístupu k ochraně vod ve formě restriktivních opatření na aktivní přístup využívání volných objemů v hydrogeologických kolektorech ke zvyšování zásob podzemní vody v krajině. Projekt cílí i na lepší zapojení hodnocení stavu podzemních vod do systémů operativního řízení (např. systém HAMR), které se snaží Ministerstvo životního prostředí dlouhodobě prosazovat. Projekt se skládá ze tří hlavních částí: (1) výzkum využívání metod řízené dotace pro zvyšování zásob podzemních vod, a určení vhodných území k její aplikaci, (2) sestavení celorepublikové mapy zranitelnosti kvantity podzemních vod k suchu, a (3) výzkum a ověření signálních hladin pro hodnocení sucha na podzemních vodách. Tříletý projekt bude trvat do března roku 2023. Výstupy projektu budou důležité pro rozhodovací proces tzv. suchých komisí podle připravované novely vodního zákona, dále jako podklad pro státní a správní orgány (pro zvýšení efektivity jejich rozhodování, např. o optimální volbě a podpoře projektů k zadržování vody v krajině), a také pro operativní využití v monitoringu a předpovědích stavu podzemních vod (zvláště zajišťovaných ČHMÚ a systémem HAMR). V roce 2020 proběhne úvodní část projektu spočívající v aktualizaci dat z dostupných GIS vrstev potřebných jak pro mapu vhodnosti území pro řízenou dotaci, tak pro mapu zranitelnosti kvantity podzemních vod k suchu. V úzké spolupráci s ČHMÚ bude také probíhat příprava nastavení prostředí pro plné využití a propojení výstupů projektu se systémy ČHMÚ a HAMR.

Projekt SS01020052 Potenciál a rizika závlah na území ČR v měnícím se klimatu řeší České vysoké učení technické v Praze ve spolupráci s VÚV TGM, Českou zemědělskou univerzitou v Praze, Ústavem výzkumu globální změny AV ČR, v. v. i., a společností HANKA MOCHOV, s. r. o. Projekt je zaměřen především na aplikovaný výzkum. Nové poznatky a postupy přispějí k dlouhodobému plánování potřeb vody pro závlahy ve vazbě na predikci sucha a její pokrytí z vodních zdrojů v měnícím se klimatu. Budou sloužit jako podklad k návrhu ekonomicky efektivních adaptačních opatření v lokálním i regionálním měřítku. Výsledky projektu tak budou mít následný pozitivní celospolečenský dopad a umožní dlouhodobé koncepce v plánování krajiny. Hlavní prioritou projektu je výzkum a modelovaní budoucích potřeb vody pro závlahy a zhodnocení dostatečnosti jejich pokrytí. Cílem projektu je rozdělit území ČR na základě očekávaných dopadů změny klimatu na vláhovou potřebu rostlin, dostupnost vodních zdrojů a míru ohrožení suchem. Zároveň tím bude vytvořen podklad pro adaptaci na zvyšující se riziko zemědělského sucha prostřednictvím závlah s lokálními i centralizovanými zdroji. Vedlejšími prioritními cíli jsou potom plánování, příprava zavádění adaptačních opatření a monitoring a predikce sucha. V neposlední řadě je cílem i koncepční plánování krajiny s ohledem na budoucí využitelnost a produkční schopnost půd. Výsledky projektu budou přispívat k udržitelnému využívání vodních zdrojů a obecně budou i díky experimentální části projektu stabilizovat a rozšiřovat znalostní základnu, která výrazně přispěje k zajištění bezpečného, zdravého a kvalitního prostředí v České republice. V roce 2020 budou identifikovány potřeby vody pro závlahy na území České republiky a dále budou vytipovány pilotní lokality, na kterých bude probíhat podrobné zhodnocení. Na těchto lokalitách bude v letošním roce zřízena monitorovací síť základních meteorologických veličin. Velké množství činností v roce 2020 je také zaměřeno na sběru podkladů (data, historické dokumenty).

Projekt SS01020275 Zadržování vody v krajině pomocí umělé infiltrace jako nástroj v boji proti suchu řeší VÚV TGM ve spolupráci se společnostmi PROGEO, s. r. o., a Vodovody a kanalizace Přerov, a. s. Jeho cílem je ověřit v pilotním území pokrývajícím větší část povodí dolní Moravy technologii břehové infiltrace, při které rychle odtékající říční voda prosakuje do okolí a přeměňuje se ve vodu podzemní. Tím se vytvářejí nové zdroje vod s vyšší kvalitou, které mají v krajině výrazně delší dobu setrvání. V rámci projektu budou kvantifikovány tyto zdroje a současně bude navržena a otestována optimální technologie jímání. Současně budou experimentálně testovány procesy probíhající při zasakování vyčištěných odpadních vod. Řešení projektu je plánováno až do roku 2023. Cílem prací v roce 2020 je dokončit „přírodní laboratoř“ a technicky ji vybavit, tj. probíhají přípravné a administrativní práce zaměřené na zajištění přístupů na pozemky, příprava a realizace nutných vrtů a první terénní práce.

Projekt SS01020006 Hybridní plazmochemická oxidace pro pokročilou dekontaminaci mikropolutantů a dezinfekci odpadních vod řeší společnost ZENA s. r. o., ve spolupráci s VÚV TGM, Botanickým ústavem AV ČR, v. v. i., a Masarykovou univerzitou v Brně. Projekt se zabývá dezinfekcí a dočištěním odpadních a kontaminovaných vod mikropolutanty pomocí inovativní technologie hybridní elektrochemické produkce oxidačních radikálů, synergicky kombinující vysokofrekvenční plazmovou úpravu odpadních vod s mikrokavitací, ozonizací a fotokatalytickým procesem. Tato metoda překonává omezení známých metod, tzv. pokročilých oxidačních procesů (AOP), a to v oblasti energetické a investiční nákladnosti, v produkci nežádoucích vedlejších produktů, a v úzkém intervalu vhodných reakčních podmínek. Navržená technologie vyplní chybějící vědomostní základnu především u ČOV do 500 EO, kde terciální stupeň dočištění standardně chybí a dochází tak k vypouštění mikropolutantů, jako jsou např. farmaka, pesticidy, hormony a fosfor, do vodních ekosystémů. Cílem prací v roce 2020 je zkonstruování zařízení pro jednotlivé oxidační procesy (kavitace, plazma, katalýza ve vznosu a ozonizace) s ohledem na kapacitu kombinovaného filtru a provedení diagnostiky účinnosti tvorby oxidačních radikálů jak v jednotlivém, tak kombinovaném uspořádaní instalovaných oxidačních technik.

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

Podle oznámení rodiny zemřel 13. února 2020 dlouholetý pracovník brněnské pobočky VÚV TGM, jehož celoživotní práce v oboru vodního hospodářství byla završena desetiletou činností ve funkci generálního ředitele Povodí Moravy, s. p.

Narodil se 28. 1. 1938 v Ivanovicích u Brna. Tomuto místu zůstal věrný celoživotně i jako svému bydlišti (nyní je obec již součástí města Brna). Po absolvování základních škol a maturity na jedenáctiletce v Brně vystudoval obor hydrotechnické a meliorační stavby na Fakultě inženýrského stavitelství Vysokého učení technického v Brně. Po ukončení studia v r. 1961 nastoupil jako projektant v Hydroprojektu Brno. Po krátkém tříletém působení v tomto projekčním ústavu přešel v únoru 1965 do brněnské pobočky Ředitelství vodohospodářského rozvoje Praha, vedené Ing. Antonínem Kubínem. Souběžně se zaměstnáním pokračoval v dálkovém studiu na ČVUT v Praze v oboru ekonomika a řízení ve stavebnictví. Studium úspěšně ukončil v r. 1967 diplomovou prací, ve které se zaměřil na tehdy aktuálně řešený problém ekonomického vyhodnocení efektivnosti výstavby vodohospodářsko-dopravní soustavy Dunaj-Odra-Labe. Problematice hodnocení ekonomické a komplexní efektivnosti vodohospodářských děl se následně dlouhodobě věnoval na pracovišti brněnské pobočky Vodohospodářského rozvoje. V r. 1974 ukončil další tříleté postgraduální vzdělání na Vysoké škole ekonomické v Praze v oboru vědeckotechnický rozvoj a investice. V r. 1978 pak získal vědeckou hodnost kandidáta ekonomických věd na ČVUT v Praze.

Na brněnském pracovišti vodohospodářského rozvoje se Ing. St. Novotný, CSc., věnoval navrhování a rozvoji vodohospodářských soustav v rámci příprav druhého vydání SVP. Toto pracoviště bylo od r. 1976 začleněno, po několika reorganizacích podniků na celostátní úrovni, do brněnské pobočky VÚV. V průběhu dalších patnácti let práce na brněnské pobočce VÚV se pak zabýval vedle široké problematiky vodohospodářských soustav i specifické problematice fungování vodohospodářských objektů za mimořádných situací a problematice modelování vodohospodářských funkcí soustav i jednotlivých objektů v nich. Určitým souhrnem výsledků jeho prací bylo vydání jeho knihy „Moravské vodohospodářské soustavy“. Jeho činnost v oboru vodního hospodářství zahrnovala vedle studijních a výzkumných prací ve VÚV také externí pedagogickou činnost na VUT v Brně a přispíval k bohaté spolkové činnosti brněnské pobočky Českého svazu stavebních inženýrů. Byl autorem četných oponentních posudků, kterými dopomohl k efektivnímu řešení mnoha složitých vodohospodářských problémů na území Moravy.

Výraznou měrou se zasloužil a zasadil o prosazení zdroje Vír do vodárenské soustavy brněnského oblastního vodovodu jako druhého základního zdroje zajišťujícího nejen vysokou zabezpečenost dodávek v celé soustavě, ale také vysokou úroveň jakosti dodávané vody. Při prosazení prvotní myšlenky až do fyzické realizace záměru, která je u vodohospodářských záměrů často mimořádně zdlouhavá a trnitá, mu dopomohla šťastná okolnost, že jeho životní partnerka Ing. Vladimíra Novotná mohla převzít štafetu úkolu v realizační fázi výstavby úpravny vody ve Švařci a přivaděče vody až na jih Brna.

Po listopadových událostech r. 1989 se Ing. St. Novotný stal jednou z opor změn, které probíhaly uvnitř ústavu vedle změn na celostátní úrovni. V r. 1990 přijal životní profesní výzvu a uspěl ve výběrovém řízení do funkce vrcholového manažera tehdejší Správy povodí Moravy. Od 1. února 1991 do roku 2000 pak působil ve funkci generálního ředitele této organizace. V této funkci všestranně uplatnil nejen svůj komplexní a interdisciplinární přístup k řešení vodohospodářských problémů, ale také jasné chápání ekonomických mechanismů, které musí doprovázet všechny lidské činnosti. Nejednoduchá doba zásadní ekonomické transformace celého hospodářství, probíhající v té době, ale také extrémní povodně v r. 1997, které zasáhly prakticky celé povodí Moravy, se staly nekompromisní prověrkou jeho veškeré profesní činnosti a s odstupem času lze konstatovat, že v ní jednoznačně obstál.

Z mnoha dílčích činů a kroků, které ve své manažerské roli inicioval a uskutečnil, připomeňme závěrem této vzpomínky pouhé dva, jejichž význam nejen přetrvává i do dnešních dnů, ale lze říci, že ještě na významu nabývá. V r. 1995 se zasadil o založení sdružení vodohospodářských odborníků, které pod názvem Rada povodí Svratky (RAPOS) dodnes řeší specifické problémy ochrany vod v tomto povodí, s klíčovým významem pro zajištění vody pro brněnskou oblast. RAPOS je navíc dlouhodobě každoročním garantem pořádání Světových dnů vody v jihomoravském regionu k připomenutí významu vody pro krajinu i člověka. V projevu v Poslanecké sněmovně ČR, který přednesl 2. 3. 1999, svým typickým přímým a rázným způsobem obhajoval vodohospodářské zájmy nezkreslované populistickým zaměřením jen na problémy aktuálně společensky pociťované – tehdy ochrana před povodněmi, teprve nyní nedostatek vody a malá kapacita akumulačních prostorů, střetávající se s výraznou nechutí části společnosti ke stavbě akumulačních nádrží.

Hojná účast dřívějších spolupracovníků Ing. Stanislava Novotného, CSc., z mnoha organizací na smutečním obřadu 24. 2. 2020 potvrdila jeho mimořádné lidské kvality, které vedle nesporné odbornosti byly důvodem, proč požíval mezi nimi nejen vážnosti, ale i ve velké míře osobní sympatie a byl vnímán jako gentleman vodního hospodářství.

 

Čest Tvé památce.

 

Za spolupracovníky z VÚV TGM Ing. Evžen Polenka, v den vody 22. 3. 2020

Posted by & filed under Technologie vody, vodárenství, čistírenství.

Souhrn

Tento příspěvek se věnuje výzkumu účinnosti sorpce a odstranění organických látek, zejména pesticidních z exponovaných sorpčních náplní na bázi granulovaného aktivního uhlí (GAU). Představuje modelové testy účinnosti pěti různých typů GAU. Výsledky mohou přispět k posouzení vhodnosti filtračních náplní pro realizovaný investiční záměr GAU filtrace, objektu, který bude sloužit k dočišťování upravené vody na úpravně vody Želivka. Testy sorpční účinnosti probíhaly v kolonovém uspořádání pro 15 významných polárních látek, jejichž výskyt v povodí Želivky a ve vodní nádrži Švihov byl potvrzen. Byla zjištěna vysoká sorpční účinnost přesahující 99 % pro většinu testovaných látek. Součástí řešení bylo ověření možnosti využití technologie katalytické destrukce CDC (Catalytic Destruction using Copper) pro regeneraci (reaktivaci) sorpčních náplní. Destrukční účinnost technologií CDC byla zkoumána v laboratorním reaktoru, pro většinu látek bylo taktéž dosaženo vysokých hodnot jejich eliminace nad 99 %.

Úvod

Tento článek představuje výsledky řešení projektu Čistá voda – zdravé město, Konceptu I: „Studie vnosu pesticidů do vodárenské nádrže Švihov (Želivka) s využitím nových vzorkovacích technik a odstranění organických látek ze sorpčních filtrů za ozonizací vysoce-účinnou chemickou destrukcí“ se zaměřením na výsledky testování několika druhů sorpčních náplní pro záchyt polárních organických látek z vodního prostředí.

Povodí vodárenské nádrže Švihov, největší v České republice, je charakteristické přítomností lidských sídel a zemědělským využíváním krajiny. Antropogenní vliv na povrchové vody je monitorován a vyhodnocován správcem povodí (Povodí Vltavy, s. p.) [1, 2]. Rovněž v rámci řešení projektu Čistá voda – zdravé město byly pomocí pasivních vzorkovacích technik na přítocích do VN Švihov a na ÚV Želivka detekovány organické látky nepolárního i polárního charakteru s převahou účinných látek rostlinolékařských přípravků [3]. Pro efektivní odstranění zbytkových organických látek z upravené pitné vody je v areálu ÚV Želivka uskutečňována rozsáhlá investice dalšího stupně čištění – filtrace pomocí granulovaného aktivního uhlí (GAU) [4], kde bude upravená voda za ozonizací dočišťována pomocí tlakové filtrace. Za tímto účelem vyrobené speciální GAU je při výrobě upraveno takovým způsobem, aby ve zvýšené míře adsorbovalo polární látky. Filtrace pomocí GAU technologie pro úpravu pitné vody za účelem odstranění polárních kontaminantů je komerčně dostupná s tím, že vyžaduje účinnou regeneraci (používá se též pojem reaktivace) filtrační náplně [5, 6]. Výběr filtrační náplně je též významný z ekonomicko-provozního hlediska. Za účelem zjištění jejich sorpčních schopností je v areálu úpravny již několik let v provozu aparatura sorpčních kolon s několika typy GAU, na které je vedena upravená voda za ozonizací. V rámci projektu Čistá voda – zdravé město byly testy sorpce a desorpce sorpčních náplní realizovány s vysoce kontaminovanou vstupní vodou, aby tak bylo možné v kratším časovém úseku (než několika let) porovnat vhodnost jednotlivých typů sorpčních náplní, jejichž použití v objektu GAU filtrace připadá v úvahu.

Za tímto účelem byly provedeny modelové testy pěti typů sorpčních náplní na bázi GAU. Výsledky mohou přispět k rozšíření znalostí o jejich vlastnostech a možnosti využití technologie CDC pro regeneraci náplní. Článek zhodnocuje:

  1. testy sorpce vybraných organických látek (zejména pesticidů) za účelem zjištění sorpční účinnosti,
  2. destrukční testy z exponovaných sorpčních náplní katalytickou destrukcí pro zjištění účinnosti desorpce.

Metody

Testy sorpce

Modelové sorpční testy byly uskutečněny pomocí aparatury sorpčních kolon jako vhodného prostředku pro výzkum sorpčních a desorpčních procesů vybraných organických látek na zvolených typech aktivního uhlí. Sorpční aparatura byla umístěna v technologické hale s relativně nízkou teplotou v porovnání s teplotou laboratorní (teplota vody nepřesáhla +15 °C).

Sorpční kolony pro filtraci pomocí aktivního uhlí jsou tvořeny dvěma nádobami, první pracovní a druhou kontrolní, která indikuje ztrátu filtrační schopnosti první kolony. Ta může být způsobena rychlým průchodem média přes kolonu a/nebo plným nasycením sorpční náplně. Technická specifikace aparatury:

  • maximální filtrační průtok: 2 m3.h-1,
  • rychlost vody při filtraci: 11 m.h-1,
  • doba kontaktu s aktivním uhlím: 5 min 40 s,
  • prázdný prostor v nádobě: 25 %,
  • velikost jedné nádoby: průměr 490 mm, výška 2 130 mm,
  • objem jedné nádoby: 260 l,
  • objem vyhrazený pro materiál v jedné nádobě: 190 l,
  • tlakový režim kolon: přetlak.

(Pozn. Informace od výrobce vycházejí z údajů pro jím dodávané aktivní uhlí CG 900.)

Kolony byly testovány v sériovém zapojení, vodní médium do kolony vstupovalo ze vstupní nádoby a po filtraci přecházelo do výstupní nádoby. Během předběžných testů byly odebírány vzorky GAU ze spodní části první kolony, aby byla zjištěna případná kontaminace celého objemu kolony a z toho vyplývající ztráta filtrační schopnosti. Výsledky počátečních testů byly negativní, proto byla při porovnávacích testech využívána pouze jedna kolona.

Experiment se skládal ze tří provozních režimů:

  1. promíchání – cirkulace vody s definovanou koncentrací vybraných rostlinolékařských přípravků ve vstupní nádobě,
  2. purifikace – vlastní filtrace „kontaminované“ vody, proces průchodu vodního média ze vstupní nádoby do kolon, dále do výstupní nádoby a jeho přečerpání zpět do vstupní nádoby k přípravě pro případnou další filtraci je označován jako jeden pracovní cyklus, optimalizace počtu pracovních cyklů byla součástí počátečních experimentů,
  3. průplach – dekontaminace kolon a celé aparatury čistou vodou.

Schematické znázornění zapojení aparatury a její fotografie zobrazují obr. 12.

Obr. 1. Schéma zapojení kolonových testů
Fig. 1. Columns tests diagram
Legenda: Vstup – vstupní nádoba o objemu 1 m3, Výstup – výstupní nádoba o objemu 1 m3, P1 – odstředivé čerpadlo, V1 až V3 – cirkulační čerpadla
Obr. 2. Kolonová aparatura
Fig. 2. Column tests setup

Počáteční optimalizační testy byly provedeny na uhlí Filtrasorb TL830 (dále označeném jako GAU1). Je možné je shrnout do těchto bodů:

  1. Optimalizace analytické metodiky LC-MS pro skupinu polárních organických látek, měření standardních referenčních materiálů daných látek a komerčních směsí, kde se zkoumal matriční efekt. Použitá analytická technika: LC-MS systém, typ TSQ Quantum Access, Thermo Electron Corporation.
  2. Výběr zkoumaných látek, který vycházel ze seznamu polárních organických látek (pesticidů) nalezených v povrchové vodě nebo surové vodě na VN Švihov a nejběžněji používaných pesticidů dostupných v komerčně používaných směsích.
  3. Příprava vodného roztoku rostlinolékařských přípravků o definované počáteční koncentraci účinných látek. Počáteční objem roztoku ve vstupní nádobě byl vždy 500 litrů.
  4. Naplnění kolony zvoleným druhem sorbentu v množství 25 kg.
  5. Optimalizace počtu filtračních cyklů na čtyři.

Po provedení prvotních optimalizačních testů na sorbentu GAU1 byly následně realizovány porovnávací kolonové testy pro pět vybraných typů aktivního uhlí GAU1 až GAU5.

Typy speciálního granulovaného aktivního uhlí byly vybírány podle schopnosti sorbovat perzistentní a polární organické látky, včetně pesticidů, z vody. Výběr byl proveden s ohledem na možné použití v objektu GAU filtrace na ÚV Želivka [4] a z literatury, kde testy na filtraci polárních látek probíhaly nejčastěji právě na GAU od námi vybraných světových výrobců, viz např. [7, 8]. Vybrané typy GAU, vhodné pro úpravu, se liší ve velikosti zrn, způsobu výroby a ostatních parametrech. Seznam druhů aktivního uhlí k testování sorpce a desorpce je uveden v tabulce 1.

Tabulka 1. Vybrané druhy filtračních náplní
Table 1. GAU filters types

tabulce 2 jsou uvedeny vybrané parametry výše uvedených druhů GAU publikované výrobci nebo dovozci. Z ekonomického hlediska jsme získali zkušenost z maloobchodní dodávky 100 kg GAU, kdy cenový rozptyl těchto pěti druhů GAU byl značný (od 78 do 209 Kč/kg bez DPH). V případě využití na úpravnách vody je nutno kalkulovat taktéž s cenou za dopravu, množstevní slevou a zohlednit i další podmínky dodavatelů. Ekonomická rentabilita při výběru je také ovlivněna schopností daných GAU opakované regenerace, tzv. recyklační účinnost a ztrátě materiálu při regeneraci. V literatuře týkající se termické reaktivace [9] se uvádí, že vlivem oxidace a odírání materiálu dochází během regenerace k 5 až 15% ztrátě materiálu [7, 10]. Při testech GAU Filtrasorb s opakovanou termickou regenerací [5] byl učiněn závěr, že sorpční schopnosti opakovaně destruovaných vzorků byly prakticky stejné. V tomto článku prezentovaná regenerační metoda CDC, kdy se teplota materiálu pohybuje kolem 300 °C, by měla být šetrnější, a tudíž ještě vhodnější pro opakovanou regeneraci.

Tabulka 2. Vybrané základní vlastnosti jednotlivých filtračních náplní
Table 2. Selected basic characteristics of GAU filters

Při výběru pesticidů byly zohledněny v minulosti naměřené koncentrace reálně se vyskytujících pesticidních látek v povrchové vodě na přítocích do VN Švihov, v surové (neupravené) vodě a v upravené pitné vodě z ÚV Želivka např. [1, 11]. Taktéž bylo přihlíženo k výsledkům zjištěným pasivním vzorkováním vody na přítocích do VN Švihov a na úpravnu vody v rámci řešení projektu Čistá voda – zdravé město [3] a ke spotřebě účinných látek rostlinolékařských přípravků evidovaných ÚKZÚZ v okresech v povodí Želivky. Mezi kontaminanty ve VN Švihov byly zjištěny i polární nepesticidní látky, zejména benzotriazol (antikorozní složka komerčních a průmyslových přípravků) a DEET (součást repelentů), proto jsme je také přiřadili do našeho seznamu. Celkem bylo vybráno 15 zkoumaných polárních látek, které jsou uvedeny v tabulce 3 společně s navážkou přípravku homogenizovaném v 500 l vody a z toho vyplývající vstupní koncentrace účinné látky v testovacím vodném roztoku. Koncentrace účinných látek byla značně vyšší než reálné dosahované hodnoty koncentrací v surové vodě vstupující do ÚV Želivka.

Tabulka 3. Použité přípravky a koncentrace účinných látek ve vstupním médiu pro test sorpce
Table 3. Pesticides agents and active substances concentrations in sorption test input medium

Během každého realizovaného filtračního cyklu byly odebrány a následně analyzovány jak vzorky roztoku (kontaminované vody), tak vzorky aktivního uhlí následovně:

  1. Vzorky kontaminované vody – odběr byl proveden ze vzorkovací výpustě výstupní nádoby, a to před filtrací po promíchání roztoku a po každé ze čtyř filtrací.
  2. Vzorky aktivního uhlí – GAU byly odebírány ze spodní části kolony. Z konstrukce samotných kolon vyplývá omezení, že nelze jednoduše provádět průřezovou analýzu úbytku pesticidních látek v jednotlivých vrstvách kolony. Odebrané vzorky GAU byly využity pro následné desorpční testy.

Testy desorpce

Technologie katalytické destrukce CDC

Přispěvovatel se dlouhodobě zabývá nespalovací destrukcí perzistentních organických látek (POP) v různých matricích. Jedná se zejména o vývoj optimalizované technologie dehalogenace (detoxikace) pevného odpadu [12] obsahujícího vysoce chlorované POPs založené na metodě CDC (Catalytic Destruction using Copper) [13–15]. Principem metody je odtržení radikálu chloru ze skeletu molekuly a jeho převedení na chloridy za teploty kolem 300 °C. Vhodné aplikace pro tuto technologii jsou:

  • odprašky a popílky z metalurgického průmyslu (Třinecké železárny, a. s.),
  • kontaminované sedimenty z Labe (pesticidní látky),
  • regenerace exponovaného aktivního uhlí na úpravně pitné vody.

Technologie CDC je chráněna patentem EU číslo PCT/CZ2004/000024 [16], předmětem českého patentu je použití pro nepolární organické látky. Aplikace pro vodárenské účely je modifikací této metody (detaily jsou předmětem probíhající patentové ochrany).

V rámci řešení projektu Čistá voda – zdravé město proběhla modifikace metody CDC pro polární pesticidní látky. Aplikace pro regeneraci GAU vychází z předpokladu, že skelety nepolárních látek, na kterých byla technologie odzkoušena, jsou stabilnější než skelety námi požadovaných látek polárních. V provedených modelových testech se tento předpoklad potvrdil, bylo dosaženo vysoké desorpční účinnosti. Významným faktorem pro určení účinnosti je řízení přenosu fáze, která je základem pro nasazení technologie v případě vysokých objemů.

Výsledky experimentů ukazují, že tato metoda je dobře aplikovatelná pro rozličné druhy materiálů [17], a to jak v matricích pevných, tak i kapalných a plynných. S ohledem na relativně velké objemy materiálu při regeneraci GAU lze použít dva možné postupy:

  • regenerace, spojená s izolací vybraných látek do vhodné fáze, s následným nevratným odstraněním nežádoucích látek a jejich intermediátů,
  • přímá regenerace na pevné fázi.

To, která cesta se použije, je zejména závislé na zachycovaných látkách, použitému sorpčnímu materiálu a požadované kapacitě metody.

Obdobná technologie s dostatečnou účinností v mobilním uspořádání není zatím na trhu dostupná. Naše technologie byla v předchozích generacích nasazena při pilotních sanačních pracích na kontaminovaném území skládky Organika Azot v Jaworznu (Polsko) s detoxifikací koncentrovaných materiálů vybraných nepolárních organických látek [18] s výbornými výsledky. Přednosti metody CDC proti potenciálním konkurenčním technologiím jsou:

  • vysoká destrukční účinnost,
  • možnost mobilního nasazení (in-situ), malý záběr plochy,
  • široký rozsah kontaminantů – destrukce nezávisí na stupni chlorace,
  • likvidace terminálních látek i prekurzorů,
  • plně nespalovací metoda, se zcela uzavřeným cyklem záchytu (bez úniků residuí do ovzduší),
  • bez použití agresivních médií,
  • jednoduchost – reakční mechanismus dobře popsaný, možnost optimalizace metody např. volbou množství katalyzátoru,
  • schopnost kontroly všech látkových toků procesu,
  • schopnost znovuzpracovat materiály je-li potřeba proces opakovat kvůli dosažení maximální možné účinnosti,
  • spolehlivost – pro širokou škálu koncentrací od stopových množství až po koncentráty kontaminantů,
  • nenáročnost obsluhy.

Technologickou modifikaci pro účelné, ekonomické recyklace sorpční náplně GAU je možné chápat jako analogii technologie CDC, jejíž zjednodušené vývojové schéma je na obr. 3.

Obr. 3. Diagram procesu regenerace
Fig. 3. Regeneration process diagram

Některé parametry technologie CDC:

  • reaktorem je tlaková nádoba s mícháním, s přívodem nosného plynu, chlazením odplynu, s děličem frakce (reflux) a elektrickým ohřevem,
  • přibližný gradient ohřevu: cca 300 °C/45 minut,
  • teplotní profil řízených reakcí: 100–300 °C,
  • reakčními komponentami je modifikovaný směsný katalyzátor,
  • doba reakce: 4 až 8 hodin,
  • chlazení vsázky: volné,
  • objem reaktoru v mobilním uspořádání: 0,2–5 m3,
  • reprezentativní velikost vzorků každé vsázky: cca 250–1 000 kg,
  • analytické stanovení destrukční účinnosti.

Princip metody CDC

V reaktoru probíhá katalytická reakce halogenových organických sloučenin za přítomnosti mědi a donoru vodíku nezávisle na stupni halogenace a pozici halogenu u těchto sloučenin. Nejedná se o spalovací technologii, což je její velkou výhodou. Katalytický mechanismus je podrobně publikován v [16]. Jeho vhodnou modifikací a užitým katalyzátorem je možné rozšířit využití CDC na širší skupinu látek, které jsou více polární a/nebo nemají ve svém skeletu halogen.

Při dehalogenaci se pak uplatňuje následující patentovaný reakční mechanismus (1):

a k Ullmanově reakci (biarylová tvorba) za vzniku netoxických a dále využitelných látek (2, 3):

V případě i termodynamicky méně stabilních skeletů, než jsou Ar-Ar pak dochází k jejich nevratnému rozpadu na netoxické fragmenty, přičemž halogeny přecházejí do anorganické formy soli nebo slabé kyseliny, jež se zachytávají v mokré pračce. Celkový proces je uzavřen, ke zbytkovým únikům zbytkových látek (např. do ovzduší) tak nedochází.

Pro regeneraci aktivního uhlí mohou testy probíhat ve dvou uspořádáních:

  1. laboratorní modelový testovací reaktor pro malé objemy simulující podmínky v provozním reaktoru,
  2. provozní reaktor.

Mobilní uspořádání

Jednotka CDC tak, jak je v současné době provozovaná, má možnost stacionárního i mobilního uspořádání. Mobilní jednotka je přenositelná na místo realizace, namísto logisticky komplikované přepravy materiálu. Na obr. 4 je ukázána současná verze mobilní jednotky. Všechny konstrukční prvky CDC jednotky jsou umístěny do robustního technologického rámu. Pro mobilní uspořádání je rám navržen tak, aby odpovídal umístění v technologickém kontejneru ISO. Proces je řízen centrální řídící jednotkou podle různých, předem stanovených destrukčních programů. Sledování destrukční účinnosti se provádí analýzou odebraných vzorků během a po procesu destrukce ze vzorkovacích míst ze dna reaktoru.

Obr. 4. Mobilní technologie CDC
Fig. 4. CDC mobile technology

Modelové laboratorní uspořádání

V rámci řešení projektu Čistá voda – zdravé město byly destrukční testy realizovány v laboratorním uspořádání. V laboratorním reaktoru byly vyhodnocovány poměry vstupních reakčních komponent, jejich vhodnost a vliv matrice a druhu vstupního kontaminovaného materiálu. Jako reaktor byl použit autokláv s těmito parametry:

  • reakční teplota: 100–300 °C sledována teplotním čidlem s automatickým záznamem (viz obr. 5),
  • objem nerezové reaktorové nádoby: 400 ml,
  • reakční doba: 4–8 hodin,
  • prostředí: inertní atmosféra zamezující přístupu kyslíku je dosažena naplněním volného místa v reaktorové nádobě dusíkem před započetím zahřívání (přítomnost kyslíku by vedla k reakcím, kdy by vznikaly toxikologicky nebezpečnější sloučeniny nežli ty destruované),
  • proces probíhal za stálého míchání, odběr vzorků po ukončení procesu (zchladnutí materiálu),
  • ke zkoumanému vzorku byly přidány příslušné reakční komponenty (složení vsázky a modifikovaný katalyzátor); poměr jednotlivých komponent závisí na druhu a míře kontaminace vzorku pesticidními látkami.
Obr. 5. Průběh teploty v reaktoru
Fig. 5. Example of temperature course in reactor

Modelové testy

Při počátečních testech desorpce nasorbovaných organických látek katalytickou destrukcí na sorpční náplni GAU1 byly optimalizovány některé parametry metody, zejména hmotnost látek v reaktoru a doba výhřevu. Vyhodnocovanou veličinou byla destrukční účinnost v procentech, která je vypočtena jako poměr odezvy daného analytu (analytické plochy pod píkem) pro daný kontaminant před destrukcí (vstupní vzorek) ku vzorku výstupnímu po destrukci. Pro optimalizační testy byly použity vzorky obohacené předem definovanými koncentracemi vybraných pesticidů (účinných látek) obsažených v komerčních aplikačních přípravcích.

Optimalizované parametry destrukce CDC metodou pro porovnávací testy pro GAU1 až GAU5 byly následující:

  • doba vyhřívání: 4 hodiny,
  • hmotnost katalyzátoru: méně než 1 %,
  • hmotnost donoru vodíku: méně než 1 %.

Pro porovnávací desorpční testy byly využity reálné vzorky nasorbovaných GAU z kolonových sorpčních testů.

Výsledky a diskuse

Modelové testy sorpce

Sorpční účinnost v procentech byla vypočtena jako poměr odezvy (plochy píku daného analytu) vzorku vody (filtrátu) po všech realizovaných filtračních cyklech a vzorku vstupního (počátečního) roztoku před započetím sorpčního testu. V tabulce 4, která uvádí srovnání sorpční účinnosti jednotlivých GAU1 až GAU5, jsou uvedeny sorpční účinnosti pro jednotlivé účinné látky po 4. (závěrečném) filtračním cyklu. Během experimentů byly tyto účinnosti zkoumány vždy po každé filtraci (F1–F4), což poskytuje informaci o míře úbytku dané látky v každém filtračním cyklu (viz obr. 6–10).

Tabulka 4. Porovnání záchytu pro jednotlivé druhy uhlí po 4. filtračním cyklu
Table 4. Sorption efficiency comparison after 4th filter cycles for five different GAUs
Obr. 6. Účinnost sorpce pro GAU1
Fig. 6. Sorption efficiency for GAU1
Obr. 7. Účinnost sorpce pro GAU2
Fig. 7. Sorption efficiency for GAU2
Obr. 8. Účinnost sorpce pro GAU3
Fig. 8. Sorption efficiency for GAU3

Uspořádání experimentu sorpčních kolonových testů se ukázalo jako vhodné pro stanovení sorpční účinnosti GAU. Z výsledků vyplývá velmi vysoká sorpční účinnost u všech zkoumaných typů GAU pro většinu zkoumaných polárních látek. Nejnižší účinnost sorpce byla prokázána v případě GAU4, což je s velkou pravděpodobností dáno velikostí částic tohoto sorbentu.

Obr. 9. Účinnost sorpce pro GAU4
Fig. 9. Sorption efficiency for GAU4
Obr. 10. Účinnost sorpce pro GAU5
Fig. 10. Sorption efficiency for GAU5

Jeho specifický povrch v m2.g-1 je sice mezi testovanými GAU nejvyšší, ale jeho využitelnost ve vnitřnějších partiích částic pro sorpci vyžaduje patrně větší čas, než který byl k dispozici v provedeném experimentu. Příčinou mohou být i stereochemické aspekty. Vyšší pozornost je potřeba věnovat posledním třem látkám ze seznamu testovaných látek: glyfosátu, clomazonu, fluroxypyru, jejichž sorpční účinnost byla zjištěna nejnižší. Sorpční účinnost glyfosátu může být ovlivněna jeho vysokou polaritou. U fluroxypyru (v přípravku Bofix) máme podezření na jeho nesnadnou rozpustitelnost ve vodě, výsledek může být ovlivněn jeho koncentrační nehomogenitou ve vodném prostředí. Výsledné účinnosti sorpce jsou vztažené k dané vstupní koncentraci sledovaných látek, závislost účinnosti na stupni kontaminace ovlivňuje i sorpční kapacita daného GAU. Pro odhad této kapacity je vhodný například vsádkový-míchaný laboratorní test.

Modelové testy desorpce

Výsledky modelových testů desorpce reálných vzorků katalytickou destrukcí v laboratorním reaktoru jsou uvedeny v tabulce 5. Experimenty byly provedeny pro dvě různé vstupní koncentrace rostlinolékařských přípravků získaných z kolonových sorpčních testů. Koncentrační úrovně (dané odezvou signálu chromatografické analýzy) se pro jednotlivé analyty pohybovaly v rozsahu až pěti řádů. V tabulce 5 nejsou uvedeny zkoumané pesticidní látky glyfosát, fluroxypyr a chloridazon, u kterých byly počáteční koncentrace před provedením testů blízké limitům detekce analytického systému LC-MS.

Tabulka 5. Destrukční účinnost pro jednotlivé druhy GAU
Table 5. Destruction efficiency for five GAUs

Byla ověřena vysoká destrukční účinnost testovaných organických látek u všech typů GAU. Desorpční účinnost dosahovala v mnohých případech hodnot kolem 99 %. Rozdíly destrukční účinnosti mezi testem č. 1 a testem č. 2 lze vysvětlit odlišnou vstupní koncentrací analytů před desorpcí. Nejnižší hodnoty destrukční účinnosti 80 až 90 % byly zjištěny vždy pouze u testu č. 2 v případě účinných látek, které měly relativně nízkou počáteční koncentraci (před provedením testu) blízkou limitům detekce. Nižší destrukční účinnosti byly zjištěny také v testu č. 2 pro GAU4, jehož zpracování je provedeno ve formě peletek. Obecně vyšších destrukčních účinností bylo dosaženo u testů č. 1, kde byly vyšší počáteční koncentrace zkoumaných látek. Modelové experimenty prokázaly schopnost CDC katalytické metody destruovat zájmové polární látky z kontaminovaných vzorků u všech GAU s vysokou účinností (obr. 11).

Obr. 11. Účinnost destrukce organických látek exponovaných sorpčních náplní CDC metodou
Fig. 11. Destruction efficiency of the exposed GAC by CDC method

Závěr

Provedenými testy na vybraných pěti typech sorpčních náplní na bázi aktivního uhlí byla zjištěna vysoká účinnost sorpce a následná desorpce většiny účinných látek rostlinolékařských přípravků a dalších organických látek CDC metodou. Nižší účinnosti sorpce a desorpce byly ověřeny v případě sorpční náplně NORIT® GAC 1020 EN (GAU4), která je dána tvarovou a velikostní odlišností oproti ostatním typům granulovaného aktivního uhlí. V případě glyfosátu, clomazonu a fluroxypyru byla zjištěna nižší sorpční účinnost v prvním a druhém filtračním cyklu u všech typů testovaných GAU, ve třetím a čtvrtém cyklu však byla účinnost sorpce u testovaných GAU3 (NORIT GAC 1240 W) a GAU5 (AquaSorb 6300) srovnatelná s ostatními testovanými organickými látkami. Tyto dva poslední jmenované druhy sorpčních náplní se také potvrdily jako nejúčinnější pro sorpci studovaných polárních organických látek. Nejvyšší účinnosti destrukce exponovaných sorpčních náplní CDC metodou bylo dosaženo v případě sorbentů GAU5 (AquaSorb 6300), GAU1 (Chemviron Filtrasorb TL830) a GAU2 (Chemviron Filtrasorb 400).

Poděkování

Příspěvek byl zpracován v rámci projektu „Čistá voda – zdravé město: Cizorodé látky ve vodách podzemních, povrchových a odpadních“ (registrační číslo projektu CZ.07.1.02/0.0/0.0/16_040/0000378), Koncept I „Studie vnosu pesticidů do vodárenské nádrže Švihov (Želivka) s využitím nových vzorkovacích technik a odstranění organických látek ze sorpčních filtrů za ozonizací vysoce-účinnou chemickou destrukcí“.

 

Posted by & filed under Technologie vody, vodárenství, čistírenství.

Souhrn

Příspěvek podává informaci o zavádění nové metody kontinuálního monitoringu biologické jakosti surových a upravených vod na Úpravně vod Želivka. Jedná se o největší úpravnu vody pro hlavní město Prahu. Kromě toho úpravna zásobuje pitnou vodou i oblasti Středočeského kraje a kraje Vysočina. Zaváděný biologický monitoring představuje v České republice zcela nový přístup ke sledování biologické jakosti pitných vod. To je dáno typem použitých monitorovacích zařízení (DaphTox), která jsou v České republice pouze ve dvou exemplářích. V článku jsou popsány zkušenosti se zaváděním zkušebního provozu monitorovacích zařízení včetně popisu nezbytná opatření pro zajištění jeho chodu.

 

Úvod

Úpravna vody Želivka, a. s., a její dceřiná společnost Želivská provozní, a. s., jsou vodárenské společnosti, které se podílejí na správě a provozování Středočeské vodárenské soustavy. Podle údajů, zveřejněných na webových stránkách akciové společnosti, byla úpravna uvedena do provozu v roce 1972. Surová voda je do úpravny dodávána z vodárenské nádrže Švihov, která má objem vody 266,5 milionů m3. Základní technologií úpravy vody je koagulační filtrace s dávkováním síranu hlinitého. Pitná voda je zdravotně zabezpečena ozonem a chlorem. Maximálním projektovaným špičkovým výkonem 7 m3/s pitné vody a současným výkonem okolo 3 m3/s pitné vody se řadí úpravna vody Želivka k největším úpravnám vody v Evropě a je největší úpravnou vody v České republice.

Úpravna vody Želivka je největší úpravnou vody pro hlavní město Prahu. Doprava pitné vody do Prahy je zajištěna štolovým přivaděčem o délce 51,97 km do vodojemu Jesenice I u obce Vestec. Podíl Úpravny vody Želivka na zásobování Prahy pitnou vodou se pohybuje okolo 74 % a zbytek zajišťuje dodávkami Úpravna vody Káraný, Úpravna vody Podolí slouží jako rezervní zdroj (z údajů Pražských vodovodů a kanalizací). Úpravna vody Želivka dále zásobuje pitnou vodou i oblasti Středočeského kraje a kraje Vysočina. Nezávadné pitné vody nesmí vykazovat nežádoucí biologické účinky. Bezpečný zdroj pitné vody má strategický význam pro jakékoliv lidské sídlo. S velikostí sídla se jeho význam zvyšuje, je tedy jasné, že zajištění bezpečného zdroje pitné vody pro Prahu a okolí má nejvyšší prioritu. Riziko náhlé kontaminace vod nebezpečnými látkami je samozřejmě vyšší u povrchových zdrojů surových vod, tak jako je to v případě Úpravny vod Želivka. V současné době k náhodným případům kontaminace přistupuje i riziko cílené kriminální či teroristické akce. Protože náhlé zhoršení kvality vody pro úpravu má charakter náhodného jevu, je nutné na úpravnách vybudovat systém včasného varování, který by dostatečně rychle, s potřebnou citlivostí a hlavně spolehlivě detekoval změny kvality surových vod pro úpravu. Tento Koncept II se zabýval vylepšením systému včasného varování na Úpravně vod Želivka.

Systém včasného varování

Protože úprava pitných vod je nepřetržitý proces, musíme pro potřeby zajištění bezpečnosti produkce disponovat okamžitými informacemi jak o kvalitě surových vod, přitékajících na úpravnu, tak o vodách, odváděných z úpravny do vodovodní sítě. Zdrojem okamžitých informací může být pouze kontinuální monitoring. Rutinně prováděný kontinuální monitoring povrchových vod v České republice zahrnuje sledování vybraných fyzikálně-chemických parametrů (pH, obsah rozpuštěného kyslíku, vodivost, teplota, UV absorbance při vlnové délce 254 nm). Tyto údaje jsou zcela nedostatečné pro posouzení možných nežádoucích biologických vlastností vod, zejména těch způsobených toxickými účinky znečištění [1].

Ostatní, vysoce specializované chemické analýzy potřebám systému včasného varovaní rovněž nevyhovují. Nelze je totiž provádět v kontinuálním režimu a existuje tedy reálné riziko nezachycení vlny kontaminace vod. Navíc jsou tyto analýzy prováděny cíleně, velice přesně stanovujeme koncentraci určité látky ve vodě, avšak charakter a chemické složení náhodné kontaminace není známo, tím je detekční schopnost stanovení významně snížena. V neposlední řadě si také musíme uvědomit, že i velice přesná data o složení kontaminujících látek nic nevypovídají o jejich konečném biologickém účinku. Musíme si totiž uvědomit, že výsledný účinek je dán fyziologickou dostupností těchto látek a je také zásadně ovlivněn vzájemnou interakcí všech látek ve vodě obsažených. Z těchto skutečností vyplývá, že potřeby systému včasného varování nejlépe naplňuje kontinuální biologický monitoring, kdy jsou vybrané monitorovací organismy nepřetržitě vystaveny působení sledovaných vod a posouzení biologických vlastností těchto vod vychází z vyhodnocení reakce těchto organismů na celkové složení těchto vod. Z výše uvedených důvodů většina vodárenských firem v České republice zavedla kontinuální biologický monitoring pomocí sledování reakce pstruhů duhových na kvalitu surových vod, protékajících nádržemi, v nichž jsou umístěni. Problematice použití pstruha duhového pro monitoring v úpravnách vod se věnují zejména rybářští odborníci z Jihočeské univerzity [2]. Tito autoři se však přednostně soustřeďují na histopatologická vyšetření monitorovacích ryb a analýzy obsahu polutantů v rybích tkáních, tedy na ukazatele dlouhodobých vlivů monitorovaných vod na ryby, nikoliv na krátkodobé výkyvy biologické jakosti vod, které sledujeme systémem včasného varování. Také na Úpravně vody Želivka je provozován kontinuální monitoring pro potřeby systému včasného varování. Systém sledování je řízen Pracovním postupem provozního ředitele č. 3/2007. Na této úpravně jsou pstruzi umístěni ve dvou skleněných nádržích, kterými protéká surová voda přiváděná na úpravnu. Ryby jsou nepřetržitě monitorovány pomocí kamery a jejich reakce vyhodnocují určení zaměstnanci úpravny. Při šetření na místě bylo zjištěno, že ryby v obou nádržích jsou v dobrém zdravotním stavu a vykazují značné přírůstky, ty jsou dány zřejmě vyšším přísunem krmiva. S ohledem na velikost ryb je hustota ryb v obou nádržích značně vysoká, což může negativně ovlivnit „citlivost“ odečtu nestandardního chování jedinců při případné nevyhovující biologické jakosti vod. Důležité je si také uvědomit fakt, který uvádějí někteří autoři (např. [3]), že totiž vyšší hustota rybí obsádky může vést k zvýšení agresivity monitorovacích ryb a k jejich vzájemnému napadání. Sledovací kamera je umístěna relativně daleko od nádrží, což sice umožní komplexní pohled na nádrže, ale je tím snížena „citlivost“ odečtu. Biologický monitoring je nasazen pouze na vstupu vod do úpravny, nikoliv na výstupu. Není tedy monitorována biologická jakost vod odváděných do vodovodní sítě po procesu úpravy surových vod, který může vést ke vzniku různých reakčních meziproduktů, které mohou působit negativní biologické účinky.

Metoda řešení

Podle doporučení americké agentury ochrany životního prostředí [4] by každý ucelený biologický systém včasného varování (BSVV), který je založen na vyhodnocování reakcí živých organismů, měl splňovat tři základní požadavky. Musí poskytovat rychlou odpověď, detekovat škálu odlišných kontaminant, ale zároveň si musí zachovat dostačující citlivost. Posledním významným kritériem je, že musí pracovat jako automatizovaný systém, který umožňuje dálkovou kontrolu. Jakýkoliv BSVV, který nesplňuje tyto tři základní charakteristiky, není považován za efektivní varovný systém.

Současný systém sledování kvality vod, přitékajících na úpravu vody Želivka tyto požadavky nesplňuje. Vykazuje nedostatky, které významně ovlivňují jeho vypovídací schopnost a tím i celkovou úroveň kontroly biologických vlastností povrchových vod určených pro výrobu pitné vody především pro Prahu. Cílem aktivity bylo zavedení nové kontinuální metody sledování biologických vlastností vod, které výrazně zvýší efektivitu, citlivost a operativnost celého monitorovacího systému úpravny oproti v současnosti používané metodě. Současně má být tento kontinuální monitoring schopný zachytit případné negativní vlivy technologie úpravy vod na její biologické vlastnosti. Vytyčeného cíle lze dosáhnout zavedením použití přístrojů pro biologický monitoring, disponujících kontinuálním počítačovým vyhodnocováním reakce monitorovacích organismů, spojeným s automatickým upozorněním na závažnou změnu jakosti sledovaných vod. Základní myšlenka využívání automatických biologických senzorů ke sledování kvality vody byla poprvé vyslovena na počátku sedmdesátých let [5]. Od té doby došlo k výraznému rozvoji v této oblasti. Celosvětově existuje řada firem, které komerčně nabízejí přístroje pro provádění automatizovaného kontinuálního biologického monitoringu.

Tyto přístroje jsou využívány nejen k monitoringu jakosti vod v povodích, ale účelově také na úpravnách vod. Jako příklad uvádíme Úpravnu vod Stakčín na Slovensku [3, 6]. Na této úpravně jsou na přívodu surové vody osazeny dva druhy přístrojů, FISH monitor firmy Kerren (SRN), využívající jako monitorovací organismus pstruha duhového a MOSSEL monitor firmy Delta Consult (Nizozemsko), který využívá jako monitorovací organismus měkkýše druhu Unio pictorumUnio tumidus. Obě zařízení fungují kontinuálně s automatickým vyhodnocováním biologického stavu monitorovaných vod a spuštěním alarmu v případě překročení limitních hodnot. Dunaj [3] v závěru své práce konstatuje, že zavedený systém biologického monitoringu se plně osvědčil. Systém umožňuje v případě nežádoucí změny kvality surových vod urychleně přikročit k odstavení úpravny, zjištění příčin této změny a přijetí potřebných opatření. Oceňovaná je vysoká citlivost přístrojů a rychlost reakce na změny biologické jakosti vody. V případě Úpravny vody Želivka jsme zvolili nasazení přístrojů DaphTox firmy BBE Moldaenke (SRN) na vstupu a výstupu vod z úpravny. Pro výběr tohoto typu monitorovacího zařízení byly rozhodující následující parametry:

  • citlivost zařízení,
  • relativní nenáročnost obsluhy,
  • úroveň prověření rutinním provozem.

