Posted by & filed under Aplikovaná ekologie.

Souhrn

Periodická sucha v malých vodních tocích jsou způsobena klimatickými změnami, ale i nevhodným hospodařením se srážkovou i povrchovou vodou. Působí­­­‑li tyto faktory najednou, dochází k rychlým poklesům vodní hladiny až úplnému vyschnutí dlouhých úseků toků. Takové změny jsou pro vodní faunu, potažmo zvláště chráněné druhy raků, často fatální.

Tento příspěvek přináší řadu příběhů roku 2015 spojených se suchem, raky a jejich záchrannými transfery. Tyto záchranné transfery byly v mnoha případech provedeny neodborně, bez patřičných povolení a mohly více uškodit než pomoci. Proto se tento příspěvek zabývá též legislativními a odbornými aspekty takovýchto záchranných transferů a navrhuje postupy, jak v těchto případech správně postupovat.

Svobodova ilustracni obrazek1
Rak říční

Úvod

Na přelomu tisíciletí byla na mnoha tocích opakovaně zaznamenána historická minima v průtocích za období, během nichž jsou toky sledovány [1]. V roce 2003 a 2015 hladiny řek viditelně poklesly zejména po průběhu extrémně teplého počasí. Velmi nízké průtoky až vyschnutí toku mají závažné dopady na přežívání vodních organismů, ale negativně ovlivňují i jakost vody [2]. Kromě ryb ohrožují vyschlé toky i vodní makrozoobentos, mezi který patří i kriticky ohrožené druhy raků.

V České republice se vyskytuje pět druhů raků, jen dva jsou zde ale původní – rak kamenáč (Austropotamobius torrentium Schrank, 1803) a rak říční
(Astacus astacus L.). Oba druhy patří mezi zvláště chráněné druhy v kategorii kriticky ohrožený [3, 4]. Kromě těchto dvou druhů se v ČR vyskytuje rak bahenní (Astacus leptodactylus Eschscholtz, 1823), původem z východní Evropy. Byl u nás vysazován na konci 19. století jako náhrada za račím morem zdecimované populace raků říčních. I přesto je chráněn zákonem, a to jako ohrožený druh [3, 4].

Další dva nepůvodní druhy, rak pruhovaný (Orconectes limosus Rafinesque, 1817) a rak signální (Pacifastacus leniusculus Dana, 1852) pochází ze Severní Ameriky a jsou spojeny s račím morem – onemocněním, způsobeným parazitickou řasovkou (oomycetou) hnilečkem račím (Aphanomyces astaci Schikora, 1906). Americké druhy raků, samy vůči infekci výrazně odolné, jsou přenašeči tohoto onemocnění, a v důsledku jejich opakovaných nechtěných (v polovině 19. století)
nebo záměrných (v druhé polovině 20. století) introdukcí do Evropy decimuje tato nemoc populace původních raků již po desítky let.

Kromě vysychání toků existuje v současné době celá řada vlivů, které mají negativní dopad na populace původních raků. Jedná se především o změny v hydromorfologii toků [5], predaci [6] nebo lokální otravy [7, 8]. Nejvýraznější hrozbou však stále zůstávají americké druhy raků a jejich šíření; ať již přirozenou cestou po Labi z Německa, tak i nezodpovědnými přenosy raků na nové lokality, především sportovními i profesionálními rybáři nebo akvaristy [9].

Na vysychání lokalit se podílí řada faktorů. Prvotní význam mají postupné změny klimatu, doprovázené především nerovnoměrnou distribucí srážek. Dalším takovým faktorem je hospodaření se srážkovou vodou: úkolem je především zabránit rychlému odtoku srážkových vod, a naopak podporovat zadržení vody v krajině. Bohužel v řadě případů se děje pravý opak – celé plochy jsou betonovány nebo asfaltovány, takže dešťová voda rychle odtéká kanalizačními svody do vodních toků. Ty byly v minulosti v rámci proti- nebo popovodňových úprav v celých úsecích napřímeny a kanalizovány a jejich hloubková diverzita je pak minimální. Následné sucho způsobí, že celé stovky metrů koryt vodních toků jsou zcela bez vody – v napřímeném korytu voda odteče, místo aby v době sucha zůstala v hlubokých tůňkách, sloužících jako dočasné refugium pro množství vodní fauny. Posledním, i když nezanedbatelným faktorem působícím často paralelně s oběma výše uvedenými, je ještě nevhodné hospodaření s vodou, která ve vodních tocích zůstává. Sem patří především hospodaření na rybnících v povodí – jedná se v zásadě o nedodržování manipulačního řádu; v době sucha se snaží rybářský hospodář zachránit spíše „vlastní ryby“ v rybníce než navazující vodní toky. Nezanedbatelné je také využívání vody v obydlích v blízkosti vodních toků, především na zalévání zahrad, trávníků nebo čerpání vody do bazénů.

Při dlouhotrvajícím suchu hladiny vodních toků stále klesají, v menších tocích stoupá teplota vody a její jakost se zhoršuje. Se zvyšující se teplotou a vyšším znečištěním klesá ve vodě obsah kyslíku, tak potřebného pro život vodních organismů. V řadě případů jsou jako první postiženy ryby, především druhy náročné na obsah kyslíku, jako jsou ryby lososovité, pstruh nebo lipan, dále vranka obecná nebo střevle potoční. Při snižující se hladině se ryby stahují do tůní a je jen otázkou, zda daná tůň při pokračujícím vysychání skutečně poslouží jako dobré refugium. Do tůní se stahují i raci; ti jsou ovšem oproti rybám ve výhodě. Ve vhodných podmínkách (ve vlhku, např. pod převislými břehy, v norách, pod kameny) dokáží přežít i v toku, který je zcela bez vody, ostatně i jako další druhy makrozoobentosu. Je ovšem třeba zdůraznit, a zde se vracíme k tématu úprav dna a břehů vodních toků, že tok musí takové podmínky poskytovat (zastíněná místa, substrát různé zrnitosti, úkryty v podobě kořenové vegetace nebo balvanů).

Svobodova ilustracni obrazek2
Rak signální

Příběhy roku 2015

Prvním zdokumentovaným případem vlivu sucha na raky v roce 2015 byla „záchrana“ raků na Janovském potoce. Raci byli na tento potok vysazeni v roce 2007, a to nejspíš bez důkladného průzkumu lokality, protože zde dochází k vysychání toku opakovaně. V roce 2015 zde však došlo k velmi rychlému úbytku vody.

Následkem toho se chopila iniciativy místní skupina ochránců přírody, kteří bez příslušných výjimek a povolení provedli transfer do řady toků v okolí, přestože jim byl autory tohoto článku doporučen jiný postup. V důsledku toho byli vyšetřováni ČIŽP – zcela relevantně, protože tento zásah mohl nadělat více škody než užitku (viz dále).

K záchrannému transferu se uchýlili také na říčce Brzina na Příbramsku. Zde pracovníci společnosti Ochrany fauny ČR přestěhovali přibližně pět set raků do náhonu Kunclova mlýna, který leží v údolí řeky Brziny. Také Brzina má problémy s vodou každý rok, ale většinou se nízké průtoky objevují až v září. Podobný transfer zvažovali ochránci přírody také na Jesenicku, kde bylo na potoce Krasovka jednou z alternativ záchrany raků z vysychajícího toku přemístit je do nižších vodnatějších částí toku. Tato varianta je v případě záchranných transferů z důvodu sucha vždy preferovaným řešením – samozřejmě v případě, kdy se podmínky (rozuměj typ habitatu a kvalita vody) příliš neliší.

K největšímu úhynu došlo na řece Třebovce v České Třebové. Efekt sucha zde byl umocněn přívalovým deštěm – prudký déšť se silně ohřál na rozpálené asfaltové ploše přiléhající k toku a stekl přímo do řeky. Otázkou je, zda se do ohřáté vody nevyplavily toxické látky z místní komunikace. V řece uhynulo asi 300 kg raků a ryb.

V řadě případů byla mezi suchem a úhyny nalezena také jasná spojitost s již uvedeným nevhodným hospodařením na rybnících. Například na Svinařském potoce došlo v srpnu roku 2015 následkem zavření výpusti rybníka a nedodržení minimálního zůstatkového průtoku k úhynu ryb i raků. V toku se sympatricky vyskytuje rak říční a rak kamenáč. Případem se zabývala ČIŽP, ale potok byl již tak vyschlý, že i po zásahu ČIŽP, na jejíž podnět byl zvýšen průtok vody v potoce pod rybníkem, nedošlo ke zvýšení hladiny vody v místech s výskytem raků. Ačkoliv Svinařský potok je silně meliorován, v místech s výskytem raků je lemován smíšeným lesem, který rakům poskytuje dostatek úkrytů v kořenech stromů zasahujících do toku a také stín, potřebný k překonání kritického období. Oba druhy tak mohly přečkat nepříznivé období v refugiích; definitivní záchranu pro oba druhy raků přinesla až změna počasí s dlouho očekávánými srážkami. Dalším místem sporu se stala říčka Desná u Litomyšle, kde podle tvrzení ochránců přírody ze záchranné stanice měly mít rybníky u Budislavi zavřené výpustě. Případem se zabýval odbor životního prostředí v Olomouci, tvrzení se ale nepotvrdilo. Následkem sucha na říčce uhynulo pět set raků, dalších asi tisíc raků se ochráncům povedlo zachránit. Ve spolupráci s hasiči byla zatopena tůň, kam se přeživší raci stáhli a ochránci je poté rozvezli do okolních lomů, kde by měli sucho přežít.

V roce 2015 negativně ovlivnilo zhoršené podmínky na tocích i čerpání vody z toků. Na Trusovickém potoce došlo k téměř naprostému vyschnutí toku, neboť voda byla odčerpávána na zavlažování chataři, zahrádkáři a provozovateli sportovního hřiště. K velkému odběru vody dochází i proto, že obec využívá potok na obměnu vody v místním koupališti. Je zdokumentováno, že tento jev se zde opakuje každoročně. V extrémně teplých letních měsících došlo v letech 2012 a 2015 téměř k vyschnutí potoka a ryby buď uhynuly, nebo byly přesunuty do jiných řek. V roce 2015 bylo magistrátem města Olomouc na popud MO ČRS Olomouc zakázáno jakékoli čerpání vody z potoka. A podobně jako v případě Janovského potoka, přestože jsou na tomto toku opakovaně problémy s množstvím vody a vysycháním, byli zde v roce 2007 vysazeni (v rozporu s legislativou) raci říční.

Svobodova ilustracni obrazek3

Rak bahenní

Nejzávažnějším problémem sucha a s ním spojenými záchrannými transfery je ovšem případná spojitost s račím morem. Přestože symptomy provázející nákazu račím morem jsou charakteristické (raci jsou neklidní, opouští úkryty, hynou, zatímco ryby bez problémů přežívají), pro neodborníky mohou umírající raci nakažení račím morem vypadat velmi podobně jako raci umírající v důsledku nízké kvality vody nebo „sucha“. V roce 2015 došlo k úhynu na Kornatickém a Hádeckém potoce na jižním Plzeňsku. Tento úhyn byl bohužel způsoben račím morem. Byl řešen na úrovni státní správy (MŽP, KÚ Plzeňského kraje), rybářů (ZÚS ČRS) a také v médiích. V následujícím měsíci došlo ke zhoršení sucha v okolních tocích, na Chocenickém potoce a na Přešínském potoce. Zde došlo k příkladnému řešení – rybářský hospodář oznámil celou situaci jednomu z autorů tohoto článku (P. Vlach) a následně byl proveden odborný transfer D. Fischerem. Úhyny, ohlášené na Chocenickém potoce OŽP MěÚ v Blovicích, byly konzultovány s P. Vlachem; v tomto případě se jednalo většinou o svlečky raků (viz dále). Pozitivní na celé věci byl fakt, že veřejnost informovaná o rizicích račího moru reagovala uváženě a správně.

V roce 2014 byl na řece Vrchlici u Denemarkova mlýna zaznamenán hromadný úhyn raků. Byl vyloučen vliv havárie jakosti vody, zato po odborném vyšetření byl potvrzen račí mor. Populace raků nad přehradou u Chlístovic zůstala zachována – přehrada působila jako migrační bariéra a postup onemocnění tokem se zastavil. V červenci roku 2015 však byla Vrchlice nad přehradou v okolí obce Chlístovice téměř suchá; přestože neuplynul ani rok od nákazy račím morem a pravděpodobnost, že někteří nakažení jedinci nebo alespoň spory ještě mohly zůstat živé, byla velmi vysoká, místní obyvatelé přenesli živé raky do dolního toku – na místo infekce (ústní sdělení Ing. T. Just).

Závěr aneb co nikdy nedělat, a co naopak udělat

Situace roku 2015 se může kdykoliv opakovat. Letošní zima nepřinesla dostatek sněhových srážek, což může vést k poklesu hladiny podzemních vod a společně s nedostatkem srážek v letním období budou uživatelé tlačeni k co největšímu zadržování vody v nádržích nebo na jezech.

Jak se tedy zachovat, pokud nalezneme vysychající tok, ve kterém hynou raci

V první řadě – pro laika je obtížné odlišit invazní severoamerické druhy raků od druhů původních. Jsou časté případy, kdy laická veřejnost v dobré víře zachraňovala nepůvodní druhy raků, jako je rak pruhovaný nebo rak signální. Pokud jsou tito invazní raci přeneseni na lokality s výskytem raka říčního nebo raka kamenáče, hrozí velké nebezpečí, že celá populace našich původních raků vyhyne v důsledku infikace račím morem, kterým mohou být přenesení raci s vysokou pravděpodobností nakaženi. Ale ani pokud raci nakaženi račím morem nejsou, nemají naši raci ještě vyhráno. Invazní raci jsou daleko agresivnější, častěji a dříve se rozmnožují a mají daleko více potomků [10]. Mnohdy je jen otázka času, za jak dlouho původní raky, ale i další vodní živočichy z lokality vytlačí.

Lepší variantou je, pokud ochránci přírody zachraňují původní raky, ale i zde hrozí mnoho rizik např. v podobě přenosu různých nemocí na nové lokality, které opět mohou vyhubit původní populace raka říčního nebo kamenáče v jiném povodí. Na každé lokalitě je jen omezený počet úkrytů a pokud jsou raci přeneseni na jiný potok nebo rybník, dojde ke konkurenčnímu boji o vhodné úkryty, o potravu atd. Slabší a menší raci v tomto případě skončí jako potrava pro silnější jedince. Jedinou útěchou tak je, že raci nehynou přímo před očima ve vyschlém toku, ale podlehnou až v následném konkurenčním boji ukryti pod hladinou.

Ale i nalezené „mrtvolky raků“ mohou být pro laika zavádějící. Rak rychle roste, a proto se až několikrát ročně svléká a v toku po něm zůstane tzv. svlečka (exuvie), kterou laik rozezná od mrtvého raka jen stěží – vodítkem může být zápach, zatímco svlečka nezapáchá, zápach delší dobu mrtvého raka představuje velmi intenzivní zážitek. Konkrétně druhá polovina léta je obdobím, kdy dochází ke svlékání raků, takže při podrobném průzkumu lze snadno zjistit, že raci se uchýlili do vlhkých úkrytů, a ve vysychajícím potoce leží jen jejich odložené exuvie.

Záchranný transfer raků není záležitostí pro laika [11]. Pokud je jasné, že chceme přemístit původní druhy i přesto, že víme, že populace je zdravá, je tu další problém – a to najít vhodnou lokalitu, na kterou budou raci přemístěni. Pokud se podaří nalézt potok, kde zaručeně (ale to nelze nikdy stoprocentně zaručit) nejsou naši původní raci, má to vždy nějaký důvod – jakost vody v toku nevyhovuje nárokům raka říčního nebo kamenáče, na potoce dochází k haváriím jakosti vody, v potoce je málo úkrytů, není zastíněný nebo se někde v povodí nacházejí invazní raci.

Všechny výše vyjmenované důvody vedly k zavedení platné legislativy [3, 4], která raka říčního i raka kamenáče řadí mezi druhy kriticky ohrožené. Z těchto důvodů jsou manipulace s jedinci všech vývojových stadií, stejně jako škodlivé zásahy do jejich přirozeného vývoje i biotopu, zakázány. Je zakázáno raky chytat, rušit, přemísťovat, držet, chovat v zajetí, dopravovat, prodávat, vyměňovat, nabízet za účelem prodeje nebo výměny, zraňovat, ničit, poškozovat či usmrcovat, a to ve všech jejich vývojových stádiích. Stejně jako zvláště chráněný živočich je chráněn i mrtvý jedinec tohoto druhu, jeho rozpoznatelná část nebo výrobek z něho. Chráněná jsou rovněž jimi užívaná přirozená i umělá sídla a jejich biotop.

Proto s raky ve vysychajících tocích pokud možno nemanipulujte a informujte o situaci místně příslušný odbor životního prostředí obce s rozšířenou působností nebo regionální pracoviště Agentury ochrany přírody a krajiny ČR. Ti zajistí odborné posouzení a identifikaci, o jaký druh raků se jedná, aby nedocházelo k neefektivní a především nežádoucí záchraně zavlečených druhů a přenosu račího moru, a případně navrhnou a zkoordinují další opatření.

Poděkování

Článek vznikl s podporou grantu EHP z Islandu, Lichtenštejnska a Norska Monitoring lokalit soustavy Natura 2000 jako nástroj pro efektivní management a ochranu autochtonních populací raků.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Souhrn

Česká republika za dobu své samostatné existence zaznamenala na svém území významné hydrologické extremity v podobě povodní a sucha. Došlo zároveň k posunu požadavků uživatelů na dodávky povrchové vody: od samotného množství k jejich spolehlivosti, bezpečnosti a kvalitě. To se odrazilo v reálných a plánovaných investičních i provozních opatřeních, která zvyšují náklady vodohospodářské služby správy vod, potřebu jejího pokrytí a cenu povrchové vody. V důsledku toho jsou diskutovány různé formy modifikace regulace přístupu k povrchové vodě, jako jsou např. možnosti omezení dlouhodobě nevyužívaných rezervovaných limitů vody v rámci existujících povolení. Článek představuje vytvořený mikrosimulační model, který umožňuje porovnávat různé varianty modifikace a nastavení platby k úhradě správy vodních toků a správy povodí, včetně jejich dopadů na cenu povrchové vody pro uživatele, pokrytí nákladů správců povodí prostřednictvím příjmů ze zpoplatněných odběrů povrchové vody a relace odebíraného a povoleného množství povrchové vody.

ilustracni obrazek2

Úvod

V důsledku zvyšování frekvence hydrologických extremit na území ČR (sucho, povodně) dochází k diskusím o změnách regulace nakládání s povrchovou vodou [1, 2]. Nositelem těchto diskusí je kromě jiných i meziresortní pracovní skupina VODA­‑SUCHO1, která v roce 2014–2015 sestavila materiál „Příprava realizace opatření pro zmírnění negativních dopadů sucha a nedostatku vody“, jež byl v červnu 2015 schválen Vládou ČR. Materiál specifikuje řadu konkrétních technických, legislativních, ale i ekonomicky orientovaných nástrojů. Jako samostatný úkol je definován požadavek „Vypracovat analýzu účinného omezení dlouhodobě nevyužívaných rezervovaných limitů pro odběr vody vedoucí k jejich racionálnímu využití (v duchu user­‑pay principu), a tím ke snížení potenciálního zatížení vodního zdroje“.

V letech 2014–2015 byl ve spolupráci IREAS a VÚV TGM řešen projekt TA ČR, jehož výstupy se výše uvedenému samostatnému úkolu věnují. Problému existence nevyužívaných rezervovaných limitů pro odběr povrchové vody se věnoval příspěvek Slavíková a Petružela [3] v rámci tohoto periodika. Cílem aktuálního článku je představit filozofii a praktickou využitelnost vytvořeného mikrosimulačního modelu určeného k analýze dopadů modifikací platby k úhradě správy vodních toků a správy povodí. Za účelem požadovaného omezení dlouhodobě nevyužívaných rezervovaných limitů je navrhováno rozdělení této platby na dvě složky: a) platbu za rezervované množství povrchové vody, b) platbu za skutečně odebrané množství povrchové vody, a to ve zvoleném vzájemném poměru (např. 20 : 80), který zajišťuje zachování výchozí úrovně platby.

Článek stručně shrnuje hlavní oblasti tohoto přístupu: zdroje dat, jejich úpravu pro použití v modelu a jeho strukturu, časový rámec analýzy a časové horizonty uvažované v modelu a konečně výsledky a možné náměty plynoucí z analýzy a jejich interpretace. Metodika popisující využitelnost modelu byla certifikována (číslo osvědčení 68156/2015-MZE-15121) a předána hlavnímu uživateli (MZe ČR) k využití. Aplikace modelu může přinést řadu výsledků přesahující rámec ilustračních příkladů v tomto příspěvku.

Struktura modelu

Modelování změny platby k úhradě správy vodních toků a správy povodí se provádí s využitím historických dat o odběrech povrchové vody v letech 2001–2013,
shromažďovaných ve veřejné databázi na základě zákona2 Souhrnné vodní bilance pro hlavní povodí České republiky, kterou zajišťuje MZe ČR společně s MŽP ČR prostřednictvím VÚV TGM. Ze vstupních dat byly vyloučeny záznamy, u nichž bylo zaznamenáno překročení povoleného množství – celkem cca 4 % pozorování (více o práci se zdrojovými daty viz [4]). Analýzu dopadů modifikací zpoplatnění povrchové vody lze v modelu provádět:

  • pro jednotlivá nebo pro všechna správní povodí3 celkem,
  • s využitím dat o odběrech povrchové vody v jednotlivých letech nebo za celé sledované období 2001–2013,
  • odděleně pro podniky vodovodů a kanalizací (VaK) a průmyslové podniky nebo pro všechny odběratele celkem.