Citlivost zařízení je dána použitím testovacího organismu a způsobem vyhodnocení jeho reakcí. V případě přístroje DaphTox jsou jako monitorovací organismy použity perloočky Daphnia magna. Tyto organismy vykazují vysokou citlivost na širokou škálu polutantů. Pro případ sledování jakosti vody z nádrže je také významná vysoká citlivost perlooček na vliv toxinů, produkovaných sinicemi. Nebezpečí kontaminace vod těmito látkami je velmi vysoké v letním období. Řada autorů [7–14] považuje tyto organismy za nejvhodnější pro zkoušky toxicity toxinů sinic pro jejich vysokou citlivost na dané látky. Naopak pstruzi a ryby obecně vykazují k těmto toxinům velice nízkou citlivost. Ani vysoké dávky na ně nepůsobily negativně, včetně nulového poškození hepatopankreatu.

Vyhodnocení reakce perlooček, použitých k monitoringu v přístrojích DaphTox, zahrnuje už změny chování, tedy možné neletální negativní účinky znečištění vod. Pohyb organismů v měřicí cele kontinuálně snímá CCD kamera. Změny chování jsou průběžně vyhodnocovány integrovaným počítačem. Pro tyto potřeby firma BBE Moldaenke vyvinula specializovaný software. Jím je převáděn obrazový záznam do grafické a posléze numerické podoby (viz obr. 1).

Obr. 1. Kamerový obraz a jeho převod do grafické a numerické podoby
Fig. 1. Camera image and its conversion into graphic and numerical form

Chování organismů je vyhodnocováno na základě řady vypočtených parametrů, které zohledňují například průměrnou rychlost pohybu organismů, jejich polohu v komůrce a také jejich úhyn. Z řady dat je stanoven tzv. index toxicity 0 až 10 (viz obr. 2). Na základě jeho hodnoty je pak spouštěno varování či alarm. Hraniční hodnoty pro varování a alarm jsou různé v závislosti na volbě citlivosti monitoringu. Obecně platí nepřímá závislost hodnoty toxického indexu na výši zvolené citlivosti. K zařízení se lze za pomocí specializovaného programu připojit on-line v síti internet z kteréhokoliv počítače, který je daným softwarem vybaven. To umožňuje získávat odkudkoliv a kdykoliv aktuální informace o stavu biologické jakosti vod v monitorovaném profilu.

Obr. 2. Vyhodnocení indexu toxicity na základě vyhodnocení různých parametrů chování monitorovacích organismů
Fig. 2. Evaluation of toxicity index based on the assessment of various behavioural parameters of monitoring organisms

Náročnost obsluhy nevyžaduje specializované znalosti a obsluhu přístroje lze plnohodnotně zajistit po patřičném zaškolení.

Úroveň prověření rutinním provozem je u přístrojů DaphTox značná. Kromě toho, že jsou tyto přístroje instalovány na velké řadě monitorovacích stanic situovaných na řekách všech významných evropských povodí, slouží také celosvětově při monitoringu jakosti vod ve vodárenství a potravinářském průmyslu (viz tabulka 1 uvádějící přehled uživatelů, poskytnutý výrobcem přístroje).

Tabulka 1. Užití přístroje DaphTox ve vodárenství a potravinářském průmyslu podle údajů BBE Moldaenke
Table 1. Use of DaphTox device in the waterworks and food industry according to BBE Moldaenke data

Oba přístroje DaphTox, které jsme osadili na Úpravně vod Želivka, byly dlouhodobě otestovány ve zkušebním provozu na říčních monitorovacích stanicích v povodí řeky Odry. Za dobu použití se plně osvědčily a jasně prokázaly svou užitečnost pro výrazné zlepšení systému včasného varování [1]. Přístroje jsou doplněny automatickým vzorkovačem, který v případě zaznamenání havarijního snížení biologické jakosti sledovaných vod odebere vzorky pro následné analýzy, zaměřené na detekci příčin daného stavu.

Průběh zavádění nového typu monitoringu

Instalace zařízení a zavedení chovu monitorovacích organismů

V přípravné fázi probíhaly konzultace s provozovatelem úpravny a šetření na místě osazení přístrojů, zaměřené na technické řešení napojení přístrojů na přívod surových a upravených vod úpravně. Zde musíme konstatovat, že provozovatel úpravny po celou dobu přistupoval k řešení problému velmi aktivně.

Technicky zajistil prostory pro instalaci přístrojů i přívody obou druhů vod. Spolupracoval také v činnostech nezbytných k zajištění on-line připojení přístrojů k internetové síti. Provozovatel také poskytl prostory vhodné pro chov monitorovacích organismů (perlooček) a pěstování krmných planktonních řas.

Po laboratorním otestování plné funkčnosti a provedení nezbytných úprav byl ve vyhrazených prostorách nainstalován první monitorovací přístroj (obr. 3) propojený s automatickým vzorkovačem a zahájen chov monitorovacích organismů a pěstování řas. Nastavením připojení přes internetovou síť bylo rovněž zahájeno on-line sledování reakce monitorovacích organismů. Před zahájením zkušebního provozu byly v prostorách úpravny provedeny toxikologické zkoušky, zaměřené na detekci případných negativních biologických účinků sledovaných typů vod na monitorovací organismy, to je perloočky Daphnia magna.

Obr. 3. Monitorovací zařízení s automatickým odběrákem nainstalované na Úpravně vod Želivka
Fig. 3. Monitoring device with automatic sampler installed at the Želivka Water Treatment Plant

Standardizovanými postupy [15] byly ověřeny účinky surových vod, vod po úpravě a pro porovnání také standardizované ředící vody připravené podle ČSN EN ISO 6341 [15]. Zatímco standardizovaná ředící voda při době expozice 48 h nevykazovala žádné negativní účinky, surová voda již negativní účinky na monitorovací organismus v omezené míře vykazovala. K rychlému úhynu 100 % organismů došlo u testovaných vod prošlých úpravnickým procesem. Těmto výsledkům plně odpovídalo ověření v monitorovacím zařízení DaphTox, kdy v průběhu zkušebního monitoringu docházelo k úhynu monitorovacích organismů v rozsahu odpovídajícím výsledkům standardizovaných zkoušek. Problémy s oběma druhy vod tedy bylo nutné vyřešit.

Předúprava surových vod

U surové vody jsme vyvozovali, že má zřejmě odlišné biologické vlastnosti od standardní ředící vody, ve které byly monitorovací organismy původně chovány. Pro adaptaci organismů na tuto vodu byly chovy převedeny do surové vody. Předpokladem bylo, že nově narozené generace, chované v surové vodě, by měly být na dané médium adaptovány. Tento krok však nepřinesl žádoucí výsledek – k úhynu monitorovacích organismů v DaphToxu docházelo i u jedinců z nově založených chovů, i když samotné chovy vykazovaly plnou adaptaci na surovou vodu. Společným hledáním příčin provedeným jak řešitelem konceptu, tak pracovníkem úpravny byla jako možný negativní faktor určena nízká koncentrace rozpuštěného kyslíku v monitorované surové vodě. Tato voda je totiž odebírána z větších hloubek nádrže, kde výrazně klesá koncentrace rozpuštěného kyslíku. Daný předpoklad byl doložen výsledky měření prováděnými laboratořemi úpravny. Z těchto výsledků vyplynulo, že minimální koncentrace kyslíku mohou dosahovat až hodnoty 4,19 mg/l, což je 36,7 % nasycení (údaj z roku 2019). Tato úroveň je pro život perlooček nevyhovující, například norma ČSN EN ISO 6341 [15] doporučuje vzorky s koncentrací kyslíku nižší než 40 % před provedením zkoušky toxicity provzdušnit (a to se zkoušky provádějí v otevřených nádobách, kde může docházet k volné difuzi kyslíku na rozdíl od komůrky DaphToxu, která je hermeticky uzavřena). Proto jsme provedli úpravu, při níž je monitorovaná surová voda nejdříve vedena do kanystru, ve kterém je provzdušňována, a poté je teprve nasávána do komůrky DaphToxu. Tímto opatřením jsme vyřešili nežádoucí úhyn monitorovacích organismů, způsobený nízkým obsahem kyslíku ve sledované vodě.

Předúprava vod po chloraci

U vody, která prošla technologickým procesem úpravy, bylo odstranění problému složitější. Do prostor, ve kterých je monitorovací přístroj umístěn, je totiž přivedena upravená voda již po ozonizaci a chloraci. Tato skutečnost značně komplikuje záměr Konceptu II monitorovat rovněž biologické vlastnosti upravené vody. Chlor je totiž toxická látka. Pro bezproblémové kontinuální sledování je tedy nutná kontinuální dechlorace upravené vody. Nejdříve jsme zkoušeli intenzivní aeraci upravené vody v nádobě, z které byla voda odčerpávána do měřicí komory s monitorovacími organismy. Toto opatření však nebylo dostatečně účinné, protože ve vodě stále zůstávala průměrná koncentrace zbytkového chloru 0,1 mg/l. Že je tato koncentrace pro monitorovací organismy toxická, bylo ověřeno zkušebním monitoringem. Naše pozorování plně odpovídalo závěrům rešeršní studie, kterou publikoval Mattingley [16]. Ten uvádí, že na celkový zbytkový chlor jsou z širokého spektra vodních organismů nejcitlivější perloočky druhu Daphnia magna. Pro organismy mladší 24 h (tedy ve stáří, ve kterém se nasazují do monitorovacího zařízení) je koncentrací, která způsobí 50% úhyn organismů při době expozice 48 h, hodnota 0,017 mg celkového zbytkového chloru na litr. Proto jsme museli hledat efektivnější způsob dechlorace. Pro dechloraci upravených vod jsme se rozhodli využít thiosíran sodný (Na2S2O3). Tato látka vykazuje vysokou efektivitu při dechloraci vodných roztoků a zároveň má velice nízké toxické účinky na perloočky Daphnia magna. Basu a Dorner [17] uvádějí, že tato látka do koncentrace 200 mg/l neměla v testech akutní toxicity negativní účinky na perloočky. Danou látku úspěšně použili Zeng a kol. [18] při monitoringu chlorací upravených vod. K těmto vodám kontinuálně přidávali roztok thiosíranu sodného (Na2S2O3) ve výsledné koncentraci v monitorovaných vodách 1,75 mg/l. Použití thiosíranu sodného k dechloraci vodných vzorků doporučuje také TNV 75 7768 [19]. Tato norma doporučuje použít thiosíran ve výsledné koncentraci 10 mg/l.

My jsme provedli vlastní testy akutní toxicity metodikou podle ČSN EN ISO 6341. Připravili jsme roztoky ve výsledných koncentracích 10 mg/l, 20 mg/l, 50 mg/l a 100 mg/l. Při expozici 48 h neměl žádný ze zkoumaných roztoků negativní účinky pro zkušební organismy, jimiž byly perloočky Daphnia magna. Proto jsme se rozhodli k monitorovaným vodám po úpravě přidávat thiosíran ve výsledné koncentraci v monitorovaném médiu 20 mg/l. K tomuto rozhodnutí nás vedlo ověření biologických účinků této látky při snaze o maximální efektivitu dechlorace. Náš záměr byl ověřen měřením, kdy po přídavku thiosíranu k vodám po úpravě opravdu klesl obsah celkového zbytkového chloru na nulovou hodnotu. Zkušební monitoring prokázal neškodnost upravených vod po dechloraci pro monitorovací organismy. Aby bylo možno provádět kontinuální přidávání roztoku thiosíranu k upraveným vodám, bylo třeba monitorovací zařízení (DaphTox) doplnit o další synchronizované peristaltické čerpadlo. Takto upravený přístroj přisává stejné objemy monitorované vody a roztoku thiosíranu. Ty jsou ještě vtokem do komůrky přístroje spojkou sloučeny do jedné přívodní hadičky, takže do monitorovací komůrky přístroje vtéká již surová voda promíchaná s roztokem thiosíranu. Dané opatření se projevilo v negaci toxického účinku chloru na perloočky.

Zkušební provoz navrhovaného monitoringu

Po odstranění výše popsaných problémů nyní v prostorách Úpravny vody Želivka probíhá zkušební monitoring obou typů vod, surových i upravených, včetně produkce monitorovacích organismů a krmných řas v prostorách úpravny. V první polovině roku bude pokračovat zaškolování obsluhy a bude vyhotovena doporučená metodika provozování celého systému, která bude této obsluze předána.

Závěry

Zavedení kontinuálního monitoringu pomocí přístrojů DaphTox na Úpravně vody Želivka, prováděné v rámci řešení Konceptu II: Zkvalitnění monitoringu biologické kvality pitných vod, představuje v České republice zcela nový přístup ke sledování biologické jakosti pitných vod. To je dáno typem použitých monitorovacích zařízení, která jsou v České republice pouze ve dvou exemplářích. Ty jsou ve vlastnictví Výzkumného ústavu vodohospodářského, v. v. i., a jsou Úpravně vody Želivka neúplatně zapůjčeny. Nová strategie systému včasného varování přinese zvýšení efektivity a přesnosti tohoto systému. Toto opatření má zaručit spolehlivější kontinuální kontrolu produkce bezpečné pitné vody pro Prahu a široké okolí, zásobované z této úpravny. Nová metoda monitoringu také reflektuje současnou bezpečnostní situaci, kdy mohou být zdroje pitných vod pro velké sídelní celky ohroženy kriminální či teroristickou činností. Tato situace je výraznou změnou oproti dobám, kdy dodržování zásad, daných pravidly ochranných pásem zdrojů pitných vod, zaručovalo relativně účinnou prevenci jejich nežádoucího znečištění. Pro Prahu a okolí to znamená posílení ochranných mechanismů zajišťujících základní životní zdroje pro danou oblast.

Poděkování

Publikované výsledky byly získány v rámci řešení Konceptu II, projektu „Čistá voda – zdravé město: Cizorodé látky ve vodách podzemních, povrchových a odpadních“ (registrační číslo projektu CZ.07.1.02/0.0/0.0/16_040/0000378), financovaného z fondů Operační program Praha – pól růstu ČR.

Posted by & filed under Technologie vody, vodárenství, čistírenství.

Souhrn

Tento příspěvek se věnuje dynamice vnosu nepolárních organických látek a polárních pesticidů do vodárenské nádrže Švihov v povodí Želivky během celé vegetační sezony pomocí pasivních vzorkovačů. Monitoring probíhal od dubna do listopadu 2018 na devíti přítocích do VN Švihov a na vstupu surové vody do ÚV Želivka, a. s. Pro záchyt širokého spektra látek bylo použito více typů membrán: SR (měřeno 61 látek), SPMD (měřeno 43 látek) a POCIS (měřeno 38 látek). Doba jejich expozice ve vodě činila 30 dní. Během pasivního monitoringu byly zaznamenávány srážko-odtokové poměry z on-line dostupných měřicích stanic v povodí Želivky.

V přítocích do VN Švihov bylo pasivním monitoringem identifikováno přes 80 organických látek. Z nepolárních organických látek byla potvrzena trvalá přítomnost již dávno nepoužívaných organochlorových pesticidů HCH a DDT. Poměr zastoupených kongenerů PCB odpovídá dřívějšímu používání výrobků obsahujících Delor 106. Výskyt pesticidů v membránách odpovídal druhové skladbě pěstovaných zemědělských plodin v povodí jednotlivých přítoků. Míra znečištění vod závisela významně na srážko-odtokových poměrech, erozi půdy a charakteru dílčích povodí. K nejvíce znečištěným přítokům náleží Medulán a Lohenický potok. V případě některých pesticidů převažoval obsah metabolitů nad mateřskou látkou. Nejvyšší obsahy v membránách byly zaznamenány v případě metazachloru (max. 19 000 ng/membránu), metolachloru (max. 1 300 ng/membránu) a terbuthylazinu-2-hydroxy (max. 1 800 ng/membránu), z nepolárních látek fluoranthenu (683 ng/membránu).

Úvod

Tento článek představuje výsledky řešení projektu Čistá voda – zdravé město, Konceptu I: „Studie vnosu pesticidů do vodárenské nádrže Švihov (Želivka) s využitím nových vzorkovacích technik a odstranění organických látek ze sorpčních filtrů za ozonizací vysoce-účinnou chemickou destrukcí“ a je zaměřen na dynamiku vnosu organických látek vybranými přítoky do vodárenské nádrže Švihov.

Vodárenské dílo Švihov (dále VN Švihov) v povodí řeky Želivky je z hlediska objemu povrchové vody v zásobním prostoru i z pohledu odebíraného množství pro úpravu na vodu pitnou nejvýznamnějším vodárenským zdrojem v České republice. Pitnou vodou z úpravny vody Želivka, a. s., je zásobováno obyvatelstvo hlavního města Prahy, středočeské oblasti a části jihočeské a východočeské oblasti v objemu až do výše 5,25 m3/s [1]. Plocha povodí k hrázi vodárenské nádrže činí 1 178 km2 a zasahuje na území tří krajů a šesti okresů. Území je významně ovlivněno zemědělskou činností, orná půda činí téměř polovinu celkové plochy povodí. Povodí kolem VN Švihov je zastavěno lidskými sídly převážně vesnického charakteru. Zemědělsky obhospodařované plochy se nacházejí i kolem vlastní VN Švihov, zvláště na straně levostranných přítoků do nádrže, kde plocha povodí je několikanásobně větší než u pravostranných přítoků. Pěstební činnost je z významné části své plochy prováděna na svažitých pozemcích nezřídka až na samou hranici lesního porostu a v některých případech až k hranici ochranného pásma vodního zdroje I. stupně. Hlavním a hydrologicky nejvýznamnějším přítokem do vodárenské nádrže je řeka Želivka.

Dlouhodobým monitoringem správce tohoto povodí (Povodí Vltavy, s. p.) je potvrzeno, že přípravky na ochranu rostlin se povrchovou erozí i podzemními vodami dostávají do vodních toků a do soustavy vodních nádrží v povodí Želivky včetně VN Švihov [2, 3]. To je dáno jak fyzikálně-chemickými vlastnosti jednotlivých složek rostlinolékařských přípravků (rozpustnost ve vodě, přítomnost smáčedel pro snížení povrchového napětí kapaliny), tak i morfologií terénu (půdní a větrná eroze), druhovou skladbou zemědělských plodin a klimatickými vlivy (srážko-odtokovými poměry).

Obr. 1. Lokalizace profilů na přítocích do VN Švihov pro pasivní vzorkování
Fig. 1. Monitoring sites on tributaries around WR Švihov used for passive sampling

Řešení projektu Čistá voda – zdravé město, Koncept I bylo zaměřeno na studium vnosu polárních a nepolárních organických látek vybranými nejvýznamnějšími přítoky do VN Švihov. Jedním z hlavních cílů Konceptu I bylo zvýšení úrovně poznání o časoprostorovém vnosu pesticidů do VN Švihov pomocí tzv. pasivních vzorkovačů. Ty byly aplikovány po celou dobu jedné vegetační sezony od dubna do listopadu 2018. Vzorky exponovaných membrán ze vzorkovačů byly analyticky zpracovány. Po celou dobu pasivního monitoringu byla zaznamenávána a následně zpracovávána on-line dostupná klimatologická a hydrologická data ze stanic nacházejících se v povodí Želivky (v denním a hodinovém kroku).

Metody pasivního monitoringu povrchových vod

Výběr lokalit

Pro pasivní monitoring bylo vybráno celkem devět přítoků do VN Švihov: páteřní tok Želivka, sedm levostranných a jeden pravostranný přítok. Jako poslední monitorovací bod byl zvolen nátok surové vody v rozdělovacím objektu ÚV Želivka. Rekognoskací terénu během první vzorkovací kampaně byla vybrána vhodná místa pro aplikaci pasivních vzorkovačů tak, aby jejich ponoření ve vodě bylo zajištěno i v letních měsících při výrazně nižších průtocích a zároveň aby nebyla nápadná a bylo minimalizováno riziko neoprávněné manipulace nebo zcizení vzorkovačů. Lokalizace vzorkovacích míst je znázorněna na obr. 1.

Popis lokalit je uveden v tabulce 1. První vzorkovací kampaň byla zahájena 3. dubna 2018. Doba expozice membrán činila v průměru 30 dní (28 až 32 dní). Při každé následující vzorkovací kampani byly nejprve deinstalovány membrány z předchozí vzorkovací kampaně a instalovány membrány nové. Celkem proběhlo osm vzorkovacích kampaní. Poslední expozice byla ukončena 3. prosince 2018.

Ukázka lokalit s umístěnými pasivními vzorkovači je na obr. 2.

Obr. 2. Lokalita č. 6 a 7
Fig. 2. Sampling site No. 6 and 7

Výběr polutantů a typů membrán

Důležitým krokem řešení bylo zaměřit se na pesticidy, které se v povodí Želivky jeví jako nejvíce relevantní. Jedním ze zdrojů dat byla evidence spotřeb účinných látek rostlinolékařských přípravků vedená Ústředním kontrolním a zkušebním ústavem zemědělským (ÚKZÚZ) v jednotlivých okresech v povodí Želivky [4]. Dalším zdrojem dat byla rešerše publikovaných výsledků aktivit správce Povodí Vltavy, s. p. [2, 3]. Bylo vybráno celkem 38 pesticidů (včetně metabolitů), které byly v povrchových vodách nacházeny s nejvyšší četností nebo ve významných koncentracích a tři organické látky, které se v povrchových vodách v povodí Želivky trvale vyskytují (DEET, benzotriazol a benzotriazol-methyl). Glyfosát a AMPA byly do pasivního monitoringu zařazeny vzhledem k současné celoevropské diskusi ohledně jejich možného rizika pro zdraví člověka [5–7]. Vzhledem k tomu, že se jedná o polární látky, byly pro pasivní monitoring zvoleny vzorkovače typu POCIS (Polar Organic Compound Integrative Sampler), a to typ POCIS-Pes a v menší míře POCIS-Pharm. Pro záchyt silně polárního glyfosátu a jeho metabolitu AMPA byl použit POCIS-Glyphosate.

Tabulka 1. Popis vzorkovacích lokalit
Table 1. Sampling sites specification

Pasivní monitoring se zaměřil také na nepolární látky, které se do povrchových vod dostávají také komunálními odpadními vodami a atmosférickou depozicí. Jedná se o organochlorové pesticidy (OCP), polycyklické aromatické uhlovodíky (PAU), polychlorované bifenyly (PCB) a chlorbenzeny (CB). Tyto látky byly monitorovány pomocí tzv. SPMD membrán (SemiPermeabile Membrane Device) obsahujících PRC a souběžně s nimi byly použity SR membrány (Silicone Rubber). Přehled vzorkovacích kampaní a typů nasazených membrán je uveden v tabulce 2.

Tabulka 2. Vzorkovací kampaně a druhy instalovaných membrán
Table 2. Passive sampling campaigns and types of membranes

Pasivní vzorkování vod

Pasivní vzorkování je poměrně novou technikou monitorování vod založenou na záchytu polutantů pomocí membrán, které podle použitých materiálů a/nebo sorbentů zachytávají z okolního prostředí specifickou skupinu látek [8]. Vzhledem k tomu, že doba jejich expozice je několik dní až týdnů, může tato vzorkovací technika podchytit náhodné emise do prostředí. Proto je vhodná pro záchyt pesticidů, které jsou do vod vyplavovány v závislosti na době jejich aplikace, chodu a intenzitě srážek.

Membrány byly na lokalitách č. 1 a 2 aplikovány v koších, na ostatních lokalitách v podlouhlých úzkých koších, aby se při nízkých průtocích snížilo riziko jejich vynoření (a tím znehodnocení). Do jednoho podlouhlého koše je možné vložit dvě membrány (1× SR + 1× SPMD) nebo jednu až tři membrány POCIS mini. Ukázky jsou na obr. 3.

Obr. 3. Membrány: SR (vlevo nahoře), POCIS (vlevo dole), POCIS mini (vpravo)
Fig. 3. Membranes: SR (left up), POCIS (left down), POCIS mini (right)

Během manipulace s SPMD a SR membránami (při jejich vyjmutí z transportního obalu a při manipulaci s nimi) byly exponovány tzv. transportní blanky, v každé kampani 1× SPMD a 1× SR pro kontrolu, zda během nasazování membrán do držáků nedochází k jejich kontaminaci z okolního prostředí. V každé kampani byly vždy na jedné z deseti lokalit všechny typy aplikovaných membrán zdvojeny. Vzhledem k tomu, že jsme se v počátečních vzorkovacích kampaních ojediněle setkali s okusováním SPMD membrán, byly tyto vloženy do stahovací ochranné síťky s velikostí mřížky 500 mikronů. Na lokalitách, kde se tento problém nevyskytl, nebylo potřeba vzorkovací koše takto chránit. Po celou dobu jsme se nesetkali s problémem vandalismu nebo odcizení vzorkovacích košů. Pouze v jednom případě na lokalitě č. 5 (Zahrádčický potok) došlo při přívalovém dešti enormní intenzity k utržení dvou vzorkovacích košů, kdy jeden zůstal ponořen ve vodě, druhý nebyl nalezen. Ukázka exponovaných membrán je na obr. 4.

Obr. 4. Exponované membrány: SR (vlevo), POCIS (vpravo)
Fig. 4. Membranes: SR (left), POCIS (right)

Organická stopová analýza

Exponované membrány před jejich zpracováním byly skladovány při teplotě -20 °C. Následně byly postupně zpracovávány podle jejich druhu. Nepolární organické látky byly z membrán SPMD extrahovány organickým rozpouštědlem (hexan). Extrakty byly zahuštěny pomocí rotační vakuové odparky a čištěny metodou gelové permeační chromatografie na sestavě YL9100 s DAD detektorem a děličem frakcí. Získané eluáty byly zakoncentrovány a rozděleny na dva alikvótní podíly pro stanovení PAU a pro stanovení PCB, OCP a CB. Po převedení vzorků do vhodného rozpouštědla byly PAU analyzovány pomocí HPLC-FLD. PCB, OCP a CB byly analyzovány na GC s vysokoteplotním ECD. Vnitřní kontrola byla zajištěna přídavkem interního standardu ke zpracovávaným vzorkům. Naměřené hodnoty jednotlivých analytů byly přepočteny na výtěžnost extrakce. Silikonové membrány byly očištěny od nánosů ze vzorkování a extrahovány 2× 24 hodin methanolem s isotopicky značenými standardy. V závislosti na druhu analytů byl extrakt zahuštěn na požadovaný objem a rozdělen pro jednotlivé analýzy PBDE, PCB, OCP a PAU pomocí GC-MS/MS a HPLC-FLD. Meze stanovitelnosti použitých analytických metod pro jednotlivé nepolární organické látky v nanogramech na membránu jsou uvedeny v tabulce 3.

Tabulka 3. Meze stanovitelnosti nepolárních organických látek v ng na membránu
Table 3. Limit of quantification of non-polar organic compounds in ng per membrane

Pro extrakci polárních látek z membrán typu POCIS bylo potřeba vzorkovač demontovat a sorbent mezi PES membránami kvantitativně převést do prázdné kolonky s PE fritou. Náplň POCIS-Glyphosate byla po převedení na kolonku sušena pod vakuem a poté eluována 0,1 M HCl [9]. Extrakt byl opatrně zahuštěn pod dusíkem a doplněn methanolem. Pro extrakci pesticidů z membrán POCIS-Pharm byl použit methanol, u POCIS-Pes extrakce proběhla směsí rozpouštědel methanol, toluen a dichlormethan v poměru 1 : 1 : 8 [10]. Pro kontrolu výtěžnosti byl do všech vzorků přidáván interní standard a v každé kampani byl se vzorky extrahován i slepý vzorek (blank). Po zakoncentrování a v případě POSIS-Pes převedení do methanolu byly vzorky analyzovány pomocí HPLC/MS/MS. Meze stanovitelnosti použitých analytických metod pro jednotlivé polární organické látky v nanogramech na membránu jsou uvedeny v tabulce 4.

Tabulka 4. Meze stanovitelnosti polárních organických látek v ng na membránu
Table 4. Limit of quantification of polar organic compounds in ng per membrane

Výsledky a diskuse

Hydrologická a klimatologická data

Největší průtoky byly dosahovány v jarních měsících, především v březnu a dubnu vlivem odtávání sněhové pokrývky v první polovině března. Měsíc duben postrádal v roce 2018 typický aprílový charakter počasí a byl teplotně výrazně nadnormální (cca o +5 °C). První srážkově bohatší období se vyskytlo 15. až 17. 5. s maximem 17. 5., kdy v povodí Martinického potoka napršelo 23 mm srážek. Tato srážka neměla přívalový charakter, projevila se však na všech měrných stanicích průtoku v této oblasti. O měsíc později 12. až 13. 6. proběhla obdobná srážka s maximálním denním úhrnem 23 mm dne 12. 6. v povodí Blažejovického potoka. Na rozdíl od předchozí srážkové události tato již měla přívalový charakter vlivem bouřkové činnosti. Letní období (4. a 5. vzorkovací kampaň) bylo typické prohlubujícím se srážkovým deficitem doprovázeným klimatickým a hydrologickým suchem s občasnými lokálními srážkami přívalového charakteru vlivem bouřkové činnosti. Chod srážek a průtoků v povodí Martinického potoka demonstruje obr. 5.

Obr. 5. Denní úhrn srážek ze stanice AMS1 Košetice a průměrný denní průtok ze stanice Senožaty na Martinickém potoce v roce 2018
Fig. 5. Total daily precipitation on AMS1 Košetice station and average daily flow on Senožaty station in Martinický stream, 2018 year

Největší úhrny srážek byly zaznamenány na přelomu srpna a září 31. 8. až 3. 9. 2018 během 5. vzorkovací kampaně, kdy širší oblast v dolní části povodí Želivky zasáhla rozsáhlá kupovitá oblačnost doprovázená bouřkami s krátkými, ale velmi intenzivními srážkami. Vzhledem ke vzniku několika navazujících srážkových událostí během těchto tří až čtyř dní došlo po nasycení půdního profilu vodou k masivní erozi zemědělské půdy právě v období po sklizni většiny plodin (mimo kukuřici), kdy byla pole bez vegetačního pokryvu. Následkem toho došlo k silné erozi, v povodí Zahrádčického potoka až enormní a k přemodelování koryta potoka (obr. 6).

Obr. 6. Půdní eroze v povodí Zahrádčického potoka a dopad srážky 2. 9. 2018 na tok (foto 3. 9. 2018)
Fig. 6. Soil Erosion in Zahrádčický stream basin and precipitation event impact 2nd September 2018 on the stream (photo 3rd September 2018)

Největší denní úhrny srážek byly zaznamenány na stanici AMS1 Košetice 3. 9., a to 52 mm. V podzimních měsících se v povodí Blažejovického potoka vydatnější srážka (nad 10 mm) vyskytla ještě 19. 9., 23. 9. a 24. 10. 2018. V říjnu nejvydatněji pršelo v povodí Martinického potoka 24., 27. a 28. 10. 2018. Listopad byl na srážky velice chudý (obr. 7).

Obr. 7. Celkový úhrn srážek během jednotlivých vzorovacích kampaní v roce 2018
Fig. 7. Total precipitation during each sampling campaign in 2018 year

Nepolární organické látky

Přestože aplikace organochlorových pesticidů (OCP) je již téměř 50 let zakázána, jejich přítomnost byla v povrchové vodě potvrzena. Z hexachlorcyklohexanu (HCH) se nejčastěji vyskytly izomery Lindan (γ-HCH) a δ-HCH v koncentracích do max. 45 ng/SPMD v profilu Želivka-Miletín (lokalita č. 8, obr. 8).

Obr. 8. Obsah izomerů HCH v přítocích VN Švihov – SPMD (expozice 30 dní)
Fig. 8. HCH isomer concentrations in WR Švihov tributaries – SPMD (exposure 30 days)

Na všech lokalitách téměř ve všech pěti kampaních byl v SPMD detekován hexachlorbenzen (HCB). Nejvyšší koncentrace byly nalezeny v Medulánu (červen), Šetějovickém potoce (duben) a Zahrádčiském potoce (září; 52 ng/SPMD). Velmi četný výskyt byl potvrzen jak mateřských sloučenin DDT (p,p´-DDT, o,p´-DDT, p,p´-DDD, o,p´-DDD), tak i dehydrochlorovaných p,p´-DDE a o,p´-DDE. Vazba koncentrace p,p´-DDT na chod srážek, resp. na půdní erozi a průtok v recipientu se nejvýrazněji projevila ve všech lokalitách v zářijové kampani, zvláště pak v Tomickém, Zahrádčickém, Martinickém a Lohenickém potoce (lokality č. 3, 4, 7 a 9, obr. 9). V některých lokalitách převažovalo zastoupení izomerů DDT nad DDE (Tomický, Zahrádčický a Martinický potok), v Medulánu, VN Němčice a v Želivce-Miletíně převažovaly izomery DDE. V surové vodě z VN Švihov bylo zastoupení DDT a DDE vyrovnané a po Sedlickém potoce (VN Němčice) druhé nejnižší (obr. 10).

Obr. 9. Obsah p,p´-DDT v přítocích VN Švihov – SPMD (expozice 30 dní)
Fig. 9. Content of p,p´-DDT concentrations in WR Švihov tributaries – SPMD (exposure 30 days)
Obr. 10. Procentuální zastoupení DDT a jeho metabolitů v přítocích VN Švihov – SPMD
Fig. 10. Percentage of DDT and its metabolites in WR Švihov tributaries – SPMD

Z drinů se na přítocích do VN Švihov pravidelně objevoval pouze aldrin s maximem 41 ng/SPMD ve VN Němčice (lokalita č. 2) v červnové kampani, isodrin jen zřídka, endrin pouze v červnové kampani v Tomickém potoce (lokalita č. 3) a dieldrin nebyl potvrzen vůbec. Jen sporadicky bylo možno v membránách SPMD nalézt chlorované deriváty benzenu (tetra-, penta-), oktachlor-styrenu a heptachlorepoxidu-A v jednotkách ng na SPMD.

Polybromované diphenylethery byly analyzovány pouze v SR membránách ve velmi nízkých koncentracích do 0,41 ng/vzorek (MS = 0,05 ng/vz). Detekovány byly kongenery PBDE 47 a PBDE 99. Ostatní kongenery PBDE 28, 100, 153, 154 a 183 nebyly potvrzeny.

S vysokou citlivostí SR membrány detekovaly polychlorované bifenyly (PCB). Analyzovány byly kongenery PCB 28, 52, 77, 81, 101, 105, 114, 118, 123, 126, 138, 153, 156, 157, 167, 169, 180 a 189. Četné byly nálezy kongenerů specifikovaných nařízením vlády č. 401/2015 Sb. (v předchozí větě zvýrazněny), a to jak z hlediska lokalit, tak i jednotlivých vzorkovacích kampaní. Nejvíce zastoupeným byl kongener PCB 153 (obr. 11). Z míry zastoupení jednotlivých kongenerů PCB se dá usuzovat na převažující historickou kontaminaci Delorem 106, v jehož složení převažovaly hexachlorbifenyly (zde zastoupené PCB 138 a PCB 153). Tento přípravek se používal v letech 1961 až 1984 jako elektroizolační kapalina a do nátěrových hmot (např. [11]). Nejvyšší obsahy kongeneru 153 byly potvrzeny v Lohenickém potoce (lokalita č. 9) a ve VN Němčice v povodí Sedlického potoka (lokalita č. 2, obr. 12).

Obr. 11. Procentuální zastoupení kongenerů PCB v přítocích VN Švihov
Fig. 11. Percentage of PCB congeners in WR Švihov tributaries – SR
Obr. 12. Obsah kongeneru PCB 153 v přítocích VN Švihov – SR (expozice 30 dní)
Fig. 12. PCB 153 concentrations in WR Švihov tributaries – SR (exposure 30 days)

Podíváme-li se podrobněji na nálezy PCB v Lohenickém potoce, je zajímavé, že na rozdíl od předchozích prezentovaných polutantů nebyla jejich dynamika výskytu v rámci vegetační sezony závislá na chodu srážek a půdní erozi (obr. 13). Nejnižší obsah PCB byl shledán v Blažejovickém potoce (lokalita č. 6) a v surové vodě vstupující do ÚV Želivka (lokalita č. 10).

Obr. 13. Obsah kongenerů PCB v Lohenickém potoce – SR (expozice 30 dní)
Fig. 13. PCB Congeners concentration in Lohenický stream – SR (exposure 30 days)

Polycyklické aromatické uhlovodíky byly v membránách SR a SPMD na nejvyšších koncentračních úrovních ze všech sledovaných nepolárních organických látek. Fenanthren, fluoranthen a pyren tvořily 79 až 87 % z 12 analyzovaných PAU (obr. 14). Jejich koncentrace dosahovaly stovek nanogramů na membránu, vyšší byla v první polovině roku, zvláště v dubnu (po zimním období) a na většině lokalit postupně klesala až do říjnové vzorkovací kampaně. V listopadu s nástupem zimy koncentrace PAU v membránách opět vzrostla (obr. 15).

Obr. 14. Procentuální zastoupení PAU v přítocích VN Švihov – SPMD
Fig. 14. Percentage of PAHs in WR Švihov tributaries – SPMD
Obr. 15. Obsah fluoranthenu v přítocích VN Švihov – SPMD (expozice 30 dní)
Fig. 15. Fluoranthene concentration in WR Švihov tributaries – SPMD (exposure 30 days)

Tento charakter chodu koncentrací odráží především atmosférický původ znečištění PAU a není až tak závislý na průtocích. Koncentrace benzo(a)pyrenu byla cca 10 až 12× nižší než dominantního fluoranthenu. Nejnižší nálezy byly shledány ve VN Němčice (lokalita č. 2) a VN Švihov (surová voda, lokalita č. 10), což je dáno vazbou PAU na nerozpuštěné látky a jejich sedimentací v nádrži.

Polární organické látky

Pasivním monitoringem bylo ověřováno celkem 38 polárních látek, převážně účinných látek rostlinolékařských přípravků. Většina pozitivních nálezů s vyšší koncentrací byla potvrzena v membránách z květnové expozice. V mnoha případech koncentrace metabolitů přesahovala obsah mateřských sloučenin. To platí zvláště pro atrazin, dimethachlor a terbuthylazin. Jejich výskyt byl potvrzen téměř ve všech ověřovaných lokalitách. Přitom atrazin je zakázáno používat od 1. 8. 2005. Je překvapující, že nejvyšší obsah atrazinu a jeho metabolitů byl zjištěn v surové vodě z VN Švihov (lokalita č. 10). Dimethachlor, herbicid, používaný na olejniny, nebyl nalezen v povodích přítoků, kde nebyla nasazena řepka (Brassica napus) nebo se jí oseté plochy nacházely dál od vodních toků (obr. 16).

Obr. 16. Obsah atrazinu, dimethachloru a jejich metabolitů v přítocích VN Švihov – POCIS (expozice 30 dní)
Fig. 16. Atrazine, dimethachlor and its metabolites concentration in WR Švihov tributaries – POCIS (exposure 30 days)

Naopak v případě metazachloru, jenž je rovněž aplikován na olejniny, byla detekována pouze mateřská látka, jeho metabolity nebyly nalezeny, jak dokumentuje obr. 17. Velmi vysoký obsah metazachloru v Zahrádčickém potoce (lokalita č. 4) ze zářijové kampaně souvisí s přívalovou srážkou 2. a 3. 9., kdy došlo k enormní erozi půdy ze zemědělských ploch a splachu do povrchových vod.

Obr. 17. Obsah metazachloru a jeho metabolitů v přítocích VN Švihov – POCIS (expozice 30 dní)
Fig. 17. Metazachlor and its metabolites concentration in WR Švihov tributaries – POCIS (exposure 30 days)

Terbuthylazin a jeho metabolity náležely na přítocích do VN Švihov k nejhojněji zastoupeným pesticidům ve vysoké koncentraci. Souvisí to s vysokým podílem osevných ploch zastoupených kukuřicí. V jarní vzorkovací kampani byl detekován mateřský terbutylazin spolu s metabolity, v podzimní zářijové kampani byl nalezen výhradně metabolit terbuthylazin-2-hydro. Překvapující byl opět vysoký obsah terbuthylazinu a jeho metabolitů z jarní kampaně v surové vodě (lokalita č. 10, obr. 18). Maximální obsahy v Zahrádčickém potoce (lokalita č. 4) a Martinickém potoce (lokalita č. 7) z podzimní kampaně souvisí se srážkovou epizodou 1. až 3. 9. a případně 23. 9. 2018.

Obr. 18. Obsah terbuthylazinu a jeho metabolitů v přítocích VN Švihov – POCIS (expozice 30 dní)
Fig. 18. Terbuthylazin and its metabolites concentration in WR Švihov tributaries – POCIS (exposure 30 days)

Jedním z nejvíce znečištěných přítoků VN Švihov pesticidy se jeví Medulán (lokalita č. 1), ač náleží k těm nejkratším. Byly v něm v jarní květnové vzorkovací kampani potvrzeny vysoké obsahy terbuthylazinu, metolachloru, cyprosulfamidu a thiecarbazone-methylu (aplikace na kukuřici) a metribuzinu (aplikace na brambory) (obr. 19). V jeho povodí se pěstovala převážně kukuřice, a to téměř až na hranici OPVZ I, cca 50 m od vodoteče (obr. 20).

Obr. 19. Obsah metolachloru a metribuzinu v přítocích VN Švihov – POCIS (expozice 30 dní)
Fig. 19. Metolachlor and metribuzin concentration in WR Švihov tributaries – POCIS (exposure 30 days)
Obr. 20. Kukuřičné pole v povodí Medulánu
Fig. 20. The maize field in Medulán basin

Ostatní pesticidy byly nacházeny v nižších koncentracích a jen na některých lokalitách. Nad 100 ng/POCIS byly potvrzeny: klomazon (používaný v menším množství na olejniny), metabolity chloridazonu (na ošetření cukrové řepy) a thiecarbazone-methyl (na ošetření kukuřice). Četný byl výskyt benzotriazolu (inhibitor koroze) a diethyltoluamid – DEET (účinná látka repelentů proti bodavému hmyzu). Ukázka pozitivních nálezů pesticidů a obou výše zmíněných látek v surové vodě vstupující do ÚV Želivka, a. s., (lokalita č. 10) je na obr. 21. Jarní měsíce náleží zpravidla k pesticidy nejexponovanějšímu období v povrchových vodách a nejinak tomu bylo i v případě obsahu těchto látek v surové vodě. V zářijové kampani bylo spektrum nalezených pesticidů výrazně nižší a nižší byly i koncentrace dominantních pesticidů metazachloru a terbuthylazinu včetně jeho metabolitů (obr. 22). Tento „průběh“ koncentrací účinných látek rostlinolékařských přípravků během vegetačního období potvrzuje i obr. 23 v případě metabolitu AMPA. Samozřejmě vždy záleží na konkrétních podmínkách, které v daném roce nastanou.

Obr. 21. Obsah pesticidů a jejich metabolitů v surové vodě – POCIS (květnová kampaň) (expozice 30 dní)
Fig. 21. Pesticides and its metabolites concentration in raw water – POCIS (May campaign) (exposure 30 days)
Obr. 22. Obsah pesticidů a jejich metabolitů v surové vodě – POCIS (zářijová kampaň) (expozice 30 dní)
Fig. 22. Pesticides and its metabolites concentration in raw water – POCIS (September campaign) (exposure 30 days)

Obsah zachycených látek membránami pasivních vzorkovačů je možno přepočítat na průměrnou koncentraci během expozice, tzv. TWA koncentraci (Time Weighted Average concentration), pokud je pro danou látku známá vzorkovací rychlost Rs (Sampling Rate) v l.den-1 (vzorkovací rychlost pro daný vzorkovací systém a látku se různí). Pro přepočet platí následující vztah:

 

kde Nt je množství zachycené látky vzorkovačem v ngt je doba expozice vzorkovače ve dnech. Výsledná koncentrace CTWA je vyjádřena v ng.l-1.

Obr. 23. Obsah glyfosátu a AMPA v přítocích do VN Švihov a v surové vodě – POCIS Gly (expozice 30 dní)
Fig. 23. Glyphosate and AMPA concentration in WR Švihov tributaries and in raw water – POCIS Gly (exposure 30 days)

Přepočtem podle rovnice (1) s využitím vzorkovací rychlosti Rs publikované Ahrensem [12] jsou koncentrace vybraných účinných látek rostlinolékařských přípravků v surové vodě CTWA uvedeny v tabulce 5.

Tabulka 5. Průměrná koncentrace CTWA vybraných látek během expozice vzorkovače POCIS v surové vodě ÚV Želivka z květnové a zářijové kampaně 2018
Table 5. Time Weighted average concentration CTWA of selected compounds from POCIS sampling in raw water DWTP Želivka – May and September campaign 2008

Vzorkovací rychlost v tabulce 5 u květnové a zářijové kampaně se liší z důvodu použití dvou různých vzorkovačů POCIS: ke květnové kampani byl exponován POCIS-Pes a v zářijové kampani POCIS-Pharm.

Širokospektrální herbicid a desikant glyfosát je používán převážně na ošetření obilnin a olejnin. Klasický POCIS-Pharm nebo POCIS-Pes je na záchyt této silně polární látky málo účinný. V zářijové kampani byl poprvé použit POCIS-Gly pasivní vzorkovač, který byl speciálně vyvinutý pro záchyt silně polárních látek. Vzhledem k snadné degradaci glyfosátu byl v membránách POCIS-Gly detekován převážně jeho metabolit AMPA (kyselina aminomethylfosfonová). Nejnižší koncentrace obou látek byly potvrzeny v surové vodě (lokalita č. 10). Pasivní monitoring v surové vodě pokračoval v roce 2019 v celkem devíti měsíčních kampaních, kdy se potvrdily sezonní zvýšené koncentrace metabolitu AMPA odpovídající dobám, kdy je glyfosát aplikován (obr. 23). Přepočtem na CTWA podle vztahu (1) se koncentrace metabolitu AMPA v surové vodě pohybovala v rozmezí < 0,55–6,2 ng.l-1 (Rs = 0,122 l.d-1 [13]). Glyfosát nebyl v surové vodě detekován.

Závěr

Pasivním monitoringem významných přítoků do VN Švihov a surové vody vstupující do úpravny vody Želivka, a. s., po dobu jedné vegetační sezony od dubna do listopadu v roce 2018 byla sledována časoprostorová dynamika vnosu nepolárních a polárních organických látek do VN Švihov. Byly potvrzeny odlišné charakteristiky vnosu jednotlivých skupin mikropolutantů do vodárenské nádrže. Přestože organochlorové pesticidy HCH, PCB a DDT nejsou již několik desetiletí používány, vzhledem k jejich perzistenci v prostředí přetrvávají a byly detekovány. Příznivá je úroveň znečištění povrchové vody bromovanými difenylethery (retardéry hoření), která byla velice nízká. Z nepolárních organických látek je dominantní znečištění polycyklickými aromatickými uhlovodíky, které převažuje v první polovině roku a po letním poklesu koncentrací roste opět v pozdním podzimu.

Dynamika vnosu účinných látek rostlinolékařských přípravků je závislá na druhové skladbě zemědělských plodin, době aplikace přípravků a na srážko-odtokových poměrech. Byl potvrzen významný vliv chodu srážek a půdní eroze na množství vyplavovaných pesticidů do povrchových vod. V roce 2018 to bylo potvrzeno především v povodí Zahrádčického, Martinického a Tomického potoka. Jedním z nejvíce znečištěných přítoků VN Švihov pesticidy se jeví potok Medulán. Nejvyšší koncentrace pesticidů v pasivních vzorkovačích (nad 1 000 ng/membránu) byly potvrzeny pro terbuthylazin a jeho metabolity terbuthylazin-2-hydro a terbuthylazin-desethyl, metolachlor a metazachlor. Je potřeba uvést, že tyto obsahy byly dosaženy během 30denní expozice membrán pasivních vzorkovačů.

Poděkování

Příspěvek byl zpracován v rámci projektu „Čistá voda – zdravé město: Cizorodé látky ve vodách podzemních, povrchových a odpadních“ (registrační číslo projektu CZ.07.1.02/0.0/0.0/16_040/0000378), Koncept I „Studie vnosu pesticidů do vodárenské nádrže Švihov (Želivka) s využitím nových vzorkovacích technik a odstranění organických látek ze sorpčních filtrů za ozonizací vysoce-účinnou chemickou destrukcí“.

Posted by & filed under Technologie vody, vodárenství, čistírenství.

Souhrn

Příspěvek představuje část projektu Čistá voda – zdravé město, který se zabýval mimo jiné hodnocením kvality říčních sedimentů z pohledu zátěže prioritními a prioritními nebezpečnými látkami (PPN látky), které mohou např. během povodní ohrozit vodní ekosystémy i lidské zdraví. Projekt je financován z Evropských strukturálních a investičních fondů prostřednictvím Operačního programu Praha – pól růstu ČR a byl navržen s trváním 2,5 roku s předpokládaným ukončením v pololetí roku 2020. Lokality pro vzorkování říčních sedimentů byly vytipovány v zájmovém území hlavního města Prahy, v povodí vodních toků nad hlavním městem, na řece Berounce, Sázavě a Vltavě. Protože v České republice ani v Evropské unii neexistuje legislativa stanovující limitní hodnoty koncentrací prioritních a prioritních nebezpečných látek v sedimentech, byly pro hodnocení použity limity právních předpisů Kanady a Austrálie.

 

Úvod

Projekt obsahuje pět částí (konceptů řešení). Smyslem řešení Konceptu III s názvem „Predikce možného výskytu nebezpečných chemických látek při haváriích a povodních, riziko úniků látek závadných vodám a preventivní opatření – podklad k havarijnímu plánu“, je zlepšení informovanosti o výskytu látek definovaných jako látky prioritní a prioritní nebezpečné (dále jen PPN látky) a vyhodnocení rizika pro hlavní město s ohledem na jejich možný výskyt a nakládání. Řešení se zaměřuje na specifickou skupinu chemických látek, která z hlediska šíření a akumulace v povodí vodních toků a jejich ekosystémů představuje nejvyšší riziko ohrožení.

Prioritní a prioritní nebezpečné látky jsou významným rizikem pro vodní prostředí, vyznačují se akutní a chronickou toxicitou pro vodní organismy, akumulují se ve vodních ekosystémech, způsobují úbytek přirozených biologických stanovišť a mohou ohrožovat i lidské zdraví. Látky byly poprvé definovány v roce 2001 v příloze č. X Rámcové směrnice o vodní politice [1] a byly následně doplněny Směrnicí Evropského parlamentu a Rady 2013/39/EU [2]. V rámci řešeného konceptu byla využita řada odborných databází a informací [3] a uskutečnil se monitoring těchto látek v říčních sedimentech.

Současný stav

Výskyt PPN látek je ve vodních tocích monitorován pro potřeby plánování a posouzení chemického stavu vod [4] – jako součást dobrého stavu vod, kterého by mělo být postupně dosaženo. Dosavadní poznatky uvedeného monitoringu jsou obsaženy v tabulce 1.

Z dosavadních výsledků vyplývá, že PPN látky sledované v povrchových vodách ČR se vyskytují převážně ve velmi nízkých koncentracích na úrovni mezí stanovitelnosti daného monitoringu (MS). 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).

Při orientačním porovnání s hodnotami NEK [5] jsou v povrchových vodách nejčastěji překračovány hodnoty NEK-RP anebo NEK-NPK u látek patřícím do skupiny těžkých kovů (Hg, Cd, Ni), do skupiny polycyklických aromatických uhlovodíků – PAU (benzo(a)pyren a benzo(ghi)perylen, benzo(b)fluoranthen, benzo(k)fluoranthen, fluoranthen) a dále isoproturon, diuron, pyren a bromovaný difenylether.

Tabulka 1. Vodní útvary povrchových vod v dílčích povodí zájmového území, nedosahující dobrý chemický stav vod
Table 1. The sub-basins of the area of interest where surface water bodies not in good chemical status

Vodní toky jsou recipientem PPN látek, které mj. mohou být do vodních toků vypouštěny spolu s odpadními vodami. Vypouštění odpadních vod s povoleným obsahem těchto látek nevede bezprostředně k překračování jakostních limitů v toku. Tento stav se však může změnit pohybem říčních sedimentů, ve kterých mohou být tyto látky ve zvýšené míře akumulovány. Riziko nadlimitních koncentrací PPN látek v povrchových vodách je tak zvýšené za povodní a při vysokých vodních stavech, kdy dochází k pohybu sedimentů a k uvolňování látek v nich obsažených. Vodní toky jsou prostřednictvím odpadních vod zatěžovány nejvíce těžkými kovy a látkami ze skupiny PAU. Látky ze skupiny adsorbovatelné organicky vázané halogeny – AOX [6] se nedají věrohodně hodnotit – jedná se o dnes běžně používaný „všeobecný ukazatel“, pro který existují sice limity, ale jednotlivé látky mohou být rozsahem značně více či méně rizikové a provedená hodnocení nelze proto považovat za objektivní.

Hodnocení sedimentů provedené v zájmové oblasti mělo za cíl doložit, jaké PPN látky se v říčních sedimentech akumulují v nadlimitních koncentracích, které by mohly být pro vodní tok a jeho ekosystémy rizikem a potažmo by mohly ohrozit kvalitu povrchových vod v hlavním městě.

Rozsah monitoringu říčních sedimentů a laboratorních analýz

Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v. v. i., se zabýval odběrem vzorků říčních sedimentů v rámci uvedeného řešení Konceptu III [7] v období let 2018 až 2019. V projektu bylo předně nutné na základě zadání řešit zainteresovanou oblast hlavního města Prahy a tím pokrýt povodí vodních toků, kterými by se mohly PPN látky do Prahy dostat. Před samotným zahájením odběrů vzorků říčních sedimentů proběhlo vytipování vhodných míst v zájmovém území Středočeského kraje v blízkosti hlavního města. Kritériem bylo získat lokality, které by pokryly zdroje vypouštějící odpadní vody s možným 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 vybrána čtyři odběrná místa – lokality (obr. 1):

  • 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.
Obr. 1. Zájmové území s vypouštěním odpadních vod s výskytem PPN látek a odběrná místa říčních sedimentů
Fig. 1. Area of interest with discharges of the PPH substances and river sediment sampling sites

Pro odběry říčních sedimentů ve větších hloubkách byly využity služby potápěčů, společnosti MT facility a loď společnosti Povodí Vltavy, s. p. (obr. 2).

Vzorky říčních sedimentů byly odebírány ručním odběrákem na teleskopické tyči nebo pomocí odběráku pro dnové sedimenty (typ Ekman-Birge) na laně. V odběrném místě Vltava-Štěchovice byl sediment odebrán potápěči do kbelíku na laně. Odebraný říční sediment byl následně ve všech případech odvodněn. Reprezentativní množství sedimentu bylo pomocí lopatky přemístěno do plastových vzorkovnic o objemu 2 l. Vzorky byly následně umístěny do plastových chladicích boxů a takto ihned po ukončení odběrů transportovány do laboratoře k laboratorním analýzám.

Obr. 2. Potápěči při odběru říčních sedimentů
Fig. 2. Divers taking river sediments

Laboratorní analýzy byly prováděny na základě výběrového řízení komerční laboratoří ALS Czech Republic, s. r. o., se sídlem Praha-Vysočany. Výsledky laboratorních analýz z koncentracemi PPN látek v sušině byly předány v podobě předávacích protokolů.

Celkem byly prováděny laboratorní analýzy pro všechny PPN látky v každém odebraném vzorku říčního sedimentu. Za dobu řešení projektu bylo odebráno z uvedených odběrných míst celkem 48 vzorků říčních sedimentů (čtyři lokality, šest sérií odběrů a dva vzorky na lokalitu – litorál + proudnice vodního toku).

Výsledky a hodnocení

Prvotní hodnocení laboratorních analýz se zabývalo tím, které PPN látky se vyskytovaly nad mezí stanovitelnosti. Z výsledků vyplývá, že v monitorovaných místech byly v říčních sedimentech zjištěny koncentrace níže uvedených látek nad mezí stanovitelnosti (MS), viz následující tabulka 2.

Tabulka 2. Zjištěné monitorované PPN látky v říčních sedimentech nad mezí stanovitelnosti (MS) a přesnost výsledků laboratorních analýz udávaných společností ALS v µg/kg sušiny
Table 2. PPN substances in river sediments above the limit of determination and accuracy of results of laboratory analyses reported by ALS company

Z uvedených celkem 11 PPN látek a skupin látek se látka PFOS vyskytovala nad mezí stanovitelnosti pouze ve dvou monitorovaných místech (Berounka-Černošice nad jezem a Sázava-Žampach nad jezem), a to v koncentracích překračujících tuto hodnotu o cca 20 % ve dvou vzorcích. V ostatních vzorcích říčních sedimentů byly hodnoty PFOSu pod mezí stanovitelnosti.

benzenu byly zjištěny koncentrace nad hodnotou MS rovněž pouze na dvou lokalitách (Vltava-Modřany nad jezem ve čtyřech vzorcích a Sázava-Žampach nad jezem v jednom vzorku). Nejvyšší naměřená hodnota byla asi 3× vyšší než MS.

Látka DEHP se vyskytla nad mezí detekce ve třech lokalitách (Vltava-Štěchovice nad jezem ve dvou vzorcích, Berounka-Černošice nad jezem v jednom vzorku a Sázava-Žampach nad jezem v sedmi vzorcích říčních sedimentů). Nejvyšší naměřené hodnoty byly asi 3,5× vyšší než MS.

Ostatní PPN látky uvedené v tabulce 2 se vyskytovaly nad hodnotou MS na všech čtyřech lokalitách, a to ve zvýšených koncentracích. Protože v České republice ani v Evropské unii neexistuje legislativní nástroj stanovující limitní hodnoty pro koncentrace polutantů v říčních sedimentech, byly pro účely dalšího hodnocení použity hodnoty používané v Kanadě a v Austrálii, viz následující tabulka 3 [8].

Tabulka 3. Kvalita sedimentů legislativně stanovená pro Kanadu a Austrálii; koncentrace jsou vztaženy k sušině sedimentu
Table 3. The sediment quality legislation limits in the Canada and Australia

Z australské legislativy jsou uvedeny hodnoty v současnosti platné i hodnoty z roku 2000, které byly platné do roku 2018, protože některé látky již ve stávající legislativě nejsou. Všechna data byla převzata ze stránek Australské vládní iniciativy (Australian Government Initiative) [9]. Ze srovnání aktuálních limitů a limitů platných do roku 2018 je zřejmé, že většina hodnot zůstala beze změny, pouze byly některé hodnoty vypuštěny.

V aktuální směrnici je DGV výchozí směrná hodnota. Tato hodnota udává koncentraci, pod níž je nízké riziko výskytu nežádoucích vlivů a má být používána k ochraně vodního ekosystému. GV-high je dodatečná horní směrná hodnota udává koncentraci, při které lze očekávat nepříznivé účinky související s toxicitou.

V již neplatné australské směrnici byla ISQG doporučená směrná hodnota kvality sedimentu. Hodnoty „low“ a „high“ odpovídají velikosti účinků podle US National Oceanic and Atmospheric Administration (response.restoration.noaa.gov/sites/default/files/SQuiRTs.pdf).

Pro přehlednost byly výsledné koncentrace jednotlivých PPN látek vyskytujících se v říčních sedimentech nad mezí stanovitelnosti zobrazeny v grafech; níže jsou zobrazeny grafy s výsledky analýz těžkých kovů – Cd, Ni a Hg (obr. 3–5).

Pozn.: L – litorál, P – proudnice
Obr. 3. Koncentrace Cd a jeho sloučenin v říčních sedimentech
Fig. 3. Concentration of Cd and its compounds in river sediments
Pozn.: L – litorál, P – proudnice
Obr. 4. Koncentrace Ni a jeho sloučenin v říčních sedimentech
Fig. 4. Concentration of Ni and its compounds in river sediments
Pozn.: L – litorál, P – proudnice
Obr. 5. Koncentrace Hg a jejích sloučenin v říčních sedimentech
Fig. 5. Concentration of Hg and its compounds in river sediments

Závěr

Uvedená část projektu se zabývala hodnocením říčních sedimentů, které mohou za zvýšených vodních stavů uvolňovat PPN látky akumulované v sedimentech. Protože se v případě říčního ekosystému jedná o interakci dvou odlišných složek, kde pro vodu existují dané limity a pro sediment ne, je dále žádoucí zabývat se společným hodnocením. Lze předpokládat, že další podrobný monitoring uvedených složek by mohl pomoci najít řešení, kde dobrému chemickému stavu vod odpovídá „definovaný stav sedimentů“. Způsoby hodnocení rizik pro říční ekosystémy vlivem působení chemických látek a hledání společných standardů se vyvíjí a znalost stavu nám hledání může usnadnit.

Asi pouze ¼ definovaných PPN látek se vyskytuje v říčních sedimentech nad mezemi stanovitelnosti. Z hodnocení vyplývá, že až na výjimky jsou téměř všechny prioritní a prioritní nebezpečné látky, vyskytující se v námi monitorovaných říčních sedimentech nad mezemi stanovitelnosti, současně i látkami vyskytujícími se v koncentracích, které by mohly znamenat riziko výskytu nežádoucích vlivů při ochraně vodních ekosystémů a zdraví obyvatel. Z provedeného monitoringu lze usuzovat, že mezi PPN látky, vyskytující se v říčních sedimentech ve zvýšených koncentracích na všech monitorovaných lokalitách, patří především olovo, anthracen a naftalen. Tyto látky se budou s velkou pravděpodobností vyskytovat v nadlimitních koncentracích při zvýšeném pohybu sedimentů v povrchových vodách.

Posted by & filed under Hydrochemie, radioekologie, mikrobiologie, hydrobiologie, Ze světa vodního hospodářství.

Souhrn

V současné době se do popředí dostávají sociálně-ekonomická a bezpečnostní rizika v území, které dlouhodobě ovlivňují stabilitu lokálních komunit. Pro identifikaci rizik je možno využít současné moderní technologie sběru dat měření výskytu nelegálních drog v odpadních vodách ve městech. Aplikace strategického řízení území založená na znalostech je podporována Evropskou unií, jedná se o tzv. přístup Evidence Based Policy. Tento přístup umožňuje managementu krajů a měst zacílit strategické plány do území a zároveň vyhodnotit i jejich efektivitu. Preferován je integrovaný přístup k řešení rizik v území.

Úvod

V současné době dochází k proměně životního stylu obyvatel a do popředí se dostávají sociálně-ekonomická a bezpečnostní rizika v území. Pro identifikaci rizik je možno využít současné moderní technologie sběru dat a měření výskytu metabolitu návykových látek v odpadních vodách. Aplikace strategického řízení území založená na znalostech je podporována Evropskou unií, jedná se o tzv. přístup Evidence Based Policy1 [1]. Projekt „Čistá voda – zdravé město: Cizorodé látky ve vodách podzemních, povrchových a odpadních jako důsledek lidské činnosti“2 umožňuje managementu hlavního města Prahy a městských částí zacílit plány zdraví v souvislosti s agendou MA 213, které podporují mimo jiné zdravý životní styl obyvatel. Výsledky lze také využít v rámci zacílení protidrogové prevence případně s měřením její efektivity. V rámci projektu byla výzkumným ústavem ACCENDO – Centrum pro vědu a výzkum, z. ú., zpracována Socioekonomická studie prostorového rozložení obyvatelstva a identifikace rizikových oblastí z hlediska životního stylu obyvatel [2], kterou lze aplikovat podle potřeb veřejné správy.

Přínos článku spočívá v identifikaci možností využití výsledků moderních výzkumných metod v oblasti, kde je nedostatek empirických dat, a jejich implementaci do strategického plánování veřejné správy, což umožňuje přesnější zacílení veřejných intervencí. Článek má multidisciplinární charakter a je zacílen především na představitele státní správy a územní samosprávy, dále pak na odbornou veřejnost.

Využití Evidence Based Policy ve veřejné správě

Tvorba strategií k posilování zdravého životního stylu, a tím i zdraví obyvatel by měla využívat princip „Evidence Based Policy“, tzn. přístup politik založených na důkazech. K tomuto principu se přistoupilo na konci 20. století, jelikož řada nestátních organizací se snažila ovlivnit decizní orgány tj. orgány s rozhodující pravomocí. V tomto období došlo k veřejné a politické skepsi, kdy veřejnost zpochybňovala rozhodnutí veřejných orgánů, pokud nebyla podložena odbornými informacemi od relevantních expertů. Nutnost realizace politik na základě exaktních důkazů byla tak logickým vyústěním několika faktorů, mezi které patří zvyšující se vzdělanost a informovanost veřejnosti, jednoduchá dostupnost široké škály různých dat nebo dostupnost informačních technologií [3].

Cílem Evidence Based Policy je využít informace, které máme či můžeme získat, a přeměnit je na nezbytnou znalost pro zlepšení našich budoucích rozhodnutí. Přístup upřednostňuje pečlivé analýzy a evaluace nad ideologií, marketingem či setrvačností aktuálního stavu. Samotný přístup Evidence Based Policy lze rozdělit do čtyř na sebe navazujících principů [4]:

  1. sestavení souborů informací o aktuálním stavu a o tom, co může v budoucnu fungovat včetně stanovení nákladů a přínosů,
  2. monitorování efektivity provedených rozhodnutí prostřednictvím dopadových evaluací,
  3. využití výsledků evaluací ke změnám v rozhodnutí směrem k nejefektivnějším variantám,
  4. realizace inovací a testování nových přístupů.

Princip Evidence Based Policy je nezbytný pro zajištění nejlepšího možného využití veřejných zdrojů a dosažení nejvhodnějších dopadů zacílených strategií na život obyvatelstva. Politika založená na důkazech je efektivním prostředkem reakce na důležité aktuální i budoucí výzvy na všech úrovních veřejné správy a její správné využívání vede ke zvýšení efektivity rozhodnutí a řešení sociálních, ekonomických a environmentálních problémů.

Socioekonomická studie – podklad pro rozhodování v území

Zpracovaná Socioekonomická studie prostorového rozložení obyvatelstva a identifikace rizikových oblastí z hlediska životního stylu obyvatel [2] je rozčleněna do tematických částí:

  1. Uvedení do problematiky: Kapitola je zaměřena na stručný úvod do problematiky a dělena na podkapitoly Životní podmínky a jejich vliv na zdraví obyvatel, kde jsou rozepsána rizika, kterými může životní styl ovlivnit zdraví pražských obyvatel a možnosti ovlivňování životního stylu obyvatel městem (rozbor zákonů a strategických dokumentů Prahy ve vztahu k životnímu stylu obyvatel).
  2. Praha, její vývoj a porovnání s vybranými městy ČR nad 100 000 obyvatel: Kapitola nastiňuje základní představu o Praze, obyvatelstvu na území Prahy, o obvyklých pohybech obyvatelstva, počtech trvalých a obvykle bydlících obyvatel a vývoji domácích a zahraničních turistů.
  3. Vývoj Prahy v posledních 20 letech: Kapitola popisuje demografické údaje a další ukazatele v oblasti zdraví Prahy, opět v porovnání s vybranými městy ČR nad 100 000 obyvatel (Praha, Brno, Ostrava, Plzeň).
  4. Vnitřní proměny Prahy, městské části, místa setkávání: Kapitola je podrobněji zaměřena na pohyby obyvatel v Praze, proměny jednotlivých městských částí, jsou v ní vybrána místa, kde bývá pravidelně zvýšená koncentrace obyvatel, jako jsou kulturní zařízení a turistické cíle, dále jsou zde zmapována pražská ubytovací zařízení.

Součástí výstupu výzkumného ústavu ACCENDO je kromě výše uvedené studie i interaktivní Integrovaná mapa rizikových oblastí, kde je možno zobrazovat zdravotní stav obyvatelstva (resp. standardizovaná míra úmrtnosti podle jednotlivých diagnóz), naměřený výskyt návykové látky podle povodí a další charakteristiky (výstup viz obr. 1).

Obr. 1. Integrovaná mapa rizikových oblastí (zdroj: ACCENDO, 2019)
Fig. 1. Integrated map of risk areas

Strategické řízení území

Při přípravě a implementaci veřejných strategií v ČR se vychází z Metodiky přípravy veřejných strategií (aktualizace 2019), přijaté usnesením vlády ČR č. 71/2019. V rámci všech plánovacích dokumentů tj. strategií, koncepcí i plánů je kladen důraz na analytickou část. V některých plánech byla tato část donedávna podceňována, např. ve střednědobých plánech rozvoje sociální služeb nebo v krajských strategiích protidrogové politiky (např. Strategie protidrogové politiky Moravskoslezského kraje na období 2015–2020 má analýzu resp. popis situace na dvě strany).

Tato nedostatečnost analytických částí u střednědobých plánů sociálních služeb byla upravena vyhláškou č. 387/2017 Sb., která s účinností od 1. ledna 2018 upravuje krom jiného strukturu a obsah analytických částí. Cílem analytické části je popsat situaci v základních sociálních procesech v území, zmapovat potřeby uživatelů, zmapovat situaci poskytovatelů z hlediska naplnění kapacit služeb a jejich ekonomické situace, potřeby obcí v území a jejich ochotu spolufinancovat sociální služby.

V oblasti protidrogových strategií na krajské úrovni žádné požadavky na analytickou část neexistují krom výše uvedené metodiky. Za kraje existují vybrané údaje uvedené ve Výroční zprávě o stavu ve věcech drog v České republice Národního monitorovacího střediska pro drogy a závislosti o drogové situaci.

V případě popisu drogové scény v území existuje datová nedostatečnost. Pro zmapování této situace lze využít kvantitativní i kvalitativní informační zdroje dat – Statistiky PČR o trestné činnosti související s užíváním a distribucí drog:

  • postoj mládeže k užívání drog: dotazníkové šetření zkušeností a postojů s užíváním návykových látek,
  • data o uživatelích: polostrukturované rozhovory s aktéry na protidrogové scéně (NNO terénní pracovníci, městská policie atd.),
  • injekční užívání drog: statistika sběru použitých injekčních stříkaček,
  • monitoring metabolitů drog v odpadních vodách.

Pro efektivní řešení této situace je nutný jednotný integrovaný přístup založený na rozvoji nových analytických metod a postupu v měření nelegálních drog v odpadních vodách. Klíčovou činností je měření a vyhodnocování socioekonomických procesů v území pomocí kvantitativních a kvalitativních výzkumných metod včetně interpretace výsledků. Pro zmapování je vhodné propojit měření odpadních vod se sběrem informací z terénní práce sociálních pracovníků, adiktologů, zdravotníků a bezpečnostních složek (Policie ČR, Městská policie).

Současné mezery v možné aplikaci integrovaného přístupu:

  • není jednoznačný globální cíl protidrogové politiky,
  • z toho plyne nejasnost, jaká opatření mají subjekty v protidrogové politice uplatňovat,
  • jednotlivé subjekty naplňují rozličné cíle, to vede k roztříštěnosti, nepochopení a nízké efektivitě všech aktivit,
  • celá situace přispívá k růstu prostoru pro uživatele a distributory nelegálních návykových látek,
  • subjekty protidrogové politiky nemají jasně vymezeny takové kompetence, které by je vedly v jejich různorodé činnosti k uskutečňování společného globálního cíle,
  • současná situace vede k vzájemnému konfliktu, názorovým střetům při naplňování specifických cílů.

Subjekty by měly při své činnosti respektovat globální cíl státní protidrogové politiky a tomu podřídit své specifické cíle. Globálním cílem pro všechny občany ČR je a vždy bylo snížení počtu uživatelů drog, zvýšení preventivní činnosti, tj. snížení nabídky a poptávky po drogách. Z výše uvedených důvodů obdobný globální cíl protidrogové politiky by měly mít i strategie v jednotlivých krajích a městech. Pro naplnění tohoto cíle je nutné zavést monitoring spotřeby drog, který bude vycházet ze všech dostupných zdrojů dat o drogové scéně. Je nutné využít argumenty a možnosti v aplikovaném výzkumu, který zrcadlí potřeby veřejného zájmu bez osobního zaujetí. Základním pravidlem při stanovování cílů je postupovat věcně k naplnění veřejného zájmu a k ochraně veřejného zdraví obyvatel.

Diskuse a závěr

Specifický nástroj regionální politiky a komunitního plánování pro uplatnění územní dimenze představují integrované přístupy, jejichž přínosem je zejména dosažení vyšší kvality strategického a komunitního plánování, řízení a efektivnější vynakládání finančních prostředků do jednotlivých oblastí. Jejich základním principem je věcná (vhodně a logicky provázané a potřebné tematické/sektorové intervence), územní (intervence ve vhodném geograficky a ekonomicky spojeném území) a časová (realistický harmonogram a časové a věcné sladění intervencí) provázanost intervencí realizovaná na základě kvalitní strategie rozvoje území.

Integrovaný přístup v prevenci kriminality představuje nástroj pro dosažení zejména vyšší kvality plánování v daném území, řízení a efektivnější vynakládání finančních prostředků. Integrovaný přístup obecně vyžaduje určitou časovou, územní a i kauzální provázanost jednotlivých typů intervencí. Integrované principy strategického řízení, které propojují koncepce bydlení, plány prevence kriminality, komunitní plánování a další strategie, jsou za předpokladu efektivního sběru a využití dat, jejich vyhodnocení, tvorby analýz a následného doporučení vhodným přístupem vedoucím ke snížení sociálních a bezpečnostních rizik. Nutným předpokladem pro zajištění fungujícího integrovaného přístupu je zachování provázanosti kompetencí horizontálně napříč organizacemi na jednotlivých správních úrovních a zároveň na horizontální úrovni v jednotlivých správních celcích.

Užívání nedovolených návykových látek představuje jednu z hrozeb pro zdravé fungování společnosti. Řešení této otázky je proto zásadní. Kombinace moderních technologií a spolupráce různých subjektů územní správy umožňuje přístup k lokalizaci míst výskytu uživatelů těchto látek. Z konkrétní perspektivy by výsledky mohly přispět ke snížení užívání drog v těchto oblastech, na které budou zacíleny preventivní programy, ale z širšího pohledu by celá společnost mohla využít výhody z omezení celkové hrozby, ke kterému by došlo při cíleném odstranění rizikových faktorů.

Poznámky

  1. Od začátku 21. století se Evropská komise princip Evidence Based Policy zavázala využívat při hodnocení a plánování svých legislativních návrhů za účelem maximalizace jejich pozitivních dopadů v ekonomické, sociální i environmentální oblasti. Výsledkem tohoto závazku je stav, kdy jsou v úrovni rozhodování Evropské unie zavedeny procesy, které zajišťují relevanci legislativních návrhů prostřednictvím hodnocení potenciálních dopadů [1].
  2. Registrační číslo projektu: CZ.07.1.02/0.0/0.0/16_040/0000378), financováno z operačního programu Praha – pól růstu ČR.
  3. Nástroj na zavádění udržitelného rozvoje na místní a regionální úrovni, přehled obcí/městských částí a regionů zapojených do agendy MA21 je dostupný na stránkách https://ma21.cenia.cz/cs-cz/přehledy/ma21vmapách.aspx.

Posted by & filed under Odpadové hospodářství, Technologie vody, vodárenství, čistírenství.

Souhrn

Epidemiologie odpadních vod byla navržena v roce 2001 ke sledování koncentrace nelegálních drog a jejich metabolitů v odpadních vodách přitékajících do komunálních čistíren odpadních vod, do kterých se zmíněné sloučeniny dostávají z moče konzumentů drog cestou kanalizační sítě. Poprvé byla použita v roce 2005 ke sledování kokainu v Itálii. Postupně byl přístup aplikován na sledování dalších nezákonných drog jako např. heroin, kanabis nebo stimulantů na bázi amfetaminu. Analýza odpadních vod je velmi slibný způsob k monitorování legálních stimulantů, jako je nikotin a jeho metabolity a alkohol, resp. metabolity alkoholu. Ve VÚV TGM, v. v. i., je od roku 2012 rozvíjena metoda LC-MS umožňující současné stanovení řady těchto látek. Příspěvek shrnuje analytické možnosti stanovení a metodiku vyvinutou na pracovišti se zaměřením na analyty nikotin a jeho metabolity a na metabolit alkoholu ethylsulfát, nově doplněné v rámci řešení projektu „Čistá voda – zdravé město: Komunální odpadní voda jako diagnostické médium hlavního města Prahy“ v rámci Konceptu IV.

Úvod

Epidemiologie odpadních vod byla navržena v roce 2001 [1] ke sledování koncentrace nelegálních drog a jejich metabolitů v odpadních vodách přitékajících do komunálních čistíren odpadních vod, do kterých se zmíněné sloučeniny dostávají z moče konzumentů drog cestou kanalizační sítě. Poprvé byla použita v roce 2005 ke sledování kokainu v Itálii [2]. Postupně byl přístup aplikován na sledování dalších nezákonných drog jako např. heroin, kanabis nebo stimulantů na bázi amfetaminu [3–6]. V České republice proběhlo např. sledování v rámci projektu Dragon (projekt Ministerstva vnitra, VG20122015101 Stanovení množství nelegálních drog a jejich metabolitů v komunálních odpadních vodách – nový nástroj pro doplnění údajů o spotřebě drog v České republice) [7]. Sledovány byly metamphetaminy, kokain a jeho metabolity, opioidy, LSD, buprenorfin, metadon a jeho metabolit EDDP, efedrin, tramadol a nor-THC s využitím dříve vyvinuté metodiky [8].

V rámci řešení projektu „Čistá voda – zdravé město: Komunální odpadní voda jako diagnostické médium hlavního města Prahy“ (dále jen Projekt) byly analyzovány možnosti rozšíření stávající metodiky o další zneužívané látky. Na základě literatury a dřívějších prací byly vybrány nikotin a jeho metabolity, metabolit alkoholu ethylsulfát a kathinony (nové syntetické drogy).

Analýza odpadních vod je velmi slibný způsob k monitorování legálních stimulantů, jako je nikotin a jeho metabolity. Avšak koncentrace těchto látek značně kolísá v průběhu roku a často dosahuje velmi nízkých hodnot. Je to způsobeno hlavně nestabilitou nikotinu v odpadní vodě. Proto se sledují hlavně stabilní metabolity – kotinin a trans-3´-hydroxykotinin. V lidském těle je nikotin metabolizován na kotinin (70–80 %) a nikotin-N´-oxid (4–7 %). Kotinin je potom dále metabolizován na další submetabolity, tj. jenom 10–15 % zkonzumovaného nikotinu je vyloučeno jako kotinin [9]. Část nikotinu přechází do moči nemetabolizována. Nikotin se ale může dostávat do odpadní vody nejen s močí, ale i oplachem z nedopalků cigaret a popela [10, 11]. Dalším zdrojem nikotinu je substituční léčba (nikotinové náplasti a žvýkačky) a elektronické cigarety [11]. Analýza nikotinu v odpadní vodě není specifická a nevystihuje nebezpečnou konzumaci tabáku. Proto se pro kvantifikaci nikotinu v některých studiích využívají např. alkaloidy anabasin a anatabin, které jsou specifické pro sušený tabák, a stanovují se spolu s nikotinem a kotininem jako biomarkery pro konzumaci tabáku v odpadní vodě [12].

Obr. 1. Zapojení se šesticetným ventilem, eluce proti směru SPE
Fig. 1. Conection of six-way valve, elution against the direction of SPE

Alkoholické nápoje jsou jednou z nejpopulárnějších látek ve společnosti s obsahem psychoaktivní sloučeniny ethanol. Ethanol je v játrech oxidován především na acetaldehyd (90–95 %). Malá část (< 0,1 %) přechází na metabolity ethylsulfát (EtS) a ethylglukuronid [13]. Ethylglukuronid není vhodný jako biomarker v odpadních vodách, protože je v nich velmi nestabilní [14]. Ethylsulfát je specifický biomarker pro monitorování spotřeby alkoholu. Jedná se o metabolit ethanolu, který indikuje nedávnou konzumaci alkoholu s dobou detekce do 48 hodin u zdravých jedinců a je stabilní v odpadní vodě [14].

Ke stanovení nikotinu a jeho metabolitů se nejvíce používají přístroje LC-MS/MS [9, 11, 12, 15–20], výjimečně LC-QTOF [21] nebo hybridní MS Q-Exactive s vysokým rozlišením [22–25]. Detekce a kvantifikace se provádí s hmotnostním detektorem typu trojitého kvadrupolu s ionizací v pozitivním módu ESI+. Odpadní vody jako složitá matrice obsahují velké množství koeluujících sloučenin, které mohou ve velké míře ovlivňovat ionizaci sledovaných sloučenin. Proto se před extrakcí přidávají ke vzorku odpadní vody deuterované izomery stanovovaných analytů a kvantifikace se provádí metodou interního standardu [9–12, 15–28]. Ke zvýšení citlivosti stanovení a čištění se používá prekoncentrace vzorku extrakcí na pevné fázi (SPE) v zapojení on-line [25–27] nebo off-line [9, 11, 15–24, 28]. Používají se kolonky Oasis HLB [11, 14, 19–21, 26–28], Oasis MCX [15], StrataX [12]. Pro on-line SPE se používá zejména kolonka Hypersil Gold [23–25]. Stanovení nikotinu a jeho metabolitů se provádí většinou s kolonami s reverzní fází C18 [9–12, 15–28] a středně polární mobilní fází, která obsahuje organickou fázi (nejčastěji acetonitril nebo methanol) a vodnou fázi (voda s přídavkem mravenčanu nebo octanu amonného v proměnlivém poměru podle nastaveného programu gradientu).

Tabulka 1. Přehled analytů, jejich základní charakteristiky a rozdělení do metod stanovení
Table 1. Overview of analytes, theirs characteristics and methods of detection

Ke stanovení ethylsulfátu v odpadní vodě se používá metoda kapalinové chromatografie s hmotnostním detektorem s trojitým kvadrupolem a elektrosprejem jako iontovým zdrojem v negativním módu (ESI-) [13, 29–35]. EtS je polární sloučenina a na tradičních kolonách C18, C8 s reverzní fází je málo zadržován. Proto se rozšířilo jeho stanovení pomocí iontově párové chromatografie. Používají se iontově párová činidla: 5 mM dibutylamonium acetát [24], 7 mM dihexylamonium acetát [12, 25]. Používané mobilní fáze jsou voda a methanol, iontově párové činidlo se přidává do jedné nebo obou fází. Úspěšně byla ke stanovení EtS použita kolona Synergi Polar-RP (polar endcaped phenylpropyl reverzní fáze) [31, 32]. K eluci se používá voda s 0,1 % kyselinou mravenčí a acetonitril. Ke zlepšení ionizace se za kolonu přidává acetonitril. V poslední době se vyrábějí inertní kolony s navázaným trifunkčním alkylovým ligandem C18, který podporuje retenci polárních sloučenin a eliminuje potřebu přídavku iontových párů [27, 33, 34]. Jsou to např. kolony: Atlantis T3 nebo Chrompack Inertsil ODS-3 (Varian). Používají se s mobilními fázemi voda s 0,1 % kyselinou mravenčí a acetonitrilem a s post column přídavkem acetonitrilu ke zvýšení ionizace.

Obr. 2. Ukázka kalibrační křivky pro metamfetamin (MAMP)
Fig. 2. Example of calibration curve (methamphetamine)
Obr. 3. Ukázka kalibrační křivky pro kotinin (COT)
Fig. 3. Example of calibration curve (cotinine)
Obr. 4. Ukázka chromatogramu extrahovaných iontů v režimu ESI+ (amfetamin, benzoylecgonin, buprenorphin, EDDP, efedrin, extáze, fentanyl, heroin, kokaethylen, kokain, LSD, metadon, metamfetamin, morfin, nor-diazepam, nor-fentanyl, tramadol)
Fig. 4. Example of extracted ion chromatograms in ESI+ (amphetamine, benzoylecgonine, buprenorphine, EDDP, ephedrine, MDMA, fentanyl, heroin, cocaethylene, cocaine, LSD, methadone, methamphetamine, morphine, nor-diazepam, nor-fentanyl, tramadol)
Obr. 5. Ukázka chromatogramu extrahovaných iontů v režimu ESI+ (ethylcathinon, mefedron, 4-methylethcathinon, metylon, nor-mefedron, pentedron, tramadol, trans-3-hydroxykotinin, α-pyrrolidinovalerofenon)
Fig. 5. Example of extracted ion chromatograms in ESI+ (ethylcathinone, mephedrone, 4-methylethcathinone, metylone, nor-mephedrone, pentedrone, tramadol, trans-3-hydroxykotinin, α-pyrrolidinovalerofenone)
Obr. 6. Ukázka chromatogramu extrahovaných iontů v režimu ESI+ (nikotin, kotinin a trans-3-hydroxykotinin)
Fig. 6. Example of extracted ion chromatograms in ESI+ (nicotine, cotinine and trans-3-hydroxycotinine)

Stanovení ethylsulfátu se dá provádět i s HILIC kolonami, např. SeQuant ZIC-HILIC (Merck) a mobilními fázemi 5 mM octan amonný (pH 6,8) a acetonitril [33].

Metodika

Postupně bylo v závislosti na chemických vlastnostech a možnostech stanovení jednotlivých látek zavedeno stanovení tří desítek látek metodou kapalinové chromatografie s hmotnostní detekcí za podmínek ionizace elektrosprejem v pozitivním a negativním módu. Přehled stanovovaných analytů včetně jejich základní charakteristiky a rozdělení do postupů stanovení je uveden v tabulce 1.

Použitá technika: kapalinový chromatograf Agilent 1200 RR s binárním čerpadlem, hmotnostní detektor Applied Biosystem 4000 Q Trap s trojitým kvadrupólem, autosampler Aspec GX-271 (Gilson). Stanovení všech látek bylo prováděno s chromatografickou kololnou Synergi Hydro-RP80A (150 × 2,0 mm, 4 µm).

Multireziduální stanovení této skupiny analytů se nedalo provést vzhledem k jejich odlišným chemickým vlastnostem a koncentračním hladinám jejich výskytu. Z tohoto důvodu bylo stanovení rozděleno do čtyř separátních postupů.

Analýzy byly prováděny v odpadní vodě odebírané v nátoku na čistírnu komunálních odpadních vod. Tato voda je velmi komplexní matrice a jako nezbytné se jeví použití vnitřních standardů. Matrice silně ovlivňuje ionizaci. Bylo pozorováno potlačení ionizace vlivem látek přítomných ve vzorku. Proto bylo pracováno s deuterovanými standardy všech stanovovaných látek.

Pro analýzy se zpracovávají 24hodinové kompozitní vzorky odebírané na nátoku na čistírnu komunálních odpadních vod, které se po odběru uchovávají v chladu a temnu. Pokud nelze vzorek analyzovat do 72 hodin od odběru, vzorek se zmrazí a do vlastní analýzy se skladuje při teplotě -20 ± 4 °C.

Před vlastním stanovením se vzorky odstředí a ze vzorku se odstraní pevné částice filtrací přes jednorázové membránové filtry o porozitě 0,45 µm. Po přídavku směsného roztoku vnitřních standardů je vzorek připraven k LC-MS/MS analýze. Před chromatogrfickou analýzou se vzorky zakoncentrují z objemu 1–5 ml on-line SPE (drogy, nikotin a jeho metabolity). K on-line prekoncentraci vzorků byl použit autosampler Aspec GX-271(Gilson) a kolonka Hypersil Gold (20 × 2,1 mm, 12 µm), na kterou bylo 1–5 ml vzorku vloženo průtokem 0,5 ml/min. Potom byla kolonka ještě promyta 1 ml UHQ vody, aby se dokončil transfer vzorku a odstranily některé interference. Eluce analytů na chromatografickou kolonu byla prováděna mobilní fází jejím průtokem koncentrační kolonkou v protisměru v zapojení podle obr. 1. Pouze analýza ethylsulfátu se vzhledem k jeho vysokým koncentracím (desítky µg/l) provádí bez prekoncentrace s nástřikem 5 µl vzorku na kolonu.

Všechny používané chemikálie jsou čistoty p. a. nebo vyšší. Pro kalibraci jsou používány certifikované referenční chemikálie, např. fy Merc, Lipomed, Chromservis. Jako vnitřní standardy jsou používány deuterované látky, také certifikované. Podmínky kapalinové chromatografie pro jednotlivé postupy shrnuje tabulka 2.

Tabulka 2. Podmínky kapalinové chromatografie
Table 2. Liquide chromatography settings

Identifikace a kvantifikace se ve všech případech provádí za pomoci vyhodnocovacího systému Analyst® Software. Jednotlivé látky se identifikují porovnáním retenčních časů s retenčními časy standardů a shodnosti poměru intenzit dvou sledovaných přechodů dané látky ve vzorku a v kalibračním roztoku. Kvantifikace se provádí na základě hodnot vypočtených pomocí kalibračních křivek metodou kalibrace na vnitřní standard (deuterovaný standard). Ve stanovovaném rozsahu byly všechny kalibrační křivky lineární (korelační koeficient 0,99 a lepší).

Pro ukázku jsou na obr. 2–8 uvedeny kalibrační křivky a chromatogramy extrahovaných iontů standardů. Je zobrazen prekurzorový, produktový ion a vnitřní standard.

Meze stanovitelnosti (LOQ) dosažené popsanými postupy v matrici odpadní voda jsou uvedeny v tabulce 3.

Tabulka 3. Meze stanovitelnosti (LOQ) v matrici odpadní voda
Table 3. Limits of quantification for wastewater

Podrobněji jsou použité analytické metody pro stanovení nikotinu a jeho metabolitů a ethylsulfátu popsány ve sborníku z konference Hydroanalytika 2019 [36].

Obr. 7. Ukázka chromatogramu extrahovaných iontů v režimu ESI- (nor-THC)
Fig. 7. Example of extracted ion chromatograms in ESI- (nor-THC)
Obr. 8. Ukázka chromatogramu extrahovaných iontů v režimu ESI- (ethylsulfát)
Fig. 8. Example of extracted ion chromatograms in ESI- (ethylsulfate)

Pro skupinu syntetických kathinonů byly hledány možnosti snížení mezí stanovitelnosti, protože nebyl zaznamenán pozitivní nález těchto látek (s výjimkou dvou hodnot mefedronu těsně na úrovni LOQ, období hodnocení 2018). Zkoušená metodika vycházela z dřívější metodiky off-line SPE vyvinuté v projektu Program IGA 2013 – Projekt „Nové drogy – analýza trhu epidemiologie užívání a identifikace možnosti pro snižování škod“ [37]. Ani při zpracování 500 ml vzorku nebylo dosaženo lepších mezí stanovitelnosti než při on-line SPE metodě [38].

Závěr

Pro řešení projektu „Čistá voda – zdravé město: Komunální odpadní voda jako diagnostické médium hlavního města Prahy“, ve kterém jsou monitorovány vedle nezákonných drog a jejich metabolitů (včetně syntetických kathinonů) také některá léčiva a další legální drogy, jako jsou ethanol a nikotin, resp. jejich metabolity, byly vypracovány a zvalidovány postupy pro stanovení těchto látek. V závislosti na chemických vlastnostech a možnostech stanovení jednotlivých látek byly o tyto látky rozšířeny již dříve používané metody kapalinové chromatografie s hmotnostní detekcí za podmínek ionizace elektrosprejem v pozitivním módu a v negativním módu. Metody byly akreditovány. Celkem jsou uvedenými metodami stanovovány tři desítky látek. Metody rozvinuté ve VÚV TGM, v. v. i., splňují požadavky na citlivost pro analýzu většiny zneužívaných drog a jejich metabolitů i dalších látek sledovaných v rámci Projektu.

Posted by & filed under Hydrochemie, radioekologie, mikrobiologie, hydrobiologie, Technologie vody, vodárenství, čistírenství.

Souhrn

Příspěvek informuje o pravidelném, téměř dvouletém monitoringu komunálních odpadních vod na vybraných odběrových místech pražské stokové sítě. V komunálních odpadních vodách jsou sledovány vybrané nezákonné drogy (např. metamfetamin, MDMA, THC, kokain), nikotin a jeho metabolity a metabolit ethanolu ethylsulfát. V tomto článku jsou prezentovány výsledky z prvního roku projektu, ze kterých jsou zřejmé výrazné rozdíly ve spotřebě jednotlivých drog v různých částech Prahy. Pro potřeby projektu byly rozšířeny analytické metody stanovení sledovaných látek. Součástí řešení projektu je Socioekonomická studie prostorového rozložení obyvatelstva a identifikace rizikových oblastí z hlediska životního stylu obyvatelstva (ACCENDO, z. ú.).

Úvod

Analýza odpadních vod je „relativně“ jednoduchá záležitost. S rozvojem instrumentální techniky v této oblasti jsme schopni při využití špičkových, vysoce citlivých analytických přístrojů zjistit přítomnost jednotlivých látek v subnanogramových množstvích. Koncept IV volně navazuje na projekt „Stanovení množství nelegálních drog a jejich metabolitů v komunálních odpadních vodách – nový nástroj pro doplnění údajů o spotřebě drog v České republice“, v jehož rámci byla sledována i kontaminace komunálních odpadních vod ve vybraných stokách kanalizační sítě hlavního města Prahy. Jedním z hlavních výstupů tohoto projektu byla Metodika [1], která byla využita také pro měření v tomto konceptu, v němž budou získány aktuální údaje o spotřebě nezákonných látek a údaje o nově sledovaných markerech.

Smyslem projektu je získat objektivní údaje, tzn. i údaje od té části populace, která nebyla zahrnuta do dotazníkových akcí na monitorované téma, nemá zdravotní potíže spojené s užíváním nezákonných látek atd.

Základ epidemiologie odpadních vod (wastewater-based epidemiology – WBE) byl položen na přelomu let 1999 až 2000 vyslovením hypotézy, že ke komunální odpadní vodě lze přistupovat jako ke zředěnému vzorku moči [2] a poprvé byla aplikována v povodí řeky Pád [3]. Zpočátku byl epidemiologický přístup k odpadním vodám využíván ke sledování spotřeby nezákonných látek v monitorované lokalitě a k upřesnění odhadu prevalence a užívání drog v populaci. Od doby svého vzniku se tento obor velmi rychle rozvíjí a díky stále se zdokonalující analytické technice je možno sledovat široké spektrum látek ve velmi nízkých koncentracích. Na obr. 1 je schematické znázornění epidemiologického přístupu k odpadním vodám.

Komunální odpadní vody obsahují komplexní směs chemických látek včetně humánních metabolitů – biomarkerů. Kvantitativní měření těchto specifických látek poskytne informaci např. o způsobu stravování, zdravotním stavu obyvatelstva, výskytu chorob, spotřebě alkoholu, léčiv a expozici populace environmentálním kontaminantům, např. pesticidům.

Ve VÚV TGM, v. v. i., je od počátku letošního roku řešen projekt: Čistá voda – zdravé město: Komunální odpadní voda jako diagnostické médium hlavního města Prahy. Do řešení Konceptu IV jsou zapojeny hydrochemické laboratoře z odboru analýz a hodnocení složek životního prostředí (Praha) a ostravské pobočky. Vedle nezákonných látek a některých léčiv jsou sledovány také metabolity alkoholu (ethylsulfát), nikotinu (kotinin a trans-3-hydroxykotinin) a pesticidů. Monitoring bude probíhat po dobu dvou let na vybraných místech kanalizační sítě hlavního města Prahy. Plánovaným výstupem je mapová vrstva do Geoportálu hl. m. Prahy, do které bude v případě pravidelného monitoringu zaznamenávána např. spotřeba drog v jednotlivých částech Prahy.

Součástí řešení projektu je také Socioekonomická studie prostorového rozložení obyvatelstva a identifikace rizikových oblastí z hlediska životního stylu obyvatel. Tuto studii zpracovává jako subdodávku projektu společnost ACCENDO – Centrum pro vědu a výzkum, z. ú.

Obr. 1. Schematické znázornění epidemiologického přístupu k odpadním vodám
Fig. 1. Schematic presentation of wastewater based epidemiological approach
Tabulka 1. Seznam monitorovaných látek
Table 1. List of monitored substances

Zdůvodnění realizace dílčího konceptu a identifikace tržních příležitostí

Zdůvodnění realizace projektu je již částečně uvedeno v předchozí kapitole. Cílem je získat aktuální data o spotřebě drog v jednotlivých částech Prahy (podle možností odběru na jednotlivých kanalizačních stokách), stejně tak jako o dalších látkách, které jsou v projektu sledovány. V rámci Konceptu IV je sledováno 29 látek. Jejich seznam je k dispozici v tabulce 1. Uvedené látky se dosud pravidelně nemonitorují, nejsou podchyceny příslušnou legislativou. Zjištění jejich výskytu a koncentrací v odpadních vodách je významné nejen z výše uvedených důvodů, ale vzhledem k tomu, že některé z těchto látek nejsou zcela odstraněny v procesu čištění odpadních vod, dostávají se i do vod povrchových, ve kterých mohou mít dopad na životní prostředí.

Získaná a analyticky zpracovaná data budou interpretována prostřednictvím mapového portálu. Potenciální možností je využití Geoportálu hl. m. Prahy, tzn. že výstupy projektu budou mít podobu mapových vrstev a databází, které by Magistrát hl. m. Prahy jakožto koncový uživatel výsledků šířil přes svůj Geoportál.

Na základě analýzy a měření v odpadních vodách budou vytvořeny metody pro hodnocení účelnosti, efektivity a hospodárnosti opatření prevence a kontroly užívání zmíněných látek. Metody budou nastaveny tak, aby byly využitelné pro různé typy hodnocení (ex-ante, ex-post, on-going atd.).

Průběh řešení projektu

Odběry a základní předúprava vzorků

Ve spolupráci s pracovníky ÚČOV bylo vybráno šest odběrových profilů na kanalizační síti hlavního města Prahy, byl připraven plán vzorkování a domluveny podmínky vzorkování a dopravy vzorků do laboratoře VÚV TGM, v. v. i. Odběrové profily jsou na celkovém přítoku na ÚČOV a dále potom na jednotlivých stokách – ACK, B, D, E a F. Odběry probíhaly od začátku dubna 2018, v roce 2018 přibližně ve čtyřdenních intervalech, v roce 2019 v osmidenních intervalech. Kromě těchto odběrů byla v roce 2019 ještě realizována týdenní monitorovací kampaň pro mezinárodní projekt SCORE. Odebírány byly 24hodinové slévané vzorky komunální odpadní vody. Vzorky se odebírají do čistých vzorkovnic z vhodného materiálu (sklo, polypropylen (PP)). Po dopravě do laboratoře jsou tyto vzorky dále zpracovány zavedenými operačními postupy.

Na obr. 2 jsou ilustrační záběry z odběru 24hodinových slévaných vzorků ve stokové síti hlavního města Prahy.

Obr. 2. Ilustrační záběry z odběru vzorků komunální odpadní vody (zdroj: Pražské vodovody a kanalizace, a. s.)
Fig. 2. Illustrative shots of municipal wastewater sampling

Na obr. 3 je mapa pražské stokové sítě s vyznačením oblastí spadajících pod jednotlivé stoky.

K analýze se použije alikvotní část odebraného vzorku, konzervace se neprovádí. Po odběru se vzorky uchovávají v chladu a temnu při teplotě do 8 °C. Nižší teplota uchování vzorků není závadou. Pokud nelze vzorek analyzovat do 72 h po odběru, vzorek je zamražen a do vlastní analýzy je skladován při teplotě -20 ± 4 °C. Nižší teplota uchování vzorků není závadou. Před vlastním stanovením jsou vzorky odstředěny (4 500 ot./min, 15 min) a filtrací přes jednorázové membránové filtry z regenerované celulózy o porozitě 0,45 µm jsou ze vzorku odstraněny pevné částice.

Obr. 3. Pražská stoková síť (zdroj: Pražské vodovody a kanalizace, a. s., ACCENDO)
Fig. 3. Prague sewer network

Vývoj analytických metod – zavedení postupů pro stanovení nikotinu a jeho metabolitů, ethylsulfátu (metabolit ethanolu) a nových psychotropních látek v odpadní vodě

Metodika stanovení nezákonných látek (drog), která byla v laboratoři zavedena v rámci řešení projektu „Stanovení množství nelegálních drog a jejich metabolitů v komunálních odpadních vodách – nový nástroj pro doplnění údajů o spotřebě drog v České republice“ [1], byla pro potřeby projektu Čistá voda – zdravé město rozšířena o stanovení nových psychotropních látek. Pro stanovení nikotinu a jeho metabolitů a stanovení ethylsulfátu byly zavedeny dvě zcela nové metody. Tyto metody byly validovány a akreditovány.

V návaznosti na chemické vlastnosti látek byly použity následující postupy:

  • stanovení vybraných drog metodou kapalinové chromatografie s on-line prekoncentrací a hmotnostní detekcí v ESI + módu,
  • stanovení vybraných drog metodou kapalinové chromatografie s on-line prekoncentrací a hmotnostní detekcí v ESI – módu),
  • stanovení nikotinu a jeho vybraných metabolitů metodou kapalinové chromatografie s on-line prekoncentrací a hmotnostní detekcí v ESI + módu),
  • stanovení ethylsulfátu metodou kapalinové chromatografie s hmotnostní detekcí v ESI – módu.

Analytické metody jsou podrobně popsány v článku „Stanovení vybraných drog a jejich metabolitů v odpadních vodách metodou kapalinové chromatografie“ (autoři: Pospíchalová, D. a kol.), který je rovněž prezentován v tomto čísle VTEI.

Zpětná kalkulace spotřeby monitorovaných látek

Ze zjištěných koncentrací (ng/l) sledovaných látek v analyzovaných vzorcích komunální odpadní vody lze zjišťovat další údaje, jako jsou např. denní odnosy monitorovaných látek či jejich spotřeba vyjádřené v g/den/1 000 obyvatel (jednotka hmotnosti může být podle potřeby jiná). K těmto přepočtům je třeba znát denní průtok odpadní vody v den odběru 24hodinového slévaného vzorku a počet obyvatel napojených na kanalizační síť v dané oblasti. Tak zjistíme denní odnosy jednotlivých látek. Ke zjištění spotřeby konkrétní látky je nezbytné ještě tzv. korekční (přepočítávací) faktor, který se stanoví jako poměr molekulárních hmotností monitorované látky a specifické látky (metabolitu nebo nezměněné monitorované látky) násobený průměrnou procentuální metabolizací monitorované látky na zvolený metabolit, případně nemetabolizací, prochází-li monitorovaná látka organismem částečně nezměněna.

Hodnoty denních průtoků komunální odpadní vody pro potřeby projektu poskytují Pražské vodovody a kanalizace, a. s. Odhad počtu obyvatel náležících do jednotlivých spádových oblastí stokové sítě na základě dat ze sčítání lidu, domů a obyvatel a registru obyvatel provedla společnost ACCENDO, z. ú. Korekční faktory jsou použity z literárních zdrojů.