Tyto parametry volí uživatel modelu jako východiska analýzy. Klíčovým počátečním vstupem je rovněž specifikace současné jednotkové platby za odběr povrchové vody (Kč/m3) pro konkrétní povodí, resp. průměrné4 jednotkové platby za všechna správní povodí celkem (či jiné libovolně zvolené úrovně platby) a její následné rozdělení na dvě související složky5:

  • platbu za povolené množství povrchové vody,
  • platbu za skutečně odebrané množství povrchové vody.

Rozdělení platby nastaví uživatel modelu jako procentuální poměr obou složek v celkové platbě za odběr. Váha obou částí platby (součet 100 %) nezmění současnou úroveň zpoplatnění a demonstruje princip, při němž nejde primárně o navýšení celkových plateb za povrchovou vodu, ale o změnu předmětu (základu) zpoplatnění s cílem motivovat uživatele k racionálnímu rozhodnutí jak o objemu odběru, tak i objemu požadavku na něj. Model následně simuluje (postupně ve třech krocích, kterým odpovídají jednotlivá období – viz dále), jakým způsobem změna zpoplatnění povrchové vody ovlivní celkový výběr poplatků, celkový objem povoleného a odebraného množství povrchové vody apod. oproti výchozímu stavu.

Časový rámec analýzy

Analýza se provádí ve třech na sebe navazujících fázích: krátkém, středním a dlouhém období. S délkou období vzrůstá i počet ovlivněných ukazatelů.

krátkém období (1–2 roky od provedení změny) sledujeme vliv modifikace zpoplatnění povrchové vody na celkový výnos (příjem) plynoucí správcům povodí z platby k úhradě správy vodních toků a správy. Jelikož většina odběratelů má povoleny výrazně vyšší odběry vody, než ve skutečnosti realizuje, lze předpokládat nárůst celkových příjmů ve všech případech, kdy platba za povolené množství povrchové vody není nulová6. V krátkém období nedochází ke změnám celkového povoleného ani odebraného množství vody z důvodu omezené možnosti odběratelů reagovat na změnu zpoplatnění.

Ve středním období (3–5 let od provedení změny) modelujeme dopad změny zpoplatnění povrchové vody na povolené množství. Lze očekávat, že po zavedení platby za povolené množství dojde u odběratelů k racionalizaci (snížení) nerealizovaných nároků v důsledku nákladové optimalizace. Míra této racionalizace se provádí ve třech variantách:

  1. odběratelé sníží povolené množství na úroveň svého nejvyššího ročního odběru zaznamenaného v období 2001–2013 (hodnota je generována automaticky),
  2. odběratelé sníží povolené množství na hodnotu odvozenou z průměrného ročního odběru (hodnotu zadává uživatel modelu),
  3. odběratelé sníží povolené množství na hodnotu odvozenou z nejvyššího ročního odběru (hodnotu zadává uživatel modelu).

V rámci výsledků modelování se porovnávají dopady tohoto přizpůsobení na celkový výběr plateb, a to ve výchozím, krátkém a středním období. Zatímco v krátkém období dochází k nárůstu celkového výběru plateb, ve středním období (po určité míře optimalizace povoleného množství) se tento výběr snižuje. Zůstává však obvykle mírně nad úrovní výchozího stavu, jelikož uživatelé vody počítají s určitou variabilitou odběrů a povolení dimenzují na předpokládané horní hranici potřeby vody. Model rovněž zobrazuje změnu průměrné platby za m3 povrchové vody. Je však nutné zdůraznit, že tato platba je ve skutečnosti diverzifikována pro jednotlivé uživatele v závislosti na výši jejich nerealizovaného odběru.

dlouhém období (6 a více let od provedení změny) vstupují do analýzy další faktory v podobě technologických inovací a jiných možností snížení odběrů povrchové vody. Může proto docházet ke snížení odebíraného množství vody (v závislosti na její rostoucí ceně). Vztah mezi změnou ceny a následnou změnou poptávaného množství určité komodity v ekonomii zachycuje tzv. cenová elasticita poptávky. Ta vyjadřuje, jak se změní poptávané množství při změně ceny (platby) – tzn., jak vysoká je citlivost odběratelů na změnu ceny. V obecné rovině platí, že čím více má určitý statek či komodita substitutů a čím více je zbytný, tím je poptávka elastičtější (i malá změna ceny může způsobit významnou změnu poptávaného množství), a naopak (typicky udávanými příklady neelastických komodit jsou tabákové výrobky, alkohol, pohonné hmoty atd. – není za ně náhrada a spotřebitel je vnímá jako nezbytné, proto u nich pozorujeme malé změny v poptávaném množství, když cena roste). U vody (povrchové, k závlahám i pitné), kdy je nenahraditelná dodávka vázaná na technicky náročné, nákladné a neduplicitní systémy, se proto setkáváme s neelastickou poptávkou, jejíž absolutní hodnoty se pohybují v intervalu 0–1. V dostupné aktuální literatuře lze pro tento segment nejčastěji nalézt elasticitu poptávky ve výši 0,1–0,7 [5–8].

V rámci modelu elasticity poptávky, tedy odhadu reakce spotřeby na cenu, nastavuje jeho uživatel a může tedy modelovat různé varianty a porovnávat dílčí výsledky působení tohoto faktoru. Doporučenou expertní hodnotou pro model je elasticita ve výši 0,3. Logika tohoto parametru ve vztahu k celkovým výsledkům modelování je tedy tato:

  1. ve výchozí situaci byla stanovena (vložena) určitá platba za m3 povrchové vody,
  2. následně dochází k rozložení platby na dvě části a ke zpoplatnění povoleného množství, což vede (kvůli nedočerpávání povolení) k nárůstu platby za 1 m3 povrchové vody,
  3. odběratelé snižují svá povolená množství, avšak ponechávají si určitou rezervu s ohledem na variabilitu odběrů (nečerpají 100 % povolení)7, tj. platba za m3 je mírně vyšší než ve výchozím období,
  4. v dlouhém období pak předpokládáme reakci odběratelů na tuto situaci, tedy snahu snížit spotřebu vody kvůli její vyšší ceně. Do jaké míry odběratelé na zvýšení ceny reagují, určuje volitelný parametr elasticity poptávky. Čím vyšší hodnota parametru, tím vyšší snížení odběrů vody.8

Stejná a různá úroveň plateb

V krátkém období volí uživatel modelu nastavení počáteční výše platby za povrchovou vodu, se kterou se dále pracuje. Vstupní variantou je nastavení statické úrovně platby pro všechny roky a správce povodí, která však méně odráží skutečné relace. Druhou možností je zvolit regionálně diverzifikovanou a dynamickou platbu – v takovém případě pracuje model s daty odvozenými z reálných historických plateb za odběr povrchové vody pro různé roky a správce povodí. Tyto platby jsou vloženy na zvláštních listech s názvem „různé ceny“. Modelování lze pak provádět pro každé povodí samostatně (tj. nikoliv za celou ČR).

Interpretace výsledků

Výsledky získané modelováním různých variant plateb ukazují dopady modifikace ekonomických nástrojů na regulované subjekty (odběratele), rozpočty správců povodí a jednotkovou platbu za povrchovou vodu. Umožňují s využitím reálných dat podchytit, jak velké redistribuční dopady lze očekávat např. při zpoplatnění povoleného množství povrchové vody ve výši 1 Kč/m3, a to v podmínkách celé ČR nebo po jednotlivých povodích. S ohledem na dlouhé období umožňují rovněž modelovat dopady nárůstu celkové platby za povrchovou vodu (ke které v čase dochází) na její odběry.

Pokud by např. došlo k rozdělení průměrné platby z roku 2013 ve výši 4,08 Kč/m3
bez DPH [9] v poměru 25 : 75, kdy 25 % (tedy cca 1 Kč) by byla platba za rezervaci vody a 75 % platba za skutečný odběr vody, lze očekávat následující vývoj:

  • KRÁTKÉ OBDOBÍ: nárůst průměrné platby ze 4,08 Kč/m3 na 5,31 Kč/m3 s tím, že výše platby by byla diverzifikována podle povodí a podle uživatelů v závislosti na jejich poměru mezi rezervovaným a skutečně odebíraným množstvím.
  • STŘEDNÍ OBDOBÍ: pokles průměrné platby z 5,31 Kč/m3 v krátkém období na 4,41 Kč/m3 v důsledku přizpůsobení odběratelů (redukce zbytných nároků). Modifikace platby tak způsobí průměrný cenový nárůst o cca 8 % oproti výchozí situaci. Mírné navýšení platby je způsobeno skutečností, že odběratelé si ponechávají určitou rezervu zohledňující variabilitu jejich skutečných odběrů.

Příklad dopadů výše uvedené modifikace na konkrétní odběratele ilustruje tabulka 1.

Tabulka 1. Příklady dopadů přizpůsobené platby na různé odběratele povrchové vody (zdroj: Modelové výpočty z dat Souhrnné vodní bilance pro hlavní povodí České republiky)
Table 1. Examples of payment modification impacts on diferent surface water users
Petruzela-tabulka-1

Ekonomické aspekty

Zpoplatnění povoleného množství odběru povrchové vody nezávisle na skutečném čerpání lze považovat za poplatek za službu správcům povodí, kteří nesou náklady spojené s nabídkou povrchové vody v celkovém rozsahu jejího užívání. Tato služba je v současné době de facto bezplatná, resp. hrazená všemi uživateli v platbě za odebranou vodu bez ohledu na jejich nároky, a jako taková je výrazně nadužívána, což vytváří formální (nikoliv faktický) tlak na zdroje povrchové vody. Subjekty platí poplatek pouze za skutečně odebrané (zpoplatněné) množství vody bez ohledu na to, kolik si v rámci svých povolení rezervují. Správci povodí však ve střednědobém horizontu odhadují poptávku (potřebu) a dimenzují nabídku vody s ohledem na rezervované objemy. V střednědobém horizontu plánů povodí (6 let) takto určená potřeba, v případech nevyváženosti mezi zdroji a potřebou vody – nedostatku vody (mj. také účinkem variability klimatu) ovlivňuje i dlouhodobá investiční opatření a rozhodnutí.

Ekonomické přínosy reálné modifikace platby proto souvisí s motivací subjektů na straně poptávky po povrchové vodě k dobrovolné redukci zbytných nároků, a tím k uvolnění prostoru k optimalizaci a vydávání nových povolení k odběru povrchové vody v případech jejího nedostatku. Racionalizace požadavků na straně poptávky dlouhodobě koriguje i potřebu investic ve vodním hospodářství, včetně nákladů nutných k jejich údržbě a provozu. Celkově dochází k efektivnější alokaci povrchové vody i optimalizaci veřejných výdajů ve vodním hospodářství.

S potenciálním zavedením nového poplatku (resp. jeho vydělení ze stávající platby k úhradě správy vodních toků a správy povodí v samostatné složce platby) se pojí obavy týkající se zdražení povrchové vody (včetně dopadů na ceny pitné vody) a rovněž výpadku příjmů správců povodí při poklesu platby za odběr (jak vlivem snížené sazby, tak i snížením zpoplatněného odběru v důsledku celkových vyšších nákladů uživatele na povrchovou vodu). Simulační model ukazuje cestu, jak změnu způsobu zpoplatnění navrhnout, aby u těch subjektů, které plně využívají svá povolení, nedošlo k navýšení celkové platby za povrchovou vodu (resp. dojde k jejímu mírnému snížení). Vyšší náklady ponesou pouze ti odběratelé, kteří na základě vlastního rozhodnutí významně nedočerpají povolená množství. Vzájemný poměr obou plateb lze navrhnout v různých variantách, aby se zohlednily reálné náklady správců povodí na rezervaci vody v toku nebo nádrži. Při navržení nového nástroje lze modelovat varianty zachovávající příjmy správců povodí a výrazně nezvyšující výdaje na povrchovou vodu pro konečné odběratele.

Závěr

Výsledky modelu umožňují porovnávat různé varianty modifikace a nastavení platby k úhradě správy vodních toků a správy povodí, včetně jejich dopadů na cenu povrchové vody pro uživatele, pokrytí nákladů správců povodí prostřednictvím příjmů ze zpoplatněných odběrů povrchové vody a relace odebíraného a povoleného množství povrchové vody. Výsledkem aplikace jsou pak základní podklady (v různých variantách scénářů) k hodnocení dopadů změn v regulaci nakládání s povrchovými vodami na dotčené subjekty (stakeholders), zejména správce povodí a uživatele vody. Mohou tak být využity při aktualizaci koncepčních materiálů ve vodním hospodářství ČR [10].

Výsledky jsou využitelné jako objektivní podklady odvozené z průběžných veřejných informačních systémů (vedených na základě legislativy) pro posuzování vlivu změn ve vodních právech a ekonomických nástrojů v oblasti vodního hospodářství [11] a nakládání s vodami, které musí být upraveny zákonem (zejména zákonem č. 254/2001 Sb., o vodách). V případě legislativních návrhů změn jsou výstupy přímo uplatnitelné v rámci hodnocení dopadů regulace (tzv. RIA).

Udržitelnost fungování modelu ve smyslu platnosti principů, disponibilních dat a výsledků bez zásadních změn a úprav lze vymezit ve střednědobém časovém horizontu (5–7 let). Za předpokladu stability vodního práva v rámci EU a implementovaných prvků vodohospodářské legislativy v ČR lze udržitelnost odhadnout i déle. Model může být v kombinaci s dalšími analytickými nástroji a přístupy využit pro hlubší a detailnější analýzu fungování vodního sektoru v ČR a k odborné ekonomické interpretaci mechanismu a nástrojů vodní politiky (včetně reverzní úlohy, tj. modelování systému cílových žádoucích ekonomických nástrojů a parametrů v podmínkách blízkých reálné ekonomice sektoru).

Vytvořená metodika i model jsou přístupné zde: http://www.ireas.cz/cz/zamereni/33-zivotni­‑prostredi/projekty/131-vek.

 

Poděkování

Článek vznikl v rámci řešení projektu TA ČR Omega č. TD020020 s názvem Zvýšení efektivnosti využívání povrchových vod posílením ekonomických nástrojů v rámci existujících alokačních mechanismů.

 

Poznámky

1O činnosti pracovní skupiny viz zde: http://www.vuv.cz/index.php/cz/problematika­‑sucha/mezirezortni­‑komise­‑voda­‑sucho

2Vyhláška Ministerstva zemědělství č. 431/2001 Sb., o obsahu vodní bilance, způsobu jejího sestavení a o údajích pro vodní bilanci, k provedení § 22 odst. 2 zákona č. 254/2001 Sb., o vodách

3Správní povodí jsou vymezena rámcem působností správců povodí, státních podniků Povodí (Labe, Vltava, Ohře, Morava a Odra), které zároveň podle § 101 vodního zákona stanovují v tomto rámci cenu povrchové vody.

4Vážený průměr cen množství skutečně odebrané povrchové vody v jednotlivých správních povodích

5Obě složky platby jsou konstruovány jako tzv. volumetrické, odvozené od objemu, i když odlišného (povoleného, skutečně odebraného), čili nikoli jako pevná platba a platba za odebrané množství, jak je zvykem u jiných typů dvousložkových cen

6Šlo by o případy, kdy povolené množství je skutečně odebráno a/nebo přečerpáno, kdy však odběratel platí sankční sazbu za takové podle § 116 a § 125a vodního zákona

7S přílišnou redukcí povoleného množství roste riziko přečerpání odběrů a sankce vycházející ze sazby 40 Kč/m3

8Dlouhodobě lze počítat i s možným vlivem zvýšení sankční sazby v § 116, resp. § 125a vodního zákona. Účinnost zavedeného nástroje – platby za povolené množství – bude proto také záviset na stabilitě odběru konkrétního uživatele povrchové vody, jeho výkyvech a poměru potenciální úspory snížením povolení a zvýšení nákladů při přečerpání

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Co je Mezinárodní komise pro ochranu Dunaje a čím se zabývá?

Mezinárodní komise pro ochranu Dunaje (MKOD) je jednou z největších mezinárodních aktivit v ochraně vod. Počátky ochrany řeky Dunaje sahají do osmdesátých let, kdy byla v Bukurešti v roce 1985 podepsána Deklarace na ochranu Dunaje. V roce 1992 na podnět Evropských společenství zahájil činnost Environmentální program Dunaj podporovaný z mezinárodních zdrojů, který se už týkal celého povodí Dunaje. Mezinárodní komise pro ochranu Dunaje byla založena za účelem naplňování Úmluvy o spolupráci pro ochranu a únosné využívání Dunaje (Dunajská úmluva), která byla předložena k podpisu 29. června 1994 v Sofii. Česká republika ji podepsala a zároveň ratifikovala 10. března 1995. Úmluva vstoupila v platnost dne 22. října 1998. Jejími smluvními stranami jsou Bosna a Hercegovina, Bulharsko, Česká republika, Chorvatsko, Maďarsko, Moldávie, Německo, Slovensko, Slovinsko, Srbsko, Černá Hora, Rakousko, Rumunsko, Ukrajina a dříve Evropská společenství.

Rozhovor1
Předání předsednictví a symbolické láhve vody z Dunaje České republice (Petr J. Kalaš vlevo) z rukou Chorvatska (Dražen Kurečić vpravo)

Mezi hlavní cíle úmluvy patří:

  • dosažení udržitelného rozvoje vodního hospodářství, včetně ochrany a rozumného využívání povrchových a podzemních vod,
  • omezení nebezpečí havárií s možností úniku látek nebezpečných pro vodní prostředí,
  • snížení povodňového nebezpečí,
  • přispívání ke snižování znečištění Černého moře ze zdrojů v povodí Dunaje.

Mezinárodní komise pro ochranu Dunaje se rovněž zavázala k plnění úkolů souvisejících s implementací směrnice 2000/60/ES ustavující rámec pro činnost společenství v oblasti vodní politiky (tzv. Rámcová směrnice o vodách) v celém povodí Dunaje v souladu s článkem 3 této směrnice. Mezinárodní komise pro ochranu Dunaje disponuje strukturou pracovních skupin, ve které působí experti členských států a EU za účelem plnění cílů stanovených úmluvou.

 

V roce 2016 předsedá ČR MKOD. Jaké jsou priority českého předsednictví?

V rámci MKOD je zaveden rotační systém předsednictví v anglickém abecedním pořadí, kdy se jednotlivé státy střídají v předsednictví MKOD vždy na jeden rok. Česká republika přebrala pro letošní rok předsednictví od Chorvatska, v roce 2017 bude MKOD předsedat EU. Tyto státy tvoří tzv. Troiku, která je poradním orgánem MKOD a slouží také k zajištění kontinuity předsednictví.

Česká republika na jednání vedoucích delegací ve Vídni v prosinci 2015 představila své priority, kterými jsou:

  • aktivní podpora realizace dvou strategických plánů – Mezinárodního plánu povodí Dunaje a Mezinárodního plánu pro zvládání povodňových rizik v povodí Dunaje,
  • problematika povodní a sucha jako reflexe globální klimatické změny s propojením na cíle udržitelného rozvoje,
  • podpora stávající spolupráce v regionu včetně zprostředkování know­‑how, zkušeností a uplatnění inovativních technologií.

 

Jaké jsou hlavní problémy a výzvy v povodí Dunaje? A jak může ČR k jejich řešení přispět?

Členské státy MKOD stanovily pro plánovací období 2016–2021 následující významné vodohospodářské problémy v mezinárodním povodí Dunaje:

  • znečištění organickými látkami,
  • znečištění živinami,
  • znečištění nebezpečnými látkami,
  • hydromorfologické změny.

K řešení těchto otázek obecně ČR přispívá implementací plánovaných opatření v národní části mezinárodního povodí Dunaje. Z pozice předsedající země chceme s ostatními zeměmi sdílet zejména zkušenosti a také informovat o možnostech financování mezinárodních projektů, jejichž realizace přispěje k řešení zmíněných vodohospodářských problémů v mezinárodním povodí Dunaje.

Jednou z hlavních výzev a zároveň příležitostí v povodí Dunaje je počet a ekonomická různorodost států v povodí a potřeba koordinace povinností států EU s možnostmi států mimo EU tak, aby byly naplňovány požadavky evropských směrnic v oblasti ochrany vod. I v této oblasti může ČR, která se od svého přistoupení k Dunajské úmluvě v průběhu času stala členským státem EU, sdílet nejen své zkušenosti, ale také expertní znalosti a technologie.

 

Česká republika neleží přímo na Dunaji, a proto není v ČR povědomí o souvislosti mezi ochranou této řeky a ČR. Myslíte si, že předsednictví v MKOD by to mohlo změnit? Jak byste mohl přispět k tomu, aby byla problematika Dunaje a jeho přítoků viditelnější v České republice?

Jako jeden z 15 signatářů Dunajské úmluvy je ČR propojena s programem ochrany Dunaje prostřednictvím povodí řeky Moravy a řadou národních expertů zapojených do tematických pracovních skupin v rámci MKOD. Předsednictví ČR vytváří příležitost k meziresortnímu rozšíření již dobře etablovaného expertního povědomí o ochraně Dunaje. Za tímto účelem byla započata meziresortní spolupráce pod vedením Ministerstva životního prostředí s Ministerstvem pro místní rozvoj, Ministerstvem zahraničních věcí, Ministerstvem zemědělství a Úřadem vlády České republiky. V rámci tohoto uskupení jsou diskutovány možnosti podpory českého předsednictví ze strany jednotlivých sektorů. Dochází tak k přenosu informací o Dunaji a o MKOD dále mimo vodohospodářský sektor. Navíc postupná realizace obou strategických plánů bude vytvářet projektové příležitosti i pro české poradenské firmy a průmyslové podniky.