Non-target (necílová) analýza

Necílová analýza slouží ke zjištění přítomnosti dalších látek ve vzorku. Hydroanalytické laboratoře VÚV TGM, v. v. i., nedisponují vhodným přístrojovým vybavením pro tento typ analýz, proto byly vybrané vzorky odpadní vody předány k analýze do Laboratoře forenzní analýzy biologicky aktivních látek na VŠCHT v Praze. Výsledky analýz se vyhodnocují.

Subdodávka – Socioekonomická studie

Součástí projektu je také zpracování Socioekonomické studie prostorového rozložení obyvatelstva a identifikace rizikových oblastí z hlediska životního stylu obyvatel. Tato studie byla řešena subdodavatelsky společností ACCENDO – Centrum pro vědu a výzkum, z. ú.

Detailnější informace o této studii jsou uvedeny v článku „Využití moderních analytických metod při řešení rizik a tvorbě územních strategií“ (autoři: Hrušková, A. a Hruška, L.), který je také prezentován v tomto čísle VTEI.

Příklady výsledků

Odběry vzorků byly zahájeny v dubnu roku 2018, zpočátku byly monitorovány především „klasické“ drogy, později (červenec 2018) byly doplněny i látky, pro které byly vyvíjeny nové metody. Odběry byly ukončeny v prosinci 2019. Výsledky jsou postupně zpracovávány.

Bylo odebráno a zanalyzováno cca 500 vzorků odpadních vod. Nálezy monitorovaných drog ze skupiny označené v tabulce 1 jako „klasické“ drogy (s výjimkou heroinu a LSD, které nebyly nalezeny v žádném vzorku) a dalších látek (cis-tramadol, nordiazepam, nikotin a jeho metabolity, ethylsulfát a efedrin) byly pozitivní ve všech odebraných vzorcích. Téměř ve všech vzorcích byl nalezen metadon a jeho metabolit 22-ethylidene-1,5-dimethyl-3,3-diphenylpyrrolidine (EDDP). Fentanyl se vyskytuje v koncentracích okolo meze stanovitelnosti. Buprenorfin a většina látek ze skupiny nových syntetických drog (NSD) nebyly nalezeny v žádném vzorku. Nálezy některých NSD (mefedron) jsou zcela ojedinělé – jednotky vzorků. Heroin je metabolizován na 6-acetylmorfin, který rychle degraduje, nepodařilo se ho stanovit v žádném, dosud v laboratoři odebraném, vzorku odpadních vod. Další metabolit této drogy, morfin, je však zároveň metabolitem i dalších látek, včetně preskribovaných léčiv. Určit, jaký podíl nálezů morfinu vznikl degradací heroinu, je prakticky nereálné. Typickou víkendovou drogou je extáze. Velmi dobře je to vidět na obr. 4.

Obr. 4. Denní odnosy extáze (stoka ACK); modrou barvou jsou vyznačeny pracovní dny, červenou víkendové dny, zelenou státní svátek, kterému předcházelo „pálení čarodějnic“
Fig. 4. Daily mass loads of ecstasy (ACK sewer); working days are marked in blue, weekend days in red and in green is marked national holiday, which was preceded by “witch burning“

Na dalších obrázcích jsou výsledky monitoringu odpadních vod za rok 2018. Výsledky za rok 2019 se ještě zpracovávají.

Na obr. 5 jsou velmi dobře vidět rozdíly mezi spotřebou různých drog v různých částech Prahy, mapa s vyznačením spádových oblastí jednotlivých stok je na obr. 3.

Obr. 5. Průměrná spotřeba vybraných nelegálních drog v mg/den/1 000 obyvatel; THC – tetrahydrokanabinol (marihuana), MDMA – extáze, AMP – amfetamin, BE – benzoylekgonin, hlavní metabolit kokainu, MAMP – metamfetamin (pervitin)
Fig. 5. Average consumption of selected illegal drugs in mg/day/1,000 inhabitant; THC – tetrahydrocannabinol (marijuana), MDMA – ecstasy, AMP – amphetamine, BE – benzoylecgonine, main metabolite of cocaine, MAMP – methamphetamine (meth, Crystal)

V českém prostředí není amfetamin příliš užívanou drogou na rozdíl od západní Evropy. Je však také metabolitem metamfetaminu a nálezy v komunální odpadní vodě tomu odpovídají.

Spotřebě tabáku je věnován obr. 6. Důležitými metabolity jsou zejména kotinin a trans-3-hydroxykotinin, stabilní metabolity nikotinu. Nikotin se do odpadních vod dostává nejen jako nezmetabolizovaný z vykouřených cigaret a dalších tabákových výrobků, ale také např. z přípravků využívaných při odvykání [4, 5].

Obr. 6. Průměrná spotřeba tabáku a jeho metabolitů v mg/den/1 000 obyvatel
Fig. 6. Average consumption of tobacco and its metabolites in mg/day/1,000 inhabitants

Alkohol je další drogou, i když legální, která byla v rámci projektu monitorována. Jeho spotřeba je sledována prostřednictvím metabolitu ethysulfáfu. Přestože se tímto způsobem vylučuje pouze < 0,1 % zkonzumovaného alkoholu [6], nálezy v odpadní vodě jsou jednoznačně nejvyšší ze všech monitorovaných látek (obr. 7).

Obr. 7. Průměrná spotřeba alkoholu v mg/den/1 000 obyvatel (ethylsulfát – monitorovaný stabilní metabolit ethanolu)
Fig. 7. Average alcohol consumption in mg/day/1,000 inhabitants (ethyl sulfate – monitored stable metabolite of ethanol)

Závěr

V rámci projektu bylo celkem odebráno a zpracováno téměř 500 vzorků odpadních vod a provedeno cca 2 000 analýz. Výsledky jsou postupně zpracovávány, jsou prováděny zpětné přepočty odnosů jednotlivých sledovaných látek jak v dílčích monitorovaných oblastech (jednotlivé stoky pražské kanalizační sítě, tak na přítoku na ÚČOV hlavního města Prahy). Z uvedených výsledků jsou zřejmé výrazné rozdíly ve spotřebě drog v rozdílných částech Prahy. Například spotřeba kokainu je nejvyšší v oblastech blízko centra, která jsou současně i oblíbenými čtvrtěmi k bydlení. Byla vypracována Socioekonomická studie prostorového rozložení obyvatelstva a identifikace rizikových oblastí z hlediska životního stylu obyvatelstva, subdodavatelem této studie je institut ACCENDO – Centrum pro vědu a výzkum, z. ú. Laboratoř se zapojila do mezinárodního projektu SCORE, jehož součástí je vedle týdenního monitoringu komunální odpadní vody ve sledované lokalitě, v tomto případě Prahy, i účast v mezilaboratorním porovnání zkoušek. Výsledky tohoto monitoringu budou prezentovány na stránkách EMCDDA (European monitoring centre for drugs and drug addiction).

Poděkování

Projekt „Čistá voda – zdravé město: Komunální odpadní voda jako diagnostické médium hlavního města Prahy“ financuje hlavní město Praha v rámci Operačního programu Praha – pól růstu ČR, Registrační číslo: CZ.07.1.02/0.0/0.0/16_040/0000378.

Realizace projektu by nebyla možná bez úzké spolupráce s akciovou společností Pražské vodovody a kanalizace.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Jste vedoucí útvaru laboratoří státního podniku Povodí Vltavy. Dlouhodobě se zabýváte kvalitou vody a problematikou analytického stanovení široké škály mikropolutantů ve vodním prostředí. Jak jste se k této zajímavé práci dostal? Co Vás na tomto oboru oslovilo, že jste se v něm vypracoval na renomovaného odborníka?

Jsem původem vystudovaný hydrobiolog na přírodovědecké fakultě UK v Praze, v rámci postgraduálního studia jsem se zabýval bioakumulací stopových prvků v biomase vodních bezobratlých. Po nástupu do státního podniku Povodí Vltavy mě kromě jiného postupně začala zajímat problematika specifických organických látek a jejich pohyb ve vodním prostředí. Je to velká skupina látek, která je relativně nová a postupně se v čase rozvíjející s tím, jak pokračuje tzv. technický pokrok lidské společnosti. Jedná se zejména o pesticidy používané v zemědělství, humánní a veterinární farmaka a různé technologické látky a přísady (změkčovače plastů, antikoroziva, diagnostické látky, látky snižující povrchové napětí, domácí a průmyslová chemie, „musk compounds“ a další látky). Před několika lety jsme se s kolegy z naší plzeňské laboratoře domluvili, že toto bude jeden z hlavních cílů naší činnosti. Jedná se o problematiku, která je v souladu s požadavky národní a evropské legislativy v oblasti monitoringu vod, téma, které je velmi zajímavé a atraktivní. Má rovněž důležitý zdravotní a environmentální aspekt a zatím provádění analýz těchto látek je i komerčně rentabilní. Postupně jsme naše laboratoře na tuto činnost vybavili, a to jak po stránce personální, tak i po stránce přístrojové.

V tomto čísle časopisu VTEI představujeme výsledky řešení projektu Čistá voda – zdravé město, mohl byste nám říci, jaké vy  vnímáte potřeby zlepšení kvality zdrojů pitné vody pro Prahu a vlastně obecně v povodí řeky Vltavy?

V současné době má Praha dva nejdůležitější zdroje pitné vody, hlavním zdrojem je vodárenská nádrž Švihov na Želivce, druhým zdrojem je voda z řeky Jizery v Káraném. Jedná se tedy o povrchové zdroje pitné vody. Povodí vodárenské nádrže Švihov na Želivce má plochu přibližně 1 200 km2, probíhá zde intenzivní zemědělská činnost a je zde poměrně velké osídlení. Tato fakta určují vlivy na kvalitu vody, v přítocích VN Švihov se vyskytují zvýšené koncentrace živin (zejména fosforu), pesticidů a jejich metabolitů a rezidua humánních a veterinárních farmak. Vzhledem k tomu, že se jedná o zdroj pitné vody pro cca 1,5 mil. obyvatel, je nutné zajistit snížení vstupů těchto látek do povrchových a podzemních vod, např. změnou systému zemědělského hospodaření, omezení pěstování technologických plodin a instalací technologií pro separaci farmak a dalších látek z odpadních vod u významných zdrojů (např. zdravotnických zařízení). Výstavba technologického stupně s granulovaným aktivním uhlím na úpravně vody v Hulicích řeší tento globální problém jen částečně a nelze jím nahrazovat řešení příčin vzniku tohoto znečištění.

Můžete nám říci něco bližšího o trendech vývoje kvality vod v povodí řeky Vltavy? Jak to vypadá s ukazateli hydrochemické a hydrobiologické jakosti? Změnilo se spektrum monitorovaných parametrů?

Obecné lze říci, že kvalita vody se v dlouhodobém horizontu zlepšila, na konci minulého století došlo k ukončení některých průmyslových výrob a bylo postupně zavedeno efektivní čištění odpadních vod prostřednictvím rekonstrukcí a intenzifikací ČOV. To mělo za následek výrazné snížení organického zatížení povrchových vod z bodových zdrojů a významné snížení vstupu živin, zejména dusíku a fosforu. Tomu také na řadě lokalit odpovídá postupné zlepšování ekologického stavu toků, tj. vyšší druhová diverzita bentických organismů a druhové složení ryb a další. Postupně se přestaly v povrchových vodách používat a vyskytovat látky typu polychlorovaných bifenylů, organochlorových pesticidů typu DDT a další látky. „Nově“ se však v povrchových, drenážních a podzemních vodách objevuje problém s látkami používanými v zemědělství, zejména s dusíkatými a jinými pesticidy, které často do určité míry nahrazují mechanické obdělávání půdy. Zejména při pěstování technických plodin (řepka, kukuřice, řepa) se používají ve velkém rozsahu a v širokém látkovém spektru látek, metabolity těchto látek, případně rodičovské látky pronikají do podzemních i povrchových vod. Dalším problémem jsou humánní a veterinární farmaka, jejichž rezidua nacházíme v odpadních a povrchových vodách, často ve velmi vysokých koncentracích (zejména metformin, oxypurinol, gabapentin, hydrochlorthiazid, karbamazepin, telmisartan a další látky). Mezi další látky, které v našich povrchových vodách nacházíme, patří např. bisfenol A, PFOS, PFOA, EDTA, benzotriazolové látky, pesticidy používané k ochraně dřeva např. propiconazol a řada dalších látek lidské denní potřeby – „musk compounds“ např. galaxolid. Dále jsou samozřejmě problémem ekologické havárie různých typů. V posledních letech jsme řešili havárie typu: únik impregnační látky z dřevozpracujícího podniku, kontaminace přítoku menší vodárenské nádrže atrazinem, únik digestátu do povrchových vod a některé další…

Vodní nádrž Švihov je nejvýznamnějším zdrojem vody pro Prahu. Můžete z titulu správce tohoto povodí Želivky a Vaší profese přiblížit aktivity realizované v posledních letech a včetně plánů do budoucna?

Ve prospěch ochrany množství a jakosti povrchové vody ve vodárenské nádrži Švihov na Želivce jsou rozhodnutími příslušných vodoprávních úřadů stanovena tzv. ochranná pásma vodárenské nádrže Švihov na Želivce. Státní podnik Povodí Vltavy se podílí na jejich aktualizacích a úpravách. V povodí nádrže probíhá intenzivní monitoring kvality vody, který realizuje útvar vodohospodářských laboratoří. V roce 2017 byla hejtmanem kraje Vysočina a generálním ředitelem státního podniku Povodí Vltavy založena pracovní skupina „Želivka – vodárenská nádrž Švihov“. V rámci této pracovní skupiny jsou diskutovány problémy zemědělských aktivit a jejich případné omezení, problematika řešení bodových zdrojů znečištění (zejména ČOV) a další aktivity. Povodí Vltavy, s. p., realizuje projekt „Přírodě blízká a technická opatření v povodí VN Švihov na Želivce“, kde řeší problematiku plošných zemědělských zdrojů znečištění na zemědělském půdním fondu se zapojením dotčených zemědělských subjektů v jednotlivých subpovodích. Jedná se zejména o eliminaci původem erozních sedimentů a fosforu, kontaminovaných vod drenážních systémů (N, P, pesticidy) zaměřenou do nejkritičtějších lokalit. Dále jsou opatření zaměřena na retenci a akumulaci vody v krajině. V polovině roku 2019 byl zahájen detailní monitoring kvality vody v zemědělsky obhospodařovaných mikropovodích přítoků VN Švihov, zacílený na speciální potřeby Programu B4 Ministerstva zemědělství ČR pod názvem „Podpora opatření ke snížení dopadu zemědělské prvovýroby v ochranném pásmu vodárenské nádrže Švihov na řece Želivce“. Ve spolupráci s kolegy z VÚV TGM, v. v. i., PVK, a. s., a Želivské provozní, a. s., spolupracujeme na realizaci projektu Ministerstva vnitra ČR vedeného pod názvem „Ochrana kritické infrastruktury – vodního zdroje Želivka – před účinky PPCP a pesticidů v podmínkách dlouhodobého sucha“.

Jak spolupracujete s ostatními vodohospodářskými subjekty, například s Želivkou provozní, a. s., s Pražskými vodovody a kanalizacemi a jinými?

Spolupráce s kolegy ze společností Želivská provozní, a. s., a Pražské vodovody a kanalizace, a. s., je velmi intenzivní a na velmi dobré úrovni. Jednak dochází k předávání pravidelných informací o kvalitě vody, zejména v oblasti zde zmiňovaných reziduí pesticidů a farmak, dále jsou operativně řešeny problémy související s jakostí vody, případné havarijní stavy, důsledky povodní a sucha atd. V současné době probíhá trojstranný projekt zaměřený na snížení vstupů živin (zejména fosforu) z bodových zdrojů znečištění v povodí VN Švihov. Principem tohoto projektu je finanční motivace 16 obcí v povodí VN Švihov k tomu, aby snížily emise fosforu ve svých odpadních vodách na možné minimum. Želivská provozní, a. s., na základě smluvního vztahu s příslušnou obcí a státním podnikem Povodí Vltavy poskytuje finanční prostředky na zajištění tohoto „nadstandardního“ provozu 16 ČOV. Vodohospodářské laboratoře státního podniku Povodí Vltavy realizují kontrolní monitoring, jehož výsledky podmiňují další poskytování této finanční dotace.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

RADIONUKLIDY A IONIZUJÍCÍ ZÁŘENÍ VE VODNÍM HOSPODÁŘSTVÍ XXVI – ZRUŠENO

Již tradičně se ve dnech 28.–29. dubna uskuteční v Clarion Congress Hotelu v Českých Budějovicích již 26. konference s tímto specifickým zaměřením. Odborným garantem je Ing. Barbora Sedlářová, vedoucí oddělení Radiologie ve VÚV TGM, v. v. i., a členka naší OS OVČV.

HYDROLOGIE MALÉHO POVODÍ

Ve dnech 11.–13. května 2020 se bude na Novotného lávce v Praze konat tradiční konference se zahraniční účastí a s tříletým intervalem opakování. Odbornou péči zabezpečuje Ing. Miroslav Tesař, CSc., vedoucí oddělení vodních zdrojů ÚH AV ČR a člen výboru ČVTVHS.

VALNÁ HROMADA ČVTVHS, Z. S.

Dne 20. května bude probíhat v sále č. 319 na Novotného lávce valná hromada, která tentokrát po pěti letech zvolí nový výbor a kontrolní komisi společnosti. Organizační přípravu má na starosti tajemník ČVTVHS, z. s., Ing. Václav Bečvář, CSc.

PITNÁ VODA 2020

Již 15. konference tohoto zaměření se uskuteční ve dnech 18.–21. května v hotelu Dvořák v Táboře. Odbornou i organizační garanci zabezpečuje W&ET Team České Budějovice, jmenovitě doc. Ing. Petr Dolejš, CSc., majitel firmy.

ČISTÁ VODA – ZDRAVÉ MĚSTO

Prezentace výsledků projektu VÚV TGM, v. v. i., se uskuteční dne 27. května v Praze na Novotného lávce. Vedoucím úkolu je RNDr. Přemysl Soldán, Ph.D., vedoucí ostravské pobočky VÚV TGM, v. v. i.

HODNOCENÍ STAVU POVRCHOVÝCH VOD V OBDOBÍ 2016–2018

Seminář konaný v návaznosti na předcházející, konaný v roce 2018 pro období 2013–2015, se uskuteční dne 10. září na Novotného lávce v sále č. 217. Odbornou garanci OS OVČV personifikuje její předseda Ing. Tomáš Mičaník, Ph.D., vedoucí oddělení ochrany jakosti vod v ostravské pobočce VÚV TGM, v. v. i., a předseda OS odpadní vody – čistota vod.

PODZEMNÍ VODA VE VODOPRÁVNÍM ŘÍZENÍ XVI

Po roce se opět bude konat seminář s mnohaletou tradicí v termínu 7. října v Praze na Novotného lávce. Odbornou garantkou je RNDr. Renáta Kadlecová, zástupkyně vedoucího odboru aplikované geologie v ČGS a předsedkyně OS pro podzemní vody.

MALÉ VODNÍ NÁDRŽE

Seminář pořádaný s dvouletou frekvencí proběhne tentokrát na Novotného lávce 14. října. Odborně zabezpečuje přípravu i průběh tradičně Ing. Jiří Poláček, specialista VD TBD, a. s., a člen výboru ČVTVHS, z. s., a OS Vodní toky a nádrže.

VODNÍ TOKY 2020

Již 18. ročník velké konference s mezinárodní účastí se bude konat opět v hotelu Černigov v Hradci Králové, tentokrát 24.–25. listopadu. Hlavní garanci zajišťuje VRV, a. s., Ing. Jan Plechatý, předseda představenstva VRV a člen výboru ČVTVHS, z. s., a předseda naší OS pro Vodovody a kanalizace.

SEMINÁŘ ADOLFA PATERY 2020

Po roční přestávce se 14. prosince uskuteční hojně navštěvovaný seminář, kterého se pravidelně účastní i zahraniční, zejména slovenští odborníci. Odbornou garanci má doc. Dr. Ing. Pavel Fošumpaur, zástupce vedoucího katedry hydrotechniky ČVUT a člen výboru ČVTVHS, z. s.

NÁRODNÍ DIALOG O VODĚ 2020

Výbor ČVTVHS má zájem pořádat Národní dialog o vodě i v roce 2020, konkrétní téma, přesný termín a místo konání nejsou zatím stanoveny, ale bude to zřejmě v září a tradičně na Vysočině.

 

Při projednávání odborného programu na rok 2020 byl podán návrh na uspořádání semináře s názvem „Vodní zákon a stavební zákon v roce 2020“. Odbornou gesci převezme Ing. Michal Krátký, vedoucí útvaru Povrchové a podzemní vody ve státním podniku Povodí Vltavy a člen výboru ČVTVHS, z. s.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Dne 23. ledna 2020 zemřel ve věku nedožitých devadesáti let dlouholetý pracovník Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka, v. v. i., pan prof. Ing. Pavel Gabriel, DrSc., dr. h. c. Profesor Gabriel nastoupil do výzkumného ústavu v březnu roku 2003 a svou prací se zařadil mezi významné hydrotechniky, kteří zde působili; jako byli pánové: akademik Smetana, prof. Čábelka, prof. Novák, Ing. Haindl, DrSc., či doc. Skalička, CSc.

Hned od počátku se zapojil do významného hydrotechnického výzkumu spojeného se splavněním dolního úseku Labe, a to plavebním stupněm Děčín. Svým profesionálním přístupem a bezkonkurenční odborností z pohledu vodní dopravy a hydrotechniky jako takové, významně přispěl k úspěšnému dokončení tohoto výzkumu, kterému se věnoval až do konce svého působení ve výzkumném ústavu. Pan prof. Gabriel byl vždy zapálený do své práce a věnoval se jí do pozdního věku. Byl přísný sám na sebe a stejně tak i na svoje spolupracovníky, přesto byl velmi lidský, otevřený, ochotný pomoci a poradit. Vždy se snažil předat své obrovské vědomosti a zkušenosti ostatním kolegům, při svém působení ve výzkumném ústavu čerpal ze zkušeností dlouholetého pedagoga na Stavební fakultě ČVUT. Jeho výraznou vlastností byla jeho skromnost, která ve spojení s jeho inteligencí z něho činila velkého člověka. Rádi bychom touto vzpomínkou uctili člověka, který za sebou zanechal nesmazatelnou odbornou stopu v oboru vodního hospodářství a vodních staveb, a to nejen v rámci České republiky, ale i v zahraničí. Bude navždy zapsán v historii vodního hospodářství ČR jako člověk, který tímto technickým oborem žil a zároveň ho posunul i významným krokem dopředu. Čest jeho památce.

 

Odbor hydrauliky, hydrologie a hydrogeologie

 

 

 

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie.

Souhrn

Článek představuje výsledky hodnocení tvaru hrází rybníků v oblasti Kostelecka a Kouřimska ve Středočeském kraji. Tvar hrází byl posuzován na základě podrobného digitálního modelu terénu založeného na datech Digitálního modelu reliéfu 5. generace. Hodnocení bylo provedeno pro celkem 30 hrází v zájmovém území. Z výsledků provedených analýz vyplývá, že řada hrází má hráze se svahy strmějšími, než doporučuje pro homogenní hráze v současnosti platná norma ČSN 75 2410. V některých případech jsou oproti normě strmější oba svahy, návodní i vzdušní, v některých případech pouze jeden z nich. Na vybrané hrázi Podbečvárského rybníka bylo následně provedeno posouzení stability s využitím modelu SSAP. Výsledky hodnocení stability ukazují, že daná hráz nedosahuje požadovaného stupně stability daného normou ČSN 75 2410, byť to samozřejmě neznamená, že by byla akutně ohrožena. Prezentovaný postup představuje možnost, jak přistupovat k hodnocení bezpečnosti hrází malých vodních nádrží v rozsáhlejších územích za účelem identifikace potenciálního nebezpečí souvisejícího se sníženou stabilitou těchto zemních těles.

Úvod

Historie rybníků na území současné České republiky je více než tisíciletá. Jako první doklad o existenci stavby, kterou je možno označovat za rybník, je existence osady Rybníček, která existovala již v roce 993 v prostoru mezi dnešními ulicemi Ječná a Žitná v Praze na Novém Městě [1]. Zde byla archeologickým výzkumem v roce 1998 odhalena malá nádrž o rozměrech 6 x 12 m, lze však předpokládat, že tato nádrž spíše využívala k zadržení vody konfigurace terénu a jeho menších úprav, než aby měla klasickou hráz a objekty, jak je známe dnes. Za první písemnou zmínku o existenci rybníka je pak považován dodatek Mnicha sázavského ke Kosmově kronice o založení Sázavského kláštera, v němž je uvedeno, že kníže Břetislav „z vlastní štědrosti odevzdal (klášteru, pozn. aut.) okolní zemi až k lesu Strnovníku, též ves Skramníky, jeden rybník a slup k lovení ryb…“ [2]. Obecně jsou většinou autorů počátky budování rybníků datovány do období 9. až 12. století [3, 4]. Doklady z tohoto období jsou velmi omezené, lze však předpokládat, že zakládané rybníky byly zpravidla ojedinělé a měly poměrně nízké hráze. Masivnější budování rybníků spadá do období vlády Karla IV., zejména pak ovšem do období tzv. zlatého věku rybnikářství, který je obvykle vymezován jako perioda mezi husitskými válkami a válkou třicetiletou, konkrétněji jako poslední čtvrtina 15. století a celé 16. století [5, 6].

Stejně jako ostatní obory i rybnikářské stavitelství prošlo po dobu své existence vývojem, který se projevil v řadě aspektů. Jedním z těch hlavních je tvar hráze, který byl historicky jiný než v současnosti. Rozdíl spočívá především ve sklonech svahů historických hrází, které byly obecně prudší než ty, které jsou doporučovány současnými normativními předpisy. Z nejstaršího technologického předpisu zahrnujícího i technologii výstavby hráze sepsaného olomouckým biskupem Janem Skálou z Doubravy (Jan Dubravius) pod názvem De Piscinis (O rybnících) [3] vyplývá, že doporučený sklon návodního i vzdušního líce činí 1 : 1, zatímco současná norma ČSN 75 2410 Malé vodní nádrže [7] doporučuje u zemin vhodných pro budování homogenních hrází sklony minimálně 1 : 2 na vzdušním líci a 1 : 3. Mimo technologický aspekt lze za významné pokládat i to, že rybníky byly historicky budovány v kaskádách, což umožňovalo lepší hospodaření s vodou v nich. V té době to bylo samozřejmě mnohem snadnější vzhledem k majetkovým vztahům k půdě, kdy nebyly vlastnické poměry tak roztříštěné jako v současnosti a zejména šlechta měla v držení dostatek půdy pro budování takovýchto systémů. Kaskády rybníků ovšem skrývají jedno podstatné riziko, a tím je vznik dominového efektu při protržení hráze jednoho z výše položených rybníků [8].

Obr. 1. Mapa zájmové oblasti s vyznačením polohy rybníků posuzovaných s ohledem na tvar jejich hráze
Fig. 1. Map of the investigated area with the location of fishponds evaluated from the point of view of the shape of the dam body

Výzkumný projekt NAKI II DG16P02M036 „Údržba, opravy a monitoring hrází historických rybníků jako našeho kulturního dědictví“ je mimo jiné zaměřen na výzkum hrází historických rybníků. Tvar těchto hrází je významný jak s ohledem na stabilitu, tak s ohledem na průsaky těmito zemními tělesy. Výzkum tvaru hrází je proto jedním z hlavních úkolů řešených v rámci uvedeného projektu. Tvar je posuzován na základě různých datových podkladů v celkem čtyřech oblastech [9]. V průběhu výzkumných prací bylo zjištěno, že k danému účelu jsou nejvhodnějším podkladem podrobná výškopisná data vycházející z leteckého laserového skenování doplněná případně o data založená na vyhodnocení leteckých snímků pořízených prostřednictvím bezpilotních prostředků (UAV – Unmanned Aerial Vehicle) a vyhodnocených fotogrammetrickými metodami. Tento článek se zaměřuje na prezentaci dvou aspektů takto vedeného výzkumu. Předně jsou prezentovány výsledky posouzení sklonů svahů rybničních hrází v oblasti Kostelecka a Kouřimska. Pro toto posouzení byla využita výškopisná data Digitálního modelu 5. generace pořízená od Českého úřadu zeměměřického a katastrálního. Na základě těchto výsledků pak byla zvolena hráz Podbečvárského rybníka, pro niž bylo provedeno posouzení stability s využitím modelu Slope Stability Analysis Program – SSAP2010 [10].

Tabulka 1. Výsledné hodnoty sklonů pro hráze hodnocených rybníků (*uvedené hodnoty pro rybník Jan odpovídají stavu před rekonstrukcí (v současné době již tvar hráze odpovídá aktuálním normám)
Table 1. Resulting slope values for dams of assessed fishponds

Hodnocení tvaru hrází

Tvar hrází rybníků v zájmové oblasti byl posuzován s využitím nástrojů a metod GIS v prostředí ArcGIS. Zájmová oblast je definována jako území zahrnující povodí Jevanského potoka, Nučického potoka, Bylanky a částí povodí Šembery a Výrovky. Celková rozloha území činí 533,3 km2 a nachází se v ní celkem 31 rybníků s rozlohou nad 1 ha. Poloha těchto rybníků je patrná z mapy na obr. 1. Hráze menších rybníků (s rozlohou menší než 1 ha) nebyly posuzovány především z toho důvodu, že u menších rybníků by mohlo dojít ke značnému zkreslení výsledků z důvodu příliš malého plošného rozsahu jejich svahů. Vedlejším důvodem pak byla skutečnost, že u menších rybníků jsou rizika vyplývající z případné poruchy hráze obecně menší.

Postup hodnocení tvaru hráze

Podkladem pro hodnocení sklonů svahů hrází rybníků byla podrobná výškopisná data vycházející z leteckého laserového skenování povrchu. Konkrétně byl použit Digitální model reliéfu 5. generace (DMR5G) pořízený od Českého úřadu zeměměřického a katastrálního (ČÚZK). Data jsou poskytována ve formě mračna bodů se souřadnicemi XYZ s průměrnou hustotou cca 1 bod na čtvereční metr. Výšková přesnost dat se pohybuje kolem 0,18 m v otevřeném terénu a 0,3 m v lesních porostech [11]. Předchozí výzkumy prokázaly, že takováto přesnost je postačující k popisu tvaru hrází [12]. Surová data poskytnutá ve formě ASCII souboru obsahujícím XYZ souřadnice byla nejprve konvertována do formátu ESRI SHAPEFILE a následně použita k vytvoření rastrové výškopisné vrstvy s rozlišením 0,5 m. Z této vrstvy byla následně odvozena vrstva sklonů vyjádřených v procentech.

Indikativní hodnoty sklonů návodního a vzdušního líce jednotlivých hrází byly stanovovány jako průměrné hodnoty v rámci ručně vykreslených plošek s využitím zonální statistiky. Plošky byly vykreslovány tak, aby splňovaly následující požadavky:

  • potřebu zahrnutí částí hrází s největšími sklony,
  • dostatečnou velikost s cílem zajištění reprezentativnosti,
  • vyloučení míst v okolí zdí, schodů a podobných konstrukcí, aby nedošlo ke zkreslení výsledků v důsledku zahrnutí například svislých prvků.

Data DMR5G zahrnují pouze terén mimo vodní hladinu, z čehož vyplývá, že je nelze využít k popisu částí hrází, které se nachází pod hladinou. Z toho důvodu byly do posuzování zahrnuty pouze části návodních líců nacházející se nad hladinou, neboť doplňková výškopisná data vycházející ze snímkování při vypuštěném stavu byla dostupná pouze pro velmi omezený počet hrází a jejich zahrnutí by bylo na škodu konzistentnosti výsledků.

Indikativní hodnoty sklonů byly tedy uvažovány jako prostorové průměry sklonů stanovené v rámci vykreslených plošek. K tomu byly doplňkově stanoveny i další popisné statistiky jako minimum, maximum a směrodatná odchylka.

Výsledné hodnoty sklonů

Výsledné hodnoty sklonů svahů jednotlivých posuzovaných hrází byly následně porovnány s nejprudšími hodnotami doporučenými pro homogenní hráze v normě ČSN 75 2410. Ty činí 1 : 3 (33 %) pro návodní líc a 1 : 2 (50 %) pro vzdušní líc. Konkrétně jsou tyto sklony doporučovány jako nejprudší pro hlinitý štěrk (GM) a hlinitý písek (SM), pro ostatní zeminy vhodné pro stavbu homogenních hrází jsou doporučovány u návodního líce mírnější sklony, u vzdušního líce sklony stejné či mírnější. Výsledné hodnoty sklonů pro posuzované hráze jsou uvedeny v tabulce 1.

Výsledné indikativní hodnoty sklonů nelze brát jako absolutní obecné hodnoty sklonů jednotlivých hrází, protože jsou založeny na posouzení vybraných částí. Je však možno je použít k identifikaci hrází s relativně strmými sklony. Ty je pak možno dále podrobněji analyzovat s ohledem na stabilitu. Z posuzovaných 30 rybníků mají pouze u 11 z nich hráze sklony mírnější na obou svazích, než jak doporučuje aktuálně platná norma. Na druhou stranu má celkem 8 rybníků hráze se sklony strmějšími oproti normativním hodnotám na obou svazích. V těchto osmi je zahrnuta i hráz rybníka Jan, který má v současnosti po rekonstrukci sklony mírnější. Celkově ovšem nejsou sklony svahů tak strmé, jak by odpovídalo doporučením popisovaným Dubraviem (1 : 1). V případě vzdušního líce dosahují nejvyšších hodnot sklonu hráze rybníků Rybník (63,9 %), Vyžlovský (63,8 %), Hruškov (60,3 %) a Podbečvárský (59,8 %), v případě návodního líce hráze rybníků Vyžlovský (46,4 %), Propast (46,3 %) a Nohavička (42,8 %). Nejmírnější sklon vzdušního líce byl zjištěn u rybníka Hořejší (28,5 %), návodního líce pak u rybníka Stojespal (8,8 %).

Hodnocení stability

Z hodnocení hrází posuzovaných rybníků vyplývá, že nejstrmější sklony svahů vykazuje Vyžlovský rybník. Pro ten však nebyla k dispozici data potřebná k popisu tvaru celé hráze, jelikož nebylo možné provést snímkování hráze při vypuštěném stavu a provést vyhodnocení výškopisu podvodní části návodního svahu. Z toho důvodu byl pro posouzení stability hráze zvolen Podbečvárký rybník, který vykazoval velmi strmý sklon vzdušního líce a pro který tato data byla k dispozici, jelikož bylo možné jej nasnímkovat během výlovu. Rybník se nachází na toku Bečvárky v blízkosti obce Zásmuky (okr. Kolín). Rybník je zaznamenán již na mapách 1. vojenského mapování z druhé poloviny 18. století a je patrný i na Müllerově mapě Čech z roku 1720. Pro potřeby posouzení stability bylo nutné kromě tvaru hráze stanovit též parametry průsaku a parametry zeminy, z níž je hráz složena.

Tvar hráze

Podrobně byl tvar hráze analyzován na základě detailního modelu terénu zpracovaného pomocí fotogrammetrických metod ze snímků pořízených s využitím UAV. Pořízené snímky byly zpracovány v prostředí Agisoft PhostoScan. Takto vytvořený podrobný digitální model byl následně použit k popisu geometrie hráze. Modelem byly vedeny tři profily, na jejichž základě byl vykreslen charakteristický profil, který byl vstupem pro hodnocení stability. Použité profily jsou znázorněny na obr. 2.

Obr. 2. Profily hrází Podbečvárského rybníka znázorněné na ortofotomapě (vlevo) a stínovaném reliéfu (vpravo)
Fig. 2. Cross-sections of Podbečvárský fishpond dam displayed over ortophoto (left) and hillshaded terrain (right)

Jednotlivé zpracované profily byly následně použity za účelem vytvoření charakteristického profilu hráze. Ten byl připraven tak, aby reflektoval tvar zachycený těmito profily. Jednotlivé profily včetně charakteristického profilu jsou znázorněny na obr. 3.

Obr. 3. Profily hrází Podbečvárského rybníka a charakteristický profil vytvoření na jejich základě
Fig. 3. Cross-sections of Podbečvárský fishpond dam and characteristic profile derived from them

Materiál hráze

Zemina, z níž je hráz konstruována, byla analyzována na základě dvou porušených vzorků odebraných z jejího tělesa. Tyto vzorky byly následně laboratorně analyzovány s cílem zjistit zrnitostní složení zeminy. K tomu byl využit laserový analyzátor Mastersizer 3000, který umožňuje zrnitostně analyzovat materiály do velikosti zrna 3 mm. Každý vzorek byl rozdělen na dva dílčí. Každý dílčí vzorek byl analyzován jak bez ultrazvukového rozrušení agregátů, tak s jeho využitím. Všechny takto získané čáry zrnitosti vykazují velmi podobný průběh, jak je patrné z jejich znázornění na obr. 4.

Ze získaných čar zrnitostí bylo následně stanoveno procentuální zastoupení jednotlivých frakcí: jílovité (d < 0,002 mm), prachové (0,002 < d < 0,063 mm), písčité (0,063 < d < 2 mm) a štěrkové (d > 2 mm). Největší zastoupení měla jemnozrnná frakce – jíl a prach (84 %), zatímco hrubozrnná byla zastoupena mnohem menší měrou (16 %). Podrobné zastoupení jednotlivých zrnitostních frakcí je uvedeno v tabulce 2. Na základě zastoupení jednotlivých frakcí a stanovených hodnot plasticity (vlhkost na mezi tekutosti 42 %, index plasticity 11 %) byla zemina zatříděna jako hlína se střední plasticitou.

Obr. 4. Čáry zrnitosti zeminy hráze Podbečvárského rybníka
Fig. 4. Particle size distribution of the dam of Podbečvárský fishpond

Stanovení průsaku

Přítomnost vody v tělese hráze je jedním z faktorů významně ovlivňujících její stabilitu. Z toho důvodu bylo nutno stanovit průběh hladiny vody v tělese hráze pro jednotlivé uvažované zatěžovací stavy. K tomuto účelu byl použit postup výpočtu průsaku pro homogenní hráze podle Kudina [13]. Tvar průsakové křivky je dán rovnicí paraboly (viz rovnice 1), která má počátek v místě patního drénu či paty vzdušního líce a teoretickou délku L (m), přičemž průběh je závislý na hydraulické výšce H (m). U uvedeného vztahu je počátek souřadné soustavy umístěn v patním drénu, osa x (m) směřuje horizontálně proti směru proudění vody a osa y (m) svisle vzhůru:

Tabulka 2. Zastoupení zrnitostních frakcí v zemině hráze Podbečvárského rybníka
Table 2. Grain size fractions of Podbečvárský fishpond dam earth material

Hodnocení stability

Pro posouzení stability zvolené hráze byl použit model Slope Stability Analysis Program SSAP2010. Tento nástroj používá k hodnocení stability metodu Morgenstern-Price pro výpočet stupně stability [14]. Software umožňuje hodnocení stability ve 2D a zahrnuje i modul pro generování možných smykových ploch založený na metodě Monte-Carlo. Model byl v minulosti ověřen a použit pro různé aplikace související s posuzováním stability svahů [15–17].

Pro potřeby posouzení stability svahů hráze vybraného rybníka bylo toto zemní těleso uvažováno jako homogenní s geometrií popsanou výše. Fyzikální parametry zeminy použité pro hodnocení byly odhadnuty na základě orientačních hodnot uvedených normou ČSN 75 2410. Posouzení bylo provedeno ve třech variantách od nejpříznivější (Var1), přes střední (Var2) po nejméně příznivou (Var3) s ohledem na stabilitu, přičemž v rámci jednotlivých variant byly uvažovány různé hodnoty pro soudržnost a úhel vnitřního tření. Použité hodnoty jsou uvedeny v tabulce 3.

Tabulka 3. Hodnoty smykových parametrů zeminy použité pro hodnocení stability hráze Podbečvárského rybníka
Table 3. Geotechnical parameters of earth material used for stability assessment of Podbečvárský fishpond dam

Výsledky hodnocení stability

Výsledky hodnocení stability hráze Podbečvárského rybníka přinášejí několik poznatků. Předně jsou některé vypočtené hodnoty stupně stability nižší, než požaduje norma ČSN 75 2310. Konkrétně dosáhla nejnižší vypočtená hodnota pro vzdušní líc 1,34 pro variantu 2 (střední hodnoty smykových parametrů), přičemž norma požaduje pro ustálený stav hodnotu 1,50 pro zatěžovací stav po dokončení nádrže pro všechny varianty hladiny (nádrž plná, nádrž částečně naplněná, nádrž prázdná) s výjimkou případu, kdy jsou pórové tlaky měřeny, což není případ posuzované hráze [18]. Pro variantu 3 (nepříznivé hodnoty smykových parametrů), klesly dokonce hodnoty stupně stability pod 1 (konkrétně 0,98), což představuje nestabilní svah. Průběh deseti nejkritičtějších smykových ploch pro vzdušní líc pro jednotlivé varianty úrovně hladiny vody v nádrži je znázorněn na obr. 5–7, hodnoty stupně stability pro všechny uvažované kombinace jsou uvedeny v tabulce 4. Výsledky ovšem nelze chápat tak, že je hráz ohrožena sesuvem, což ostatně koresponduje se skutečností, že v průběhu posledních staletí nedošlo k jejímu porušení, její bezpečnost však je pravděpodobně nižší, než požaduje současná norma. K detailnímu posouzení stability by ovšem bylo nutné provést stanovení fyzikálních vlastností zeminy na základě geotechnických zkoušek.

Obr. 5. Průběh deseti nejkritičtějších smykových ploch na vzdušním líci pro maximální úroveň hladiny vody v nádrži
Fig. 5. Ten most critical sliding surfaces on downstream face for maximum water level in reservoir
Tabulka 4. Minimální hodnoty stupně stability pro jednotlivé uvažované varianty a úrovně hladin
Table 4. Minimum safety factor values for considered variants and water levels

Druhým zjištěním je fakt, že stupeň stability a průběh nejkritičtějších smykových ploch na vzdušním svahu se příliš nemění v porovnání obou uvažovaných úrovní hladiny. Důvodem je patrně skutečnost, že průběh použité průsakové křivky není pro oba stavy v rámci kritické zóny příliš odlišný. Pro prázdnou nádrž činí minimální hodnota stupně stability pro vzdušní líc 2,08, což znamená, že má dostatečnou stabilitu i s ohledem na požadavky normy.

Obr. 6. Průběh deseti nejkritičtějších smykových ploch na vzdušním líci pro normální úroveň hladiny vody v nádrži
Fig. 6. Ten most critical sliding surfaces on downstream face for normal water level in reservoir

V případě návodního svahu tělesa hráze se pohybují hodnoty stupně stability ve všech uvažovaných případech nad normou požadovanou hodnotou 1,5. Mimo to je návodní líc hráze částečně opevněn kamenem (obr. 8), což nebylo v posuzování stability zohledněno. Při zahrnutí této skutečnosti by byly výsledné hodnoty stupně stability ještě vyšší.

Obr. 7. Průběh deseti nejkritičtějších smykových ploch na vzdušním líci pro nádrž bez vody (pro prázdnou nádrž byly posuzovány pouze totální hodnoty parametrů v jedné variantě)
Fig. 7. Ten most critical sliding surfaces on downstream face for empty reservoir (in this case, only total parameters were considered in one variant)
Obr. 8. Návodní líc hráze Podbečvárského rybníka
Fig. 8. Upstream face of the dam of Podbečvárský fishpond

Závěr

Potřebu posuzování tvaru hrází historických rybníků lze na základě výsledků provedených analýz prezentovaných v tomto článku považovat za oprávněnou. Předně bylo potvrzeno, že historické rybníky mají často hráze se sklony prudšími, než doporučují současné normy. To může být příčinou nižší stability a zvýšeného rizika poruch či havárií vedoucích v nejhorších případech až ke vzniku zvláštních povodní. Na příkladu hráze Podbečvárského rybníka bylo ukázáno, že stabilita hrází historických rybníků skutečně může být nižší, než je v současnosti požadováno. V tomto případě se jedná o hráz, která je velmi strmá v rámci obou svahů – návodního i vzdušního. Výsledky posouzení stability představují v nejhorším případě hodnotu stupně stability 0,98, což by představovalo značné riziko. Jedná se však o hodnotu stupně stability odpovídající variantě pro velmi nepříznivé hodnoty parametrů zeminy, které představují extrémní případ. Ovšem i pro variantu středních hodnot parametrů je stupeň stability nižší, než je požadováno normou pro sypané hráze. To přináší nežádoucí zvýšení rizik plynoucích z existence této stavby. Hráz Podbečvárského rybníka byla použita pouze jako příklad, ale i tak lze na základě dosažených výsledků konstatovat potřebu detailnějšího monitoringu hrází historických rybníků. Představený postup, zahrnující jak obecné hodnocení tvaru hrází, tak detailní analýzu těch vybraných, může být prospěšný v případě posuzování rybníků v širších oblastech a identifikaci potenciálních rizik.

Poděkování

Výzkum prezentovaný v tomto článku byl realizován v rámci výzkumného projektu NAKI II DG16P02M036 „Údržba, opravy a monitoring hrází historických rybníků jako našeho kulturního dědictví“ financovaného Ministerstvem kultury České republiky.

 

Článek je upravenou a rozšířenou verzí příspěvku publikovaného v anglickém jazyce na konferenci 38th IAHR World Congress, konané 1. až 6. září 2019 v Panamě.

Posted by & filed under Technologie vody, vodárenství, čistírenství.

Souhrn

Článek je zaměřen na prezentaci poznatků z testování vybraných biochemických přípravků pro úpravu prostředí vodních prvků historických zahrad a parků a kulturních památek. Cílem studie bylo experimentálně posoudit přínos a rizika aplikace těchto přípravků, a to s ohledem na zlepšení kvality vody, omezení rozvoje řas a sinic v eutrofních podmínkách a snížení objemu dnového sedimentu. Studie byla provedena s využitím soustavy poloprovozních modelů okrasných bazénů a s přímou aplikací na reálných vodních prvcích zahrady zámku v Libochovicích. Dosažené poznatky ukazují, že pravidelnou aplikací vybraných a vhodných biochemických přípravků, nejlépe od začátku sezony, lze udržet vhodnou kvalitu vodních prostředí, a to zejména u malých bazénů a nádrží. Součástí práce byla i analýza souboru vzorků sedimentů k určení potenciálu využití přípravků v širším měřítku. Tento potenciál byl potvrzen.

Úvod

Proč se věnovat kvalitě prostředí vodních prvků a její udržení během návštěvnické sezony?

Historické zahrady a parky od renesance až do poloviny 20. století zahrnují různé zahradní typy a umělecké pojetí volného prostoru v jejich rámci. Skládají se z konstrukčních a vegetačních prvků a jsou součástí krajiny, uměle a umělecky navržené či upravené člověkem [1, 2]. Konstrukční prvky zahrnují i všechny vodní prvky, jenž se dělí na prvky formální (např. vodní plochy prizmatických tvarů, umělé kanály, fontány, kašny, a jiné [3]) a neformální (např. malé vodní plochy přírodního charakteru, části koryt vodních toků apod.). Z hlediska ohrožení vodních prvků lze identifikovat převážně ohrožení kvality jejich vodního prostředí (přísun znečištění z bodových, plošných a difúzních zdrojů znečištění), ohrožení prostorových charakteristik (zazemňováním, ucpáváním, vysycháním atd.) a ohrožení kvality doprovodné vegetace (rozšiřování invazivních druhů, ohrožení suchem, záplavami, změnami hladiny podzemní vody, škůdci a nemocemi atd.). Významnou roli v ohrožení kvality rybničních vodních prvků hraje eutrofizace vod [4, 5]. Údržba a monitoring stavu památek, včetně zahrad a parků a vodních prvků, bude hrát podle [6] významnou roli v souvislosti se změnou klimatu a výskytem extremit počasí.

Možnosti ovlivnění kvality prostředí vodních prvků

Ovlivnění kvality prostředí je možné jak osvědčenými a používanými postupy, tak i řízením biologických procesů. Používané postupy zahrnují recirkulaci a filtraci vody, což se uplatní spíše pro formální vodní prvky. Tato řešení jsou pro ně rozpracována např. v příručce [3]. Dále se jedná o manipulaci s vodou, její výměnu anebo zajištění dostatečného průtoku a ředění znečištění, tedy postupy využitelné pro formální i neformální vodní prvky. V některých případech je možné v rámci rekonstrukce změnit zdroj vody. U menších vodních prvků lze ovlivnit, resp. omezit projevy eutrofizace vody, zákal, zbarvení vody, výskyt tzv. vodního květu, zarůstání, aplikací chemických přípravků pro ošetření anebo desinfekci vody. Zlepšení stavu může významně přispět odbahnění a samozřejmě řešení znečištění přitékajících vod a vnos splavenin úpravami v povodí, což pravděpodobně přesáhne vždy možnosti správy dané památkově chráněné lokality nebo objektu.

Specifická problematika množství, kontaminace a možností odstranění a uložení sedimentů vodních nádrží, v přeneseném významu i vodních prvků kulturních památek historických sídel, je celosvětovým problémem [7] a i v podmínkách České republiky je upravena legislativou (vyhláška č. 257/2009 Sb., o používání sedimentů na zemědělské půdě). V případě, že sediment kvalitou nesplňuje požadavky této vyhlášky, je nutné jeho uložení na skládky, což s sebou nese velké finanční prostředky. Proto je snahou řešit množství a i složení sedimentů pomocí jiných technologií, než je bagrování a následné deponování sedimentů [8–10]. Novými postupy, které se stále více uplatňují v praxi péče o vodní plochy, jezírka a koupací biotopy, je využití biochemie a biotechnologií spočívající v aplikaci biologicko-enzymatických přípravků, které mohou příznivě ovlivnit složení sedimentů a jejich množství [11, 12]. Pro studium vlastností přípravků a jejich účinností jsou využívány mikrobiologické metody, a to zejména stanovení počtu kultivovatelných mikroorganismů. Dále je možné sledovat změny koncentrací ukazatelů kvality vody (zejména obsah nutrientů) a složení biosestonu v návaznosti na kompetici bakterií s řasami [13].

Cíl studie

Cílem studie, provedené jako dílčí součást celého výzkumu kvality prostředí vodních prvků kulturních památek (objektů, rezervací a zón), bylo provést prověření a hodnocení stavu vodních prvků (fontán, kašen, bazénů, nádrží, rybníků apod.) památkově chráněných objektů a území a kvality jejich vodního prostředí, se zaměřením na všechny typy památkových rezervací, národní kulturní památky a lokality světového kulturního dědictví. Nejprve bylo třeba zvolit vhodné postupy, mezi něž patřilo využití dotazníkového šetření, detailního průzkumu vodního prostředí vybraných lokalit a analýz vzorků vod a sedimentů se zahrnutím rozboru vybraných biologických složek (fytoplankton, zooplankton, vegetace) a posouzení složení rybích obsádek. Výsledkem výzkumu by měla být doporučení a návrhy opatření k udržení či zlepšení kvality, včetně úprav rybích obsádek.

Metodika práce

Práce na studii vycházely z výsledků detailního ročního sledování souboru pilotních lokalit výzkumného projektu. Níže je uveden soupis těchto lokalit a jejich mapové zobrazení (obr. 1).

Při terénních šetřeních byly pro vybrané vodní prvky (neformální i formální) přístroji Hach-Lange HQ40d měsíčně měřeny: teplota vody, koncentrace rozpuštěného kyslíku, nasycení kyslíkem, elektrická konduktivita vody a pH. Měření byla prováděna ve vrstvě vody pod hladinou a nade dnem. Průhlednost byla měřena Secchiho deskou. Odebrané vzorky vod byly analyzovány v akreditovaných laboratořích VÚV na obsah nerozpuštěných a organických látek, jednotlivé formy dusíku a fosforu, obsah vybraných iontů (chloridy, sírany, vápník, draslík atd.) umožňující přesnější poznání daného prostředí.

Obr. 1. Výzkumné lokality a jejich zařazení do kategorií památek
Fig. 1. Surveyed localities and their rank by culture heritage site categories

Popis sledovaných vodních prvků lokalit na obr. 1:

  • průtočné rybníky bez produkčního chovu ryb – Břevnov, Červené Poříčí, Český Krumlov, Holašovice, Ploskovice, Vesec, Krátká, Rájec nad Svitavou (2 rybníčky), Kroměříž-Podzámecká zahrada (1 rybník), Lednice,
  • průtočné rybníky s produkčním chovem ryb – Osek (1 rybník), Kroměříž-Podzámecká zahrada (2 rybníky), Holešov,
  • větší bazény a nádrže s okrasnými rybami – Osek (3 nádrže), Ratibořice, Litomyšl, Rájec nad Svitavou (2 nádrže), Kroměříž-Květná zahrada,
  • kašny, fontány a malé nádrže – Libochovice, Zákupy, Nové Město nad Metují,
  • vodní příkop – Švihov.

Pro získání informací o společenstev osidlující vybrané vodní prvky jsme zvolili následující biologické metody. V prvé řadě se jednalo o stanovení chlorofylu-a. Tato metoda vychází z ČSN 75 7575 „Jakost vod – měření biochemických ukazatelů – spektrofotometrické stanovení“. Koncentrace chlorofylu-a poskytuje informaci o množství a potenciální fotosyntetické aktivitě řas. Stanovení bylo doplněno určením koncentrace tzv. feopigmentů, což jsou produkty rozkladu fytoplanktonu a slouží jako indikace jeho fyziologického stavu, a to stanovením poměru chlorofylu k feopigmentům.

Dále to bylo stanovení trofického potenciálu, vycházející z normy TNV 757741 – Mikrometoda stanovení toxicity a trofického potenciálu řasovým testem. Trofický potenciál je ukazatelem obsahu biologicky využitelných živin ve vodě. Podstatou zkoušky je zjištění množství narostlé biomasy u zfiltrovaného vzorku, který se očkuje zkušebním organismem (v našem případě cenobiální zelená řasa Scenedesmus quadricauda) za standardních podmínek do stacionární fáze růstu. Zjištěné množství biomasy je přímo úměrné trofickému potenciálu udávaného v mg/l a udává trofii (úživnost) vody. Podrobněji např. [14]. Poslední použitou metodou bylo stanovení biosestonu – fytoplanktonu a planktonních sinic vycházející z ČSN 75 7712 „Kvalita vod. Biologický rozbor – stanovení biosestonu“ a ČSN 75 7717 „Kvalita vod. Stanovení planktonních sinic“. Tato metoda pomáhá charakterizovat dané vodní prostředí, rámcově určit původ znečištění, živin a případně zátěže nejrůznějšího druhu. Tuto metodu jsme použili v krácené míře, kdy úroveň determinace nebyla postavená na přímé kvantifikaci jedinců (buněk) v 1 ml  původního vzorku, ale na procentickém zastoupení jednotlivých oddělení. Také byl kladen důraz na přítomnost indikátorových druhů, které mohou signalizovat zhoršené změny.

Obr. 2. Poloprovozní model okrasných vodních prvků historických zahrad
Fig. 2. Semi-operated models of historical garden ornamental water elements

Tyto uvedené postupy a analýzy byly využity jak při provozu a sledování vlivu aplikace vybraných přípravků v poloprovozním měřítku (nádrže v areálu VÚV TGM v Praze Podbabě), v reálném měřítku (vodní prvky a areálu zámku Libochovice), tak v podstatě i při experimentech v laboratorních podmínkách, kdy byl stanovován potenciál různých přípravků k úpravě podmínek vodního prostředí, redukce přítomnosti fosforu anebo fytoplanktonu či redukci organické složky sedimentů.

Jelikož je možné biochemické přípravky využít i na úpravu vlastností a množství sedimentů, byla tato možnost ve studii také zkoušena a posouzena. Jejich aplikace vychází z potenciálu bakteriálního společenstva rozkládat organickou složku sedimentů, a tím snížit jejich množství a zejména objem. Pro studii byla využita datová sada obsahující 90 vzorků sedimentů odebraných z vodních prvků pilotních lokalit a řady dalších památkově chráněných objektů a areálů. Jednalo se tak o širokou škálu vodních prvků zahrnujících prakticky všechny typy těchto prvků vyskytující se v památkově cenných anebo i chráněných areálech České republiky. Sedimenty pocházely jak z jarních, tak i podzimních odběrů. Odběry byly prováděny Ekmanovým drapákem z člunu, případně z prostoru před odtokovým objektem, kde to bylo možné. V případě mělkých, zejména formálních vodních prvků (např. okrasných bazénů) to nebylo možné a byl použit ruční sběr nádobou na tyči. Sedimenty byly zpracovány v laboratoři. Z provedených analýz byly pro účely studie využity analýzy sušiny a ztráty žíháním, tedy stanovení podílu spalitelné organické složky.

Co se týče metodiky práce s biochemickými a čistě biologickými přípravky, jejich předběžný výběr byl proveden na základě rešerše jejich komerční dostupnosti v oboru údržby okrasných nádrží a jezírek, jenž byl doplněn vývojem a testováním vhodné směsi ze základních surovin pro jejich přípravu (nosič biomasy – jemně mletý zeolit, nebo mouka; sušená bakteriální kultura a doplňkové živné soli a enzymy). Komerčně dostupné a testované přípravky např. zahrnovaly přípravky s obsahem měďnatých solí (inhibice růstu řas), hliníkových solí či hlinitokřemičitanových solí (využitelné pro srážení), např. na bázi látky PAX (polyaluminiumchlorid – viz http://www.prochemie.cz/chem/tech-list-pax-18-polyaluminiumchlorid.pdf), přípravky s obsahem extraktu z ječné slámy (výrobce Microbe-Lift), nebo rašeliny (resp. s obsahem rašelinného podílu s obsahem huminových látek, doplněný o živné enzymy a extrakt ječné slámy k inhibici růstu řas).

Experimentální fáze vycházela z doporučených koncentrací pro aplikaci přípravků na tisíc litrů vody, kdy byla aplikována jednorázově uvedená doporučená koncentrace a její dvojnásobné množství na stejný objem vody. Při následné aplikaci v poloprovozu a reálném provozu probíhalo dávkování níže uvedenými postupy.

Obr. 3. Vodní prvky v areálu zámku Libochovice; aplikace roztoku biologického přípravku (vlevo) a měření parametrů kvality vody (vpravo)
Fig. 3. Libochovice chateau water elements; biological preparation solution application (left) and water quality parameters measuring (right)

Popis testovacího poloprovozu a pilotní lokality

V areálu VÚV TGM Praha byly k dispozici mělké nádrže prizmatického tvaru se dnem a stěnami výšky cca 50 cm vyrobenými svařováním polypropylenových desek (obr. 2). Dvě z těchto nádrží byly využity jako poloprovozní modely okrasných formálních bazénů v reálných klimatických podmínkách, napuštěné a doplňované reálnou říční vodou (zdrojovou vodou byla řeka Vltava v Praze-Podbabě).

Nádrže mají následující parametry:

  • menší bazény (označené H1 a K1): 3,40 m × 2,40 m, hloubka vody přibližně 0,40 m.
  • větší bazény (označené H2 a K2): 3,40 m × 4,90 m, hloubka vody přibližně 0,40 m.

Bazény byly napouštěny v dubnu daného roku a vypouštěny v listopadu podle aktuálních teplot. Jejich provoz tedy odpovídal provozu reálných vodních prvků památkově chráněných areálů a objektů.

Aplikovaný biologický bakteriálně-enzymatický přípravek sestával ze směsi enzymů, živných solí, bakteriálních kmenů a zeolitového nosiče. Přípravek, spolu s několika dalšími byl podroben analýze v laboratoři, včetně provedení kultivačních testů. Přípravek byl skladován v uzavřené neprůhledné plastové nádobě při konstantní teplotě asi 20 °C (v laboratoři, ve skladě), ne na přímém slunečním světle.

Obr. 4. Průběh teploty vody a hodnoty pH vody v sekcích poloprovozních modelových nádrží
Fig. 4. The course of water temperature and water pH in the sections of semi-operated model basins

Průběh aplikace přípravku byl následující: Dávka přípravku byla rozpuštěna v desetilitrové nádobě (pro bazén K1, pro bazén K2 se využila pětilitrová konev) naplněné vodou z nádrže, do které byl přípravek následně aplikován (K1, K2). Reakční doba aktivace přípravku byla 15 až 20 minut. Během této doby byl objem vody v konvi/kbelíku několikrát promícháván nekovovým předmětem, ideálně v intervalech 5 minut. Roztok pro přípravu byl následně dávkován do nádrží K1 a K2. Dávka přípravku byla stanovena na 50 g přípravku na 1 m3 vody v bazénu, čemuž odpovídaly podle objemu bazénů následující dávky: K1 = 3,264 m3 => dávka 122,5 g, K2 = 6,664 m3 => dávka 250 g. Dávkování do obou bazénů začalo v červnu 2018 a pokračovalo až do října 2018 v týdenním kroku. V roce 2019 začalo dávkování opět v červnu a pokračovalo až do října.

Obr. 5. Rozdíl mezi organickou, spalitelnou složkou nerozpuštěných látek ve vodě modelových nádrží během roku 2018
Fig. 5. Differences between amounts of VSS in the water of the model basins during the year 2018

Praktická část studie vlivu aplikace biologického bakteriálně-enzymatického přípravku byla prováděna v letech 2018 a 2019 v historické zahradě zámku Libochovice (50.4051400N, 14.0438403E) pro tři vodní prvky. Dva malé okrasné bazény s pracovním označením LIB-1 (obr. 3 vlevo) a LIB-3 (obr. 3 vpravo) a jednu fontánu (pracovní označení LIB-2). Použit byl stejný přípravek jako v případě poloprovozního modelu ve stejném dávkování a srovnatelným postupem aplikace.

Obr. 6. Rozdíl mezi průhledností vody nádrže bez aplikace přípravku (vlevo, sinicový vodní květ) a s jeho aplikací během vegetační sezony (vpravo)
Fig. 6. Differences of the water transparency between basin without biological preparation application (left, blue algae surface film) and basin with the preparation application during vegetation period (right)

Výsledky a diskuse

Poloprovozní modelové nádrže

U všech čtyř sekcí poloprovozních modelů okrasných nádrží nebyly ani v průběhu sezony (červen až listopad) změřeny významné rozdíly v průběhu teploty vody (obr. 4). Naopak pH vody bylo odlišné mezi sekcemi bez přídavku přípravku (sekce H1 a H2), kdy hodnoty pH dosahovaly až do rozmezí 9–11, a sekcemi s aplikací přípravku, tedy K1 a K2 (obr. 4). Tento poznatek je důležitý pro případ, že by v nádržích byly přítomné ryby. Zjištěné vysoké hodnoty pH v sekcích H1 a H2 by mohly způsobit výskyt nedisociované formy amoniaku toxické pro ryby. Koncentrace amoniakálního dusíku byly u modelových nádrží velmi nízké, na úrovni pod 1 mg/l, tedy toto riziko nenastalo. V reálných podmínkách by mohly být vyšší.

Koncentrace rozpuštěného kyslíku a nasycení vody kyslíkem byly dostatečné, a to díky provzdušování vody, pohybovaly se nad hranicí 4 až 6 mg/l, dostatečnou pro násadu okrasných druhů kaprovitých ryb.

Biologický přípravek zlepšoval především vizuální kvalitu vody. Z grafu na obr. 5 je patrné, že množství suspendovaných částic ve vodě, zejména organického původu (spalitelných organických látek stanovovaných pomocí ztráty žíháním), se během vegetačního období – návštěvnické sezony roku 2018 snižovalo (bazén „H2“ – bez přidání biologického přípravku, bazén „K2“ – s přípravkem).

Obr. 7. Četnost sedimentů definovaných tříd („Třídy“) podílu organické složky v celkovém souboru
Fig. 7. Sediment frequency of the defined groups of organic component ratio within the whole dataset

U poloprovozní nádrže se sekcemi H2 a K2, kde byl sezonně aplikován přípravek, došlo k potlačení rozvoje vodního květu, jak je dokumentováno na obr. 6, který zobrazuje stav sekcí K1 a K2. Podle průzkumu na konci sezony došlo také k celkové redukci usazenin na dně nádrže K2. Na začátku sledování byl do všech sekcí rozvrstven sediment přivezený z rybníka v areálu zámku Červené Poříčí (Klatovsko) převážně organického charakteru (největší zastoupení mělo opadané a usazené, částečně již rozložené listí z předchozího podzimu) o tloušťce cca 10 cm. Sediment tohoto rybníka použitý v poloprovozním pokusu svým charakterem odpovídal průměrnému sedimentu z celého souboru 90 analyzovaných vzorků.

Tabulka 1. Základní statistické charakteristiky podílu organické složky v sedimentech
Table 1. Basic statistical characteristics of the organic component ratio in the sediments

tabulce 1 jsou uvedeny základní statistické charakteristiky tohoto souboru dnových sedimentů pro ukazatel „ztráta žíháním“. Obsah organických látek se pohybuje ve velkém rozpětí hodnot od sedimentů převážně anorganického původu (např. splachy z komunikací, případně čisté sedimenty bez přísunu organické složky) až po sedimenty převážně organického původu (hodnota ztráty žíháním nad 40 %). Střední hodnota souboru je cca 20 %, což je v souladu s poznatky z průzkumů sedimentů klasických rybníků v krajině. Převážná většina lokalit má sedimenty s podílem organické složky do 24 %, přičemž nejčastěji se jedná o rozmezí 12–24 % (cca 35 případů), následované o něco méně četnou skupinou 0–12 % (cca 30 případů) – viz obr. 7. Z uvedeného vyplývá, že potenciál využití biologických přípravků je poměrně velký, a to zejména v případě lokalit, kde je opad listí a rozklad staré biomasy vodních a mokřadních rostlin rostoucích ve vodním prvku velký. Týká se i výše uvedených dvou skupin sedimentů.

Praktická zkušební aplikace biologického přípravku do vodních prvků v Libochovicích

Během aplikace přípravku do vodních prvků v zahradě libochovického zámku nebyly výsledky tak jasné, jak je dokumentováno v případě poloprovozních nádrží. Pozitivní dopad aplikace biologického přípravku na zákal vody, organické suspendované pevné látky a koncentraci biomasy řas (chlorofyl-a) byl vyšší pouze v letním nejteplejším období sezony (obr. 8).

Obr. 8. Koncentrace chlorofylu-a v libochovických vodních prvcích během vegetační (návštěvnické) sezony 2017 (bez aplikace biologického přípravku) a sezony 2018 (s aplikací přípravku)
Fig. 8. Concentration of chlorophyll-a in the Libochovice water elements during the vegetation (visitor) seasons 2017 (without preparation adding) and 2018 (with preparation adding)

Současně je ale z obr. 9 patrné, že v sezoně 2018 bylo oproti roku 2017, kdy přípravek nebyl aplikován, odlišné množství a složení biosestonu. Díky dávkování přípravku došlo k potlačení rozvoje sinic.

Kvalita životního prostředí může být ovlivněna aplikací časem ověřených i aktuálně používaných postupů a kontrolou biologických procesů. V současné době používané postupy zahrnují recirkulaci vody a filtraci, které jsou více použitelné pro formální vodní prvky. Podrobnosti o těchto řešeních pro tyto formální vodní prvky jsou uvedeny například v příručce [3]. Tyto metody zahrnují manipulaci s vodou, její výměnu nebo zajištění jejího dostatečného průtoku a zředění jejího znečištění. To jsou postupy, které lze použít pro formální i neformální vodní prvky. V některých případech je možné změnit zdroj vody v rámci rekonstrukce. V případě menších vodních prvků je možné ovlivnit nebo omezit eutrofizaci vody, zákal, zbarvení vody, rozvoj vodního květu a nadměrný růst biomasy vláknitých řas či biofilmu použitím chemických produktů pro úpravu nebo dezinfekci vody, nebo ruční údržbou, či jejich kombinací (ruční odstranění a odvoz odumřelé anebo ošetřené biomasy – viz obr. 10). To je například pravidelně (přibližně 1 × 3 týdny) prováděno během letní sezony u vybraných formálních mělkých vodních prvků v areálu Hellbrunn u Salcburku (Rakousko). Zde jsou metlami ručně uvolňovány dnové biologické usazeniny a nárosty (biofilmu) z povrchu štěrkového dna. Jejich odnos a zachycení na odtokovém sítu je zajištěn buď průtočností nádrže, nebo proplachem hadicí.

Obr. 9. Složení biosestonu nádrže LIB-2
Fig. 9. Bioseston composition of the LIB-2 basin

Mezi nové postupy, jejichž používání se postupně rozšiřuje, patří využití biochemie a biotechnologií založených na aplikaci bakteriálně-enzymatických přípravků, které mohou příznivě ovlivnit složení sedimentů a jejich množství [12].

Obr. 10. Ruční čištění štěrkového dna okrasných bazénů od řasového biofilmu (Hellbrunn, Rakousko)
Fig. 10. Manual cleaning of gravel bottom of ornamental pools from algal biofilm (Hellbrunn, Austria)

Vlastnosti přípravků a jejich účinnost jsou studovány pomocí mikrobiologických metod a také identifikace změn v koncentracích indikátorů kvality vody (zejména obsahu živin) a složení biosestonu (s ohledem na konkurenci mezi bakteriemi a řasami) [13]. Tyto zahraniční poznatky potvrzuje i naše provedená studie.

Závěr

Vodní prvky představují významnou součást prostředí kulturních památek a památkových zón a rezervací. Pro plnění požadovaných funkcí, které mohou zahrnovat společenské, ale i environmentální funkce, je nutné, aby byly v odpovídajícím cílovém stavu. Tento stav zahrnuje jak stavebně-technický stav, tak i kvalitativní stav.

Kvalita vody v malých nádržích a rybnících se může měnit dvěma směry. Pozitivním, v případě silného organického zatížení přítoku, kdy pomocí samočistících procesů dochází k dočištění vody. Naopak negativním směrem v případě neznečištěného přítoku a chovu ryb v nádrži [15, 16]. V práci [17] autoři identifikovali mezi hlavními tlaky působícími negativně na malé vodní nádrže vnos znečištění odpadními vodami a drenážními systémy. Mezi další klíčové tlaky zařadili chov ryb a rybářství. Velmi významně působí i sousedství nádrží se zemědělsky obhospodařovanou půdou. Také v případě námi sledovaných lokalit jsou tyto tlaky hlavními příčinami ohrožení s následkem nevyhovujícího stavu, včetně nevhodného estetického působení, které je důležitým faktorem vnímání návštěvníky památkově chráněných objektů, areálů a území.

Prezentované poznatky ze studie ukázaly, že biologické bakteriální enzymatické přípravky a chemické přípravky šetrné k životnímu prostředí využitelné pro srážení fosforu, oxidaci organických látek a k eliminaci biomasy vláknitých řas mohou zlepšit vlastnosti vodního prostředí u takových prvků, jako jsou menší bazény, okrasné bazény a nádrže, včetně potlačení vývoje vodního květu. Jako ideální se jeví kombinace aplikace těchto přípravků a zejména zahájení jejich aplikace včas, preventivně a po celou sezonu. To umožní předcházet rozvoji negativního stavu kvality vodního prostředí. Zlepšení a/nebo udržení stabilního stavu vodního prostředí během sezony může být důležitým prvkem v jejich atraktivitě pro návštěvníky.

Poděkování

Výsledky byly získány za finanční podpory projektu DG16P02M032 z 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 Technologie vody, vodárenství, čistírenství.

Souhrn

Tento článek prezentuje výsledky z dlouhodobého screeningu sedimentů z let 2011–2019. Výsledková databáze aktuálně obsahuje přibližně 230 lokalit. Více jak 80 % vzorků sedimentů bylo odebráno z rybníků. V České republice se objem rybničních sedimentů odhaduje přibližně na 200 mil. m3. Jejich kvalita je ovlivněna mnoha faktory. V zemědělství je možné využívat sedimenty splňující legislativní limity dané vyhláškou (č. 257/2009 Sb.) upravující podmínky pro použití sedimentů na zemědělskou půdu.

Zaměřili jsme se na hodnocení vybraných toxických kovů (As, Pb, Zn, Cu, Hg, Cd) a organických polutantů (C10–C40, BTEX, PAU, PCB, DDT). Ze zjištěných výsledků lze dle průměrných koncentrací seřadit prezentované kovy následovně Zn > Cu > Pb > As > Cd > Hg. Nejčastější překročení limitu dle vyhlášky č. 257/2009 Sb. bylo zaznamenáno u kadmia (29 lokalit, tj. 12,8 %). U organických polutantů nejčastěji překračuje limitní hodnoty vyhlášky 257/2009 Sb. parametr PAU cca 7,6 %, zejména jako důsledek antropogenního znečištění návesních rybníků. Dále BTEX cca 4,1 %, DDT 1,4 % a PCB cca 1,3 %.

Úvod

Rybníky jsou neoddělitelnou součástí hydrologického systému povrchových vod v České republice. Jsou to umělé, člověkem vybudované vodní ekosystémy, které tvoří důležitý prvek krajiny (obr. 56). Odhaduje se, že k akvakultuře se využívá přibližně 24 000 rybníků a vodních nádrží s celkovou plochou přibližně 51 800 ha (Operační program rybářství 2007–2013), jiné odhady hovoří až o zhruba 32 000 rybníků [1]. Česká kotlina se dlouhodobě potýká se silnou erozí půdy. Důsledkem je, že rybníky, jako mělké vodní nádrže položené v nejnižších místech daného povodí, jsou rychle zazemňovány. Mocnost sedimentu v českých rybnících je průměrně 40 cm a celkový objem sedimentů se odhaduje na 200 mil. m3 [2]. O tento objem je snížena jejich akumulační schopnost.

Situace v České republice se nachází ve stavu: 1. nedocenění sedimentů jako suroviny (primární je snaha se ho zbavit a nikoliv využít), 2. poměrně přísné legislativy a 3. poměrně nákladné chemické analýzy pro vyloučení zjištění kontaminace sedimentů cizorodými látkami. Hospodařící subjekty tak často při výlovech posouvají sedimenty z rybníka do rybníka stále níže a níže v povodí až do velkých vodních nádrží, kde se těžba usazenin stává velmi nákladnou záležitostí. Cestou navíc obvykle dochází ke kontaminaci sedimentů, a poté již nelze o využití naakumulovaných živin pro jejich recyklaci v zemědělství uvažovat ani teoreticky [3].

Zemědělské půdy v České republice trpí nedostatkem organické hmoty. Jedním z řešení je využití rybničních sedimentů z nádrží jako materiálů s vysokým podílem organické hmoty a minerálních živin (obr. 1). Sedimenty mohou být kontaminované rizikovými prvky a rizikovými látkami, a proto je třeba při jejich používání respektovat legislativní rámec, který je koncipován tak, aby jejich používání bylo bezpečné pro půdu, člověka i ostatní složky životního prostředí.

Příspěvek prezentuje výsledky z dlouhodobého screeningu sedimentů z let 2011–2019 z České republiky.

Metodika řešení

Popis lokality

Vzorkování lokalit je podmíněno plánovaným odbahněním nádrží. Většina rozborů je prováděna na základě objednávek projektantů nebo přímo vlastníků nádrží. Je odebírán reprezentativní vzorek sedimentu z celého, potenciálně těženého materiálu. Lokality nejsou systematicky vybírány, zájmovým územím je celá Česká republika. Jedná se o dlouhodobý a kontinuální screening kvality sedimentů v ČR. Od roku 2011 do poloviny roku 2019 bylo do výsledkové databáze zařazeno téměř 230 lokalit – více jak 80 % vzorků bylo odebráno z rybníků (např. produkční, návesní, nebeské, v zemědělsky obhospodařované či lesní krajině, případně pod bodovými zdroji znečištění). Zbylých 20 % tvoří pískovny, potoky, slepá ramena či odvodňovací strouhy. Doposud ovzorkované lokality zobrazuje mapa na obr. 2. Nejvíce lokalit je situováno na jihu a jihozápadě Čech. Převážně se jedná o nádrže mělké s průměrnou hloubkou vody cca do 1 m. Velikost vodní plochy činí od 0,5 ha do několika desítek ha. Rozptyl průměrné mocnosti sedimentů ve sledovaných nádržích činí 40–60 cm.

Obr. 1. Vypuštěný rybník s hlavní stokou a typickým rozložením sedimentu
Fig. 1. Empty fishpond, central drain and volume of sediment

Odběry a analýzy vzorků sedimentu

Ve zkušební laboratoři ENKI, o. p. s., se zaměřujeme na individuální přístup ke vzorkování jednotlivých nádrží (tzv. vzorkování s úsudkem), a to nejen z hlediska možných bodových zdrojů znečištění (kontaminace toxickými kovy a org. polutanty), ale především z hlediska potenciálně těženého objemu sedimentu. To znamená, pokud se v nádrži vyskytuje sediment různého zrnitostního složení, vzorkujeme jej odděleně. Nádrž je tak možné rozdělit do několika částí, aby bylo možno v dalších fázích (při těžbě) se sedimentem nakládat separátně. Materiál hrubšího zrnitostního složení lze využít například při stavebních úpravách v rámci oprav tělesa hrází atd. Materiál, který vyhovuje, mj. svým zrnitostním složením, požadované legislativě, lze využít pro zemědělskou produkci.

Obr. 2. Mapa České republiky zobrazující odebrané lokality (zdroj: https://www.google.com/maps)
Fig. 2. Map of Czech Republic with site localities marked (source: https://www.google.com/maps)

U sedimentu, který nevyhoví požadované legislativě pouze v jednom parametru a v okolí rybníka se nevyskytují žádné zřejmé zdroje znečištění (jako potenciální faktor kontaminace vzorku), provádíme po dohodě se zákazníkem opakovaný odběr vzorků sedimentů se zaměřením na konkrétní nevyhovující parametr v jednotlivých částech rybníka (včetně vertikálního profilu). Ukazuje se, že v mnoha případech není tímto podrobným kontrolním vzorkováním a analýzami sedimentu kontaminace potvrzena.

Odběry vzorků provádíme odběrovou sondou holandského výrobce Eijkelkamp ze dna vypuštěných nebo napuštěných rybníků a nádrží. Zaznamenáváme též mocnost sedimentu, přičemž rozlišujeme tmavší (živinami bohatší sediment) a světlý (minerální sediment). Sonda umožňuje odebrat vertikální profil sedimentu, aniž by došlo ke stlačení vzorku a k porušení jeho stratifikace (obr. 3).

Obr. 3. Odběrová sonda holandského typu Eijkelkamp a různé typy struktury sedimentů
Fig. 3. Eijkelkamp sediment core sampler and types of sediments structures

Podle velikosti nádrže odebíráme 1–5 směsných vzorků rybničního sedimentu. Směsný vzorek je tvořen minimálně z 15–30 dílčích vzorků, každý o mocnosti zpravidla 20–100 cm, podle plochy a zanesení nádrže (tzn. celý hloubkový profil sedimentu, viz obr. 3). Jednotlivé body odběru zaměřujeme pomocí přístroje GPS. Vzorky sedimentu homogenizujeme přímo na místě, či v laboratoři a metodou kvartace vybíráme směsný vzorek, který následně odesíláme do akreditované laboratoře k chemickým analýzám [4]. V laboratoři jsou vzorky vysušeny a provedeny analýzy podle legislativou předepsaných norem nebo validovaných postupů. Výluh vzorků byl proveden lučavkou královskou. Stanovení kovů bylo provedeno hmotností spektrometrií na přístroji ICP-MS. Stanovení organických polutantů bylo provedeno plynovou chromatografií na přístrojích GC-MS, GC-ECD a GC-FID.

Legislativa

Na rybniční a říční sedimenty je v současné době (z hlediska legislativy ČR) pohlíženo jako na odpad. Vytěžený sediment je možno ukládat na povrchu terénu podle zákona č. 185/2001 Sb., o odpadech, vyhlášky č. 387/2016 Sb [5, 6]. Druhou možností uložení vytěženého materiálu je jeho využití na zemědělském půdním fondu, a to podle zákona č. 156/1998 Sb., o hnojivech, vyhlášky č. 257/2009 Sb., o používání sedimentů na zemědělské půdě [7, 8]. Třetí možností využití sedimentů je jeho použití jako vstupní suroviny do kompostů. Rozhodujícím ukazatelem pro možnost využití sedimentů je míra jejich kontaminace rizikovými prvky a organickými polutanty.

Tabulka 1. Seznam měřených parametrů
Table 1. List of assessed parameters

Prezentované výsledky jsou vyhodnoceny podle vyhlášky č. 257/2009 Sb., o používání sedimentů na zemědělské půdě, příloha č. 1 [8]. Při překročení limitních hodnot nelze rybniční sediment aplikovat na zemědělskou půdu. V souladu s platnou legislativou byly ve vzorcích sedimentu vyhodnocovány obsahy toxických kovů, organických znečišťujících látek (tabulka 1).

Výsledky a diskuse

Toxické kovy

Nejčastěji se při analýzách rybničních sedimentů setkáváme s překročením limitů vyhlášky č. 257/2009 Sb. pro toxické kovy. Z výsledkové databáze v textu zmiňujeme pouze vybrané kovy (soubor grafů na obr. 4). Průměrné koncentrace, rozsah (MIN a MAX) a směrodatnou odchylku (SD) uvádíme v tabulce 2.

Tabulka 2. Koncentrace toxických kovů v sedimentech z let 2011–2019 (průměr, MIN, MAX)
Table 2. Concentration of toxic metals in sediments during the period 2011–2019 (MEAN, MIN, MAX)

Problematika výskytu arsenu v půdách a v sedimentech je rozsáhlá, a to nejen v ČR. Hodnoty arsenu mohou být často ovlivněny jeho přirozeným výskytem v prostředí, odkud se může uvolňovat do různých složek ekosystému i antropogenních činností [9]. Geologické podloží ČR obsahuje sloučeniny bohaté na arsen. V mnoha případech jsou sloučeniny (asi nejvíce arsenopyrit) vázány na oblasti s výskytem hnědého uhlí. V příhraničním pásmu ČR je řada významných těžebních oblastí, v jejichž okolí jsou prokazatelně zvýšeny pozaďové hodnoty As [9]. Průměrná pozaďová hodnota pro ČR je 7,5 mg/kg sušiny [10]. Z grafů na obr. 4 je zřejmé, že na desíti lokalitách (tj. 4,4 %) byly zjištěny hodnoty As vyšší, než povoluje citovaná vyhláška č. 257/2009 Sb. Z toho vyplývá, že více jak 95 % lokalit splňuje limitní hodnoty výše uvedené vyhlášky. U poloviny vzorkovaných lokalit je koncentrace nižší než 8 mg/kg sušiny (medián). Lze konstatovat, že námi vzorkované lokality vykazují podobné hodnoty v porovnání s průměrnými pozaďovými hodnotami As pro ČR.

Tabulka 3. Porovnání dlouhodobých průměrných hodnot koncentrací toxických kovů naměřených v České republice různými autory s limitními hodnotami uvedenými ve vyhlášce č. 257/2009 Sb. a v jiné světové legislativě
Table 3. Results and comparing with other world limits (* Site – specific parameter)

Vzhledem k vysokému akumulačnímu koeficientu se olovo hromadí nejen v sedimentech, ale i v biomase mikroorganismů a rostlin [11–14]. Průměrná pozaďová hodnota pro ČR je 45 mg/kg sušiny [10]. Se zpřísněním limitů obsahu olova z 50 na 10 µg/l v pitné vodě [10] lze předpokládat, že nebude probíhat další kontaminace složek životního prostředí zejména z aditiv do benzínu (tetraethylolovo) a z olověného vodovodního potrubí. Zatížení z minulosti však v prostředí přetrvává.

Z grafu na obr. 4 je zřejmé, že na pěti lokalitách (tj. 2,2 %) byly zjištěny hodnoty Pb vyšší, než povoluje limit vyhlášky č. 257/2009 Sb. Více jak 97 % lokalit splňuje limitní hodnoty. U poloviny vzorkovaných lokalit je koncentrace nižší než 27,4 mg/kg sušiny (medián).

Zinek je běžnou součástí hornin, půd a sedimentů [14]. Zinek je mimo jiné obsažen v průmyslových hnojivech jako znečišťující příměs [11] nebo v rybím krmení [16, 17]. Průměrná pozaďová hodnota pro ČR je 80 mg/kg sušiny. Graf na obr. 4 ukazuje, že na devíti lokalitách (tj. 4,2 %) byly zjištěny hodnoty Zn vyšší, než povoluje limit vyhlášky č. 257/2009 Sb. Více jak 95 % lokalit splňuje limitní hodnoty. U poloviny vzorkovaných lokalit je koncentrace nižší než 108 mg/kg sušiny (medián).

Obr. 4. První typ grafů (levá strana) zobrazuje jednotlivé lokality seřazené od nejnižších po nejvyšší koncentrace daného prvku a porovnává je s limitem vyhlášky č. 257/2009 Sb.; druhý typ (pravá strana) grafů zobrazuje na histogramu četností počet lokalit, které splňují daný limit (první sloupec)
Fig. 4. The left column graphs show individual localities ranked from lowest concentration to highest concentration for the given element with respect to the indicated limit (No. 257/2009 Sb.); the right column graphs show numbers of localities where the defined limit is reached or not; the first column (bar) indicates the number of localities where the limit is not exceeded

Měď se v přírodním prostředí nejčastěji vyskytuje ve formě sulfidů a chalkosinu. Antropogenním zdrojem mědi jsou odpadní vody z povrchové úpravy kovů a z aplikace některých algicidních preparátů, které se dávkují proti nadměrnému rozvoji řas a sinic [11]. Průměrná pozaďová hodnota pro ČR je 25 mg/kg sušiny. Z grafu na obr. 4 je zřejmé, že na osmi lokalitách (tj. 3,7 %) byly zjištěny hodnoty Cu vyšší, než povoluje limit vyhlášky č. 257/2009 Sb., tzn. více jak 96 % lokalit splňuje limitní hodnoty. U poloviny vzorkovaných lokalit je koncentrace nižší než 31 mg/kg sušiny (medián). Například v povodí řeky Lužnice byly naměřeny podobné průměrné koncentrace mědi – 31,46 mg/kg sušiny [14, 18].

Hlavním zdrojem výskytu rtuti je ruda cinabarit. Kromě toho rtuť doprovází jiné sulfidické rudy. Významným zdrojem antropogenního znečištění je spalování fosilních paliv [11]. Průměrná pozaďová hodnota pro ČR je 0,2 mg/kg sušiny. Limitní hodnoty Hg dané vyhláškou č. 257/2009 Sb. překračují pouze čtyři lokality (tj. 1,8 %) – viz obr. 4. Více jak 98 % lokalit tyto hodnoty splňuje. U poloviny vzorkovaných lokalit je koncentrace nižší než 0,21 mg/kg sušiny (medián).

Kadmium vzhledem ke své chemické podobnosti provází zinek v jeho rudách. Významným antropogenním zdrojem kadmia jsou fosforečnanová hnojiva, aplikace čistírenských kalů v zemědělství [11] a emise ze spalování uhlí [13]. Průměrná pozaďová hodnota pro ČR je 0,2 mg/kg sušiny.

Graf na obr. 4 ukazuje, že na 29 lokalitách (tj. 12,8 %) byly zjištěny hodnoty Cd vyšší, než povoluje limit vyhlášky č. 257/2009 Sb. Více jak 87 % lokalit splňuje limitní hodnoty. U poloviny vzorkovaných lokalit je koncentrace nižší než 0,42 mg/kg sušiny (medián).

Dlouhodobě se studiem kontaminace sedimentů v ČR zabýval Gergel a kol. [2]. Z výsledků v tabulce 3 je zřejmé, že průměry hodnot pro jednotlivé toxické kovy na námi sledovaných lokalitách se s těmito daty shodují. Většina vyhodnocených výsledků je pod limitní hodnotou danou vyhláškou [8]. V porovnání s daty naměřenými Ústředním kontrolním a zkušebním ústavem zemědělským v Brně (ÚKZUZ) [20] se výsledky téměř ve všech parametrech shodují. Výjimku tvoří pouze hodnoty parametru Pb, v případě dat naměřených ÚKZUZ jsou hodnoty skoro dvojnásobné. U parametru Cd jsou hodnoty naměřené ÚKZUZ 17× vyšší. Tento rozdíl je bezpochyby zapříčiněn extrémní hodnotou Cd v jediném vzorku (1 660 mg/kg sušiny). Medián souboru činí 0,4 mg/kg sušiny.

V případě parametru Cu jsou naopak hodnoty naměřené ÚKZUZ skoro poloviční. V porovnání hodnot s [21] spadají námi naměřené hodnoty do kategorie „Moderate contamination (Class B)“. V porovnání s limity uvedenými v [22] naše hodnoty jen o málo převyšují kategorii Lowest effect level. V případě parametrů As, Zn, Cu a Hg se naše hodnoty pohybují mezi kategoriemi Lowest effect level a Severe effect level.

Obr. 5. Pohled na Opatovický rybník v Třeboni
Fig. 5. The Opatovický pond in Třeboň
Obr. 6. Pohled na rybník Rod u Lomnice nad Lužnicí
Fig. 6. The Rod pond near Lomnice nad Lužnicí

Prezentované výsledky umožňují jednotlivé kovy seřadit podle průměrných hodnot koncentrací následovně Zn > Cu > Pb > As > Cd > Hg. Totožné je pořadí prvků z dlouhodobé studie [2]. Studie z Hough Park lake v USA [24] uvádí totožné pořadí Zn > Cu > Pb > As > Cd > Hg. Ústřední kontrolní a zkušební ústav zemědělský [20] publikoval data v průběžné zprávě z let 1995–2010 z dlouhodobého monitoringu rybničních a říčních sedimentů. Z jejich výsledků lze sledované prvky seřadit následovně: Zn > Pb > Cu > Cd > As > Hg. Sarker a kol. [17] z 20 různých sladkovodních akvakulturních rybníků v Bangladéši řadí prvky následovně Zn > Pb > Cd. Z publikovaných výsledků z akvakulturních rybníků blízko mangrovových mokřadů v Číně [25] lze vytvořit následující řadu Zn > Pb > Cu > Cd > As > Hg.

Organické látky

Obdobným způsobem byly hodnoceny látky ze skupiny polycyklických aromatických uhlovodíků (PAU), uhlovodíků C10–C40, skupiny cyklických uhlovodíků (BTEX) a persistentní organické látky (PCB a DDT) – tabulka 4. Ze všech sledovaných lokalit překračovalo limitní hodnoty pouze několik málo procent vzorků – BTEX cca 4,1 %, PAU cca 7,6 % (zejména u návesních rybníků), u PCB cca 1,3 % a u DDT 1,4 %. Námi naměřená data se téměř shodují s daty naměřenými ÚKZUZ pro parametry PAU, PCB a DDT. Ostatní parametry ÚKZUZ nestanovoval.

Tabulka 4. Statistický přehled sledovaných uhlovodíků z let 2011–2019 a porovnání s limity podle vyhlášky č. 257/2009 Sb.
Table 4. Concentration (MEAN, MIN, MAX, SD) of hydrocarbons in sediments during the period 2011–2019

Uhlovodíky C10–C40 indikují kontaminaci ropnými látkami. Jedná se o dosti nespecifický ukazatel, který v sobě zahrnuje jak látky přírodního charakteru, tak látky antropogenního původu. V organickém sedimentu rybníků mohou být jejich zvýšené koncentrace způsobeny bakteriální činností, nebo například i přítomností a potravní aktivitou chironomidů. Látky, které jsou zahrnuty v tomto parametru, mohou vznikat i autochtonně. Podobně to může být i u cyklických uhlovodíků (BTEX), kdy například toluen či xylen dokáže vznikat přirozenými procesy probíhajícími za nedostatku kyslíku v rybničním sedimentu [26–28].

Závěr

Příspěvek shrnuje výsledky koncentrací toxických kovů (As, Pb, Zn, Cu, Hg, Cd) a organických polutantů (C10–C40, BTEX, PAU, PCB, DDT) v sedimentu z cca 230 lokalit v České republice z let 2011–2019.

U toxických kovů nejčastěji překračuje limitní hodnoty vyhlášky č. 257/2009 Sb. parametr Cd (průměr 0,6 ± 0,9 mg/kg sušiny) na 29 lokalitách (12,8 %), zejména jako důsledek aplikace fosforečnanových hnojiv a čistírenských kalů v zemědělství, Zn (průměr 151,6 ± 251,5 mg/kg suš.) na devíti lokalitách (4,2 %), jehož antropogenním původem jsou taktéž zejména průmyslová hnojiva nebo krmiva pro ryby, a As (průměr 10,3 ± 9,2 mg/kg sušiny) na desíti lokalitách (4,4 %), u kterého může vyšší koncentrace způsobovat jeho zvýšený přirozený výskyt v podloží v ČR.

U organických polutantů nejčastěji překračuje limitní hodnoty vyhlášky č. 257/2009 Sb. parametr PAU cca 7,6 %, zejména jako důsledek antropogenního znečištění návesních rybníků. Dále BTEX cca 4,1 %, DDT 1,4 % a PCB cca 1,3 %.

Z datového souboru celkově legislativním podmínkám (vyhláška č. 257/2009 Sb., o používání sedimentů na zemědělské půdě, příloha č. 1 [8]) nevyhovělo 32 % lokalit. Z toho 21 % nevyhovělo pouze v jednom parametru a 11 % nevyhovělo ve dvou a více parametrech. Ukazuje se, že z rybničních lokalit bývají nejvíce zatíženými návesní rybníky, zatímco sedimenty z rybníků ležících v horních částech povodí vyhovují legislativě častěji.

Poděkování

Studie byla podpořena z projektu TAČR Centra kompetence TE02000077 – Inteligentní Regiony – Informační modelování budov a sídel, technologie a infrastruktura pro udržitelný rozvoj.     

 

Původní příspěvek byl publikován ve sborníku Rybníky 2019, ISBN 978-80-01-06595-2.

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie.

„Okolnost, že z bývalého rybničního hospodářství ve středním Polabí zbyly do našich dob jen nepatrné trosky, způsobila, že velká většina prací o českém rybnikářství a rybnících, a to i prací historických, se o něm téměř nezmiňuje.”

RNDr. Josef Veverka, autor publikací o rybníkářství na Poděbradsku a Nymbursku v roce 1949 před svým dlouholetým vězněním.

Souhrn

Tématem článku je zánik rybníků anebo celých rybničních systémů v oblasti Poděbrad a Nymburka, a to zejména v obdobích sucha. Tato souvislost není zcela zjevná, když uvážíme význam rybníků v dřívějších dobách jako zásobu energie i vody. Na několika ukázkách poukazujeme na užitek, který mohl rybník poskytnout. Abychom ozřejmili tyto souvislosti, užili jsme nejstarší řady vodních stavů a také záznamy minimálních vodních stavů na hladových kamenech. Největší rybník na území dnešní České republiky, Blato, na který jsme se především zaměřili, zanikl v době katastrofálního sucha roku 1790. Může být zánik podobných rybníků vysvětlen také suchem?

Úvod

Období extrémních povodní 1997–2013 zdá se pominulo. Bohužel, v letech 2014–2019 byly povodně vystřídány periodou extrémního sucha. Již dnes je zřejmé, že současný nepříznivý průběh počasí má vážnější a dlouhodobější dopady než předchozí povodně. Aktuální stav má snad jedinou výhodu z hlediska odborného poznání, totiž možnost hlouběji porozumět dřívějším epizodám sucha, dokonce i těm ve vzdálenější minulosti několika staletí. Máme dobrou příležitost mnohé zaznamenat, pochopit a najít paralely v minulosti.

Obecně se soudí, že ubývání rybníků odstartovala třicetiletá válka. Rozhodující byly změny v zemědělství a početní nárůst obyvatelstva zejména v 18. století [1–3]. Jinými slovy, viníkem zániku většiny rybníků byl hlad po orné půdě, po půdě rybničních pánví, které slibovaly značné výdělky. Tak jak se prosazovaly v 18. století víc a víc osvícenské názory a z nich odvozené hospodářské teorie, přestávalo mít rybniční hospodářství pověst výnosného podnikání. Novější pohledy ale upozorňují i na ekonomické aspekty, které měly původ již v druhé polovině 16. století [4].

Pokud přihlédneme k obdobím, kdy k rušení rybníků na celém našem území docházelo, je dalším možným faktorem počasí, resp. důsledky několika velmi teplých a suchých period (1761–1766) a (1781–1811). Význam některých těchto období podtrhuje i fakt, že jako minima vodních stavů byly vyznačeny některé roky těchto období (např. 1761, 1782, 1790, 1800 a 1811) na hladových kamenech v Labi. Ne všechny doklady tohoto druhu se ale zachovaly, ne všechny známe. Toto období bylo bohaté i na další extrémy. Jen zdánlivě paradoxně jsou to i tuhé zimy a jejich důsledky, jako tvorba nezvykle velkých sněhových zásob, neobvykle silný zámrz na řekách i na rybnících, a také pověstné povodně v letech 1784, 1785 a 1799.

Námět tohoto článku se týká sucha jako možného „katalyzátoru“ vzniku a zániku rybničních soustav. Zaměřili jsme se na zrušené rybniční soustavy na Poděbradsku a Nymbursku, které patřily k  největším rybochovným oblastem a kde se nalézaly naše největší rybníky, mezi nimi i možná vůbec náš největší rybník Blato. Položili jsme si ale i otázku, co bylo Blato, než se stalo rybníkem, jaký režim tu mohl panovat před zbudováním Sánského kanálu ve středověku anebo ještě dále, ve vzdálenější minulosti, snad hlouběji do holocénu a ještě před ním.

Obr. 1. Schematický plán největších rybníků Poděbradska a Nymburska z roku 1655 [20] (Fiala, Dlouhý, 1897), zleva rybník Chlebský, Bobnický, Šumbor, Blato, Křečkovský, Úmyslovický a Okřínek (?); nejsou vyznačeny přítokové kanály, jsou ale vyznačeny hráze se stavidly regulující odtok do Mrliny a Labe; nepopsaný rybník u Kolína (v mapě nahoře vpravo) je pravděpodobně rybník Bačov
Fig. 1. The map of the largest fishponds in Poděbrady and Nymburk county in year 1655 [20] (Fiala, Dlouhý, 1897), from the left: Chlebský, Bobnický, Šumbor, Blato, Křečkovský, Úmyslovický and Okřínek (?) fishponds; the inflow canals are not marked on this map, the fishpond dams and water gates are marked; the unnamed fishpond on the map is probably a Bačov fishpond near Kolín town

Metodika, data, další zdroje a zájmová oblast

Kromě dobových hospodářských zdrojů najdeme jedny z nejstarších informací o nymburských a poděbradských rybnících až u historika B. Balbína (1621–1688) [5]. Z literatury 18. a 19. století jsme převzali příklady dokumentující typické dopady sucha v oblasti zemědělství, provozu mlýnů a využití rybníků z práce V. Krolmuse (1790–1861) [6]. Dobové popisy a komentáře  z období let 1770 až 1816 k dějům na Poděbradsku pocházejí od milčického rychtáře a kronikáře F. J. Vaváka (1741–1816) [7–13]. Kupodivu minimum zmínek k tématu lze najít v historii Nymburka od pamětníka rušení rybníků, lékaře a starosty Nymburka J. Merkla (1761–1833) [14], s nímž si F. J. Vavák dopisoval. Informace o melioračních zásazích (1883–1892) v bývalé rybniční oblasti pocházejí od někdejšího správce poděbradského panství a iniciátora regulace Mrliny L. Doležala [15]. Pro nás byly zatím nedostupné rukopisné práce k rybníkářství od poděbradského lékárníka, sběratele a amatérského archeologa J. Hellicha (1850–1931) [16, 17], zakladatele muzea v Poděbradech.

Pozornost věnovaná rybníkům na Poděbradsku je při porovnání s třeboňskou soustavou a dokonce i se soustavou hradeckou mnohem menší. Je to patrné téměř ze všech prací, které se rybníkářstvím a jeho historií zabývaly, včetně příležitostných pamětních spisů věnovaných historii vodního hospodářství. Zcela anebo skoro bez povšimnutí přešly nymburskou a poděbradskou rybníkářskou tradici pamětní spisy věnované vodnímu hospodářství v Čechách, jako práce prof. K. Wiesenfelda (1802–1870) z roku 1845 [18] a rady H. Franze z roku 1891 [19]. Až práce inženýrů vodohospodářů J. Dlouhého a F. Fialy z roku 1897 [20] krátce popisuje poděbradskou soustavu. Přitom autoři publikovali i unikátní mapu rybníků na Mrlině a Sánském kanále z roku 1655, kterou zde níže uvádíme.

Nejdostupnějším zdrojem k tématu jsou články RNDr. J. Veverky (1903–1971) shrnující jeho badatelskou práci o rybničních soustavách na Poděbradsku a Nymbursku [21–24]. Veverka vycházel z rybničních register, urbářů, Hellichových rukopisů a snad i mapové dokumentace z 18. století. Jako nymburský rodák mohl své práce teoreticky konzultovat s jiným významným nymburským rodákem, o generaci starším významným českým vodohospodářem a specialistou na historii Nymburka E. Zimmlerem (1863–1950). Práce J. Veverky (též novináře, politika a sociálně-demokratického poslance) na toto téma byly bohužel přerušeny jeho vězněním v období 1949–1965. V současnosti se polabské rybníky a Sánský kanál staly tématem dvou studentských prací [25, 26].

Naším cílem bylo konfrontovat vývoj rybniční sítě a jeho úpadek s dokumentárními i měřenými daty dotýkajícími se sucha a jiných extrémů počasí. Využili jsme k tomu nových dat charakterizujících minima vodních stavů Labe od roku 1516 do současnosti. Jde o protějšek povodňových značek, výšky s letopočty jsou vyznačeny na asi 30–40 dochovaných hladových kamenech v pískovcovém kaňonu Labe. Pro podpoření identifikace hydrologického sucha jsme využili i nejstarší hydrologické řady. Šlo o řadu denních vodních stavů Labe v Magdeburku z let 1728–1880, jejíž dobový opis asi z roku 1875 je uložen v ČHMÚ Praha. Dále šlo o řady vodních stavů a průtoků Labe v Děčíně s počátkem k roku 1851.