Rozhovor2

Fotografie ministrů a vysokých představitelů MKOD v rámci 3. ministerské konference (9. 2. 2016, Vídeň)

 

Jako prezident MKOD jste předsedal 3. ministerské konferenci MKOD, která se konala 9. února ve Vídni. Jak byste zhodnotil konferenci a její výstupy? Co myslíte, že by mělo být učiněno, aby se udržel vysoký politický zájem o hospodaření s vodou v povodí Dunaje?

Význam 3. ministerské konference spočíval zejména v přijetí Dunajské deklarace, která mimo jiné obsahuje přijetí Mezinárodního plánu povodí Dunaje a Mezinárodního plánu pro zvládání povodňových rizik v povodí Dunaje pro období 2016–2021 přítomnými ministry a vysokými představiteli 14 členských zemí a EU. Toto politické přijetí na vysoké úrovni vytvořilo silný mandát pro postupnou implementaci navržených opatření. Cílem českého předsednictví je tento vysoký politický zájem udržovat. Proto připravuji na jedné straně osobní návštěvu některých zemí MKOD za účelem diskuse možné koordinace mezinárodních a národních finančních programů. Současně bude důležité udržovat aktivní činnosti sekretariátu a pracovních a expertních skupin MKOD, která je předpokladem pro úspěšnou implementaci obou zmiňovaných mezinárodních plánů.

 

MKOD koordinuje práce v přeshraničním kontextu v rámci celého povodí Dunaje. Jak podle Vás souvisí tyto práce s globálními akcemi od přizpůsobení se změně klimatu k cílům udržitelného rozvoje?

Implementace navržených opatření k ochraně Dunaje je rovněž příkladem lokální a regionální adaptace na globální dopady klimatických změn. Zmíněná priorita českého předsednictví v oblasti povodní a především sucha je přímo zaměřena na spolupráci ke zmírnění klimatických dopadů v podunajském regionu. Rovněž řada mezinárodně přijatých cílů udržitelného rozvoje je aktuální v regionálním kontextu povodí Dunaje, spolupráce v rámci MKOD by měla dále usnadnit naplňování těchto cílů.

 

Víte o nových iniciativách nebo mezinárodních organizacích v Dunajském regionu, se kterými by mohlo být přínosné navázat spolupráci v oblasti vodního hospodářství?

Vedle pokračování přínosné spolupráce se stávajícími partnery MKOD je cílem českého předsednictví identifikovat a vytvářet nová přínosná strategická partnerství. Slibnými příklady je navázání kontaktů na vysoké úrovni a potvrzení zájmu o partnerství a spolupráci ze strany Organizace spojených národů pro zabezpečení potravinové bezpečnosti a zemědělství (UN FAO) a Světové podnikatelské rady pro udržitelný rozvoj (WBCSD). Zatímco FAO svými regionálními programy posílí potřebné zapojení sektoru zemědělství, jednoho z hlavních zdrojů znečistění Dunaje živinami, do dalšího snižování těchto negativních dopadů, spolupráce s WBCSD by měla posílit roli privátního sektoru při implementaci obou mezinárodních plánů.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Druhým rokem běží v ČR projekt občanské vědy Měření průhlednosti vody na rybnících. Druhým rokem se na stovkách rybníků intenzivně měří průhlednost vody, a to ve třech klíčových obdobích: v druhé polovině dubna a června a na přelomu srpna a září. Druhým rokem si doma stovky dobrovolníků vyrábí Secchiho desky, aby mohli pomoci v ochraně tzv. deštníkového druhu potápky černokrké, ale i dalších druhů živočichů a rostlin vázaných na mokřady. Připomeňme si v rámci stopadesátiletého výročí „vzniku“ tohoto limnologického nástroje osobu jeho „objevitele“, astronoma, meteorologa, přírodovědce a jezuity Pietra Angela Secchiho.

Hádám ostatně, že jen málokterý odborník četl normu ČSN EN ISO 7027:2000 (75 7343) Jakost vod – Stanovení zákalu. Stejně tak vzácným bude mezi vodohospodáři výkon tzv. průhledové zkoušky, ale ani metrologičtí puristé netuší, co za poklad skrývá definice: „Zkušební deska pro měření průhlednosti, vyrobená z litého bronzu a potažená bílým plastem, připevněná na řetízek nebo na tyč.“ Většina z povolaných bere do ruky Secchiho desku a finesy definice je nechávají zcela chladné. Rovněž tak mne. Tedy do chvíle, než jsem začal „podporovat“ projekt Měření průhlednosti vody na rybnících a musel zodpovědět překvapivě banální otázku: „Jak přesně má ta deska vypadat?“ Proto jsem se značnou pílí prohledal málo známé texty. V následujícím článku bych chtěl seznámit čtenáře s nálezy vynesenými z hlubin zapomnění. Je mým přáním, abyste se pak na webu www.voda.birds.cz zapojili do projektu České společnosti ornitologické, který podporují Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, v. v. i., Česká limnologická společnost a Přírodovědecká fakulta Univerzity Karlovy.

Pietro Angelo Secchi

Když před 150 lety vyšel v pařížských zprávách ze zasedání Akademie věd (Comptes Rendus de l‘Académie des sciences) čtyřstránkový článek O průhlednosti moře, skoro nikdo neočekával, autory zřejmě nevyjímaje, že se stane něčím přelomovým. Je pravda, že za dopisem projednaným na zasedání ze 17. července 1865 byl podepsán (jako druhý za kapitánem lodi Alessandro Cialdim) také italský meteorolog, astronom, fyzik, ředitel vatikánské observatoře a jezuita Pietro Angelo Secchi. A je také pravda, že o rok starší italská předloha článku je se svými 32 stranami mnohem podrobnější. Ve zpětném pohledu na Secchiho celoživotní dílo nám ale přesto připadá, že plavba na korvetě Neposkvrněné početí v okolí Civitavecchia měla spíš charakter „nedělního pikniku“. Posuďte sami.

Fiala ilustracni obrazek 2
Pietro Angelo Secchi, SJ (18. 6. 1818–26. 2. 1878), (zdroj Wikipedie)

V roce 1865 byl Pietro Angelo Secchi, SJ (Societas Jesu), ve vědeckých kruzích již dostatečně známý jakožto autor obsáhlého Souhrnu fyziky sluneční soustavy (1859) či revidovaného Struveova katalogu dvojhvězd (1859), kterých během sedmi let práce potvrdil přes 10 000. Díky fotografování zatmění Slunce (1860) prokázal, že koróna a protuberance jsou vlastní projevy Slunce. Jeho fotografie musely být velmi kvalitní. Ostatně jeho snímky měsíčního kráteru Copernicus se rozhodla distribuovat mezi ostatní astronomy sama Královská společnost v Londýně. Secchi měl na kontě mj. také primát ve studiu spekter Uranu a Neptunu.

Ano, byla to doba rozmachu spektrálního měření. Připomeňme stručně, že sice již padesát let byl znám objev 574 absorpčních čar ve slunečním záření (1814) slavného optika Josepha Fraunhofera. Nicméně až v roce 1859 chemici Robert Bunsen a Gustav Kirchhoff svými heidelberskými pokusy poskytli vysvětlení jejich původu. Fraunhofer byl také prvním, kdo díky své výjimečně kvalitní optice zjistil, že Sírius a další hvězdy nejvyšší magnitudy se absorpčním spektrem od Slunce podstatně liší. Byl to ale až Secchi, kdo díky systematickému pozorování dokázal, že některé absorpční čáry nemají původ v atmosféře Slunce, ale v atmosféře Země. Pro limnologii klíčový rok 1865 zastihl Secchiho uprostřed jeho největšího díla, katalogizace hvězd. Tento italský astronom na základě pozorování spekter 4 000 hvězd vytvořil jejich první klasifikaci (1868). Přičemž čtyři hlavní skupiny doplnil později objevem tzv. uhlíkatých hvězd. Dodejme na závěr spektroskopického odbočení, že i tak mistrovský systematik se „tesařsky utnul“, resp. přehlédl jednu maličkost. Roku 1868 amatérský pozorovatel Slunce Norman Lockyer prohlásil, že ve slunečním spektru našel jednu čáru, která nepatří žádnému z dosud známých prvků. Pozorování výrazně žluté emisní čáry provedl sice až v říjnu, tedy dva měsíce po Juliu Janssenovi, ale s kolegou chemikem pohotově pojmenoval nový prvek po řeckém bohu Slunce. Jednalo se mj. o první chemický prvek objevený dříve mimo Zemi než na Zemi.

Fiala ilustracni obrazek 1
Leč vraťme se k dokončení pestrého výčtu Secchiho prací. Z počátku kariéry se v meteorologických bádáních věnoval výzkumu elektrického pole Země, polárních září, blesků, vzniku krup a všeho podstatného k prognostice počasí. Stranou zájmu nezůstal ani magnetismus, pročež Secchi založil magnetickou observatoř (1858). Slávu mocných a lidu získal za vynález meteorografu, automatického záznamníku denního průběhu tlaku, teploty, deště, směru větru a relativní vlhkosti. Insignie důstojníka Čestné legie převzal od Napoleona III. a Řád zlaté růže od krále Brazílie, obojí na světové výstavě v Paříži (1867). Ještě předtím se stihl věnovat trigonometrii Via Appia a Vatikánu, a to tak důkladně, že se jeho měření stala základem geodetického popisu Apeninského poloostrova a jižní Evropy.

Životopisné medailonky se uzavírají členstvími, učiňme tak i zde. P. A. Secchi byl zvolen členem britské Královské společnosti v Londýně, francouzské Akademie v Paříži i ruské Akademie v Sankt­‑Petěrburgu. Podle jiných pramenů také akademií v Bruselu, Madridu, Filadelfii a Berlíně. Není zkrátka divu, že po Secchim nesou jména nejen krátery na Měsíci a Marsu, planetka a kometa, ale také sestava kamer umístěných na dvojici družic STEREO asynchronně obíhajících Slunce (vypuštěny r. 2006). Tyto kamery umožňují sledovat výrony koronární hmoty ve 3D projekci od jejich vzniku až po dopad na Zemi a mj. tak varovat naši elektronickou civilizaci.