Velmi přibližný tvar rybníku Blato je zřejmý z mapy J. G. Vogta z roku 1712 a Müllerovy mapy z roku 1720. Veverka [21] se zmiňuje o mapách komorních panství Pardubice, Chlumec, Poděbrady, Kolín, Lysá, Přerov, Benátky a Brandýs. Tyto mapy označil za „neuchované“, snad ztracené či nezvěstné. Jde o mapy z konce 16. století zemského měřiče Matouše Ornyse z Lindperka (1526–1600) a jeho nástupce Šimona Podolského z Podolí (1561–1617). Zatím nejstarší mapa poděbradských a nymburských rybníků, kterou máme k dispozici, pochází až z roku 1655 (obr. 1).

Přesnější podobu poskytuje první vojenské mapování z let 1764–1783 a mapa rybníka Blata od geometra Janovského z roku 1795 (Hellichova sbírka, dnes Muzeum Poděbrady). Rekonstrukce rybníků a kanálů je provedena v GIS na základě současné topografie, dále mapy prvního vojenského mapování (existující rybník), druhého vojenského mapování z let 1842–1852 (existovala již jen velká louka „Blatowiese“) a rozsahu mokrých luk ve stabilním katastru (1826–1843). Rekonstrukci obvodu rybníků jsme konfrontovali s nákresy a popisy J. Veverky [22–24, 27]. Rekonstrukci Blata najdeme i v historickém atlase Česka [28].

Oblast nymburského rybničního systému se nacházela na pravém břehu Mrliny. Povodí Mrliny k profilu Vestec má plochu 459 km2 s průměrným průtokem 1,41 m3.s-1. Rybníky byly napájeny většinou systémem kanálů (Vestecký kanál), který se odpojoval z Mrliny v Křinci a byl podpořen pravostrannými přítoky zejména Křineckou Blatnicí. Mrlina na svém horním toku pramení v oblasti Markvartické plošiny ve výšce 378 m n. m. nedaleko Sobotky pod vrchem Čakan (399 m n. m.). Horní část se jmenovala původně Trnava, či Drnava, v literatuře se uvažovalo i o hydronymu Křinice, z níž mohl být odvozen název Křinec (v původním významu asi prameny či prameniště) [29]. Název Mrlina (ve významu pomalu tekoucí) a jiné odvozeniny souvisel asi s dolním tokem pod Křincem, tedy právě v oblasti zrušené rybničné soustavy. Za pozornost stojí silně vějířovité uspořádání povodí dolní Mrliny mezi Netřebicemi a Budiměřicemi, které vytvářejí zprava Křinecká Blatnice, Ronovka, zbytky systému Vestecké strouhy a potok Klobuš. Zleva jde o Velenický potok, prokopané odvodňovací kanály (soustředěné do Blatnice a druhé výpusti Blata od Koutů) a napájecí Sánský kanál zaústěný již přes sto let také do Mrliny. Můžeme konstatovat, že současný tvar říční sítě a pravděpodobně i současná plocha povodí se v čase měnily. Jsou výsledkem přinejmenším přes 500 let trvajících poměrně radikálních lidských zásahů do vývoje povodí.

Rybníky na levém břehu Mrliny, zejména rybníky systému souvisejícího s rybníkem Blato, byly od 15. století zásobovány  z povodí Cidliny prokopaným kanálem. Dnes se pro něj užívá název Sánský kanál (najdeme v druhém vojenském mapování), přitom někdy se uvádí jako původní název Lánský kanál či Lánská strouha (najdeme v prvním vojenském mapování), ale v době vzniku to byla asi jen „Struha“ či „Strouha“. Cidlina má oproti Mrlině k profilu Sány dvojnásobnou plochu povodí 1151 km2 (obr. 2) a průměrný průtok 5,2 m3.s-1. Problematika rozdělování průtoku mezi kanálem a dolní Cidlinou v období provozu celého rybničního systému (cca 1470–1795) není jasná, dnes je to přibližně systém jedna ku jedné. Část průtoku byla odváděna do povodí Mrliny odpadními rybničními kanály, průtok Sánského kanálu byl nad Nymburkem odváděn do Labe.

Obr 2. Reliéf oblasti výskytů rybníků v povodí Mrliny a Cidliny (zdůrazněn tok i povodí); topografie je podrobnější ve výškách 179–195 m n. m., kde se nacházejí největší rybníky a zaústění Mrliny
Fig. 2. The topography of the area of Mrlina and Cidlina rivers basins (the water stream and the border of the basin are highlighted); the detailed topography is for altitudes 179–195 m a. s. l., where is the occurrence of largest fishponds along with the Mrlina River estuary

Zájmová oblast je tvořená křídovým podložím (opuky), na kterých se místy vytvářely sprašové návěje v době ledové, na nich pak se vyvíjely nynější půdní systémy (černozem, hnědozem).

V souvislosti s otázkami, které se dotýkají staršího vývoje rybniční pánve, jsme se rozhodli pro několik sond ve východní části Blata. Pro porovnání jsme odebrali vzorky v jeho nejhlubší části, v oblasti někdejšího ostrova Čejky. Datování problematizuje fakt, že oblast je obhospodařována a více než sto let je zde tedy prováděna i hluboká orba. Lokality s původní stratifikací vrstev jsou téměř nedostupné. Chtěli jsme se proto alespoň přesvědčit o hloubce rybničních sedimentů. Tyto sondy tak ukazují především na mocnost orniční vrstvy a charakter podkladu. Šlo tedy i ověření možného maximálního objemu vody celého rybníka.

Vznik rybničních soustav na Nymbursku a Poděbradsku ve 14. až 15. století

J. Veverka dává celé polabské rybníkářství (asi zejména na Hradecku) do souvislosti s ranou klášterní kolonizací [též 30] a benediktinským klášterem v Opatovicích (1086–1421) [21]. Rybniční hospodářství a vznik velkých rybníků na odbočujícím kanálu z Labe (předchůdce pernštejnského Opatovického kanálu) jsou doloženy alespoň již ve 14. století [27].

Z faktu, že oblast za Nymburkem patřila do roku 1291 hradišťským a později sedleckým cisterciákům, usuzuje J. Veverka [23, 24] na starší rybníkářskou tradici již ve 13. a 14. století. Připouští, že v místech na pravém břehu Mrliny mohl existovat již v 15. století Chlebský rybník a menší rybník v místech pozdějšího rybníka Bobnického. Největší rybník Blato, na levém břehu Mrliny, byl podle stejného autora [22] zřízen již ve 14. století a byl zásobován „splachovými vodami“, patrně tedy zejména z dlouhého hřbetu mezi Oškobrhem (295 m n. m.) a Vršálem (cca 210 m n. m.). Podle něj ale i dalších autorů [4] bylo podmínkou pro další rozvoj místního rybnikářství vytvoření větších pozemkových celků v období po husitských válkách. To se roku 1437 na Poděbradsku podařilo Jiřímu z Poděbrad a zčásti o něco později královskému městu Nymburk [21, 22]. Následně hrálo značnou roli zklidnění politické situace po střetech mezi Českým královstvím a Uhrami, ke kterému došlo až po smrti Jiřího roku 1470. Kromě vlastnických vztahů a politické situace, mohly hrát svou roli i přírodní podmínky, tedy i meteorologické a hydrologické extrémy.

Suché periody se podle posledních publikovaných výsledků historické klimatologie u nás [31] vyskytly v letech 1441, 1442, 1461, 1469, 1471, 1472, 1473, 1476 a 1482. Perioda s výskytem suchých let 1469–1476 vyvrcholila v letech 1471 a 1473. Můžeme to dokumentovat výmluvným popisem z Hájkovy kroniky k roku 1473 [32]: „Toho léta bylo velmi velké sucho, neb déšť za půl čtvrta měsíce [3 a 1/2 měsíce, pozn. autora] nepršel a horko velké bylo, mnozí přeschly potokové, v rybnících některých i v jezerách se voda zkazila, takže z toho byli lidem velmi nepříjemné smradové a tudy moru přibývalo.“ Tato Hájkova citace se dotýká zajímavým způsobem právě jisté slabiny mělkých polabských rybníků.

Nejdříve po roce 1445, ale spíš až po roce 1470 vznikl Sánský kanál, který u tvrze Badry odbočoval „Baderskými stavidly“ od řeky Cidliny (obr. 3). Odebíral tak podstatnou část průtoku, aby tak přivedl dostatečné množství vody do „poděbradských blat“, bezodtoké oblasti, o jejímž charakteru předtím nemáme spolehlivý doklad. V literatuře najdeme jak označení „blata“ či „jezero“, tak „nebeský rybník“, spolehlivý dobový literární zdroj zde ale chybí. Blato se tak stalo již koncem 15. století, díky pánům z Kunštátu, zdaleka největším rybníkem v Čechách. Jeho plocha totiž mohla přesahovat 10 km2. Přitom podle dostupné historické dokumentace byl u nás ve stejné době patrně největším rybníkem rybník Dvořiště s plochou asi 3,5 km2. Podle pravděpodobnější verze vzniku Sánského kanálu (1470 anebo dokonce 1475) mohl být zakladatelem nového rybničního systému Blata snad Hynek z Kunštátu a na Poděbradech.

Výhodou Blata bylo, že teoreticky nepotřebovalo žádnou hráz, nehrozilo proto ani její protržení. Hrází byly patrně odděleny, asi až později, části původní sníženiny pro relativně menší rybníky (např. rybník Úmyslovický čili Rohlík a rybník Vyhlíd jižně od něj, obr. 3), takže plocha Blata se asi poněkud redukovala na 9,7 km2. Voda ze Sánského kanálu se napouštěla stavidly v obci Pátek. Bylo to před profilem dnešního mlýna v Pátku, který ale tehdy ještě neexistoval. Nejasné jsou okolnosti zbudování Nových mlýnů u obce Odřepsy na Sánském kanále (15. století) o němž se traduje, že byl náhradou za mlýn v Libici na Cidlině, kterému se za nové situace nedostávalo vody.  Sánský kanál ale nebyl jediným oslabením průtoku Cidliny. Po roce 1470 byl zbudován ještě „Bačovský kanál“, který dotoval další rozlehlý rybník Bačov (odhad plochy alespoň 2 km2) na tehdejším kolínském panství. Bylo to logické, Kolín totiž patřil od roku 1471 Viktorinovi a později Hynkovi z Kunštátu. Bačov i s odtokovým kanálem směrem k Velkému Oseku je zobrazen na schematickém plánu z roku 1655 (obr. 1) a popsán jen jako „Rybník“. Jako značně zarostlý a mělký rybník je ještě vyznačen na mapě prvního vojenského mapování. Pozůstatkem tohoto rybničního systému je dodnes alespoň zčásti tzv. „Bačovka“ ústící v NPR Libický luh do Labe.

Vrcholné období 1495–1565

Začátkem 16. století vznikaly další velké rybniční projekty na Hradecku a Chlumecku, např. slavný rybník Čeperka anebo Žehuňský rybník na Cidlině, položený ještě nad Baderskými stavidly. Poděbradské panství se stalo roku 1495 komorním, tedy majetkem krále. Další kanály, kterým se Blato odvodňovalo směrem do rybníků Hrádkovského a Budiměřického (obr. 3) byly povoleny Vladislavem II. podle J. Veverky [21] roku 1497. J. Merkl [14] uvádí ale rok 1491: „ve štvrtek po svatým Prokopu [7. 7.]… aby z císařského [!] poděbradského rybníka Blata podzimní a jarní voda struhou, kterou město nákladem svým udělati se uvolilo, do rybníkův nymburských spuštěna byla.“

V roce 1501 postihla Bavorsko, Rakousko, Čechy a Slezsko  katastrofální povodeň. Zasažena byla rozsáhlá území povodí Odry, Labe i Dunaje. Je docela pravděpodobné i rozvodnění Cidliny a Mrliny (doklad zatím ale chybí). Z hlediska opačného extrému, tedy sucha bylo podle soudobých prací historické klimatologie věnovaných suchu [31, 33] nejvíce kritických epizod v letech 1511–1520 a znovu v dekádě 1531–1540. Přesto uprostřed suššího období, v roce 1515 došlo k několika povodním, z nichž srpnový případ se mohl týkat podle „Starých letopisů českých“ i povodí Cidliny [34]: „mnozí rybníkové se strhali pernštejnskému a Trčkovi, dobytek obilé i lidi brala, v Kolíně na mostě ji dosahovali.“ Lokalizace „Trčkovi“ odkazuje snad na „trčkovské panství“. K němu náležel hrad Veliš u Jičína, později v 17. století rozebraný. To pak umožňuje uvažovat o rybnících v povodí horní Mrliny anebo o původně velké soustavě „Ostruženských rybníků“ s dodnes nejasnou dobou vzniku. Zda se mohl „strhat“ i někdejší obrovský rybník Podhradský čili Porák, který byl ještě koncem 18. století jejich součástí, nevíme.

Velmi nízké odtoky z české části povodí Labe potvrzují nově zjištěné značky minimálních odtoků v Děčíně a Dolním Žlebu. Jde o následující léta 1516, 1517 (podle farní kroniky v Dolním Žlebu, SOkA Děčín) a také rok 1536. Vyvrcholením těchto suchých let byl rok 1540, který se stal v celé střední Evropě pověstný jako nejsušší v 16. století [31].

Kolem roku 1509 byl zřízen na pravém břehu Mrliny vedle Vestce (na obr. 3 vyznačen schematicky) veliký Jílecký rybník [23, 24]. Téhož roku, podle smlouvy mezi městem Nymburkem a Jiřím Křineckým, majitelem sousedního Ronovského panství (zámek Nový Ronov byl nedaleko Křince v obci Oskořínek, po roce 1930 byl stržen), vznikly strouhy pro zásobení nových rybníků. Šlo snad o tzv. „Vestecký kanál“ z Mrliny, který odbočoval u Křince, aby zásoboval postupně se rozrůstající systém rybníků na pravém břehu Mrliny (jen schematicky obr. 3). Níže po toku vykupovalo město Nymburk po roce 1500 pozemky, patrně pro zamýšlený či rozšířený rybník Bobnický (někteří autoři uvádějí Křechovský [22] anebo dokonce Kašparovský [20]) o výměře asi 2,7–3 km2. Již v roce 1514 bylo podle register rybníků Chlebského a Bobnického prodáno 132 džberů kaprů (asi 8000 kusů). V roce 1531 se rada města Nymburka a purkmistr s odvoláním na válečné výdaje (turecké tažení roku 1529 a vojenskou reakci roku 1530) omlouvali královské komoře, že nevyčistili svůj díl řeky Mrliny (přibližně pod Vestcem). Tak se podstatně zhoršoval odtok odpadními kanály mezi Rašovicemi a Šlotavou ze systému nymburských ale i poděbradských rybníků kolem Blata [22].

Podle J. Veverky [22] byl odbočkou z Mrliny zásoben i nadýmací Podchotuční (či Podchotucký) rybník a stejnojmenný mlýn východně od Křince a pod ním zmíněný Jílecký rybník. Systém struh se větvil a zásoboval Havranský rybník i Vyklecký rybník a níže vlevo rybníky Rašovický, Draho a víc k západu rybníky Chlebský a Bobnický. Přiznáváme, že v tom jaká byla přesná trasa struh, tvar a poloha horních rybníků není zatím zcela jasno (schematicky obr. 3). Můžeme poznamenat, že ve stejné době dochází k výstavbě velkých rybnikářských staveb také jinde, v letech 1508–1520 vznikla např. věhlasná „Zlatá stoka“ Štěpánka Netolického k zásobní třeboňské rybniční sítě.

Podle některých indicií dosáhly nymburské rybníky maximální rozlohy až někdy po roce 1542 [22]. Tehdy, dva roky po katastrofálním suchu se prováděly rozsáhlejší opravy jejich hrází. Roku 1547 přišel Nymburk při konfiskaci o tři velké rybníky Šumbor, Hrádkovský a Budimeřický, a to ve prospěch Poděbrad. V roce 1549 dosáhla popularita poděbradských ryb vysokého stupně, svědčí o tom fakt, že tzv. „džber poděbradský“ se stal oficiální směnnou jednotkou při prodeji ryb [35]. Podle urbáře z roku 1553 bylo do obou rybníků Chlebského a Bobnického nasazeno rekordních 1 200 kop kaprů [22] a bylo zvažována [36] blíže neurčená lokalita u Budiměřic pro založení nového rybníka (snad šlo o rybník Draho?). Kryštof Prog, poděbradský hejtman, popsal 9. října 1565 špatný stav některých rybníků a nutnost jejich opravy takto [25]: „aby se při rybníce velkým u Nymburka, jenž Křečkovským slove, trouby některé jsou prohnilé a skleslé, takže kdyby se ta věc neopatřila a k nápravě nepřišla, jest se obávati znamenité škody a stržení toho rybníka“ [25]. Uvádí dále, že rybníky Bobnický a Chlebský budou příští rok vypuštěny, protože již „šestkrát za sebou nasazeny byly“. Žádá také rozsáhlejší opravy stavidel a navýšení některých hrází. Požaduje i opravu hráze Rohlíka (Úmyslovický r.), což byla zároveň hráz, kterou byl oddělen od rybníka Blato.

1565–1618 období povodní a počínajícího úpadku?

Posledních čtyřicet let 16. století bylo období s neobvykle vysokým počtem povodní, přesto se vyskytly i suché roky. Ty kriticky suché se vyskytly na konci období, byly to  roky 1590, 1616 [31] a 1617 (viz dále). České rybniční soustavy s ohledem na klidnější politickou situaci od 70. let 15. století až po třicetiletou válku dosáhly svého „zlatého věku“. Doba a tehdejší právní systém byl příznivý vzniku územně ucelených panství. Zdá se, že taková situace byla vhodná pro vznik velkých rybničních soustav jako na panství Nymburském, Poděbradském, později na Hlubockém (za Pernštejnů), na panství Chlumeckém, Kolínském, na Hradecku a ještě později na Třeboňsku. Tehdy (pokud alespoň dnes víme) vznikly velké rybníky nad 200 ha jako např. Bačov či Bačovský, Bezdrev, Blato, Bobnický, Bohdanečský, Čeperka, Dářko, Horusický, Chlebský, Velkochlumecký, Oplatil, Rožmberk, Svět, Šumbor, Rutvas [Rot Fass = Rudý sud, pozn. autora], Rožemberk, Žehuň a další. V tabulce 1 uvádíme pro srovnání rybníky s plochou nad 2,5 km2 (proto rybníky Dářko, Rutvas a Velkochlumecký s plochou „jen“ 2 km2 v tabulce chybí). Někteří současní autoři [3, 4] vidí počátek snižování výnosnosti rybníků překvapivě již v druhé polovině 16. století, a to ze tří důvodů:

  1. příliš velká nabídka ryb a stagnace cen,
  2. jiné možnosti podnikání (např. pivovarnictví),
  3. v důsledku tzv. II. říšského mincovního řádu (rok 1551) výrazně rostou nominální peněžní náklady na cenu surovin i námezdní práce.

Z toho plyne, že možná některé rožmberské (Krčínovy) podniky, zejména rybníky Hrádeček, Svět či Rožmberk vznikly v době již méně příznivé. S ohledem na cenovou revoluci a vzrůst ceny práce, přestává být dřívější ekonomická výhodnost rybničního hospodářství proti polním hospodářství evidentní. Odkazujeme se tu na poznámku přičítanou v Dubraviově práci Vilému z Pernštejna jako věrohodné autoritě. Šlo v ní o sázku na větší šanci splacení dluhů majitelů dvou panství rozdílně založených. Touto poznámkou ilustroval historik J. Vorel výhodnost tehdejšího rybnikářství [4]: „Odvážil bych se uzavřít sázku s kýmkoliv z vás a dát jako zástavu základ ne nepatrný – a to bych jistě neudělal, kdybych rybníky důkladně neznal a neprozkoumal – že tento zaplatí prodejem ryb dluh mnohem rychleji, než onen senem, ječmenem a zeleninou. O tolik jsou příjmy z ryb větší než z ostatního hospodářství…“ Postupně bylo pro rybnikáře v rybničním cyklu stále větším ekonomickým pokušením častější osévání letněných rybníků, tak jak „Pernštejnova sázka“ začínala být stále méně spolehlivým vodítkem [4].

Ve stejné době, roku 1562 povolila česká komora vybudování dílčích výpustních struh rybníka Blato. V roce 1569 při komisionální prohlídce navrhl pan „puchhalter české komory“ Domažlický z Riegersburku novou strouhu a další rybníky. Blato nemělo ve své blízkosti dostatek výtažních rybníků.

Obr. 3. Rybníky poděbradské a nymburské rybniční soustavy na základě rekonstrukce; trasa Sánského kanálu (strouhy) a Nové kanálu (strouhy) v její původní podobě; trasa Vesteckého kanálu (strouhy) od Křince je provedená zjednodušeně stejně jako zatím obtížně určitelný tvar a poloha dříve zaniklých (1650–1740) velkých neurčených rybníků (Jílecký, Vyklecký, Havranský a Kratonošský), vlevo dole obec Milčice, bydliště kronikáře F. J. Vaváka, komentátora dění na Poděbradsku 1770–1816
Fig. 3. The fishpond system of Poděbrady and Nymburk based on our reconstruction; the position of the Sánský kanál and Nový kanál (or Nová strouha) canal are shown in its original state; the direction of the Vestecká strouha canal from Křinec village is approximately outlined as well as the very approximate shape of earlier (1650–1740) discontinued fishponds (Jílecký, Vyklecký, Havranský a Kratonošský fishponds). The village Milčice (the residence place of notable chronicles writer and Poděrady life commentator F. J. Vavák in 1770–1816), is in the lower left corner of the Figure

Posudek hejtmana pardubského kraje Buriana Svitkovského ze Škudel a na Skalici a Petra Kurky o stavu rybníka Blato dokládá, že je mělký a dává „malý užitek“. Doporučili proto vysazování jen na dvě horka (na dva roky), aby se zlepšil dosavadní malý výnos. V letech 1576–1578 vznikly na jihovýchodě Blata nové rybníky (možná tak trochu „bez stavebního povolení“). Byly to rybníky Zasmušil, Okřínek a Nadymač. Až v roce 1579 totiž povolila česká komora zbudování odbočující nové napájecí „strouhy“ (na obr. 3, Nový kanál) a nových 10 rybníků (ale tři z nich již byly hotové). Do konce roku 1579 byla dokončena jak nová strouha (Nový kanál), tak zbývajících 7 rybníků (Nadymač na 150 kop, Okřínek na 290 kop, Zasmušil na 600 kop, Skoukal na 300 kop, Vepřík na 60 kop, Vyhlíd na 400 kop, Kaňka na 150 kop, Vyhnal na 100 kop, Zelinka na 50 kop a Rohlík na 200 kop kapří násady.) Jistá opatrnost České komory se projevila v tom, že již nebyl realizován velkých Progův záměr, předpokládající v roce 1579 vybudování i nového „obra“, totiž rybníku s násadou asi 1 300 kop kaprů (78 000 kusů). Kde rybník mohl být, můžeme spekulovat, na mapě prvního vojenského mapování je zřetelná sníženina severně od rybníka Šumbora, na obr. 1 je patrné volné prostranství mezi Šumborem a Mrlinou. Stojí za to si uvědomit, že asi ve stejné době začal J. Krčín usilovat o stavbu Rožmberka [1].

S pomocí produkce rybničního hospodářství kryli v této době své dluhy jak Rožmberkové, tak další velmožové včetně panovníka (např. [1, 4]). Celá zásilka ryb (165 džberů kaprů a 24 džberů štik), zaslaná poděbradským správcem Progem do Prahy v roce 1587 (?), byla zabavena na pokrytí finančních pohledávek věřitele [1]. Velké sucho roku 1590 bylo porovnáváno i s rokem 1540, podle Jana Piláta Rakovnického, staroměstského konšela a později purkmistra [37], hladina Vltavy v Praze klesla hluboko pod korunu jezů: „Item sucho veliké, takže jezové všichni oschli a nad vodu čněli, půl druhý čtvrti lokte [asi 22 cm pod jezem, vztaženo do profilu vodočtu Staroměstské mlýny -22 cm], nepamatovali sme od 50 let [odkaz k roku 1540] tak malé vody.“

V letech 1599–1602 měl být zdokonalen systém náhonů na Mrlině a jejich vyčištění, což je podrobně popsáno J. Veverkou [23, 24]. Předznamenáním konce tohoto období jsou zimní povodně 1615 a následná velká sucha 1615 až 1616 [31], kdy opět řada toků vyschla. Výmluvným dokladem skutečně velkého sucha a velmi nízkého vodního stavu Labe, je jedna z nejnižších značek na Hladovém kameni v Děčíně z roku 1616.

Tabulka 1. Vybrané největší rybníky nad 250 ha, jejich založení a případný zánik
Table 1. Selected largest ponds over 250 ha, their establishment and eventual extinction
Poznámky:
E – rybník stále existuje
( ) plochy podle [20]
* Situace původního rybníka Čeperka, jeho rozloha a poloha původního kanálu v době před zničením Opatovického kláštera není jasná
** hrubý spodní odhad plochy rybníka

Chladné období 1620–1740

Z hlediska klimatologie je součástí této periody období tzv. Maunderova minima (1645–1715), tedy období, které je pokládáno za nejchladnější v rámci tzv. Malé doby ledové (cca 1270–1850). Kromě četných povodní (1651, 1655, 1675, 1682, 1698 a 1712) jsou zde ale i období sucha. Ta jsou doložena asi do roku 1642 a později řidčeji jen kolem roku 1680. Jako riziko pro rybniční soustavy musíme ale zdůraznit i mimořádné zimy, a to např. tuhé zimy 1654/1655, 1694/1695, 1708/1709 a 1739/1740, tak jak některé prezentoval ve své práci o vývoji klimatu po roce 1700 např. S. Brönimann [38].

Třicetiletá válka (1618–1648) se někdy považuje, s ohledem na zanedbání údržby a přímé poškození rybníků, za hlavní příčinu úpadku rybnikářství u nás. Jako příklad se někdy uvádí rybník Hrádeček na Třeboňsku [1]. Podle novější práce J. Vorla o pernštejnských rybnících [4] se ale především zhroutil systém velkoobchodních smluv a dlouhodobých splátek. Tato rána „do vazu“ složitého systému obchodu s rybami, na rozdíl od snáze odstranitelných škod na rybnících a kanálech, je podle něj hlavní příčinou následného úpadku. V povodí Mrliny je ještě roku 1632 zmíněn obrovský Jílecký rybník u Křince s násadou 300 kop (18 000 kusů) kaprů, a to je asi poslední zmínka o něm [23, 24]. Velké problémy můžeme doložit již v letech 1638 na nedalekém panství Kost (povodí Klenice). Ukázku přebíráme od J. Pekaře z knihy o Kosti [39]. Hejtman Vodička informuje vrchnost o katastrofální situaci: „Pšenice někde suchem vyhořely, ovsy i ječmeny podhořelé jsou“ a o nedodání pšenice do panského pivovaru. Byly užity donucovací prostředky jako žalářování přes šedesátky poddaných, a to jen proto, aby byla získána potřebná surovina k výrobě piva. Následné suché roky 1641 a 1642 byly doloženy tamtéž, tak roku 1642: „Největší škodu utrpělo panství [Kost, pozn. autora] na rybnících. Tou dobou hrozné sucho zbavilo všechny mlýny vody, a hladové partaje [špatně placení císařští vojáci, pozn. autora], aby opatřily panským mlýnům vodu, nezbytnou k semletí nakradeného obilí, spouštěly rybníky!“ O stavu rybníků na Poděbradsku v roce 1642 informuje rukopis Jiříka Refigia z Kleefeldů, hejtmana panství Poděbradského, podle nějž bylo tehdy celkem 38 rybníků (9 potěrových, 14 výtažních, 15 kaprových) a jejich násada činila v úhrnu 7 960 kop kaprů (500 000 kusů) [25]. Rok 1645 je uváděn jako počátek Maunderova minima, v roce 1648 končí třicetiletá válka.

V povodňovém  roce 1651 „Registr urburní“ uvádí, že i zde „škodila na panství“ voda. Mohlo jít o následek doložených lijáků v květnu [34]. Při povodni byla zaplavena luka, a to i pro zanedbání odpadních příkopů a odvodných struh [22]. O tom, jak přestály zdejší rybníky velkou zimní povodeň 1655 [34], kterou prodělala celá střední Evropa, a která ohrožovala i tehdy málo naplněný rybník Rožmberk [1], nevíme zatím nic. Jisté ale je, že neudržovaná napájecí strouha a také řeka Mrlina zatápěly často okolní pozemky. Jak vypadala rybniční soustava v té době, ukazuje mapa z roku 1655 (obr. 1). Autor zde schematicky zakreslil Labe, Cidlinu, Mrlinu a nejdůležitější rybníky obou soustav, jsou tu hráze a odpadní kanály do Mrliny a Labe, ale nejsou vyznačeny napájecí strouhy.

V roce 1658 byla postavena na Mrlině u Vestce stavidla a voda byla údajně odvedena (asi odpadní strouhou) přes rybník Šumbor na jedné a přes vestecký kanál (od Vestce se připojovala do něj strouha), na druhé straně až ke Šlotavě (obr. 3). Tak mohl být realizován (za cca 2 500 zlatých) projekt spádové i směrové úpravy koryta Mrliny (viz dále) a její prohloubení. Revize a čistění Mrliny se opakovaly následně každou dekádu [23, 24].

Rybník Blato zmiňuje v kapitole spisu „Rozmanitosti z historie království českého“ [5] v kapitole „O českých rybnících“ B. Balbín. Docela správně zde ukazuje, že „prvenství v rybnících mají panství třeboňské, krumlovské, budějovické, pardubické, poděbradské, chlumecké, rožďalovické a kopidlanské“. Vyzdvihuje pardubicko se čtyřmi sty rybníky s největším českým rybníkem Čeperka a Vyplatil (Oplatil). Až po popisu rybníka Rožmberk dodává: „jiný je rybník Svět u Třeboně a další jménem Blato u Poděbrad. Tyto rybníky překonávají všechny velikostí, nikoliv však příjemnou chutí ryb. Tu nezpůsobuje sama velikost, ale kvalita dna, jež poskytuje rybám bohatou stravu“. Balbínův názor se dotýká období asi před rokem 1676.

Úpadek rybochovu již v 17. století potvrzuje i snižování násady velkých nymburských rybníků (Bobnický, Chlebský a Draho) a zánik rybníků menších (Vyklecký, Dolívka, Havranský a Všechlapský) jako rybochovných již před rokem 1701 (obr. 4). Rušení rybníků registrujeme již před rokem 1715 či 1729, a to bez toho, že by byla zcela jasná příčina.

Obr. 4. Násady velkých nymburských rybníků v kopách [1 kopa = 60 kaprů] podle záznamů z let 1553, 1651 a 1701 [23, 24]
Fig. 4. The production of carps in Nymburk‘s fishponds; the counting is based on the records from years 1553, 1651 and 1701 and in old units ”kopa“ couting 60 carpes [1 kopa = 60]

Zajímavé je zdůvodnění v urbáři poděbradského panství z roku 1707 [23, 24] u dvou velkých rybníků napájených umělým kanálem od Křince: „Vyklecký a Rašovický rybník (obr. 3) se již od mnoha let nepoužívají, jsou velmi rákosem zarostlé a bahnem zapěněné, takže je spravit a vyčistit téměř nelze. Zvláště za tuhé zimy voda se v nich kazí a náramně nasmradí, takže se nesmí pouštět na dolejší rybníky.“ Můžeme v tom číst i možný vliv kruté zimy 1694/1695. Hluboký zámrz se opakoval jistě i v době pověstné kruté zimy roku 1708/1709. V letech 1705, 1707 a 1719 jsou zaznamenána sucha a velmi nízké odtoky z povodí Labe (obr. 5).

Havranský rybník na Mrlině byl patrně přeměněn na bažantnici asi roku 1717. Sousední Vyklecký rybník byl doporučen roku 1737 ke zrušení [22].

Obr. 5. Souvislost rušení rybníků v okolí Lysé n. L., Nymburka a Poděbrad (šedé pruhy 1715, 1729, 1746, 1761, 1784, 1790) s periodami nízkých vodních stavů zaznamenaných v Děčíně (červené trojúhelníky a spojující čára, značky minim, Hladový kámen; modře vodní stavy na vodočtu 1851–1920) a Magdeburku (nahoře slabá zelená čára s kolečky (roční minima vodních stavů), silná zelená čára trend ročních minim vyrovnaný klouzavě (30 let); poklesový trend souvisí se zkracováním a zařezáváním Labe v Sasku a Sasku-Anhaltsku a místními změnami v Magdeburku
Fig. 5. The relationship between discontinuing of fishponds in estates of Nymburk and Poděbrady (years in grey 1715, 1729, 1746, 1761, 1784, 1790) with periods of low flow recorded in town Děčín (red triangles and red line; in blue are water levels recorded using a Děčín gauge during the years of 1851–1920 and also Magdeburg gauge); upper diagram contains a thin green line with circles (yearly water levels minima), thick green line is the same record smoothed by 30 years mean; the decreasing trend is interpreted by shortening of Elbe River and by incision of Elbe River in Saxony

Období 1745–1769

V období 40. až 90. let 18. století se dostáváme k samotnému jádru problému, který souvisí s novými postupy v zemědělství. Od poloviny 18. století přivodily některé přírodní katastrofy (např. zemětřesení v Lisabonu 1755) a nepřízeň počasí podle německého historika W. Behringera [40] trhliny v dosavadním přímočarém optimismu osvícenských náhledů a vizí budoucnosti. Pro nás je důležitý přelom let 1739/1740 s neobyčejně tuhou a dlouhou zimou a povodněmi. Zámrz vodních ploch včetně např. Bodamského jezera svědčí o neobyčejně tuhé zimě. Pražský měšťan F. V. Felíř (1701–1757) uvádí [41]: „led na řece Moldavě přes 3 lokte [přes 180 cm] i také více. Místama Moldava na mělčině až do gruntu vymrzla“ [41]. Jak bylo zmíněno, právě hluboké promrzání rybníků působilo na Poděbradsku a Nymbursku mělkým rybníkům značné problémy.

Rok 1746, se řadí mezi katastrofálně suché, značka minimálního vodního stavu je vyznačena i na kameni v Děčíně (obr. 6). Sušší období a pokles vodních stavů Labe v době od roku 1761 až do roku 1766, i když značka minima v Děčíně se nedochovala, je patrný z průběhu ročních minim vodních stavů v Magdeburku (obr. 5). Právě v roce 1763 je zmiňován s ohledem na tuhou zimu špatný výlov rybníka Blato, kdy bylo vyloveno oproti násadě méně o 112 kop kaprů. Možná už tehdy těmto velkým rybníkům „začala zvonit hrana“. Podle J. Veverky [23, 24] ale existovaly velké rybníky napájené kanálem od Mrliny z Křince jako Havranský, Dolívka a Vyklecký ještě v roce 1768. Stejně jako dalších 12 rybníků se ale již rybami neosazovaly.

Hospodářské reformy a extrémy počasí let 1769–1787

Často se zdůrazňuje role chladných, neúrodných let 1769–1772 a souběžných dopadů (neúroda, hlad, nemoci atd.). Navíc někteří autoři [1, 3] upozorňují i na fakt, že tato krize byla propagandisticky zneužívána. Argumentace byla namířena často právě proti rybníkům, kterým byl přičítán podíl na vlhkém a chladném počasí. Bylo to stejně nespravedlivé jako přehánění pozitivního účinku rybníků a jejich vlivu na lokální srážky.

Tereziánské a Josefinské reformy vedly k četným změnám. Roku 1775 došlo k úpravě roboty „Robotním patentem“, rok 1781 přinesl „Patent toleranční“ a „Patent o zrušení člověčenství“, tedy nevolnictví. Představy o moderním hospodářství byly inspirovány, jak se někdy uvádí změnami v Anglii. Propagátorem u nás byl např. K. Zinzedorf (1739–1813) prosazovatel hospodářských reforem F. A. Raab (1722–1783) a také rada A. Koczian [3].

Milčický F. J. Vavák (poloha Milčic vyznačena na obr. 3) komentoval události v široké oblasti Poděbradska. Komentuje již zmíněné období 1769–1771 a překvapivě uvádí suchou periodu, a to již  roce 1770 [8]: „Zajisté oblíbilo se Pánu Bohu českou zem potrestati, nebo pro to jarní mokro, potom pro sedm neděl trvající sucho velmi veliká byla všech věcí neouroda.“ V roce 1771, jarní sníh, deště a sucha vedly k špatné úrodě: „Po tom sněhu opět pole tak se rozkvasila a rozmokla a vnitřní vodní žíly se zdvihly, že zase velmi dlouho jarní setí trvalo. K tomu pršelo jednak přes celý duben až do 5. máje… Mezitím byl převeliký nedostatek v píci dobytčí; jeden centnýř sena byl za 1 zl. 30 kr., jeden mandel žitné dlouhé slámy za 2 zl. V některých vesnicích došky se střech trhali a na řezanku řezali, jakož pak mnoho statků jest viděti docela otrhaných… Od 5. máje až do 2. června nepršelo a časy byly tak prudké a horké, že zas hrozná suchota začínala býti; žita nemohla dobře růsti, jakož i zaseté ječmeny nemohly vycházeti a právě všecko smutno bylo v polích vidět.“ Nedostatek vedl podle Vaváka [8] k obecnému rabování obilných zásob, jehož předmětem byly i dva mlýny právě na Sánském kanále: „15. máje, před sv. Janem Nepomuckým tu noc z vesnic Odřepes, Chotánek a Libice všickni vesměs lidé uďáli sobě kvalt neb bouřku na Nový mlýn u Odřepes ležící, v něm co obili mlynářového zastihli, všechno vzali, jakož v druhém mlýnku (mlýn Mlýnek viz obr. 3) opodál od tohoto stojícím a témuž mlynáři patřícím.“ Situaci dále zhoršily červnové deště a následné povodně. Na obr. 5 je zřetelné (řada ročních minim vodních stavů Magdeburg), že období sucha 1761–1766 a 1781–1811 jsou zřetelně oddělena právě epizodou kolem roku 1771. Jenže poklesová tendence začíná ihned roku 1772. F. J. Vavák zmiňuje suché periody i v roce 1774, 1775 a rozsáhlejší sucha 1776, 1777, 1779 a 1780 [8, 9].

V roce 1773 byla zrušena podle F. J. Vaváka [7] soustava rybníků lichtenštejnského panství na blízkém povodí Šembery (viz dále). Po selském povstání roku 1775 potlačeném u Velkochlumeckého rybníka (2 ha) zmizel následně nedaleký rybník Rutvas (odhad 2 km2), který byl Kinskými parcelován na pozemky údajně z obavy z dalších revolt [42]. V roce 1777 zmiňuje F. J. Vavák další selské bouře. Zejména však popisuje chladný a velmi nezvyklý průběh jara a léta, a to až do července. V srpnu ovšem zaznamenal obrat: teplo a sucho v srpnu a zejména v září: „Hned po tom svátku [narození Panny Marie 8. 9.] začala být veliká tepla a parna, orat na setí se nemohlo pro sucho. Čekali jsme na déšť, ale nedočkali jsme ho; vždy pořád veliká parna, jako ve žni bývají, byla.“ Možná proto byl  roku 1777 rybník Blato napuštěn jen z 1/3 (obr. 7) a jen na jedno „horko“ tedy na rok [21].

Při zaměřování pozemků se v roce 1776–1777 účastnil i F. J. Vavák [9]. V rámci map prvního vojenského mapování, se kterým tato práce souvisela, již nejsou vyznačeny velké rybníky u Rašovic: Vyklecký a Havransko. Z horní trasy Vesteckého kanálu tu zbyl jedině menší Podchotučný (Podchotucký) rybník, který sloužil jako „nadýmač“ pro stejnojmenný mlýn u Křince (obr. 3). Novému mlynáři bylo uloženo v roce 1775, že [29]: „… na 3 léta spustí a bude osívat, aby se řádně od porostu rákosového a bláta vyčistiti mohl… [rybník tedy byl vypuštěn do roku 1778, pozn. autora]“. V prvním vojenském mapování je vyznačena z našeho hlediska velmi stará, zcela přímková trasa Mrliny pod Vestcem. Není vyloučeno, že tato zajímavá stavba je totožná s výše zmíněnou úpravou z roku 1658. Staré odstavené meandrující koryto Mrliny zůstalo na levém břehu a bylo podrobně zaměřené ještě ve stabilním katastru (není vyznačeno na obr. 3) a částečně se dochovalo dodnes.

Obr. 6. Hladový kamen v Děčíně se značkami minim vodních stavů, zde v detailu roky 1746, 1790, 1800, 1811, 1842 a 1868 (klesající tendence 1746–1868 je dobře zřetelná i na sestupném řazení minimálních vodních stavů)
Fig. 6. The “Hladový kámen” stone in Děčín with low water levels marks shows details of marked years of 1746, 1790, 1800, 1811, 1842 and 1868 (the decreasing tendency is obvious from descendant order of yearly marking)

Popis horkých dnů a sucha v roce 1781 a časných žní (kolem 15. července s jejich koncem do 22. července) se mísil ve Vavákově podání s komentáři k Tolerančnímu patentu, averzi k nekatolíkům a procesím za déšť [9]: „Minulého roku v čas tak ukrutného a smutného sucha žádnému se z nich nelíbilo ke kříži jití a tam se za deštíček modliti… Až do 14. června každý den ráno zima ostrá, potom pak parna a sucho veliké začínalo býti, některý den i mrazy šedivé byly 14. června deštíček žádoucí přišel, ale jen místy toliko a u žádné vsi na všecka pole nepršelo. Odpadlci, tj. [Vavák užíval výrazy odpadlci, odpadlice, odpadlí od víry případně bludaři pro obyvatelé vesnic, kteří se přihlásili k nějaké formě evangelictví, pozn. autora] opovážili se mluviti, že proto neprší, že jsme všichni od katolické víry neodpadli. Když pak tento déšť přišel, chlubili se, že prý oni ho vyprosili. Nu, pozoruj každý, jaké jest to hovadství. Když jsme pak my ke kříži na modlení za deštíček chodili a nemajíce nyní kříž ve vsi, musili jsme k tomu za ves choditi, oni se nám jen toliko smáli a že s nedvědy chodíme, pravili“ [skutečně jde o výraz nedvěd (dnes medvěd), mínilo se tím asi, že chodí mimo obec, přeneseně tedy do lesa s medvědy, dnes už v Milčicích kříž je, a to právě před statkem F. J. Vaváka, pozn. autora]. Podobně najdeme zprávy o suchu i roku 1782 (obr. 5). Značka minima vodního stavu Labe v Děčíně se nedochovala, zůstala ale na podobném kameni v Pirně.

Osud velkých rybníků v povodí Mrliny jako byl Chlebský, Bobnický, Draho (obr. 3) atd. možná ovlivnilo také další nepříznivé období 1783–1785, pozoruhodné po mnoha stránkách. Velká erupce vulkánu Laki ovlivnila na dlouhou dobu počasí a přinesla četné extrémy: od sucha, tuhých zim, povodní až po epidemie, jak bohatě dokumentuje odborná literatura [např. 40, 38]. Ještě za kruté zimy 1783/1784 ovšem podle Vavákových pamětí [10] rybníky existovaly: „Rybníky v ten čas mnoho práce daly. Ryb onde i onde mnoho se zdusilo. Do prosekaných prohlubní valně ryby šly, že se snadně loviti mohly. Na zdejší poděbradské rybníky z celého panství lidé (z lásky) na prosekávání prohlubní a shazování sněhu na hromady choditi musili. Od nás z Milčic na Křečkovském rybníce dvakráte jsme byli.“

Ovlivnil hluboký zámrz a úhyn ryb a následné suché léto 1784 (jistě s malým průtokem v Mrlině i Cidlině) rozhodnutí zrušit polabské rybníky, které se staly na čas spíše břemenem než zdrojem zisku? Důvod k rozhodnutí vypustit rybníky u Nymburka kromě získání půdy pro imigranty ze Slezska a domácí zájemce vlastně neznáme. Vavák [10] píše: „Na zdejším poděbradském panství čtyři hlavní rybníky zrušené a k užívání orním lidem propuštěné jsou tyto: Chlebský, Bobnický, Draho a Křečkovský, dle čehož pod datum 28. července prohlášeno jest, kdo chce tam na svůj náklad stavěti, že hned začíti a před všemi emigranty, již ze Slezska sem běží, předek [přednost, pozn. autora] míti má.“ Půda byla přislíbena hospodářům, kteří odešli patrně z konfesních důvodů do Slezska ještě kolem roku 1750, jak uvádí v dějinách Poděbrad E. Šmilauerová [43]. Nabídku (Guberniální nařízení z 6. května roku 1784) na novou půdu slezští evangelíci ale nevyužili. Půdu vypuštěných rybníků obsadili místo nich někdy slezští katolíci, tedy německy hovořící osadníci. Ti území původního ostrova uprostřed Bobnického rybníka osídlili ještě v době, kdy rybníky nebyly zcela vypuštěné. Dnes se tu nachází obec Kovansko.

V následujícím roce 1785 F. J. Vavák [10] popisuje výhled z Oškobrhu od poutního kostela na rybníky u Poděbrad: „K straně západní … Item všecky hlavní poděbradské rybníky, obzvláště onen rozhlášený, Blato řečený, leta 1475 od Hynka knížete Minsterberského, Jiřího krále syna a pana na Poděbradech, udělány… toho místa Lustdorfu málo níže, asi 10 honův, stojí chápě neb chalupa při řece Cidlině panská, kdež jest Cidlina přehražena, odkudž širokým náhonem neb kanálem běží voda do rybníka Blata a několika jiných hlavních rybníků poděbradských. To a mnohem více a velmi vesele od kostela prv pověděného se spatří, jakož i také celé poděbradské panství.“ Soustava rybníka Blato tehdy tedy ještě existovala.

Komentáře milčického rychtáře F. J. Vaváka k rušení rybníků v letech 1788–1799

O tři roky později roku 1788 se začalo s vypouštěním a následným osetím Křečkovského a pravděpodobně také dalších rybníků. F. J. Vavák oceňuje zprvu velkou úrodu téhož roku [11]: „Toto ještě přisadím: Když tak nyní onde i onde množství rybníků se ruší a místo nich pole se vzdělávají, na takových rybnících letos znamenitá ouroda obilní lidi potěšila. Bohu díka!“

Roku 1790 jmenuje F. J. Vavák plodiny pěstované na  dnech vypuštěných rybníků (len, konopí, zelí, ječmen, pšenice, oves) [11]: „Když pak těchto let onde i onde v zemi takměř na každém panství rybníky se suší a obilím zasívají, ten nálezek [vynález] obzvláště letos veliký užitek přinesl; nebo na takových osetých rybnících hojně obilí všech druhův se naklidilo; pakli na některém ne hojně, aspoň přece než se na polích vice, nebo po 1 strychu [0,315 ha] místem 8 i 10 mandel [mandel = 15 snopů, tedy asi 380–476 snopů z ha] pšenice a ječmena, též ovsa dosti dobrého sklidilo se. lny, konopě, zeli, řepy, (zemáky) atd., vše na rybnících zrostlo a užitek přineslo.“

Poukazuje ale na přítomné sucho a na rizika a stíny nového „nálezku“ [10]: „Tolikéž na našem panství poděbradském na druhé straně za Labem na několika suchých a zasetých rybnících hojnou ourodu lidé dostali, obzvláště v ječmeně a v ovse, tak že nyní s touto drahotou zištni jsouce, z toho přítomného sucha ne tak se rmoutí, jako těší; nebo ovšem kdyby třebas dva jen silné deště byly přišly, na mnohých rybnících ta ouroda by nebyla [tady mínil F. J. Vavák bohatou úrodu, která s ohledem na panující nedostatek a vyšší ceny, byla proměněna na značný zisk; mezi řádky tu lze ale číst i odsudek výdělku získaného s rizikem a také radosti, jejíž podstata byla trochu sporná, pozn. autora].“

V roce 1791, již v dubnu, došlo na srocení několika set lidí v Poděbradech u zámku. Ti se dožadovali mimo jiné i parcelace rybniční půdy [12]. Zatím Vavák už spojoval příčiny (jak dnes říkáme hydrologického) sucha 1790 a 1791 s vysušením rybníků [12]: „Příčina suchých tak potoků jest i ta, že všecky vrchnosti již tomu, aby své rybníky raději obilím nežli rybním ziskem užívali. Protož z většího díla všude rybníky suché a obilím zaseté jsouci, ovšem hojné ourody vydávají, ale voda nemá nikde schránku k postání svému, prameny, od nichžto se potokové začínají, břehové suchotou vypijí, dešťová voda ihned odběhně, a tak zajisté, a tak rybníkové nejen pro ryby ale i k potřebě – mletí obilí – velmi platné jsou.“

Obr. 7. Zjednodušený vývoj soustavy rybníka Blato: od období husitských válek, cca 1430 zde byl nebeský rybník, či prostě blata v bezodtoké oblasti, 1579 dokončená funkční rybniční soustava, 1777 naplnění Blata jen ze 30 % (možná rekonstrukce), 1790–1880 období vypuštěného Blata, období „louky Blato“ (rozložení luk podle stabilního katastru)
Fig. 7. Simplified development of Blato fishpond system: the swamps and/or area without drainage was on this place prior year of 1430, the fishpond system was finished in year 1579, the fishpond Blato was filled only by 30% of volume (our estimation of the flooded area) in year of 1777, the fishpond Blato was launched in year if 1790, the fishpond Blato transformed to pasture and meadows in years between 1790–1880

Tráva z vypuštěného Blata byla téhož roku prodávána „na stojato“ sedlákům [21], 1 měřice (1 918 m2) za 20–30 krejcarů [Kreuzer, mince s křížem, přitom 60 krejcarům odpovídal jeden zlatý, v té době to byly krejcarové mince Josefa II. anebo Františka II., pozn. autora]. Roku 1791 popisuje F. J. Vavák nalezení vykládané truhly na dně tehdy již vypuštěného a osetého velkého Křečkovského rybníka (obr. 3) [12]: „25. dubna v den Sv. Marka, děvečka jedna ze vsi Křečkova na panství poděbradském trhajíc trávu v obilí, kteréž jest na tamním velikém rybníce, jenž 3 léta se sušší a osívá [byl tedy od roku 1788 vypuštěn, pozn. autora], nalezla pikslu velmi drahou.“ Ta se ztratila v průběhu honu na kachny, který se tu konal roku 1746 (viz výše sucho 1746) za účasti císaře Františka (manžel Marie Terezie). Na nalezení vzácné císařské tabatěrky, tedy oné „piksly“ byla vypsána odměna (8 dukátů „in specie“). Rybník pak byl vypuštěn (1746) a přikázána robota na její hledání.

Náhlé rozšíření výměry polí přineslo v roce 1792 organizační problémy [12]: „… ač dne 9. Juli začaly se veřejně žně, ale málo lidu na práci šlo. Příčina jest, že vrchnosti majíce své rybníky zaseté a robotu menší než bývala, mnoho lidu spotřebují a do kraje na žeň jíti jim nedají. Protož nouze o žence nemalá byla, že z toho nedostatku, kdo jaké dostati mohl, po 6 i po 7 krejcařich od záhona platil“.

V roce 1793 bědoval F. J. Vavák znovu, tetokrát nad vysokou cenou ryb o Vánocích, kterou prodražilo zrušení rybníků [12]: „V takové přebídně zlo-cestní forotě ryby k Štědrému dni byly, jsou v drahotě, nebt‘ jich tak na mále skrz rybníků setí, teď pak pro ně dále nemohlo se jeti. Tříliberních kaprů při mnohém výsadu 1 libra se platila za 8 krejcarů“ [12]. Konečně nastal i problém s tehdejším jediným chladicím médiem, totiž ledem a jeho dovozem. Po zrušení rybníků na Milčickém potoce uvedl F. J. Vavák [12]: „A poněvadž všecky 3 rybníky tatecké z nichžto se prve led brával, nyní suché jsou, protož nejbližší cesta pro led do Radimě se zapsala, a sice 3 míle anebo 3 000 sáhů rakouských.“

F. J. Vavák komentoval i doprovodný jev, úpadek odborných znalostí rybníkářů, a to při lovení rybníku Domku v roce 1793 [12]: „Letošní lov jeho byl od posledního v 10 letech; 8 let se obilím zasíval a 2 léta seděl [osíval se tedy v letech 1783–1791]. Zatím ti, jenž tomu lovu rozuměli, vymřeli a protož nynější lovcové byli nevědomcové, odkudž lov se prodlil.“

Není zcela jasné, jak dlouho ještě vydržely menší rybníky kolem Blata, jisté ale je, že teprve roku 1795 byl vypuštěn asi poslední z těch opravdu velkých, třísethektarový rybník Šumbor. Rybník Blato je toho roku zanesen již v mapě jako majetek vojenského hřebčína pronajatý za 5 000 zl. ročně [22].

Další vývoj oblasti v letech 1795–1880

V roce 1812, tedy 17 let po vypuštění velkých rybníků a po velkém suchu roku 1810 a 1811, popisuje Vavák komisi, která 1. července vyšetřovala situaci na Šembeře (povodí Výrovky) v Poříčanech a později vyměřovala úpravu koryta a nový most u Třebestovic [7]. Komise inspektorů z Jičína, Poděbrad a Prahy byla svolaná na 1. července 1812 inspektorem černokosteleckého (lichtenštejnského) panství, přesně rok po přívalové povodni Šembery (30. června 1811). Vavákova kritika a nabádání se týkaly zrušení rybníků u Kostelce nad Černými Lesy. F. J. Vavák zde uvádí (a mapou dokladuje!) 30 rybníků na Šembeře zrušených či opuštěných roku 1773. Poznamenejme, že majitelka panství Marie Terezie, vévodkyně Savojská a Piemontská, rozená z Lichtenštejna (1694–1772), mezi lidem oblíbená a známá jako „Cafojka“, již tehdy nežila. V tomto velkém rušení byla patrně nevinně. Vavák k tomu zapsal do své kroniky [7]: „potok jenž U Šembery slove, jak na svém tahu, tak na ratolestech svých do 30 rybníků, z kterých žádný nesedí a vody v sobě nemá a všecky pusté jsou, protož jak sněžná, tak dešťová voda nemajíc se kde zadržeti společně kvaltem teče a škody působí, čehož prve, než rybníky se spustily, nikdy nebývalo, a že by kníže Lichtenštejn z těch rybníků ještě větší užitek měl, než má nyní, když by v čas sucha i tu vodu mlynářům, jako prve bývalo, prodávati mohl. Nebo tu z toho všeho okolí v čas sucha – ačkoliv jest asi 15 mlejnů – musejí lidé na Labe obilí voziti, když ty potoky přeschnou.“

Poznamenejme i, že problém s nedostatkem provozuschopných mlýnů nejenže musel trvat, zvětšením výměry polí na místech velkých rybníků se pravděpodobně ještě zhoršil. Rybník Blato byl ale výjimkou. Na bývalém ostrově byl zřízen vojenský hřebčinec, který zde ale vydržel jen do roku 1818. Regionální literatura [44] uvádí, že kyselé rybniční bahno nebylo vhodné pro jakostní trávu a tvrdé ostřice nebyly vhodnou pastvou pro hřebčín.

V roce 1821 byl postaven poslední mlýn na Sánském kanále, a to v Pátku [17, 23, 24]. Byl to první mlýn pod bývalými nápustnými stavidly pro rybník Blato. Pravděpodobně s ohledem na využití podstatné části průtoku Sánského kanálu totiž žádné mlýny pod výpustnými stavidly až do zrušení rybníků nebyly.  Na místě někdejších rybníků byly později zřízeny velkostatky Blato, Šumbor, Havransko atd. Blato se však polem nestalo. Na mapách stabilního katastru a druhého vojenského mapování vidíme pastviny. Blato se tak stalo znovu „blatem“ anebo rozsáhlou pastvinou s mokrými loukami (obr. 7) a zůstalo jím ještě dlouho.

Můžeme zde zmínit jeho další rozměr, totiž jeho užití jako svébytné retenční nádrže s objemem cca 20 mil. m3. V době katastrofální povodně na Labi, která nastala pouhých 10 měsíců po známější povodni koncem března roku 1845, se totiž Blato znovu naplnilo. Ve čtvrtek 29. ledna konstatoval list Bohemia (č. 14/1846 z 1. února), že „město Poděbrady je čtvrtý den pod vodou. Hladina dosáhla úrovně, kterou ani nejstarší lidé nepamatují. Ulice a cesty jsou na mnoha místech protrženy, mosty odplaveny…“ (původní překlad z němčiny). Těžce byly postiženy obce Polabec, Zboží, Kluk, Libice a části vlastních Poděbrad. Jen s velkými těžkostmi mohli obyvatelé zachránit nářadí, dobytek či životy a nový řetězový most byl v reálném ohrožení. V novinách se dále psalo: „Labe stálo o plné 2 střevíce (60 cm) výše než za strašné povodně v roce 1845… tedy co do výše, rozsahu i trvání byla letošní povodeň horší“. Právě tato úroveň je nejvyšší zaznamenanou povodní v Poděbradech na inundačním mostě, výška vody dosáhla asi 450 cm nad nulou vodočtu [45]. Další rozbor této katastrofální, a dodnes zdaleka nepřekonané, středolabské povodně je stále velmi žádoucí.

Autor dalšího článku v deníku Bohemia hovoří o možnosti nové oblevy, která by mohla ihned Jizeru, Jizerku a také na vodu chudou Cidlinu (!) donutit znovu vystoupit ze břehů. Podobnými malými přítoky se (podle něj) zcela zaplnilo již více než 80 let (ve skutečnosti asi 56 let) vysušené Blato (v originále „Blatossee“) na panství Poděbrady (Bohemia z 27. 2. 1846). Je pravděpodobné, že Blato se naplnilo tak rychle přítokem Sánským kanálem prostřednictvím Cidliny a možná i odpadními kanály z Mrliny přes bývalý rybník Šumbor.

Výjimečné svědectví o několik let později podává B. Němcová (1820–1862), a to za svého pobytu v Nymburce (1848–1850), když píše A. Fričovi (1832–1911) [46]: „Močariny po vlhkých lukách obrostlé jsou sítinou a povrch vody pokryt je širokým listem vodní růže [leknín, (Nymphaea), pozn. autora] a drobnolistou lemnou [okřehek (Araceae), vodní rostlina s drobnými lístky, pozn. autora]. Po lukách pasou děti stáda krav, černé, rezavě bílé a šedé barvy, na nichž viděti dobré chování. Selské domky s dřevěnými podsíňkami [předsunutý štít stínící průčelí domu, ještě dnes častý a typický znak lidové architektury Nymburska, pozn. autora] a štítami slaměnými střechami bělí se uprostřed sadů ovoce již zbavených. Po návrších viděti háje březové a borové, okolo kostelíčků leporosté kmeny jasanů, mohutné duby a krásné lípy, jichž ožlutělé listí větřík střásl a po rovině roznáší.“

Další rozměr Blata byl tedy krajinářský ale také botanický. V řadě odborných pojednání z 19. století jsou totiž spojeny nálezy někdy dnes vzácných bylin s fenoménem „Blatowiese“ a také jménem tehdy nejvýznamnějšího českého botanika F. M. Opize (1778–1858) a také L. J. Čelakovského (1834–1902). Tento charakter si udrželo Blato, na rozdíl od parcelovaných rybníků na Nymbursku, nejméně do 60. a 70. let 19. století. Je jisté, že z dnešního hlediska by byl lučinatý ekosystém mokřadů a luk přinejmenším stejně významnou lokalitou jako NPR Bohdanečský rybník (ČR č. 451/2005 Sb.).

Vypouštění rybníků pokračovalo u nás ještě po celou polovinu 19. století. Důležitou osobností byl zde A. Wittman (1770–1842), propagátor rušení rybníků a realizátor meliorací. Na sklonku života působil ve službách Schwarzenbergů. Zemřel paradoxně právě v roce, který se zapsal do dějin jako nejsušší rok v 19. století. Právě v tomto roce 1842 se otázka sucha znovu dostává do popředí zájmu.

Následující období, zejména 60. a 70. léta 19. století, znamenala částečné přehodnocení funkce rybníků. V diskusích, kde se v katastrofálně suchém roce 1874 zvažovaly příčiny sucha a adaptační opatření, se hovořilo o zalesňování a obnově rybníků. Později, v zemském sněmu v roce 1875 padl návrh k desetiletému odpuštění daní při obnově anebo založení nových rybníků. Vrchní stavební rada místodržitelství Ing. V. Hlásek kritizoval na setkání v lednu 1875 vysušování mokřin a rušení rybníků (Leitmeritzer Zeitung, leden 1875). Vodohospodářské potíže, zejména zrychlení odtoku a nízké vodní stavy přičetl i kácení lesů a četným melioračním drenážím. Ve velkých rybnících viděl V. Hlásek přirozené regulátory odtoku a vyzval k zachování a k jejich obnově. Produktem všech těchto debat se nakonec stala, mimo jiné, hydrografická komise Království českého založená roku 1875. Ta měla vytvořit pozorovací siť vodočtů a srážkoměrů a objasnit na základě pozorování objektivnější pravdu o suchu. Ve stejném období působil již nejvýznamnější novodobý rybnikář Josef Šusta (1835–1914), jehož zásluhou řada třeboňských rybníků naopak zrušena nebyla.

V rámci velké regionální povodně v  únoru 1876 způsobila i Mrlina velkou záplavu (Národní Listy, 8. 3. 1876). Lokální, zhoršující příčinou byla nedostatečná kapacita nového mostu Severozápadní dráhy (budována 1869–1875) přes Mrlinu u Nymburka.

Období odvodňování 1883–1958

Radikální změnu přinesly meliorace, tj. regulační projekt Mrliny prosazený správcem velkostatku Poděbrady L. Doležalem a podpořený zemědělskou radou. Počátkem byla terénní prohlídka z 26. 1. 1883. Projekt po přezkoumání vyšel v zemském zákoníku roku 1885 (XVI, č. 37). Za pozornost stojí fakt, že projekt zpracoval za zemědělskou radu Ing. Boleslav Trojan. V příležitostné publikaci píše L. Doležal: „Po staletí byly oba tyto naše okresy těžce pronásledovány krutými vodními nehodami, jak toho v komorní knize z roku 1729 dočísti lze. Jaký však rozdíl před stoletími a nyní! Jindy zaplavovaly dravé proudy a tiché zpáteční výtopy nazvíce jen pastviny a kyselá luka, povstalá z četných (rozsáhlých) vypuštěných rybníků; nyní však započalo se postupně s pěstováním stebelnatin a luštěnin, a kdy přistoupeno k zřizování nových hospodářských dvorů, a kdy na sklonku devatenáctého století veškeré pastviny ba i luka za příčinou intensivního pěstování cukrovky téměř napořád rozorány byly, zaplavována nadále širá pole s mnohoslibnou ano i bohatou žní.“ Hlavním cílem regulace Mrliny a melioračního projektu bylo rychlé odvodnění a pokles podzemních vod v daném území. Bylo pamatováno i na závlahy vybudováním pohyblivého jezu v profilu Chaloupky (který však nebyl místními rolníky převzat). Ochrana před povodněmi, která byla v úvodu zmíněna, byla projektována podle výšky únorové povodně roku 1876 (viz výše), kterou L. Doležal označil jako normální velkou vodu. Trochu zdrženlivé hodnocení protipovodňové ochrany vyplývá asi z faktu, že čerstvě regulovaná Mrlina způsobila několik měsíců po dokončení stavby, již za velké a známé povodně z 3. 9. 1890, mnoho škod (nejznámějším dopadem povodně je zkáza Karlova mostu o den později). Protrhla se hráz v Křinci, voda pak zničila dva domy ve Vestci úplně a asi 9 stodol bylo pod vodou, jak konstatoval místní pisatel a dodal: „K velkému žalu konstatovati se musí, že úprava Mrliny, jež přes 400 000 zl. stojí a která takřka věčné břemeno rolnictvu uložila, nevydržela první obtěžkávací zkoušku, ukázalo se nyní, kde špatně bylo stavěno“ (Národní Listy z 6. 9. 1890 a 28. 3. 1891). Opětně se Mrlina rozvodnila v rámci vlny přívalových povodní i v květnu 1897 (Národní Listy 26. 5. 1897).

K drenáži bývalých rybníků Blata, Okřínku a Šumbora přikročil poděbradský velkostatek v letech 1890–1892. Další zlomyslností osudu bylo odvodnění Blata dokončeno v době extrémního sucha let 1892 a 1893. Právě tyto roky jsou mimo jiné vyznačeny i na hladových kamenech nejen v Děčíně, ale i jinde.

Po roce 1918 byla zakládána na Poděbradsku meliorační družstva, Mrlina byla zaústěna pod nový jez v Nymburce proto, aby se zvýšil spád hladin. V červnu 1926 se po silných deštích ve dvou vlnách Mrlina znovu silně rozvodnila. Tato katastrofální povodeň, podobně jako na Klenici, byla zhoršena protržením rybníků. V případě Mrliny to byly rybníky kolem Jičíněvsi a Kopidlna. Voda pak dosáhla výšky mezi 3–4 m a zatopila rozsáhlé oblasti mezi Rožďalovicemi a Vestcem (Národní Listy č. 164 z 16. 6. 1926). Další silný déšť 17. 4. 1928 vedl opět k rozvodnění, navýšení hrází Mrliny fošnami ale nakonec odvrátilo scénář roku 1926 (Národní Politika z 20. 4. 1928). Vlivem promrznutí Mrliny až ke dnu došlo za pověstné zimy 1929 k vytvoření bariér a lokálním zátopám u Malého Vestce (Národní Listy 22. 3. 1929).

Další meliorační vlnu, která začala v roce 1938, přerušila válka. Po jejím skončení pokračovala do roku 1950 a znovu navázala roku 1958 [44]. Odvodnění blat shrnují publikace ze 70. a 80. let 20. století [44, 46] následně: „… tam, kde za vlhkých let zbahnění pozemků bránilo řádnému obdělávání polí, kde počasí brzdilo včasné síje a násilně zkracovalo vegetační dobu, tam kde se ocitly znovu desítky pracovníků, aby na největší meliorační stavbě v republice dokázaly, že moderní technika dovede čelit nepřízni i tam, kde proti člověku se spojila příroda a následky staletí. Na poděbradských blatech vyryly bagry desítky kilometrů otevřených odpadů, které před tím vyrýsovaly ruce techniků… Staletý boj o vodu skončil vítězstvím člověka…“

Období povodní 2001 až 2013, perioda sucha a zadržování vody v krajině 2014–2019

Po období s menší frekvencí povodní, kdy průtok Mrliny přesáhl maximálně hranici 40 m3.s-1 (povodně 1956, 1977 a 1979), přišly začátkem 21. století povodně mnohem výraznější, a to i zde na Mrlině. Šlo zpočátku o případ méně významný, v roce 2001 (jen 24 m3.s-1). Série povodní na úrovni Q20–Q50 následovala v lednu 2003 (60 m3.s-1), dubnu 2006 (67 m3.s-1) a září 2010 (69 m3.s-1). Vrcholem byla povodeň v červnu 2013 (111 m3.s-1) na úrovni Q100. Voda v různé míře zaplavila území u Vestce, asi částečně i na místech původních rybníků Havransko, Vykleckého a Kratonoského. Do rybníka Blato se voda tak jako roku 1846 pravděpodobně nedostala. Výšky těchto moderních povodní najdeme na mostě v Rašovicích, viz obr. 8.

Nyní, od roku 2014 prožíváme naopak období katastrofálně malých průtoků. Průtoky Mrliny i Cidliny dosáhly v roce 2015 a 2018 v době letních minim úrovně desítek litrů za vteřinu. V kanálech, které sloužily napouštění či odpouštění rybníků a později melioraci a také v dolní Mrlině, voda v létě prakticky neteče. Aktuální stav vede k úvaze, jak mohla vypadat podobná situace třeba v letech 1766, 1783–1784, 1790–1791 atd.

Diskuse

Blato po stránce vodohospodářské bilance

Podle čísel, která platila v době existence Blata, jeho rozloha byla 2 705 čtverečních sáhů, podle jiných měření 5 122 měřic, to je 9,83 km2, průměrná hloubka cca 7 stop (220 cm) a maximální hloubka 10 stop (310 cm). Zadržený objem vody v rybníku Blato můžeme odhadnout tedy asi na 20 mil. m3. Je potřeba si ale uvědomit, že celková plocha systému rybníků (Šumbor, Křečkovský, Hrádkovský, Budiměřický, Úmyslovický [jiný a více tradiční název rybníku, zohledňující i jeho tvar, byl Rohlík, ten se vepsal i do pomístního názvu lokality] atd. kolem Blata a na Mrlině, které zásoboval vodou Sánský kanál, se blížila 18,0 km2.

Při ztrátě pouhého 1 mm vody výparem za jeden den, kdy nepršelo, ubylo by v rybníku Blato o ploše cca 10 km2 cca 10 000 m3. Aby se tato ztráta vyrovnala, muselo by do Blata celý den přitékat Sánským kanálem 0,115 m3.s-1. Pro bilancování vody v rybníce je důležitý rozdíl mezi ročním výparem z vodní hladiny a ročním srážkovým úhrnem. Teoreticky je tato bilance mírně (-50 mm) anebo silně (-200 mm) záporná na velké části našeho území. Nejvýrazněji se projevuje v oblasti srážkového stínu severozápadních Čech a na jižní Moravě ale také v polohách pod 500 m n. m. (obr. 8).

Obr. 8. Značky povodní Mrliny v letech 1979, 2001, 2003, 2006 a 2010 na pravobřežním návodním pilíři mostu v Rašovicích (nápis na spodní desce je nečitelný); chybí značka povodně z června 2013
Fig. 8. The flood marks in years 1979, 2001, 2003, 2006 and 2010 of Mrlina River on the right side of the pillar on the bridge in Rašovice village (the inscription of a the metal slab is unreadable)

Pokud vyjdeme z klimatického atlasu ČR [47], pak v průměru by ztráta vody v oblasti Blata byla asi 100 až 150 mm ročně (obr. 9), k vyrovnání ztráty bylo by potřeba ročního průměrného přítoku 0,046 m3.s-1. Dlouhodobý průměrný průtok Cidliny v Sánech je 5,2 m3.s-1, přitom Sánský kanál by podle toho měl zabezpečit 50 %, tedy cca 2,6 m3.s-1. V průměrném roce není tedy problémem ztrátu výparem doplnit. V případě suchého roku, asi jako roku 2018, kdy byla teoretická ztráta v této oblasti až -400 mm, šlo by již o nutný průměrný roční přítok 0,12 m3.s-1. Bez dotace by tak teoreticky ubylo až 40 cm vody a chyběl by tak ročně objem asi 4 až 5 mil m3. Několik podobných let by patrně dokázalo vysušit celý rybník Blato, pokud by Sánského kanálu nebylo.

Tato možnost není zdaleka jen teoretická, stačí připomenout jinou mnohem větší vodní plochu Neziderského jezera. Je to 1–2 m hluboké jezero o ploše 315 km2 nedaleko Vídně. Jezero vyschlo v posledních čtyřech stoletích přinejmenším pětkrát. Naposledy bylo zcela vyschlé v katastrofálně suchém období 1858–1878, přesněji řečeno bylo vyschlé mezi lety 1868 až 1876. Když bylo v roce 1875 vyschlé, psaly noviny i o povážlivém poklesu také u jezera Balaton (Posel z Prahy ze 4. 9. 1875). Neziderské jezero se naplnilo až za povodně v únoru 1876 (Posel z Prahy, 23. 3. 1876), kterou jsme zmínili již v souvislosti s Mrlinou. Úplné naplnění jezera nastalo až na konci suché periody 1858–1878, a to v roce 1878, kdy dosáhlo přibližně plochy z roku 1864 (Posel z Prahy ze 6. 4. 1879). K jeho vyschnutí došlo předtím v letech 1740, 1773, 1811 až 1813. O jeho vysušení uvažoval i výše zmíněný A. Wittmann, který prováděl meliorace a rušení rybníků naposledy na panství Třeboň.

Obr. 9. Průměrná roční vláhová bilance, tedy dlouhodobý roční úhrn srážek zmenšený o teoretický výpar, podle atlasu klimatu Čech [43]; červeně zájmová oblast
Fig. 9. The average annual soil water balance where the annual precipitation average is reduced by total evaporation; the area of interest in red

Rybník tedy povrchovou vodu často spíš spotřebovává. Nemůžeme od něj očekávat nemožné, tedy nějakou výraznou dotaci průtoku bez újmy na jeho jiných funkcích. V příspěvku o výparu [48] je ukázáno, že nemůžeme čekat ani výraznější navýšení lokálních srážek vlivem výparu. Zároveň lze ale z údajů z klimatického atlasu ČR [47] prokázat alespoň četnější výskyt srážek s denním úhrnem do 0,1 mm. Tyto skoro neměřitelné srážky mají ale svůj význam. Mlhy a usazené (horizontální) srážky mohou prospět alespoň bezprostřednímu okolí rybníků. Můžeme tu nabídnout jistý pozitivní vláhový vklad alespoň pro louky a pastviny, které v době sucha kolem toků a rybníků vypadají skutečně podstatně příznivěji než dále od nich.

Obr. 10. Nahoře: Blato, bývalý ostrov Čejky, dole: odběr 40 cm ornice, zbytek 60 cm sprašový podklad; kromě prachové části také zrnka písku, tedy přepracovaná spraš, spolu s případným jezerním sedimentem; složení: cca stejná koncentrace Ca a Si (10–20 %), kromě toho cca 1 % železa a hliníku; v půdě (černozem) je méně Ca, více Si
Fig. 10. Above: Former “Blato” pond’s northward view from the former island Čejky, below: sampling of cca 40 cm topsoil, the rest represents 60 cm of loess/silt base; loess/silt material occasional contains the sand, probably possible remnants of former lake sediment; ingredients: cca identical concentration of Ca and Si (10–20%), cca 1% iron and 1% aluminium; in soil (black earth) there is less Ca, more Si

Mohlo být Blato jezerní pánví či jezerem?

Je možné, že původně bezodtoká oblast za Poděbrady, která byla prokazatelně rozsáhlými blaty a po 300 let rybníkem, byla přirozenou vodní plochou, tedy jezerem? J. Veverka upozorňuje, že půda v oblasti rybníků se liší dodnes od okolních půd: „Různě složené usazeniny na dnech bývalých jezer a rybníků se ještě dnes liší od původních okolních půd a jsou svědectvím zavodnění v minulosti. Bývalé vodní plochy prozrazují zejména těžké půdy písčitých slínů, permských lupků a lehké půdy písčitých a stěrkových náplavů“ [23, 24].

V rámci třeboňské rybniční pánve v lokalitě současného rybníka Švarcenberk byly mezi Ponědrážkou a Veselí nad Lužnicí v 70. letech zjištěny pod vrstvou rašeliny jezerní sedimenty. V nedávné době se podařilo kolem někdejšího jezera doložit také mezolitické osídlení [49]. Stáří jezerních sedimentů bylo určeno na 16 000 let. Kromě značných nejistot ohledně mechanismu vzniku jezera je pravděpodobné, že jeho vznik souvisí s chladnějšími a vlhčími klimatickými podmínkami období konce poslední doby ledové.

Kolem Veselí n. Lužnicí i u Poděbrad se jedná o rozlehlou rovinatou plochu omezenou morfologicky, tak, že zde nemůžeme vyloučit při příznivé srážkové bilanci soustředění vody a vznik přirozených vodních ploch. Oblast jezera Švarcenberk je ve výšce cca 420 m n. m., poděbradské Blato je o 230 m níže ve výši asi 187–188 m n. m. a jeho břehy se pohybují na výšce 189–190 m n. m.

Velmi záleží na tom, zda se oblast Blata mohla dostat při povodních do kontaktu se zatopeným územím směrem od Cidliny či Labe. Za současných podmínek není Blato v dosahu aktivní povodňové zóny Labe. Předpokládáme, že za katastrofální povodně v roce 1846 bylo Blato patrně naplněno prostřednictvím Sánského kanálu. Protože v Poděbradech tato největší labská povodeň dosáhla zřejmě kóty 188,5 m n. m. (asi 50 cm výše než roku 1845), nelze zcela vyloučit průnik vody z Labe při některých ještě významnějších povodňových případech. Charakter sedimentu by se pak ale asi nelišil od jiných zatápěných míst kolem Labe.

Podmínky v období konce posledního glaciálu mohly být odlišné. Poděbradská blata jsou nejnižší částí kotliny, kde se na jeho konci pravděpodobně koncentrovala srážková voda a voda z tajícího permafrostu. Vytvořená kotlina pravděpodobně obsahovala mokřiny a mělká jezera, ve kterých se tvořil jezerní sediment. V odebraných sondách  bylo 40 cm ornice, zbytek tvořil materiál charakteru spraše (obr. 10).

Obecné poznámky k funkci rybníků v době sucha do 19. století

Rybníky jsou v souvislostech sucha zmiňovány zejména jako záložní zdroj energie pro vodní stroje, tedy zejména mlýny, pily, stoupy, sklárny aj. Příklady jaké výhody anebo nevýhody z existence rybníka plynuly, uvádíme na ukázkách ze suchých let 1642, 1698, 1810, 1811, 1835, 1836 a 1928.

V Krolmusově soupisu povodní a such je celá řada ukázek dokreslujících význam některých rybničních soustav v době sucha. V. Krolmus ze své vlastní zkušenosti zmiňuje suchý rok 1835 [6]: „Zle bylo v létě o melivo: potoky takořka vyschly a na řekách Mži, Ohři, Labi a Vltavě atd. bylo málo vody. Pod jezem každým suchou nohou malé dítě přešlo [pozoruhodný doklad o zůstatkovém průtoku, pozn. autora]. Sem a tam na Mži vodu mlynáři nadržovali. Lid 6 i 7 hodin cesty do mlejnů jezdil. Sem a tam vodu vrchnosti na rybnících za kolik tisíc zlatých mlynářům prodávali, k. p. Smečenská vrchnost za několik set ji prodala. Rakovnický Magistrát ji též prodal svým mlynářům…“ Dojezdová vzdálenost k zpracování meliva byla tedy v hodinách (7–8 h) anebo v českých mílích, jak uvádí při podobné situaci milčický rychtář Vavák [7] k roku 1810 a 1811 (asi 4–5 mil, 1 česká míle = 7,5 km, tedy kolem 30–37 km). V uvedených katastrofálně suchých letech jako 1811, 1835–1836, ale zejména 1842, byli zájemci nuceni dojíždět na velkovodní mlýny na Jizeru, Sázavu, Berounku a Labe, kde minimální průtoky klesají zcela výjimečně pod 2–3 m3.s-1 (např. v roce 1904, 1947), případně na Vltavu (neklesaly pravděpodobně pod 12 m3.s-1) a Labe (10 až 30 m3.s-1) [40]. Na Poděbradsku zmiňuje Vavák, že „mleči“ dojížděli někdy na mlýn Pamětník (na Cidlině) ale v době velkého sucha až na Labe. Podle něj běžely i labské mlýny v době sucha roku 1810 a 1811 jen s nadržováním [7]. Spolehlivě je samozřejmě nemožné odhadnout průtoky Labe a Cidliny v těchto letech. Pokud předpokládáme podobnou situaci jako v nejsušších letech např. v roce 1904 [50], 1947, 2015 a 2018 (databanka ČHMÚ), pak lze odhadovat, že se v Poděbradech a Nymburce mohl průtok Labe v roce 1811 pohybovat kolem 10 m3.s-1, průtoky Cidliny a tedy i v Sánském kanále mohly klesnout pod 0, 1 m3.s-1.

V chronologickém sledu ukážeme další příklady téhož. Za velkého sucha roku 1642 měl na Boleslavsku problémy hejtman Vrutický, jak jsme uvedli výše s násilným spouštěním rybníků v době sucha. V roce 1698 správce Kalousek nadržoval vodu v Jesenických rybnících na Rakovnickém potoce. Po průtrži mračen ale došlo k protržení rybníků, totálnímu vyplavení Rakovníka, které zde bylo ještě horší (podle míry zatopení náměstí) než při pozdější známé katastrofální povodni roku 1872 a škody na rybnících představovaly 2 500 zl.

Podobný problém měl správce Šourek na Jetřichovickém panství o 137 let později, v již zmíněném velmi suchém období let 1835–1836: „Na Berounsku okolo vysokého Chlumce, Selce, Přestavlk a Prčic, nechtěl p. Šourek, zprávec na Jetřichovicích z rybníka Františka nazvaného, mlynářům na potok vodu pustiti a prodati, aby lidé semleli; pročež se okolo Chlumce lid se sochory řetězy, sekerami, motykami, lopatami a nástroji rozličnými sešel, táhl od vesnice k vesnici, koho kde napadl, každý vše musel nechát ležeti, a s nimi táhnouti. V čele byl vůdce na koni, který zástup vedl k Selci a Prčicům, městečkům, a až k rybníku Františku u Přestavlk… Na 600 osob se na hrázi rozložilo, jenž rybník skrze 14 dní hlídali, při ohni ležely, jedly a pily…“ [6]. Nemusíme dodávat, že veškerou vodu z rybníka využili k semletí. Je evidentní, že voda v rybníce, či jezu byla v době sucha předmětem výdělku a někdy také sociálního napětí.

V suchém roce 1928 (je to i jeden z roků vyznačených na Hladovém kameni v Děčíně) zmiňuje Národní Politika z 5. srpna hromadné hynutí ryb na řekách a rybnících zejména v jižních Čechách. K situaci se vyjádřil správce stanice Státního ústavu hydrobiologického ve Vodňanech prof. V. Štěpán (Štěpán Václav Josef, od roku 1897 profesor rolnické školy v Českých Budějovicích, později ředitel rybářské školy ve Vodňanech, narozen 24. 1. 1873, Velké Zamachy nedaleko Mšena, zemřel 5. 1. 1941, České Budějovice, http://encyklopedie.c-budejovice.cz/clanek/stepan-vacslav-josef). Podle něj mělo jít o důsledky velkého horka a nedostatku vody, kdy se šířila plíseň žaberní. Velké ztráty nastaly za nízkých vodních stavů, kdy řada rybníků nebyla pro nedostatek vody napuštěna, řada byla v začátku července 1928 vypuštěna. Očekávalo se, že majitelé rybníků budou žádat o odpuštění daně. Není důvod pochybovat, že jiná nebyla ani situace na polabských rybnících v době uvedených významných suchých period 18. století. Velké rybochovné rybníky a rybniční soustavy mohly trpět nedostatečným přítokem a značným výparem z vodní hladiny, tím asi problematickou kvalitou vody. Ostatně několik novodobých příkladů z roku 2018 máme ještě v paměti.

Proč tedy rybníky zanikly?

J. Veverka [27] použil spojení: „byla to jistě pozoruhodná soustava [myslel samozřejmě rybníky kolem Nymburka a Poděbrad] a zničili ji lidé, jejímž předkům po staletí sloužila“. Je to názor přírodovědce a nymburského rodáka, z něhož vyplývá zjevná lítost. Obě soustavy představovaly podle něj 17, 4 km2 rybniční plochy, která lemovala bezprostřední okolí Nymburka a Poděbrad. Pro J. Veverku byla snad předmětem jisté hrdosti ale zároveň i pocitu křivdy nad ochuzením místní krajiny o hladiny rybníků, které dnes začínají až v lesích kolem Vlkavy, Jabkenic, Loučeně, Rožďalovic a Dymokur.

Připomeňme některé důvody rušení rybníků, které se uvádějí v práci k tématice zaniklých rybníků [2]:

  • hospodářské inovace (střídavé hospodaření, zavádění nových plodin),
  • technické inovace (nástup parních mlýnů v 19. století),
  • technický stav rybníka a finanční možnosti, představy a schopnosti majitelů, např. po živelných pohromách, velkých dějinných zvratech a jiných ničivých diskontinuitách anebo jen pouze vlivem špatného hospodaření,
  • nízká prestiž rybníkářství (dobové náhledy a trendy).

Všechny důvodu mohly platit zároveň anebo zvlášť, anebo některé možná chybí? Hydrologická a meteorologická data napovídají, že právě suché roky 1719, 1726, 1746, 1761–1766, 1781–1783, 1790–1794, 1800 a 1811 prohloubily propast mezi rychlými výnosy z polí a tehdy problematizovaným rybníkářstvím. Kombinace tuhých zim s hlubokým promrzáním rybníků a sucha, typicky v roce 1784 a 1785 přinesly další zátěžovou situaci. Ukázali jsme, že rybník Blato nemohl prosperovat bez Sánského kanálu. Ztráty výparem musely nastávat a problém s bilancí vody v době sucha byl evidentní.

Na druhou stranu poděbradské a nymburské rybníky dokázaly přestát i katastrofální sucha 1536, 1540, 1590 a 1616. Je však jistě obtížné vzdorovat zároveň nepřízni počasí a dobovým názorovým trendům a myšlenkovým proudům. Ty se v době osvícenství otočily prostě k rybníkům zády.

Jak uplatnit tezi o „hladu po půdě“ na rybník Blato, který zůstal téměř sto let mokrou loukou? Vyplatilo se oněch 5 000 zlatých za roční pronájem hřebčína? Pokud na okamžik vynecháme ekonomickou stránku věci, pak by byl přírodní fenomén „poděbradských blat“ možná ještě hodnotnější než původní rybníky. Je k tomu velké množství dokladů v dobové literatuře, např. Vlastenko hospodářské společnosti. Botanickou hodnotu někdejších luk potvrzují i dnešní odborníci vysoko [51].

Je potřeba také připomenout, jak vypadá dnešní úprava Mrliny, které je za povodně zcela odepřeno obrovské inundační území, které se rozprostírá všude kolem. Obavy před protržením hrází jsme zažili mezi lety 2003 a 2013 čtyřikrát. K jejich skutečnému protržení v minulosti došlo, jak jsme ukázali, např. za povodní v roce 1890 anebo 1926. To jsou aspekty zajímavého povodí, jehož vývoj jistě stále trvá. Poznamenejme ještě, že zatímco některé kanály jako Sánský se dochovaly jako funkční, byť v částečně pozměněné trase, Nový kanál prakticky zmizel, jeho nepatrná část je čitelná ještě v návrší Vršál u Senice. Někdejší rybníky tu víceméně zůstaly, nejmarkantněji je to vidět při cestě mezi nimi ze Senic, dále přes obec Ostrov do obce Kouty či zpět napříč Blatem po jeho dně až do Pátku. Tento cyklistický výlet lze každému vodohospodáři jen doporučit.

Shrnutí a závěr

Při úvahách o příčinách rušení rybníků nemůžeme extrémy počasí přecenit ani podcenit. V řadě případů byla rozhodujícím důvodem zániku rybníka povodeň, někdy bylo „posledním hřebíčkem do rakve“ sucho. Rybníky nejsou v době sucha „automatem na vodu“, ale spíše adaptačním opatřením, opěrným bodem v krajině, a to jak pro všechno živé, tak i pro člověka. Ranní mlhy jsou přínosem přinejmenším pro travní porosty, odpolední stín a ochlazení vzduchu při břehu i ve vodě úlevou pro člověka. To je ekonomie všedního dne ale i ekonomie dlouhodobého pohledu na věc.

Také dnes není lehké rozhodnout, jak se v době katastrofálního sucha chovat a jaké místo zde mají rybníky. Unáhlených řešení a obratů o 180° jsme v minulých staletích zažili několik, jak bylo ukázáno. Je docela možné, že sucho bylo jedním z podnětů rybníky někdy zakládat a jindy rušit. Tento příspěvek snad přinesl více otázek, než odpovědí. Domníváme se, že jsou to ale otázky legitimní. Ukazují mimo jiné na další rozměr fenoménu sucha a snahu o zadržování vody v krajině.

Poděkování

Děkujeme za pomoc historičce a archivářce Muzea v Poděbradech v PhDr. Heleně Lipavské, za podporu a financování sondáží děkujeme projektu LTAUSA19141 a RVO #679 859 39.

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie.

Souhrn

V rámci projektu zlepšení jakosti vody ve vodní nádrži Hracholusky bylo monitorováno 16 rybníků v povodí nádrže. Všechny tyto rybníky byly eutrofní až hypertrofní vlivem odpadních vod z měst a obcí (včetně odlehčení z jednotné kanalizace) a také vlivem příliš intenzivní produkce tzv. polodivokých kachen, tedy fenoménem, kterému je pozornost věnována pouze vzácně. Všechny „kachní rybníky“ byly bohaté na sloučeniny fosforu i na sinicové vodní květy. Podle hrubého odhadu byl vstup fosforu z chovu kachen v celém povodí nádrže Hracholusky asi 1,5–1,8 t ročně. Přestože během suchých letních období z rybníků prakticky žádná voda neodtékala, zásoba P v rybniční vodě byla značná – koncem vegetačního období až 1 t. Tento P může být vyplaven a transportován do nádrže během srážek nebo při výlovech. Obecně bylo konstatováno, že snížení vstupu P do rybníků je nezbytné a musí být navržena a diskutována vhodná opatření. Pak můžeme získat v povodí důležitý článek zadržující živiny. Zásadní diskusi je třeba podrobit také management rybníků.

Úvod, metody, lokalita

Studie pro zlepšení kvality vody ve vodní nádrži (VN) Hracholusky (na řece Mži, cca 25 km západně od Plzně) byla vyvolána snahou o zlepšení podmínek k rekreaci, tedy i o zlepšení příjmu obcí v blízkosti nádrže. Hlavním nedostatkem jakosti vody jsou eutrofizační projevy korunované sinicovými vodními květy (Microcystis sp.div.). Zásadní příčinou intenzivního růstu sinic je příliš vysoký vstup sloučenin fosforu hlavním přítokem, tedy Mží. V rámci podrobné studie [1] pátrající po zdrojích fosforu byla pozornost věnována také 192 rybníkům s plochou > 1 ha. Nejvýznamnější oblast s rybníky je situována v pásu v horní části povodí (obr. 1).

Cílenému screeningu bylo pro účely zmíněné studie podrobeno celkem 13 rybníků. Hlavními kritérii pro výběr byla velikost, průtočnost a poloha v soustavě. Vybrány byly velké průtočné rybníky umístěné nejlépe jako poslední v soustavě či subpovodí. V průběhu sledování byl ale výběr upraven podle situace (vypuštěný rybník, setkání s neočekávaně hypertrofním rybníkem).

V roce 2017 byly rybníky vzorkovány ve třech termínech: přelom květen/červen, konec července a začátek září. Toto schéma se osvědčilo už při předchozích sledováních, protože poskytuje dobře srovnatelné výsledky při relativně nízké intenzitě monitoringu (Duras, Potužák, nepublik. údaje). Pro lepší vhled do chování rybníků v průběhu vegetační sezony byly všechny rybníky navzorkovány ještě v dubnu 2018.

V roce 2019 pokračoval stejně koncipovaný monitoring osmi rybníků ze skupiny lokalit sledovaných v roce 2017 s cílem blíže specifikovat jejich roli v látkovém toku fosforu – z toho důvodu byly sledovány i přítoky průtočných rybníků. Screening v roce 2019 byl navíc rozšířen o dalších několik rybníků s cílem dále upřesnit povědomí o celkové situaci (zde uvedeny výsledky tří z nich).

Vzorky byly odebírány z povrchové vrstvy vody v oblasti požeráku odběrákem na cca 3 m dlouhé násadě. Dále byly odebírány vzorky vody na odtoku z rybníka, pokud se nejednalo o odtok hladinovým přelivem (pak byla za odtok považována co do jakosti hladinová vrstva vody) a pokud nějaká voda vůbec odtékala. Množství protékající vody bylo měřeno při odběru vzorků (Flow Tracker). Rozsah analýz zahrnoval sloučeniny N, fosfor celkový v nefiltrovaném a necezeném vzorku (P celk) a fosfor fosforečnanový (PO4P), nerozpuštěné látky (NL 105 °C) a chlorofyl a (Chl a) stanovovaný spektrofotometricky po extrakci do horkého etanolu. Na místě byla měřena průhlednost vody Secchiho deskou.

V následujícím textu je uveden stručný přehled nejdůležitějších výsledků. Pro rybníky, kde byl v roce 2019 sledován přítok i odtok, byla spočtena jednoduchá látková bilance pro jednotlivé odběrové dny. Tyto výsledky jsou pouze pro tři odběrové dny a mají význam spíše orientační – lze je vztáhnout pouze na suché letní období roku 2019

Obr. 1. Povodí VN Hracholusky – vyznačena je oblast bohatá na rybníky a přibližná poloha většiny monitorovaných rybníků
Fig. 1. Drainage area of Hracholusky Reservoir – region rich with fishponds and approximate position of most of the monitored fishponds is marked

Výsledky a diskuse

Výsledky terénních měření a z pohledu eutrofizace i nejdůležitějších parametrů jakosti vody jsou soustředěny do tabulek 1–4. Kde byly zjištěny hodnoty pod mezí stanovitelnosti, nebyla počítána průměrná hodnota, protože počet měření byl malý a koncentrace v některých případech kolísaly v širokém rozsahu. Následující odstavce jsou věnovány stručné charakteristice rybníků soustředěných v tabulce 1 a získaných výsledků:

Regent (57 ha) se vyznačuje dlouhodobě poměrně dobrou jakostí vody se slabou tendencí ke tvorbě sinicových vodních květů. Využíván je pro produkční rybářství, v roce 2017 první horko s výraznou fází velkých dafnií. Bez významnějších zdrojů znečištění v povodí, bez hnojení. Odtok hladinou, ale v suchých létech prakticky žádná voda neodtékala.

Chotěnov (9 ha) je boční rybník na Hamerském potoce, přijímá vyčištěné odpadní vody z ČOV Mariánské Lázně, ale také nečištěné odlehčované odpadní vody z jednotné kanalizace a ředící vodu z Hamerského potoka. Je tedy výrazně hypertrofní, přetížený živinami i organickými látkami s těžkými sinicovými vodními květy. Rybník je mělký, poměrně průtočný (teoretická doba zdržení vody kolem 10 dní), v letních měsících s rizikem výrazných kyslíkových deficitů. Hustá přikrmovaná obsádka kapra je zcela adekvátní vysokému zatížení rybníka odpadními vodami. Potenciál k biodegradaci organických mikrokontaminant je zde značný. Odtok hlavně požerákem, ale jakost odtékající vody byla v zásadě shodná s vodou v povrchové vrstvě rybníka (mělký a průtočný!). Pro zlepšení situace je především nezbytné snížit zatížení rybníka znečištěním z odpadních vod, včetně odlehčovaných.

Tabulka 1. Výsledky monitoringu vybraných rybníků v povodí VN Hracholusky
Table 1. Results of water quality monitoring of selected fishponds in the watershed of Hracholusky Reservoir

Dlouhý rybník (28 ha) je pod silným vlivem odpadních vod z městyse Stráž (~ 810 obyvatel včetně části obce Souměř), které sice procházejí v průběhu bezdeštného období dobře pracující ČOV, ovšem za deště dochází s vysokou pravděpodobností k velkým vstupům znečištění s odpadními vodami, které jsou odlehčované z jednotné kanalizace. Přímá data zatím nejsou, ale lze vycházet jak z výsledků získaných v jiných lokalitách [2], tak z makroskopických pozorování v korytě Úhlavky pod městysem – vlhčené ubrousky na okolní vegetaci a také z absence dešťových retencí na kanalizaci městyse. Rybník je obhospodařován ČRS jakožto sportovní, tedy bez hnojení i krmení ryb. Ve velmi suchých létech (2018 a 2019) měl hladinu zakleslou s občasným odtokem vody přes sádky pod rybníkem, koncentrace P celkového byly zjištěny do 0,59 mg/l. Dlouhý rybník je tedy hypertrofní a jeho dřívější čilé rekreační využití je minulostí. Klíč ke zlepšení vidíme především v omezení vstupu fosforu z povodí, přičemž toto opatření bude muset být zřejmě kombinováno s odstraněním sedimentů, kde lze předpokládat obrovskou zásobu fosforu.

Mezholezský rybník (38 ha) je pod významným vlivem nečištěných a špatně čištěných komunálních odpadních vod (obec Mezholezy, 142 obyvatel), které přispívají k jeho hypertrofnímu charakteru. V Mezholezském rybníce, který je využíván jako produkční, byl v roce 2017 (první horko) zastižen stav s průhlednou vodou a typickým, makroskopicky poměrně hustým vodním květem Aphanizomenon flos-aquae za extrémně vysokých koncentrací fosforu (P celk = 1,4 mg/l). Taková situace (ale za nižších koncentrací P) bývala na našich rybnících typická před desítkami let a dnes je spíše vzácností. Je otázka, jestli takový stav může způsobit „pouze“ vliv odpadních vod od 142 obyvatel, či zda přistoupily i další vlivy (hnojení hospodáři kategoricky vylučují). Pozorování v roce 2019 potvrdila stav zjištěný v roce 2017. Dříve využívaný rekreační potenciál lokality zmizel před cca 10–15 lety kvůli zhoršení kvality vody. Během suchých let sice z rybníka žádná voda neodtéká, ovšem během výlovu dojde k emisi P zhruba ve výši 400–1 000 kg, podle aktuální koncentrace P ve vodě, a to bez započtení P vázaného na částečky unikajícího sedimentu. Cestou ke zlepšení je primárně snížení zatížení z odpadních vod, k diskusi je i otázka, zda a nakolik by mohlo přispět opatření v akvakultuře.

Tabulka 2. Výsledky monitoringu průtočného rybníka Kumpolec na Sedlišťském potoce v povodí VN Hracholusky
Table 2. Results of water quality monitoring of the fishpond Kumpolec on Sedlišťský stream in the watershed of Hracholusky Reservoir

Velký jemnický rybník (16 ha) je aktuálně součástí přírodní rezervace Tisovské rybníky. Rybník je pod dlouhodobým vlivem odpadních vod z obce Tisová a Jemnice s pravidelným dopadem na kyslíkový režim v rybníce (akutní riziko úhynu rybí obsádky po vyčerpání kyslíku). V roce 2017 zde byl zaznamenán bohatý výskyt ponořené vegetace, která přetrvala i přes poměrně silnou rybí obsádku (~ 830 kg/ha). Přestože rybník má dispozice k silné eutrofii až hypertrofii, v makrofytovém roce 2017 (druhé horko) byla pozorována trvale zvýšená průhlednost vody (0,6 m) a nejnižší koncentrace Chl a ze všech sledovaných rybníků (průměrně 53 μg/l). Rybník byl tedy zastižen v netypických poměrech, které demonstrují zejména vliv ponořené vegetace. Z rybníka v suchém období žádná voda neodtékala, v dalších letech monitorován nebyl.

Lokalita Vřesk byla situována nikoli přímo na rybníce, ale až pod dvěma malými spíše extenzivně využívanými rybníčky pod hrází Vřesku. Cílem bylo zachytit vliv tohoto seskupení jako celku. Zatímco na rybníce Vřesk byly sinicové vodní květy pozorovány, rybníčky pod ním nic takového neměly – byla zjištěna tendence ke „hnědé“ vodě s rozsivkami, přičemž koncentrace fosforu na odtoku nebyly vysoké.

Rybníky typu „přehrada“, tedy vodní nádrže v úzkém a hlubokém údolí, kterými protéká poměrně vodný potok. Doba obměny vody je relativně krátká a jakost vody tady do značné míry záleží především na vstupech látek z povodí. Předpokládáme zde značný potenciál pro retenci sloučenin fosforu, tedy uplatnění pozitivního vlivu na vstup fosforu do VN Hracholusky.

Tabulka 3. Výsledky monitoringu průtočných rybníků na Výrovském potoce v povodí VN Hracholusky
Table 3. Results of water quality monitoring of through-flow fishponds on Výrovský stream in the watershed of Hracholusky Reservoir

Kumpolec (6 ha) na Sedlišťském potoce (tabulka 2) je sice eutrofní, ale má tendenci k nesinicovému fytoplanktonu. Rybník je využíván ke sportovnímu rybolovu, takže se neloví, odtok vody je hladinou. Eutrofní stav tohoto rybníka je způsoben vlivem několika menších obcí v povodí: největší z nich, Staré Sedliště, má ~ 1 250 obyvatel. Obsah P v odtékající vodě nebyl v roce 2017 vysoký a sledování v roce 2019 doložilo retenci více než třetiny fosforu vstupujícího sem přítokem (~ 30–50%), což za nízkých letních průtoků znamenalo denní retenci v průměru 0,41 kg P a 1,5 kg N. Pokud uvážíme, že nízké letní průtoky trvaly asi čtyři měsíce, mohlo se zachytit velmi zhruba 50 kg P. Pokud ovšem epizodické letní srážky vnesly do rybníka také odlehčené odpadní vody ze sídel, pak by reálná retence P byla podstatně vyšší, tedy významnější.

Dolní Skviřín (7 ha) na Výrovském potoce (tabulka 3) je pod vlivem jak odpadních vod (včetně odlehčovaných) z města Bor (~ 3 900 obyv.), tak pod vlivem početných silně eutrofních (kachních) rybníků v povodí. Ty jsou sice v suchých letech průtočné jen nepatrně, ale lze předpokládat významný transport látek při výlovech či za větších srážkoodtokových událostí. Jeho role je tedy důležitá, protože uzavírá povodí s četnými a obtížně řešitelnými zdroji fosforu, který může zachycovat. Dolní Skviřín je ale navíc využíván k chovu tzv. polodivokých kachen, které jeho živinovou bilanci zhoršují (viz dále). Silně eutrofní stav rybníka je tedy logický a nevyhnutelný. Jakost vody na odtoku z rybníka byla v roce 2019 zjištěna obdobná jako v povrchové vrstvě rybníka.

Výrovský rybník leží na Výrovském potoce o ~ 6,9 ř. km níže pod Dolním Skviřínem (tabulka 3). Hospodaří na něm sice sportovní rybáři (ČRS), ale využívají ho k odchovu zejména kapra. Rybník je každé druhé horko loven. Stav rybníka lze charakterizovat jako dobrou eutrofii a lze uvažovat i o jistém rekreačním potenciálu.