Deska

Trpělivě se ptáte, jak do úctyhodného seznamu zapadá limnologicky zřejmě nejprimitivnější nástroj, Secchiho deska? Vraťme se k přelomovému článku z roku 1865 a na moře. Hloubka vody se tehdy měřila na nejpraktičtější známé jednotky, tedy sáhy. Byť asi nebyly u všech mužů a posádek zcela jednotné, upažení lodníka je při uchopování kotevního lana zcela přirozeným pohybem (1 fathom, česky sáh = 6 stop = 18 dlaní = 72 palců a tedy 1,8288 metru). Lodníky ovšem zajímala také zcela prostá věc, maximální průhlednost moře. Jednak kvůli základní bezpečnosti plavby, ale také z prozaičtějších důvodů, při hledání vraků a pokladů ze starých lodí. Secchi vůbec nebyl první, kdo průhlednost měřil a rozhodně nebyl první, kdo vynalezl „bílou desku“. Nebyl by to ovšem on, kdyby se úkolu neujal zcela systematicky. Začněme ale popořádku. V elektronicky dostupné literatuře se jako nejstarší měření průhlednosti moře opakovaně uvádí pozorování kapitána Johna Wooda Jr. z roku 1677. Ten při hledání Severní cesty se svojí fregatou Speedwell zaznamenal do deníku: „Voda mezi krami a zemí je nejslanější, co jsem kdy chutnal, a o poznání těžší, zejména však je také nejprůhlednější na světě… mohl jsem vidět dno v 80 sázích vody velmi hladce a mohl jsem vidět lastury na dně velmi hladce.“ Aby byly překonány obtíže pozorování při neklidné hladině, byla vynalézána důmyslná podvodní kukátka a „stolečky“ na zklidnění hladiny. Hlavní prvek instrumentu, tedy ponořovaná část, prodělal v 19. století „bouřlivý“ vývoj.

Fiala ilustracni obrazek 3
První záznam ponoření bílé desky za účelem zjištění průhlednosti pochází podle znalců od Adelberta von Chamisso a datuje se rokem 1815. Nicméně již zde nacházíme pravděpodobně první povýšení talíře z důstojnické jídelny na vědecké zařízení, když čteme: „For want of this, a white earthen plate, or a board covered with white stuff, might be used.“ Osvědčil se mu mnohem lépe, než na laně připevněný červený hadr.

Fiala ilustracni obrazek 4
Další zásadní poznatek k metodice přinesl Xavier de Maistre (1832), když čtvercový plech natřený bíle pozoroval nejlépe: „pod stínem deštníku, kterýž byl držen nad mojí hlavou“. Další námořníci alternovali s bíle natřeným hrncem, obručemi obalenými bílou látkou, aby překvapivě skončili u jídelních talířů. Aby si čtenář nemyslel, že čte aprílový příspěvek, citujme ze zápisů plavby 1838–1842: „First we tried an iron pot, painted white, next we tried a sphere of hoops, covered with white cotton cloth. Then we tried a mere hope, covered with a canvas. At last we took a common white dinner plate. It was good enough.“

Fiala ilustracni obrazek 5
Originálně se problematiky doslova „musel chopit“ Michael Faraday, když při plavbě parolodí přes zakalenou Temži v r. 1855: „vzhled a smrad přinutil jich věnovat pozornost vodě. Řeka byla plná neprůhledné bledě hnědé tekutiny. K řádnému otestování stupně průhlednosti, natrhal jsem jednu bílou kartu na kousky, omočil je, aby lépe klesaly pod hladinu.“ Pozorný čtenář zajisté tuší, že se historický exkurz blíží klíčovému letopočtu 1865 a spravedlivě očekává zápletku. Ta přichází zaslouženě s trpkou vzpomínkou Josefa Romana Lorenze, později rytíře von Liburnau. Jmenovaný, jakožto přírodovědec, později ministerský úředník mocnářství a nakonec prezident rakouské Meteorologické společnosti podnikl roku 1858–60 výzkumy v Kvarnerském zálivu, aby prozkoumal fyzikální poměry a rozšíření organismů. Samozřejmě, že opakovaně měřil průhlednost vody bílým diskem. Nenapadlo jej však, byť dílo vykonal celých sedm let před Secchim, aby „diskovou metodu“ (das Scheiben System) pojmenoval podle sebe!

Již 150 let

Na tomto místě se ovšem vkládá do historie limnologie Pietro Angelo Secchi a parní korveta Neposkvrněné početí, píše se rok 1864. Secchi jako obvykle postupuje zcela systematicky, jak můžete snadno sami nahlédnout z následující excerpce jeho francouzského článku.

„Secchi sleduje a zaznamenává všechny meteorologické a astronomické okolnosti měření. Zkouší několik velikostí disku, počínaje deskou 3,73 m velkou, aby optimalizoval průměr na 0,40 m. Mění jejich povrchy co do barvy i materiálu. Měří při různých deklinacích Slunce, při různém stavu oblohy, při různě klidné či zčeřené hladině. Pokusy opakuje na několika místech plavby, na různých stranách lodi a také sestupuje do člunu těsně k hladině, aby výsledek srovnal s měřením z paluby. Používá i spektrograf, ale bez výrazného zpřesnění výsledku.

Koncem dubna je moře dokonale čisté a nemíchané, nacházejí se 6–12 mil od pobřeží, nad hloubkou 300 m. Třetí den plavby jsou podmínky obzvláště příznivé, a tak je průhlednost naměřena dokonale přesně a má hodnotu 44 až 45 metrů. Vítězí porcelán. Spolehlivý je pohled ze člunu od hladiny a velký stín na vodě. Malý disk je hůře rozeznatelný, ale postačuje vzhledem k odchylkám od velkého a jednodušší manipulaci. Bílé mraky snižují průhlednost oproti jasné obloze až o 4 m. Pečlivě jsou zaznamenány změny barvy vody s rostoucí hloubkou, postupně od odstínů nazelenalé a nakonec modré barvy, která postupně tmavne. Pak deska mizí z dohledu lidského oka, tedy je k nerozlišení od okolní vody. Žluté disky mizí v poloviční hloubce. Analýza spektroskopem vykazuje postupné mizení červené barvy, poté žluté a nakonec zelené barvy. Protože indigo a modrá zůstávají beze změny, je barva mořské vody modrá až do fialova.

Secchi správně usoudil, že těžko zjistí maximální průhlednost, dokud nebude přesně znát absorpci atmosféry. Stejně tak je správný postřeh, že zmizí­­­­‑li deska z dohledu, ještě to neznamená, že v dané hloubce již není světlo. Nemůže tedy stanovit hloubku úplné absorpce světla, ale pouze maximální průhlednosti, potažmo viditelnosti dna. Aby světlo dorazilo do našeho oka, musí urazit dvojnásobnou vzdálenost, která je rozhodně větší než naměřená průhlednost. Věří tedy v záznamy jiných pozorovatelů, v mořích jako je Středozemní, v rozsahu 50 m, těžko však 60 m. Pochybuje o záznamech 100–200 m tím spíš, že málokteré dno je stejně odrazivé jako dno talíře. Dodává nicméně, že by bylo vhodné zopakovat tato měření i v jiných mořích.“

V říjnu 1864 je uveřejněno zmíněných 32 stran v italském „Il Nuovo Cimento“, následujícího roku vychází stručná stať francouzsky v Comptes Rendus a začátkem 20. století je pojem „Secchi disc“ již běžně používán. A takový je základ měření průhlednosti vody. Zůstane zřejmě navěky nerozhodnuto, proč padla volba na dnešní průměr 30 cm (užíváno při výzkumu na moři, protože ve sladkých vodách bohatě postačuje 20 cm), ale porcelánové, resp. kameninové talíře zřejmě nemohly příliš vybočit z průměru a Secchiho velikost 40 cm se možná z ekonomických důvodů dlouho neudržela.

Závěr

Dodejme na závěr, že život Pietra Angela Secchiho, SJ, byl s vodou osudově spjat nejméně třikrát. Poprvé, když s dalšími jezuity prchal do USA před italskou revolucí roku 1848 a jeho spolubratr a učitel Francesco de Vico zemřel po plavbě do Londýna na tyfus. Tentýž de Vico ještě sepsal mladému bratrovi doporučení na místo ředitele observatoře, se kterým se Secchi, který zatím dokončil doktorát z teologie, vrátil o dva roky později do Vatikánu. Observatoř hbitě přesunul do chrámu sv. Ignáce, kde vybudoval moderní instituci, postupně ji vybavil svými přístroji a zůstal jejím ředitelem až do své smrti roku 1878. Podruhé, byť okrajově, se voda dotýká Secchiho osudu v rané fázi jeho meteorologických studií, když se zabýval povahou dobré pitné vody a původem „římského klimatu“. Konečně potřetí byl k vodě vztažen během jara 1864. To už ale třímal v rukou desky, z nichž jedna navždy ponese jeho jméno.

Poděkování

Práce nebyla podpořena žádným grantem a vznikla na sklonku astronomického jara ve snaze povzbudit kolegy limnology a vodohospodáře k zapojení se do akce „Měření průhlednosti vody na rybnících“ i v nastávajících měsících léta 2016. Kdyby někdo i po přečtení článku pochyboval o jednoznačné definici měřidla, nechť zjistí, že ČSN 75 7343 je doopravdy vyčerpávající: „V typickém provedení jde o disk průměru 200 mm, do kterého je vyvrtáno šest děr, každá průměru 55 mm, rozmístěných na kružnici průměru 120 mm“. Spolu s většinou prohlašuji, že jsem takové provedení v životě neviděl.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Výzkumný tým složený z pracovníků brněnské pobočky VÚV TGM a referenčních laboratoří v Praze začal od března 2016 pracovat na řešení výzkumného projektu DG16P02M032 „Neinvazivní a šetrné postupy řešení kvality prostředí a údržby vodních prvků v rámci památkové péče“. Projekt je podpořen v rámci výzvy NAKI II vyhlášené Ministerstvem kultury ČR v roce 2015. Záměrem projektu je přispět k naplnění globálního cíle výzvy č. 2: Kulturní dědictví, specifický cíl č. 2.2: Technologie a postupy pro ochranu kulturního dědictví a cíl č. 2.1: Výzkum a jeho uplatnění – kulturní dědictví a území s historickými hodnotami. Projekt bude řešen v období 2016 až 2019.

Rozkosny-1

Rámcovým cílem řešení projektu je komplexní teoretické a praktické zpracování problematiky kvality prostředí vodních prvků kulturních památek a historických sídel v kontextu památkové péče s ohledem na posouzení vlivu možných změn klimatu. Řešení zahrnuje ověření environmentálně šetrných a neinvazivních technologií udržení či zlepšení kvality vodního prostředí a snižování množství a nebezpečných vlastností dnového sedimentu nádrží areálů kulturních památek a historických sídel za použití moderních a šetrných technologií a biologicko­‑enzymatických preparátů.

Dalším okruhem řešení otázky kvality vodního prostředí okrasných nádrží je optimalizace složení rybích obsádek těchto vodních prvků a jejich množství při zachování požadavků na všechny funkce objektů z pohledu památkové péče a kulturního dědictví. Zohledněn bude i historický vývoj a přístup k chovu ryb a analýza možností uplatnění historických zkušeností v současnosti a v budoucnosti za působení předpokládaných socio­‑ekonomických a přírodních podmínek.