Tabulka 4. Výsledky monitoringu rybníků s produkcí PD kachen v povodí VN Hracholusky
Table 4. Results of water quality monitoring of fishponds with “hunters-duck“ production in the watershed of Hracholusky Reservoir

Oba rybníky (Dolní Skviřín a Výrovský) s potokem, který je propojuje, jsou výtečnou příležitostí k rozvinutí samočistících procesů s retencí (a retardací) nutrientů, které mohou významně zmírňovat vlivy ve svém povodí, a tím přispět ke snížení přísunu fosforu do VN Hracholusky. Ve Výrovském potoce mezi oběma rybníky, který má v mezipovodí ještě potenciální zdroj P v podobě obce Holostřevy, se zdá, že samočistící procesy v suchém roce 2019 výrazně snižovaly koncentrace i procházející látkové množství fosforu (0–55 %), což představovalo retenci (retardaci) 0–0,41 kg P za den. Získané výsledky vykazují velký rozptyl, což je při práci s bodovými vzorky a měřeními na poměrně dlouhém úseku toku pochopitelné. Upřesnění by vyžadovalo další podrobný monitoring.

Ve Výrovském rybníce byla retence P sice očekávaná, ale nerealizovaná (tabulka 3). Z rybníka v roce 2019 odtékalo (ve dnech měření) o 20–70 % P více, než kolik do něho přitékalo (zhruba o 0,2 kg denně). Příčinou byl odtok spodní vody, která se vyznačovala v létě podstatně horší jakostí než voda u hladiny. Pokud bychom provedli propočet pro odtok vody z povrchové vrstvy rybníka, zjistili bychom retenci P v úrovni zhruba 30–60 %, což by odpovídalo zadržení zhruba 0,2 kg P denně. To je významný rozdíl – za čtyři letní měsíce zhruba 50 kg. Jednoduchým opatřením ke zlepšení situace může být tedy změna způsobu vypouštění vody ze spodní na horní. Je třeba ještě zmínit, že po výlovu rybníka (významné emise P) pak při jeho napouštění netekla ve Výrovském potoce níže žádná voda, což je pro ekologický stav vodního toku zásadně negativní jev, byť je v tomto období retence P stoprocentní. V managementu Výrovského – hospodářsky využívaného – rybníka se tedy zdají být ještě rezervy.

Podle prvních výsledků se zdá, že systém dvou rybníků (Dolní Skviřín a Výrovský) s 6,9 ř. km dlouhým úsekem Výrovského potoka může po relativně drobných úpravách (eliminace chovu kachen a změna vypouštění vody) přispět k retenci fosforu v dané části povodí VN Hracholusky.

Skupina „kachních“ rybníků (tabulka 4) se vyznačuje tím, že ačkoli jejich povodí je bez zdrojů znečištění, kvalita vody je v nich přesto špatná: vysoký obsah P a husté sinicové květy. Vzorkovány byly rybníky Březový (10 ha), Horní hlinenský (10 ha), Sahara (8 ha), Vinný (5 ha), Ženský (8 ha), Silniční lhotský (6,9 ha) a Suchý lhotský (8,5 ha). Tyto rybníky jsou využívány k – z ekologického pohledu – velmi intenzivní produkci tzv. polodivokých kachen (PD), jež jsou na podzim převedeny na zisk cestou prodeje různých forem odstřelu, tedy zábavy, která s tradičním lovem nemá nic společného (firemní akce, VIP klienti, …). Protože je tento způsob hospodářského využívání rybníků velmi lukrativní, je i velmi rozšířený.

Pro PD kachnu ve výkrmu byla odhadnuta [1] denní produkce fosforu na zhruba 0,58 g P (minimální odhad). Podle informace Klatovského rybářství, a. s., je průměrná hustota kachen asi 250 ks/ha, na 1 kachnu se spotřebuje 7 kg obilnin a kachny se na rybníce zdrží 3–4 měsíce v roce. Podle informací o odstřelu kachen v podzimním období, jak byly publikovány na webových stránkách téže firmy, lze zhruba odhadnout celkový počet kachen na rybnících v povodí VN Hracholusky na 25–30 tis. kusů. Pokud získané údaje zpracujeme, můžeme odhadnout, že do desetihektarového rybníka (např. Březový) vnesou kachny trusem asi 43,5 kg P měsíčně. Pokud by výkrm kachen trval v průměru 3,5 měsíce, je to 152 kg, z čehož asi 58 kg P je vnášeno se zrním (při obsahu P zhruba 3,3 g/kg a za předpokladu, že veškeré zrní je kachnami zkonzumováno). Při celkovém počtu 25–30 tis. ks PD kachen a při výkrmu po dobu 3,5 měsíce se jedná asi o 1,5–1,8 t P. Jakkoli se jedná o velmi hrubé odhady, je zřejmé, že se touto cestou do vodního prostředí dostává velmi významné množství fosforu.

Co do jakosti vody musíme všechny monitorované rybníky s chovem PD kachen považovat za jasně hypertrofní (tabulka 4), kde dominantní podíl na biomase fytoplanktonu mají sinicové vodní květy. Poměrně vysoké byly zjištěny i koncentrace N celkového – za absence NO3N a při obvykle nízkých koncentracích NH4N se tedy jedná převážně o N organicky vázaný. Nejhorší poměry byly zjištěny v Silničním lhotském rybníce, kde dochází také ke splavování exkrementů hovězího dobytka z okolních pastvin, a to zejména v zimním období, kdy je dobytek stále na týchž pozemcích, ovšem travní drn už splachům nebrání (Klatovské rybářství, a. s., ústní sdělení). O řešení těchto splachů se zatím rybníkáři nepokusili kvůli zachování dobrých vztahů se sousedícími hospodářskými subjekty. Bez hledání konkrétní zodpovědnosti, a tedy bez narovnání vztahů v jednotlivých mikropovodích ovšem není možné jakost vody vůbec řešit.

Je otázka, zda intenzivní chov kachen je správnou formou managementu rybníků, protože kromě přetížení ekosystému rybníka fosforem a organickou hmotou mají vysoké obsádky PD kachen zničující vliv i na litorální porosty (sešlap, konzumace, zásobení exkrementy) a organismy v nich žijící (hmyz, obojživelníci, …), tedy na ekologický stav lokality obecně [3]. Podle výsledků citovaných ve studii [3] bylo ze strany MZe doporučeno nepřekračovat počet kachen na rybnících v úrovni 25 ks/ha. V posudku AOPK, který byl citován Nejvyšším správním soudem v kauze týkající se Sirákovského rybníka na Havlíčkobrodsku (čj. 2 As 6/2009 – 79) se praví, že na ekologicky cenných rybnících by početnost PD kachen neměla přesáhnout 10 ks/ha a u eutrofních až hypertrofních bez většího ekologického významu pak 20 ks/ha. V rámci této kauzy byl předložen i další posudek připouštějící až 50–70 ks/ha. Je tedy vidět, že přístupy jsou velmi různé a pro každou lokalitu bude třeba zvolit ten optimální. Každopádně každý z uvedených pohledů znamená výrazné snížení vnosu sloučenin fosforu od zhruba pětiny až čtvrtiny až po desetinu.

Tuto otázku považujeme za závažnou, ale zatím víceméně neřešenou. Je na čase začít se tématem zabývat a hledat nějaký racionální přístup.

Zásoba sloučenin fosforu v rybniční vodě je důležitý parametr pro hodnocení úlohy rybníků v povodí. Za suchého léta ze značné části rybníků žádná voda neodtéká, takže nejsou ani zdrojem eutrofizačně rizikového fosforu. Reálně ovšem hrozí riziko, že při výraznější srážkoodtokové události dojde k obměně části vody v rybnících a k odtoku zásoby P i se sinicovým vodním květem dolů po toku. Riziko vypláchnutí značného množství sloučenin fosforu za deště lze ukázat na odhadu množství fosforu obsaženého v jednotlivých rybnících. Podle jednoduchého propočtu (průměrná koncentrace P celk. za odběry v roce 2017 × objem rybníka), jak byl proveden v podrobné studii [1], má většina rybníků okamžitou zásobu P v úrovni do 50 kg. Výjimkou byl hypertrofní Silniční lhotský rybník se zásobou až 130 kg.

Vybočují také velké rybníky (Regent – 127 kg), zejména pokud jsou silně eutrofní až hypertrofní. Dlouhý rybník v průměru 115 kg a Mezholezský dokonce 559 kg. Důležité je vědět, že s pokračováním letní sezony se v těchto rybnících koncentrace P zvyšují, takže uvedené hodnoty mohou být až dvojnásobné. To pro Mezholezský rybník ovšem znamená až 0,8 tuny!

Další silně rizikovou situací je období výlovů, kdy se kromě vody (celý objem rybníka) exportuje při samotném lovení i část usazenin a na jejich částečky vázaný fosfor. Odtok částeček sedimentu je z pohledu projektu zaměřeného na zlepšení jakosti vody v údolní nádrži významný zejména proto, že částečky se usazují v horní mělké části nádrže, kde se připojují ke starším usazeninám, jež při snížení hladiny, zvýšení pH nebo poklesu redox potenciálu mohou sloužit jako prakticky nevyčerpatelná zásoba fosforu pro fytoplankton. To v praxi znamená, že pokud budou realizována nějaká nápravná opatření v povodí, bude právě tato zásoba fosforu brzdit až blokovat odezvu nádrže.

Vysoké koncentrace sloučenin fosforu v rybnících jsou zajímavé i z pohledu obecně platných limitů pro povrchové vody. Podle nařízení vlády č. 401/2015 Sb. je přípustné znečištění povrchových vod do 0,15 mg/l P celkového jako roční průměrná hodnota. O výjimkách citované NV nehovoří. V praxi stále ještě používaný metodický pokyn ZP03/2003, který se v otázce jakosti vody odvolává na dávno již neplatné NV, nelze již dnes, podle našeho názoru, považovat v této otázce za relevantní předpis. Hodnocení ekologického stavu/potenciálu podle aktuálně platné metodiky pro povrchové vody stojaté (typ jezero) sice v zásadě nelze provést, ale buď jak buď, s vysokými koncentracemi sloučenin fosforu a obrovskou biomasou sinicového fytoplanktonu dobrého ekologického potenciálu dosáhnout nelze.

Závěr

Hodnocení úlohy rybníků je obecně obtížné a komplikované, což platí v projektech zaměřených na zlepšení jakosti vody přehradních nádrží dvojnásob. V povodí VN Hracholusky se nachází široké spektrum rybníků s různými kombinacemi vlivů. Od rozhodujícího vlivu odpadních vod, přes vliv povodí jako celku, až po vliv rybářského hospodaření. V této souvislosti byl zjištěn jako velmi důležitý vliv podporující eutrofizaci chov polodivokých mysliveckých kachen.

Podle vlivů musí být strukturována i případná zlepšující opatření, např. lepší čištění odpadních vod, omezení vstupu odlehčovaných vod z měst a obcí, úprava hospodaření na rybnících samotných či pouze změna způsobu vypouštění vody.

V suchém období sice z mnoha rybníků žádná voda neodtéká, nicméně je třeba brát v úvahu i možnost náhlého vyplavení sloučenin fosforu (+ sinicové biomasy) za srážkoodtokové události a transport látek během výlovů. V této souvislosti má zásadní význam zejména poslední (dolní) rybník v každé rybniční soustavě.

Pokud rybníky nejsou přetěžovány vstupy látek z obcí či hospodaření, představují velký potenciál k retenci živin, který může velmi přispět k řešení situace v povodích vodních nádrží s vodárenským či rekreačním využitím.

Celá oblast rybníků a hospodaření na nich, podle našeho názoru, nutně potřebuje zásadní diskusi a nastavení pravidel odpovídajících počátku třetího tisíciletí. To ostatně uložil také Vodní zákon oběma ministerstvům (MZe a MŽP) už před zhruba pěti lety. Podle vyjádření tiskové mluvčí MŽP ze dne 26. 8. 2019 (mailová korespondence) je zásadní neochota otevřít tuto nelehkou otázku na straně MZe. Uvidíme.

Poděkování

Monitoring a vyhodnocení rybníků bylo podpořeno z projektu Krajského úřadu Plzeňského kraje.

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie.

Souhrn

Článek se zabývá identifikací rybníků zakreslených na mapách I. rakouského vojenského mapování. Prezentované analýzy jsou založeny převážně na manuální práci se starými mapami, jelikož použité mapové dílo postrádá přesnost a podrobnost potřebnou pro automatizované zpracování v prostředí GIS. Zájmovou oblastí prezentované studie je povodí Blanice o rozloze 543,3 km2 nacházející se ve Středočeském kraji 50 km jihovýchodně od Prahy. V rámci analýz byla bodově identifikována poloha každého rybníka zakresleného na mapách 1. rakouského vojenského mapování nad současnými mapami. V povodí bylo identifikováno celkem 818 rybníků, z nichž 430 zůstalo zachováno do současnosti. Výsledkem zpracování je bodová vrstva rybníků zakreslených na mapách I. rakouského vojenského mapování ve formátu ESRI shapefile s atributy přesnosti určení polohy a zachovalosti tělesa hráze.

Úvod

Rybníky se podílí na formování krajiny na území současné České republiky již více než tisíc let, přičemž jejich existenci lze doložit již v 10. století, někteří autoři (např. Míka [1]) dokonce odhadují existenci prvních rybníků i do dřívějších období. O tom, jak dlouho již na našem území rybníky obecně existují, tedy představu máme. V současnosti se jejich celkový počet odhaduje na cca 23–24 tisíc [2, 3], přičemž toto číslo je spíše orientační, protože vždy závisí na tom, co je za rybník považováno. Stáří rybníků je velmi rozdílné, ovšem většina z nich pochází z takzvaného zlatého věku rybnikářství, který je zpravidla vymezován jako období zahrnující poslední čtvrtinu 15. století a první polovinu 16. století [1, 4]. Podrobnější znalosti o stáří rybníků však v širším měřítku chybí. U těch nejvýznamnějších je zpravidla období výstavby známo. Příkladem mohou být například největší existující rybník v České republice Rožmberk (dokončen 1590 [5]) nebo Máchovo jezero (dokončen 1272 [5]). Naproti tomu například u největšího rybníka na Moravě Nesytu není rok dokončení znám a jednotlivé prameny se v dataci vzniku rozcházejí. Některé zdroje uvádí původ v 16. století [5], správnější však bude datace mezi roky 1514 a 1518 na základě informací z urbáře a dalších listin [6]. Obecně je informace o době založení a tedy stáří jednotlivých rybníků spíše nedostupná. Z mnoha důvodů však je alespoň přibližná informace tohoto typu velmi důležitá. V případě jednotlivých rybníků je možné pátrat v archivních materiálech a kronikách, pokud však jde o mapování historie rybníků v rámci většího území, je tato cesta dosti náročná. Jednou z možností, jak získat povědomí o historickém výskytu rybníků v nějaké oblasti, je využití starých map. V tomto ohledu je ovšem nutno poznamenat, že s narůstajícím stářím map klesá jejich polohová přesnost.

Využití starých map pro mapování historických rybníků není zcela nové. V nedávném období bylo provedeno kompletní zmapování rybníků a vodních ploch zakreslených na mapách II. vojenského mapování, které probíhalo na území České republiky v letech 1819–1858 [7]. Použité mapové podklady mají poměrně vysokou polohovou přesnost a s ohledem na identifikaci vodních ploch a digitalizaci jejich rozsahu i uspokojivou podrobnost. Výsledkem tohoto mapování je vrstva všech rybníků a vodních ploch s rozlohou nad 0,5 ha zakreslených na zmíněných mapách [8]. Tato vrstva byla jedním z podkladů použitých pro knihu Historické rybníky České republiky vydané v roce 2014 [9]. Mapy II. rakouského vojenského mapování ovšem byly vytvořeny po jedné z největších vln rušení rybníků související zejména se společenskými a hospodářskými změnami v období vlády Marie Terezie a Josefa II. [6, 10]. Z toho důvodu nezachycují řadu rybníků, jelikož jich bylo mnoho před tímto mapováním zrušeno. V návaznosti na dříve realizované výzkumy orientované na mapy II. rakouského vojenského mapování tak bylo žádoucí jít hlouběji do minulosti a zabývat se analýzou map I. rakouského vojenského mapování. Ty byly zpracovány pro oblast Čech v letech 1764–1768, v letech 1780–1783 pak proběhla jejich rektifikace, případně nové mapování [11, 12]. Využití map I. rakouského vojenského mapování pro výzkum vývoje vodních ploch není zcela nové. V minulých letech byly analýzy tohoto typu realizovány pro povodí Bystřice, Jevišovky a Opavy s cílem identifikace zaniklých rybníků s potenciálem obnovy [13]. Jednalo se však o identifikaci rybníků většího rozsahu, jelikož analýzy byly prováděny především za účelem posouzení potenciálu obnovy. V případě analýz prezentovaných v tomto článku se ovšem jedná především o vytvoření podkladu pro hodnocení historického vývoje vodních ploch, přičemž cílem bylo zjistit celkové množství rybníků vyskytujících se v době zpracování použitého mapového díla v zájmovém území. Jedním z dalších cílů bylo také identifikovat rybníky zaniklé pro získání informace o úbytku vodních ploch na přelomu 18. a 19. století. Budování malých vodních nádrží je uvažováno jako jeden z prostředků zvyšování retence vody v krajině a boje se suchem a znalost polohy zaniklých rybníků může být v tomto směru užitečným podkladem, byť je nutno podotknout, že při plánování výstavby malých vodních nádrží k uvedenému účelu je zapotřebí posoudit všechny její možné dopady na hydrologický režim i další aspekty.

Obr. 1. Poloha zájmového území – povodí Blanice
Fig. 1. Location of the study area – catchment of Blanice River

Identifikace byla v první fázi testována pro povodí Blanice, která je levostranným přítokem Sázavy, do níž se vlévá u Českého Šternberka. Jedná se o jednu ze čtyř oblastí, které jsou předmětem zkoumání v rámci projektu DG16P02M036 „Údržba, opravy a monitoring hrází historických rybníků jako našeho kulturního dědictví” [14]. Povodí se nachází jihovýchodně od Prahy (viz obr. 1), má rozlohu 543,3 km2 a jeho hydrografická síť je tvořena Blanicí, jejím hlavním levostranným přítokem Chotýšankou a řadou menších přítoků těchto toků.

Metodika

Mapy I. rakouského vojenského mapování mají ve srovnání s mapami pozdějšími mnohem menší polohovou přesnost. Od toho se odvíjí i způsob, kterým bylo nutno je analyzovat. Ten spočíval v tom, že pro každý rybník zakreslený na těchto mapách byla identifikována jeho poloha v současných mapových podkladech v prostředí GIS.

Rybníky zakreslené na mapách I. vojenského mapování byly mapovány v několika ohledech:

  • v případě dosud existujících rybníků byla zaznamenávána existence v období 1764–1768 (existence byla předpokládána v případě zakreslení rybníka v mapě I. rakouského vojenského mapování),
  • u rybníků, které se do současnosti nezachovaly, byla klasifikována identifikovatelnost a patrnost hráze v současném terénu,
  • u relativně dobře identifikovatelných rybníků, které se do současnosti nedochovaly, byl prováděn přibližný zákres na základě současné topografie.
Tabulka 1. Kategorie identifikovatelnosti rybníků zakreslených na mapách I. rakouského vojenského mapování
Table 1. Categories of identification accuracy of fishponds depicted on maps of 1st Austrian Military Survey

V první fázi byly prozkoumávány mapy s ohledem na pouhou identifikaci rybníků zachycených na mapách I. rakouského vojenského mapování, a to jak s ohledem na rybníky dosud existující, tak ty již zaniklé. Identifikace byla prováděna tak, že pro každý rybník zachycený na staré mapě byla provedena identifikace na současných mapách. Postup byl takový, že nejprve byl na mapě I. rakouského vojenského mapování vybrán rybník, a následně byla jeho poloha hledána nad současnými mapovými podklady. Následně byla ještě provedena konfrontace s mapami II. a III. rakouského vojenského mapování. Místo bylo označeno bodem a následně mu byly přiřazeny dva atributy – přesnost identifikace a existence hráze. Oba uvedené atributy mají formu kategorií, jejichž podrobný popis je uveden v tabulkách 12.

V případě identifikace polohy na současných mapách bylo použito několika hlavních indikátorů. V prvé řadě byl identifikován tok, na němž se rybník nacházel. Dále byly identifikovány přítoky, které se v jeho blízkosti nacházely, nedaleké obce a významné terénní útvary (především vrcholy kopců). Dalším významným podkladem byla podrobná výškopisná data a z nich odvozený stínovaný model reliéfu. Konkrétně byla využita vrstva Digitálního modelu reliéfu 5. generace (DMR5G) dostupná jako ArcGIS služba na portálu http://ags.cuzk.cz/arcgis2/services/dmr5g/ImageServer. Tento podklad byl důležitý především s ohledem na klasifikaci existence pozůstatků hráze, užitečný byl však i pro prvotní identifikaci polohy.

Obr. 2. Rybník východně od obce Šebířov na mapě I. rakouského vojenského mapování
Fig. 2. Fishpond east of village Šebířov captured on map of 1st Austrian Military Survey

U větších rybníků byla identifikace zpravidla poměrně snadná, v některých případech nebylo nutno lokalizaci provádět, protože rybníky byly zakresleny ve vrstvě digitalizovaných vodních ploch zachycených na mapách II. rakouského vojenského mapování [15]. Na obr. 2 je znázorněn rybník zakreslený na mapě I. rakouského vojenského mapování v blízkosti obce Šebířov (okr. Tábor). V současnosti se v těsné blízkosti obce rybník nenachází, je však zachycen právě ve vrstvě digitalizovaných vodních ploch z map II. rakouského vojenského mapování (viz obr. 3 se zobrazeným polygonem rybníka ze zmiňované vrstvy nad Základní mapou ČR).

Obr. 3. Rybník východně od obce Šebířov na mapě II. rakouského vojenského mapování (vlevo) a digitalizovaný polygon nad Základní mapou ČR (vpravo, červeně se šrafou rozsah z mapy II. rakouského vojenského mapování, fialově čerchovaně rozsah odpovídající přibližně mapě I. rakouského vojenského mapování)
Fig. 3. Fishpond east of village Šebířov captured on map of 2nd Austrian Military Survey (left) and digitized polygon underlain by Basic map of the Czech Republic (right, red border which hatch corresponds to extent in maps of 2nd Austrian Military Survey, violet dashed line describes approximate extent corresponding to map of 1st Austrian Military Survey)
Tabulka 2. Kategorie existence pozůstatků hráze v současnosti
Table 2. Categories of dam remains existence at present

Obdobným příkladem jako v předchozím případě je rybník, který na mapě I. rakouského vojenského mapování nese název Lounjowitz Teich (Louňovický rybník) a nacházel se přímo na toku Blanice severně od Louňovic pod Blaníkem (viz obr. 4). Hráz tohoto rybníka zůstala zachována dodnes zejména proto, že po ní vedla a stále vede komunikace (viz obr. 5), která překonává poměrně zaříznuté údolí Blanice. I tento rybník je patrný ještě na mapách II. rakouského vojenského mapování, zde je však zakreslen již mnohem menší rozsah zátopy (viz obr. 6). Na mapě III. rakouského vojenského mapování již vodní plocha znázorněna není.

Obr. 4. Louňovický rybník severně od obce Louňovice pod Blaníkem na mapě I. rakouského vojenského mapování
Fig. 4. Louňovický fishpond north of Louňovice pod Blaníkem captured on map of 1st Austrian Military Survey
Obr. 5. Hráz bývalého Louňovického rybníka
Fig. 5. Dam of former Louňovický fishpond

V případě menších rybníků, kterých je na mapách I. rakouského vojenského mapování zachyceno velké množství, byla situace jiná. S ohledem na způsob pořizování map je jejich polohová přesnost velmi malá a identifikace takovýchto rybníků je značně obtížná. V mnoha případech nezůstala s ohledem na její původní malou velikost zachována v důsledku působení přírodních i antropogenních procesů ani hráz. Velmi dobrým příkladem této situace je soustava rybníků v okolí Křtěnovic. Na mapě I. rakouského vojenského mapování (viz obr. 7) je patrné, že se zde nacházela řada rybníků na samotném Křtěnovickém potoce i na jeho přítocích. Na mapách II. rakouského vojenského mapování i na současných mapách je rybníků zachyceno mnohem méně (viz obr. 8). Příkladem zaniklého rybníka, u kterého je poloha dobře identifikovatelná, je rybník jižně od obce, jehož hráz zůstala do dnešní doby zachována, a je patrná na všech prezentovaných mapových podkladech. Na druhou stranu dva rybníky na levostranném přítoku, které se v minulosti nacházely pod tím, který se zachoval do současnosti, jsou s ohledem na polohu identifikovatelné velmi obtížně. Jediné, co je víceméně jisté, je, že tyto dva rybníky se nacházely na toku mezi rybníkem dochovaným a soutokem s Křtěnovickým potokem. Na mapě I. rakouského vojenského mapování je na levostranném přítoku zaznamenán ještě jeden rybník, který se nacházel nad rybníkem dochovaným dodnes. Jeho poloha je ještě obtížněji identifikovatelná, protože jej lze vztahovat pouze k rybníku dochovanému a sedlem, od kterého vychází údolnice, v níž se tok nachází. Obdobně je alespoň přibližně identifikovatelná poloha prostředního rybníka na pravostranném přítoku, jelikož níže položený rybník se dochoval a poloha výše položeného rybníka je identifikovatelná na mapě II. rakouského vojenského mapování.

Obr. 6. Louňovický rybník severně od obce Louňovice pod Blaníkem na mapě II. rakouského vojenského mapování (vlevo) a digitalizovaný polygon nad Základní mapou ČR (vpravo, červeně se šrafou rozsah z mapy II. rakouského vojenského mapování, fialově čerchovaně rozsah odpovídající přibližně mapě I. rakouského vojenského mapování)
Fig. 6. Louňovický fishpond north of Louňovice pod Blaníkem captured on map of 2nd Austrian Military Survey (left) and digitized polygon underlain by Basic map of the Czech Republic (right, red border which hatch corresponds to extent in maps of 2nd Austrian Military Survey, violet dashed line describes approximate extent corresponding to map of 1st Austrian Military Survey)

Výsledky

V povodí Blanice bylo z map I. rakouského vojenského mapování identifikováno celkem 818 rybníků a vodních ploch včetně těch nejmenších. Z tohoto počtu se jich celkem 430 dochovalo v nějaké míře do současnosti. Zbylých 385 rybníků od období I. rakouského vojenského mapování zaniklo. Z celkového množství zaniklých rybníků jich bylo 89 lokalizováno jednoznačně, u ostatních byla jejich poloha identifikována s menší úrovní spolehlivosti. V případě 53 zaniklých rybníků byla na základě analýzy mapových podkladů nalezena celá původní hráz nebo její většina, u dalších 55 byly na podrobném modelu reliéfu identifikovány stopy hrází či jejich pozůstatky. Některé z těchto 55 rybníků byly kategorizovány do druhé třídy přesnosti určení polohy, neboť ne vždy bylo s jistotou možné určit, zda se skutečně jedná o pozůstatek tělesa hráze nebo o jiný terénní útvar.

Obr. 7. Rybníky v okolí Křtěnovic zachycené na mapě I. rakouského vojenského mapování
Fig. 7. Fishponds in the vicinity of Křtěnovice captured on map of 1st Austrian Military Survey
Obr. 8. Okolí Křtěnovic zachycené na mapě II. rakouského vojenského mapování (vlevo), na Základní mapě ČR (uprostřed) a na Digitálním modelu reliéfu 5. generace (vpravo)
Fig. 8. The vicinity of Křtěnovice on map of 2nd Austrian Military Survey (left), on Basic map of the Czech Republic (middle) and Digital Relief Model of 5th Generation (right)

S ohledem na zastoupení jednotlivých kategorií zachovalosti hráze je zřejmé, že u přesněji lokalizovaných zaniklých rybníků je větší zastoupení těch, u nichž se zachovala hráz, jelikož její pozůstatky byly jedním z vodítek při lokalizaci. Naopak ve skupině rybníků, které byly lokalizovány pouze orientačně, nebyly identifikovány ani stopy původních hrází. Z pohledu zachovalosti hráze je proto zajímavé především zastoupení jednotlivých kategorií pro zaniklé rybníky, které byly identifikovány jednoznačně. Toto zastoupení je znázorněno v grafu na obr. 9.

Obr. 9. Zastoupení kategorií identifikace hráze u zaniklých rybníků, které byly lokalizovány velmi přesně
Fig. 9. Frequency of dam existence categories for accurately identified extinct ponds

Dalším zajímavým výsledkem provedených analýz je prostorové rozmístění rybníků existujících v období II. rakouského vojenského mapování. Toto rozmístění v ploše povodí je znázorněno v mapě na obr. 10. Z mapy je patrné, že v severovýchodní části povodí v blízkosti soutoku Blanice se Sázavou se v minulosti nacházelo jen velmi malé množství rybníků. Výrazně nižší hustota vodních ploch v této části zájmového území je patrná i při pohledu na aktuální stav. Nejvyšší koncentraci rybníků pak lze najít v jihozápadní části území na horním toku Chotýšanky a v povodí Slupského potoka.

Obr. 10. Mapa rozmístění rybníků identifikovaných na mapách I. rakouského vojenského mapování
Fig. 10. Map of position of fishponds identified on maps of 1st Austrian Military Survey

Při bližším pohledu na jednotlivá dílčí území je také patrná nerovnoměrnost rozmístění rybníků. Rybníky jsou často shluknuty v blízkosti sídel, což je pochopitelné s ohledem na potřebu dostupnosti při správě a využívání. Často se v území vyskytují kaskády rybníků (například na Zhořském nebo Křtěnovickém potoce) nebo celé soustavy (například v okolí Jankova). Zajímavostí je též výskyt nebeských rybníků umístěných v sedlech. Jedním z nich je rybník nesoucí v současnosti jméno Mikuláš, který se nachází severozápadně od Mladé Vožice. Jeho současný rozsah je oproti tomu zaznamenanému na mapě I. rakouského vojenského mapování výrazně menší, když v minulosti měl hráz po obou stranách sedla a byl více než pětinásobný. Obdobně tomu bylo i u rybníka, který nese v současnosti název Suchý a který se nachází nedaleko západním směrem. Další takovéto rybníky se nacházely například mezi Jankovskou Lhotou a Stržencem v lokalitě V Boroví (v současnosti zachována pouze západní část) nebo v blízkosti Kaliště v lokalitě Kačiny (plocha bývalé zátopy je v současnosti odvodňována z části Strženeckým potokem a z části bezejmenným pravostranným přítokem Janovského potoka do Konopišťského potoka mimo zájmové území).

Závěr

Výsledky provedených analýz prezentovaných v tomto článku jsou především velmi vhodným podkladem pro výzkum dynamiky vývoje krajiny v zájmovém území. Použitý postup analýzy se ukázal jako poměrně zdlouhavý, s ohledem na vlastnosti použitého mapového díla ovšem asi jako jediný možný. S ohledem na skutečnost, že byly mapovány i nejmenší vodní plochy, se jedná o první takovéto zpracování většího území. Z výsledků je patrné, že řada rybníků existujících ve druhé polovině 18. století do dnešní doby zanikla. Na druhou stranu je při porovnání se současným stavem území zřejmé, že od té doby vznikla řada nových. V následující fázi výzkumu budou dosažené výsledky využity především pro potřeby hodnocení postupného vývoje krajiny s ohledem na koncentraci a rozmístění vodních ploch v jednotlivých historických obdobích. Vytvořená vrstva může také posloužit při plánování výstavby malých vodních nádrží v zájmové oblasti formou obnovy zaniklých rybníků.

Poděkování

Výzkum prezentovaný v tomto článku byl realizován v rámci výzkumného projektu NAKI II DG16P02M036 „Údržba, opravy a monitoring hrází historických rybníků jako našeho kulturního dědictví“ financovaného Ministerstvem kultury České republiky.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Rybníky jsou v posledních letech velmi často zmiňovány v souvislosti s prevencí negativních následků sucha. Jsou uváděny jako jedno z širokého spektra opatření. Opatření je vskutku nutno diverzifikovat, jelikož dopady sucha jsou taktéž velmi různorodé. Aby však bylo možné rybníky a malé vodní nádrže využívat jako opatření daného typu, je nutné znát všechny aspekty, nebo alespoň ty nejvýznamnější, jejich vlivu na hydrologický režim. Mnohdy jsou totiž uváděny pouze dílčí funkce či procesy související s výskytem rybníků v krajině, a to jak v pozitivním smyslu, tak v tom negativním. Často je takovéto vytržení používáno účelově. Na tomto místě je třeba udělat menší terminologické intermezzo. V tomto textu je používán termín rybník, myšleny jsou ovšem malé vodní nádrže obecně. Termín rybník by měl být používán spíše pro nádrže určené primárně pro chov ryb, veřejností však je používán zpravidla právě v širším smyslu, a z toho důvodu je tomu tak i zde.

Obr. 1. Rybník Vavřinec

S ohledem na vliv rybníků na hydrologický režim je třeba zmínit několik hlavních aspektů. Velmi často jsou rybníky zmiňovány jako prostředek ke zvýšení retence vody v krajině. To je bezpochyby pravda, jelikož voda v rybnících je vodou zadržovanou v krajině. Samozřejmě se nejedná o vodu, která by byla významným způsobem s viditelným efektem dále přímo využitelná, pokud se nejedná o nádrže provozované jako zásobní pro nějaký specifický účel, jakým může být třeba závlaha. Voda zadržovaná v rybnících tedy je víceméně statickou zásobou, která umožňuje především plnění primárních funkcí těchto nádrží (chov ryb, ekologické a krajinotvorné funkce, rekreace apod.). Krom toho existuje řada dalších vlivů rybníků na oběh vody a také na mikroklima.. Mikroklima je ovlivňováno prostřednictvím výparu z vodní hladiny zejména tak, že je vzduch nad hladinou rybníků ochlazován díky spotřebě energie potřebné ke změně skupenství vody z kapalného na plynné. Tento vliv lze obecně chápat jako pozitivní, má však i svou druhou stránku. Tou je odčerpávání vody z hydrografické sítě právě prostřednictvím výparu. Zjednodušeně řečeno voda vypařená z hladiny rybníků chybí ve vodních tocích pod nimi.

Obr. 2. Rybník Mrštín

V případě rybníků se ovšem nejedná pouze o vodu, která se nachází v jejich zásobním prostoru. Díky vzdutí hladiny vody v rybnících totiž dochází i ke zvýšení hladiny podzemní vody jejich okolí. Množství vody zadržované v krajině díky rybníkům je tak ještě vyšší. Množství vody, která je takto v krajině zadržena, velmi závisí na vlastnostech geologického prostředí. Krom toho, že tvoří zásobu, může být v řadě případů využita vegetací v okolí vodní plochy. Dopady rybníků na krajinu a zejména hydrologický režim jsou tedy velmi komplexní a jako takové je zapotřebí je vnímat.

Obr. 3. Nově postavený rybník u obce Mostiště

Vzhledem k tomu, že téma vlivu rybníků na hydrologický režim a krajinu obecně je velmi aktuální, bylo formou veřejné zakázky Technologickou agenturou České republiky zadáno na základě potřeby Ministerstva životního prostředí řešení výzkumného projektu s názvem Vliv malých vodních nádrží na hladinu podzemních vod a celkovou hydrologickou bilanci s důrazem na suchá období (kód projektu TITSMZP809). Projekt je řešen od května 2019 do konce roku 2021 konsorciem složeným z Českého vysokého učení technického v Praze, Českého hydrometeorologického ústavu a Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka. Problematika, kterou se projekt zabývá, je široká. Nejdůležitějšími aspekty, které projekt zahrnuje, je využití přímého monitoringu a metod dálkového průzkumu Země. Pro potřeby experimentálního měření byly vybrány tři lokality, ve kterých bylo zavedeno komplexní měření veličin potřebných pro detailní bilanční posouzení. Jedná se o rybníky Vavřinec na toku Výrovky (okr. Kutná Hora) a Mrštín na toku Vlkavy (okr. Mladá Boleslav) a nově postavený rybník u obce Mostiště (okr. Rokycany). První dva rybníky byly zvoleny tak, aby pokryly dva nejvýznamnější geologické útvary – krystalinikum, resp. Křída, třetí byl vybrán doplňkově, jelikož se nabízela jedinečná možnost postihnout ovlivnění hladiny podzemní vody během prvního napouštění. V prvních dvou uvedených lokalitách byl zajištěn monitoring nejdůležitějších hydrologických veličin (průtoky na přítocích i odtocích z rybníků) a meteorologické veličiny (teplota, srážky, vlhkost vzduchu apod.). Ve třetí lokalitě (Mostiště) chybí měření přítoku do nádrže, protože přítoky jsou natolik malé, že jsou neměřitelné s požadovanou přesností. V blízkém okolí rybníků pak byl zřízen i monitoring hladiny podzemní vody prostřednictvím monitorovacích vrtů.

Vzhledem k tomu, že výzkum je teprve v počátku, nejsou dosud k dispozici výsledky, které by bylo možno zveřejnit. Publikovány budou v následujících letech.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Jste ředitelem Střední rybářské školy ve Vodňanech. Nedá mi to, abych nezačal rozhovor významným výročím, které Vaše škola v letošním roce slaví. Jedná se o sté výročí založení školy. Mohl byste našim čtenářům sdělit nejdůležitější události, které se za těch sto let ve Vaší škole udály?

Spíše uvedu hlavní mezníky v historii školy. Od roku 1920 až do padesátých let minulého století byla škola dvouletá a studovalo zde i několik desítek zahraničních studentů z jazykově blízkých zemí. V době svého založení byla první rybářskou školou v Evropě s denní formou vyučování oboru Rybářství. Od druhé poloviny minulého století je škola čtyřletá, ukončená maturitní zkouškou. Od roku 1996 při škole vznikla Vyšší odborná škola vodního hospodářství a ekologie, která v současné době otevírá jen dálkovou formu studia. Od roku 2011 jsou ve škole vyučována dvě studijní zaměření, a to tradiční Chov ryb a nové Vodní stavby v rybářství.

Předpokládám, že tak významné výročí náležitě oslavíte. Mohl byste našim čtenářům sdělit, co a kdy se bude v rámci oslav konat?

Oslavy 100. výročí proběhnou v sobotu 23. května 2020. V areálu školy připravujeme slavnostní shromáždění, odhalení pamětní desky, prodej upomínkových předmětů a učebnic, menší kulturní program, dvě tematické výstavy. Oslavy budou cílené na pozvané hosty, absolventy školy i veřejnost.

Ředitelem jste již desátý rok. Mohl byste zhodnotit, co se za tu dobu ve škole změnilo, co se Vám podařilo udělat?

Především se povedlo rozběhnout nové studijní zaměření (Vodní stavby). S tím byla spojena potřeba vzniku nové odborné učebny, její vybavení pomůckami a přístroji, vydání několika odborných učebnic i zajištění výuky odbornými učiteli se stavebním zaměřením. To vše se nám podařilo. Podařilo se nám školu moderně vybavit pomůckami pro výuku, zejména jsme modernizovali halu rybářské mechanizace. Dále jsme vybudovali okrasné jezírko s podzemní učebnou a mokřadní biotop s vodními rostlinami. Škola byla opatřena novou fasádou a nově upravena byla i školní zahrada a další prostranství areálu školy. V půdních prostorách vzniklo školní rybářské muzeum.

Školní rybářské muzeum není zase tak běžnou součástí českých škol, kdo s touto myšlenkou přišel, jaký je zájem mezi veřejností a co je možné v rámci prohlídky vidět?

Myšlenka na vytvoření historické expozice byla několik let stará. S kolegy jsme diskutovali, že by „staré“ pomůcky, vycpaniny, modely a další bylo hezké nějak vystavit a umožnit zájemcům prohlídky takové expozice. Nakonec z toho vzniklo plnohodnotné muzeum. Zájem je zejména ze základních škol a rybářských kroužků, kterým zajišťujeme komentované prohlídky na základě objednání. O prázdninách u nás máme brigádníky – průvodce a pro veřejnost probíhají hodinové prohlídky. Polovina času je věnována rybám v akváriích v suterénu školy a polovina muzeu. Zajímavostí je Amazonské akvárium s rejnoky a akvárium simulující prostředí horského potoka se pstruhy, raky a dalšími organizmy.

Musím říci, že Vaše škola je moc hezká. Když jsem tam byl v létě na návštěvě, zrovna probíhala další část rekonstrukce. Máte v plánu ještě nějaké další úpravy?

V současnosti se snažíme hlavně vše úplně dokončit a některé věci doladit. Ještě do oslav výročí bychom chtěli ve školní zahradě realizovat přístřešek s tematickou historickou expozicí. Jednalo by se o vystavení dřevěné výpustní roury, lopatové výpusti, části dřevěného vodovodu, přenosného šroubového táhla, starých sítí, které jsme za léta nashromáždili.

V areálu školy máte nově vybudované jezírko s oknem pro pozorování ryb pod vodou. Když jsem se u Vás byl podívat, říkal jsem si, že bych tam vydržel sedět hodiny a jen koukat na ryby. Je o něj zájem mezi Vašimi studenty, případně u veřejnosti? A v čem spatřujete jeho hlavní přínos pro ně?

Ta odpověď bude trochu širší. Stavba jezírka má svůj důvod v návaznosti na výuku odborného předmětu Okrasné nádrže. Jezírko tedy primárně slouží k výukovým účelům, protože chceme, aby absolventi našeho stavebního zaměření měli pro své budoucí uplatnění co nejširší možnosti, tedy získali kompetence hlavně v otázkách údržby jezírka, jakéhosi servisu. Pro nás je důležité, že studenti umí čistit filtrační náplně, učí se sledovat parametry vody, odkalují nádrž, krmí ryby. Současně také pečují o sousedící malou botanickou zahradu vodních rostlin. Přes sklo pak mohou pozorovat životní projevy asi desítek atraktivních druhů ryb (např. veslonosi, jeseteři, kapři koi). Pohled na rostoucí, zdravé a spokojené ryby je pro nás i studenty jakási třešnička na dortu.

Vaši školu od jejího založení absolvovalo přes 2 600 studentů. Máte představu o tom, kolik Vašich absolventů za dobu vašeho působení zůstalo takzvaně „u fochu“?

Statistiku nemáme. Odhadem to může být tak jedna třetina, pokud hovoříme o čistokrevné rybařině. Při srazech absolventů zjišťuji, že řada z nich působí ve velmi blízkých profesích ve státní správě, ve státních podnicích Povodí, ve výzkumu, ve vodohospodářských institucích, někteří pracují jako hospodáři rybářských revírů. Asi třetina studentů dosahuje vysokoškolského vzdělání. Pak působí spíše ve vedení firem nebo v soukromé sféře.

Číslo časopisu VTEI, ve kterém vyjde tento rozhovor, je věnováno rybníkům. Jaký vztah máte k rybníkům Vy?

Samozřejmě pozitivní a velmi vřelý. Pocházím z Vodňan obklopených asi 25 rybníky. Pokud se dlouhodobě ocitnu v oblasti, kde chybí vodní plochy, pociťuji časem, že mi v ní něco chybí. To je význam rybníků řekněme krajinotvorný a estetický, což silně vnímám. Navíc na rybníky jsou vázány břehové porosty, dřeviny, vodní rostliny a mnoho vodních organizmů. Krajina s rybníky se jistě vyznačuje vyšší druhovou diverzitou, a tím je pestřejší a živější. Pro mě ale rybníky souvisí hlavně s rybami. Jako kluk jsem po výlovech lovil zbylé ryby a ty jsem si nosil domů. Tak nějak u mě vznikl vztah k budoucí profesi.

V posledních letech jsme se v České republice potýkali s intenzivním suchem. Řada chovných rybníků musela být slovena a vypuštěna, protože buď neměly pro rybí obsádku dostatek vody, nebo bylo nutno doplnit vodu v rybnících níže položených. Setkal jste se ve svém okolí s obdobnými problémy?

Ano, setkal. Největší problémy mají rybníky, které nejsou postaveny ve vazbě na nějakou vodoteč (náhon, řeku, potok) se stabilním přítokem. Jsou tedy závislé hlavně na srážkách v jejich povodí. Tyto problémy se týkají v současnosti všech rybářských podniků. Největší ale byly asi na střední a jižní Moravě, ale i v jižních Čechách.

Jak vidíte budoucnost rybnikářství v České republice?

Rybnikářství jako tradiční odvětví naší hospodářské činnosti jistě bude fungovat i v budoucnu už proto, že má za sebou téměř tisíciletou historii. Problémy se mu ale nevyhnou. Hlavními jsou v současnosti rybožraví predátoři, kteří způsobují velké škody na obsádkách a pak klimatické změny. V poloprázdných rybnících se ryby chovají těžko. Složitější problematika je, kam se bude směrovat technologie chovu ryb v rybnících a intenzita tohoto chovu. Podle mého názoru je produkce ryb z rybníků na svém vrcholu. Přál bych si, aby větší prostor dostaly doplňkové hodnotné druhy ryb, zejména dravé, což by bylo příznivé pro producenty ryb i po ekonomické stránce. Jenže ono to není tak jednoduché, rybáři se o vyšší produkci tzv. doplňkových druhů ryb dlouhodobě snaží, ale ne vždy se to daří. Příkladem je třeba lín nebo síhové, kde produkce v minulosti byla vyšší. Je to především otázka uvážlivé výše obsádek kapra vzhledem k přirozené úživnosti rybníků a vhodného nastavení polykulturních obsádek vzhledem k charakteru rybníka. Důležité ovšem je také to, aby kapr a další sladkovodní ryby byly častěji na našem jídelníčku, tedy nejen o Vánocích. Jinými slovy, aby byl stabilní zájem o naše sladkovodní ryby.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Dne 13. ledna 2020 odešel ve věku 70 let Mgr. Josef Smrťák, dlouholetý redaktor časopisu VTEI. Za dobu jeho profesní kariéry mu pod rukama prošly tisíce rukopisů odborných textů, ať to bylo v redakci nakladatelství Academia, časopisu Vodní hospodářství, či časopisu VTEI, kde působil s malou přestávkou dlouhých 24 let. Nelehký úděl redaktorů kultivovat odborné texty zvládal bravurně. S obrovskou trpělivostí opravoval rukopisy. Nikdy si nestěžoval na prohřešky proti českému jazyku, jak jemně nazýval chyby, se kterými se na redakčním stole velmi často setkával.

Mgr. Smrťák byl velmi vzdělaný, miloval umění, literaturu a cestování. Byl kamarádský, laskavý a vstřícný. Uměl poutavě vyprávět a všechny tyto jeho vlastnosti z něj dělaly skvělého společníka. Stále usměvavý, takového si ho budeme pamatovat a tak zůstane v našich srdcích.

Úprava odborného textu, Josef Smrťák, 1996

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Dvacátého čtvrtého listopadu, na sklonku minulého roku, zemřel Ing. Pavel Horák, CSc., který pracoval v našem výzkumném ústavu na brněnské pobočce téměř čtyřicet let.

Ing. Pavel Horák, CSc., se narodil 19. prosince 1942 v Havlíčkově Brodě. Základní školu ukončil v roce 1956 a střední všeobecně vzdělávací střední školu v roce 1959. V letech 1959–1960 musel z kádrových důvodů (nedělnický původ) jeden rok po maturitě pracovat jako dělník v Okresním stavebním podniku Tišnov a v Melioračním družstvu Tišnov. Až v roce 1960, po této tzv. „nápravě kádrového profilu“, podle tehdejších požadavků, mu bylo umožněno zahájit studium na Vysokém učení technickém v Brně – Fakultě stavební, obor Zdravotně vodohospodářské stavby. Studium zde úspěšně ukončil v roce 1965. Ve stejném roce nastoupil do Hydroprojektu Brno. Zde pracoval až do roku 1977 jako vedoucí analytik. Jen krátkou dobu byl zaměstnán ve Vodních zdrojích jako samostatný přípravář. V březnu 1978 nastoupil jako samostatný odborný pracovník – specialista na aplikace výpočetní techniky do Výzkumného ústavu vodohospodářského, pobočky Brno, na základě předchozí externí spolupráce s Ing. Mrázkem. V roce 1980 zahájil externí vědeckou aspiranturu na Vysokém učení technickém v Brně, katedře zdravotního inženýrství, u doc. Ing. Milana Šerka, CSc. V dubnu 1988 mu byla Vědeckou radou Fakulty stavební Vysokého učení technického v Brně udělena vědecká hodnost kandidáta technických věd. V letech 1984–1995 zde rovněž působil jako externí pedagog na Katedře zdravotního inženýrství. Od roku 1990 Ing. Pavel Horák, CSc., zastával na brněnské pobočce funkci vedoucího oddělení 522 – vodohospodářské bilance, od roku 1994 vedl řešitelské týmy věnující se „Začlenění saprobiologického monitoringu Státní vodohospodářské bilance do systému sledování a hodnocení jakosti vod“ a „Novelizaci systému vodohospodářské evidence“. V dubnu 2006 Ing. Pavel Horák, CSc., odešel do důchodu – s naším ústavem však spolupracoval až do března 2009.

Odborná činnost Ing. Pavla Horáka, CSc., byla značně rozsáhlá. V devadesátých letech minulého století a na počátku tohoto století pracoval na úkolech: „Studie protipovodňové ochrany v okrese Šumperk“, „Systém sběru a zpracování dat – návrh reformy výkaznictví pro EU“ a „Novelizace vodohospodářské evidence“. V rámci posledního jmenovaného úkolu pak zpracoval návrh znění vyhlášky stanovující rozsah a způsob vedení evidence rozhodnutí vodoprávních úřadů vymezující rozsah údajů a způsob jejich ukládání do informačního systému veřejné správy a způsob přechodu informací z dosavadní vodohospodářské evidence a souhrnné vodohospodářské evidence do tohoto informačního systému. Významnou měrou se podílel na koncepčních přípravách třetího zpracování Směrného vodohospodářského plánu a na významné publikaci Vodohospodářský sborník SVP ČR 1995, druhý díl, následně pak na přípravě nového znění vodního zákona a detailní implementaci Směrnice Evropské unie pro vodní politiku Společenství. Po roce 2000 vedl úkol „Studie o personální a finanční náročnosti reportingu v oblasti voda“ a „Legislativní zajištění reportingu do EU v oblasti voda“. Ing. Pavel Horák, CSc., se však především dlouhodobě věnoval problematice celostátního programu saprobiologického monitoringu, provozovaného na pobočce v Brně od roku 1975, kde navazoval na svého předchůdce – Ing. Květoslava Mrázka. Tento monitoring byl následně realizován převážně v rámci úkolu „Státní vodohospodářská bilance a metody jejího zpracování“.

Při vzpomínce na Pavla, jako bývalého spolupracovníka, se s největší pravděpodobností především vybaví jeho výrazné osobní vlastnosti – spolehlivost, přesnost, důslednost a svědomitost a trvalý zájem o nové poznání, pro které byl vysoce ceněn nejen jako pracovní kolega, ale i jako obětavý otec rodiny se dvěma syny.

 

S úctou vzpomínají kolegové z VÚV TGM

Posted by & filed under Technologie vody, vodárenství, čistírenství.

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.

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.

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.

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 Aplikovaná ekologie, Hydrochemie, radioekologie, mikrobiologie, hydrobiologie.

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 pokry