Projekt svým zaměřením částečně navazuje na výzkumný projekt DF12-P01OVV035 „Identifikace významných území s kulturně historickými hodnotami ohrožených přírodními a antropogenními vlivy“ z první výzvy NAKI řešený týmem pracovníků brněnské pobočky VÚV TGM ve spolupráci s Národním památkovým ústavem (NPÚ) v letech 2012 až 2015. Cílem uvedeného projektu bylo vyhodnotit míru potenciálního ohrožení národních kulturních památek a památkových rezervací významnými přírodními, průmyslovými a zemědělskými riziky, a to jednotným postupem pro celé území ČR. Jedním z deseti vnějších vlivů, kterými se projekt zabýval, bylo i hodnocení stavu a kvality prostředí vodních prvků a na vodu vázaných biotopů.

Při řešení byly použity dva základní přístupy, které se průběžně vzájemně ovlivňovaly. Zkušenosti a poznatky správců památek byly pro všechny hodnocené památky zaznamenány formou dotazníkového šetření, kdy pracovníci příslušného územního odborného pracoviště NPÚ vyplnili pro každou památkovou lokalitu dotazník s vyjádřením ANO × NE ke všem hodnoceným externím vlivům. Druhý přístup představoval odborné posouzení možného působení sledovaných jevů na památky s využitím mapových analýz, dostupných databází, terénních šetření, modelování procesů a mikrobiologických i chemických analýz. Výsledkem je certifikovaná metodika Forejtníkové a kol. (2015), která představuje standardizovaný metodický postup hodnocení míry potenciálního ohrožení památek antropogenními a přírodními vlivy využitelný pro památky různého typu i opakovaně v čase.

Vybrané výsledky hodnocení památkových lokalit (zejména lokalit Světového kulturního dědictví) jsou volně dostupné pro širokou veřejnost prostřednictvím interaktivní webové mapové aplikace Konvita a kol. (2015) umístěné jak na stránkách VÚV TGM, tak i na novém Geoportálu NPÚ. K dispozici jsou výsledky z dotazníkových šetření i z odborného hodnocení ohrožení památek. V rámci činností na novém projektu NAKI II budou některé lokality vybrané podle výsledků dotazníkových šetření podrobněji posouzeny z pohledu stavu a kvality prostředí vodních prvků a stávající webová aplikace bude o tyto poznatky rozšířena, resp. aktualizována.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Již tradiční XXIV. konference Radionuklidy a ionizující záření ve vodním hospodářství se uskutečnila ve dnech 2.–4. 5. 2016 v hotelu Clarion v Českých Budějovicích. Odborným garantem byl Ing. Eduard Hanslík, CSc. (VÚV TGM, v. v. i.) a organizačním garantem Ing. Václav Bečvář, CSc. (ČVTVHS). Konference se zúčastnilo 58 odborníků, z toho 50 z České republiky a 8 ze Slovenské republiky. Konference se konala prakticky přesně 30 let po havárii jaderného reaktoru v Černobylu. Přehlednou přednášku k této události připravil prof. RNDr. L. Mátel, CSc. (UK Bratislava). Reziduální znečištění hydrosféry a dalších složek životního prostředí v důsledku havárie v Černobylu stále trvá. Sledování časově prostorových změn je zajišťováno mj. v programu sledování vlivu Jaderné elektrárny Temelín na okolí. O zaměření tohoto programu podal podrobnou informaci Bc. F. Lysáček (ČEZ, a. s., JETE). Dále byly podány informace o legislativě a jejích změnách v problematice radioaktivních látek se zvláštním zaměřením na hydrosféru.

Hanslik 1

Podrobně bylo referováno o ukazatelích přípustného obsahu radioaktivních látek ve vodách v nařízení vlády č. 401/2015 Sb. v návaznosti na tritium v pitných vodách a povrchových vodách (Ing. E. Hanslík, CSc., Ing. E. Juranová, RNDr. D. Marešová, Ph.D., Ing. B. Sedlářová, Ing. T. Mičaník – VÚV TGM, v. v. i.). Vlivem očekávaných změn tzv. atomového zákona na vyhlášku o monitorování radioaktivních látek v problémovém okruhu hydrosféra se zabývala E. Šindelková, CSc. (SÚJB, RC České Budějovice). Problematika výskytu a chování tritia v hydrosféře byla předmětem více příspěvků. Dobami dotoku tritia v profilech Vltava­‑Kořensko, Solenice a Praha­‑Podolí a Labe­‑Hřensko za období 2008–2015 se zabývali Ing. E. Juranová, Ing. E. Hanslík, CSc., RNDr. D. Marešová, Ph.D., Ing. L. Kašpárek, CSc., a doc. Ing. M. Hanel, Ph.D. (VÚV TGM, v. v. i.). Rozdělení tritia ve vertikálních profilech VN Orlík sledovali a hodnotili RNDr. D. Marešová, Ph.D., Ing. E. Hanslík, CSc., Ing. E. Juranová, Ing. B. Sedlářová (VÚV TGM, v. v. i.) a Ing. J. Duras (Povodí Vltavy, s. p.). Vývoj biomasy fytoplanktonu v monitorovaných tocích povodí Vltavy po zahájení provozu JE Temelín sledovali a vyhodnotili za období 2001–2015 RNDr. B. Desortová, CSc., a Ing. E. Hanslík, CSc. (VÚV TGM, v. v. i.). Podrobným hodnocením pozadí při měření objemové aktivity tritia ve vodách se zabývali RNDr. G. Wallová, Ph.D., Ing. Z. Kulichová a RNDr. J. Merešová, Ph.D. (VÚVH). Stejný kolektiv sledoval objemové aktivity tritia v lokalitě nejstaršího slovenského poutnického místa Mariánka v návaznosti na možné ovlivnění stavební činností. Další část programu zahrnovala stanovení specifických radioaktivních látek. Jednalo se o stanovení radia 226 ve vodách pomocí impregnovaného polyamidového vlákna (doc. RNDr. S. Dulanská, Ph.D., prof. RNDr. L. Mátel, CSc., RNDr. V. Gardoňová, Bc. L. Škvarková, Bc. L. Ripelová – Prif UK Bratislava). Metody stanovení radonu 222 ve vodách – problematiku odběru vzorků a dobu zdržení před analýzou shrnul Ing. T. Bouda, CSc. (ALS Czech Republic, s. r. o.). Metodu stanovení uhlíku 14 v kapalných výpustech jaderných elektráren a dosažené výsledky prezentovali Ing. I. Světlík, Ph.D. (ODZ ÚJF AV ČR, v. v. i.), Mgr. M. Feigl, Ph.D. (SÚRO, v. v. i.), Mgr. M. Kurfiřt, Ing. J. Pospíchal (ČEZ, a. s., JETE), Ing. L. Tomášková, Mgr. P. Šimek, Mgr. Ing. T. Kořínková, Ph.D. (ODZ ÚJF AV ČR, v. v. i.).

O výsledcích izolace technecistanu z vodných roztoků na uhlíkových sorbentech informovali prof. RNDr. R. Rajec, DrSc., a RNDr. O. Rosskopfová, Ph.D.
(UK Bratislava). Přehled platných norem pro stanovení radioaktivních látek ve vzorcích vody, včetně odběru vzorků, souvisejících norem i názvoslovných, prezentovali Ing. L. Fremrová (SWECO Hydroprojekt, a. s.) a Ing. E. Hanslík, CSc. (VÚV TGM, v. v. i.). Odpoledne 3. 5. 2016 se uskutečnila zajímavá exkurze na Informační středisko Jaderné elektrárny Temelín (Zámeček). V závěru jednání bylo doporučeno uspořádat již XXV. konferenci Radionuklidy a ionizující záření ve vodním hospodářství v roce 2018.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Seminář organizovaný Odbornou skupinou Vodovody a kanalizace České vědeckotechnické vodohospodářské společnosti, z. s., ve spolupráci s VRV a. s. (Vodohospodářský rozvoj a výstavba, a. s.), se uskutečnil dne 11. května 2016 v sídle společnosti – Novotného lávka 200/5, Praha 1.

Cílem semináře, v souladu se získanou Akreditací vzdělávacího programu podle § 31 zákona č. 312/2002 Sb. (IČ žadatele 00538752 a RČ u MV: VSP 67/90-R),
bylo prohloubení znalostí a kvalifikace účastníků semináře v oblasti výkonu státní správy a regulace provozování vodovodů a kanalizací pro veřejnou potřebu (dále jen „VaK“) podle relevantních právních předpisů (zejména zákona o VaK, vodního zákona a zákona o cenách).

Obsah semináře byl prioritně zaměřen na:

  • nástroje regulace správy a provozování vodovodů a kanalizací z úrovně „ústře-dního regulačního úřadu“ – odboru dozoru a regulace pro vodárenství MZe;
  • výkon státní správy vodoprávními úřady na úrovni pověřených obcí a krajských úřadů;
  • kompetenci samosprávných obcí, krajů a ministerstev při správě a provozu vodovodů a kanalizací;
  • zajišťování obnovy a rozvoje vodovodů a kanalizací v souladu s požadavky zákona o VaK.

Jednotlivé prezentace se soustředily na právní aspekty, informace a praktické zkušenosti při regulaci správy a provozování a investičním rozvoji oboru VaK v souladu s vodohospodářskou legislativou. Na semináři přednášeli odborníci v problematice výkonu státní správy a regulace a řízení správy a provozování na úseku VaK:

  • Ing. Radek Hospodka, ředitel odboru dozoru a regulace ve vodárenství, MZe,
  • prom. práv. Jaroslava Nietscheová, členka rozkladové komise MZe,
  • Ing. Jan Plechatý, předseda odborné skupiny VaK ČVTVHS, z. s.,
  • Ing. Miloslava Melounová, místopředsedkyně odborné skupiny
    VaK ČVTVHS, z. s.,
  • Ing. Eva Krocová, předsedkyně Kontrolní komise SOVAK ČR,
  • Ing. František Smrčka, Vodohospodářský rozvoj a výstavba a. s., ředitel divize.

Semináře se zúčastnilo 85 odborníků, převážně z řad obecních, městských a krajských úřadů (51 zástupců) i ústředních úřadů státní správy (MZe a MŽP).

Na základě vyhodnocení „Dotazníku ke vzdělávacímu programu“ lze konstatovat:

  • Všichni účastníci považují za vhodné pokračovat v aktualizaci probíraných otázek; převážná většina (80 %) 1 × ročně (20 % 1 × za 2 roky).
  • Téměř všichni účastníci vyhodnotili za nejlepší přednesené informace příspěvky dvou přednášejících, a to:
  1. Ing. Melounové (kompetence vlastníků VaK – měst/obcí při správě a pro-vozování VaK),
  2. prom. práv. Nietscheové (výkon státní správy vodoprávními úřady na úrovni pověřených obcí a krajských úřadů).

Celkově lze konstatovat, že seminář se setkal vesměs s velmi dobrou odezvou účastníků, což se projevilo v závěrečné diskusi, ve které účastníci přednesli i konkrétní návrhy na obsahové zaměření příštího semináře (zejména oblast ekonomiky VaK).

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie, Hydrochemie, radioekologie, mikrobiologie, hydrobiologie.

Souhrn

Sledováním jakosti podzemních vod se v České republice věnuje mnoho subjektů s různými cíly sledování a s různou kvalitou získávaných výsledků. Český hydrometeorologický ústav dlouhodobě buduje a rozvíjí jednotný systém monitoringu poskytující srovnatelná data napříč územím republiky. Historie tohoto monitoringu jakosti podzemních vod v ČHMÚ sahá až do konce 50. let minulého století, systematický monitoring se datuje od začátku 90. let minulého století. Za posledních 25 let tohoto sledování se díky investicím do monitorovací sítě, rozvoji analytických metod a rostoucím požadavkům ČHMÚ na kvalitu vzorkovacích a analytických prací výrazně zlepšila vypovídací schopnost a kvalita pořizovaných dat. Příspěvek shrnuje historický vývoj monitoringu jakosti podzemních vod zabezpečovaného ČHMÚ a jeho přínos pro stav poznání jakosti podzemních vod v ČR.

Úvod

Podzemní voda je významným zdrojem pitné vody v České republice. Monitoring tohoto zdroje je na území ČR realizován mnoha subjekty vždy s ohledem na charakter zjišťovaných informací a relevantní legislativu. Vzhledem k vysokému počtu subjektů pořizujícím údaje o jakosti podzemních vod se i kvalita získaných údajů může lišit v závislosti na kvalitě vzorkařských prací a kvalitě analytických laboratoří. Vysoký počet subjektů také zcela jistě nepřispívá k plné porovnatelnosti výsledků laboratorních analýz. Z tohoto pohledu se Český hydrometeorologický ústav (ČHMÚ), jako organizace zajišťující monitoring jakosti podzemních vod v celostátním měřítku, snaží dlouhodobě zabezpečit kvalitní data jakosti podzemních vod České republiky.

Metodika

Objekty státní sítě sledování jakosti podzemních vod tvoří podmnožinu z cca
1 850 objektů pozorovací sítě podzemních vod ČHMÚ. Síť byla koncipována tak, aby sledovala pokud možno neovlivněný režim podzemních vod a záměrně se vyhýbala lokalitám antropogenně ovlivněným bodovými zdroji znečištění. Ve strukturách české křídové pánve jsou objekty lokalizovány tak, aby pokrývaly oblasti infiltrace, transportu a odvodnění dané struktury. Každý útvar podzemních vod je, pokud je to možné, monitorován nejméně jedním monitorovacím objektem. Optimální počet monitorovacích objektů je tři a více na útvar podzemních vod v závislosti na hydrogeologických podmínkách a velikosti plochy útvaru. Hloubková stratifikace monitorovacích míst je v dostatečné míře zohledněna v samostatných místech, tj. pozorování různých kolektorů je ve stejném místě zajištěno více samostatnými monitorovacími objekty.

 

Kodes-1a Kodes-1b
Obr. 1. Průběžné měření hodnot během čerpání před odběrem vzorku z vrtu
Fig. 1. Continuous recording of selected parameters during pumping before sampling of the well

Síť pro sledování jakosti podzemních vod byla zpočátku (60.–70. léta) tvořena pouze prameny, v 80. letech byly do sítě začleněny mělké vrty v kvartérních sedimentech a na počátku 90. let byly do sítě zařazeny i vrty sledující hluboké hydrogeologické struktury. Dalším výrazným rozšířením prošla síť na konci prvního desetiletí tohoto století a naposledy byla rozšířena v tomto roce. Jelikož ČHMÚ nedisponuje vlastními vzorkařskými a analytickými kapacitami, jsou veškeré vzorkařské a analytické práce zabezpečovány externími dodavateli, vybíranými ve veřejných soutěžích v souladu se zákonem č. 137/2006 [1]. Zde je nutno podotknout, že výběr dodavatelů byl již od 1. poloviny 90. let, tedy daleko před přijetím výše zmíněného zákona, realizován formou výběrových řízení, což je na podmínky tehdy panující v ČR jistě výjimečné. Díky tomu se kvalita prací na monitoringu ČHMÚ kontinuálně zlepšovala, až dosáhla stávající špičkové úrovně. Z logistických důvodů bylo území ČR na počátku 90. let rozděleno do sedmi vzorkovacích oblastí (západní Čechy, jižní Čechy, střední Čechy, severní Čechy, východní Čechy, jižní Morava a severní Morava), tyto vzorkovací oblasti jsou využívány dodnes při výběrových řízeních a na každou z těchto oblastí je podepisována separátní smlouva o dílo.

Vzorkování podzemních vod je každoročně (až na výjimky v letech 2011 a 2013) prováděno 2× ročně v cyklu jaro-podzim. Výběr sledovaných ukazatelů je a historicky byl dán příslušnou platnou legislativou, dostupností analytických metod, pro identifikaci potencionálních polutantů podzemních vod se využívají i literární rešerše a výsledky monitoringu jakosti podzemních vod v ostatních státech. Členské státy EU měly za povinnost implementovat příslušné programy monitoringu (situační a provozní monitoring) v souladu s požadavky Rámcové směrnice o vodách [2], tyto programy byly v ČR spuštěny v roce 2007. Od počátku 21. století proběhlo i několik cílených screeningů širokého spektra polutantů z oblasti nebezpečných látek, a to jak v rámci výzkumných projektů [3, 4], tak v rámci situačního monitoringu podle Rámcové směrnice o vodách. Na základě těchto screeningů se průběžně upravoval rozsah stanovovaných ukazatelů v následujících letech. Významným prvkem ovlivňujícím zásadním způsobem hodnověrnost výsledků jsou i požadavky na kvalitu prací ze strany ČHMÚ. V dnešní době jsou nadstandardní požadavky ČHMÚ v oblasti QA/QC zárukou vysoké kvality vzorkařských i analytických prací, a tím i vysoké kvality získávaných dat. Tato data jsou kontrolována a verifikována ve spolupráci s laboratořemi a poté uložena do národního informačního systému jakosti vod IS ARROW, provozovaného ČHMÚ. Tato data jsou následně dostupná veřejnosti na adrese http://hydro.chmi.cz/isarrow.

Systém zajištění kvality odběru vzorků a terénních měření

Veškeré údaje, které jsou zaznamenávány při odběrech vzorků, je vzorkař povinen uložit za použití softwaru pro terénní měření a vytvoření protokolu o odběru vzorku poskytnutého ČHMÚ. Odběr vzorků podzemní vody z pramenů musí být prováděn podle ČSN EN ISO 5667-1 [5]. V okamžiku odběru vzorku zaznamená vzorkař mj. aktuální hodnoty pH, vodivosti, oxidačně redukčního potenciálu (Eh), rozpuštěného kyslíku, zákalu a teploty vody. Odběr vzorků podzemní vody z vrtů se musí provádět v dynamickém stavu (po čerpání, resp. u tlakových vrtů odpouštění, optimálně do ustálení následujících průběžně měřených parametrů: teplota vody, vodivost, pH a zákal). Vzorek vody je považován za ustálený, pakliže změna dvou po sobě jdoucích měření teploty, pH, vodivosti a zákalu je menší než 10 %. Pouze v ojedinělých případech je vzorek z vrtu odebírán zonálním vzorkovačem z předepsané hloubky. Při vzorkování vrtů je třeba zapustit čerpadlo do příslušné hloubky (od odměrného bodu, jímž je zpravidla okraj pažnice či okraj zhlaví vrtu) a po požadovanou dobu z ní zadaným množstvím čerpat/odpouštět podle požadavku ČHMÚ specifikovaného individuálně pro každý vrt. Odpouštění přetokových vrtů musí probíhat nejméně 2 hodiny, není-li stanoveno jinak, a to předepsanou vydatností. Před čerpáním/odpouštěním a při něm je povinností vzorkaře ve stanovených časech důsledně měřit a zapisovat požadované údaje (pH, vodivost, zákal, rozpuštěný kyslík, skutečně čerpanou vydatnost, teplotu vzduchu a vody, hladinu podzemní vody) včetně zápisu případných doprovodných jevů (pískování, barva vody, zákal atd.) či problémů s vrtem či čerpáním (obr. 1). Vzorkař zaznamenává též délku odpadu a jeho zaústění. Odčerpávaná voda zejména u objektů v kvartérních zvodních (mělké vrty do 20 m) musí být vypouštěna v dostatečné vzdálenosti (alespoň 10 m) tak, aby nedocházelo k ovlivnění vrtu vypouštěnou vodou. Po stanovené době řádným a pečlivým způsobem podle pokynů zpracovávající laboratoře a v souladu s ČSN EN ISO 5667-11 [6] odebere vzorkař laboratoří požadované množství neprovzdušněného vzorku a zaznamená aktuální hodnoty hladiny podzemní vody, pH, vodivosti, Eh, rozpuštěného kyslíku, teploty a zákalu vody v okamžiku odběru vzorku (obr. 2).

Kodes-2a Kodes-2b
Obr. 2. Odběr vzorku (nahoře) s uložením vzorkovnic v chladicím boxu (dole)
Fig. 2. Groundwater sampling (above), storage of sampling bottles in a cooling box (below)

ČHMÚ požaduje použití ponorných odstředivých, popř. membránových čerpadel. Použití sacích čerpadel pro odběr vzorku je nepřípustné. Preferuje se použití čerpadel s modulací průtoku. Pokud je požadován odběr vzorku vzorkovačem, musí vzorkař používat zonální vzorkovač. Pro průtoky pod 0,1 l.s-1 je požadováno umístění ventilu pro vzorkovací okruh maximálně 2 m od vyústění hadice z objektu vrtu, aby nedocházelo ke změnám teplot při odběru. Dalším požadavkem je, aby zařízení pro odběr vzorku a potenciální zdroje znečištění (např. elektrocentrály, kanystry s pohonnými hmotami) byly uloženy odděleně, centrála uložena v samostatném boxu a zabráněno kontaminaci čerpacích hadic a čerpadla během přepravy. Dále musí být zabráněno kontaktu hadic a ostatního vzorkovacího zařízení s okolním terénem např. použitím podložky (obr. 3). Nepřipouští se terénní měření v kádince. Požaduje se použití průtokových cel pro terénní měření požadovaných parametrů (obr. 4).
Přípustné intervaly odchylek měření v terénu vůči standardům jsou uvedeny v tabulce 1.

Tabulka 1. Přípustné odchylky měření v terénu vůči kalibračním standardům
Table 1. Tolerable deviations from calibration standards for in situ measurements
Kodes-tabulka-1

Laboratoře musí mít plnou odpovědnost za terénní přístroje a terénní měření, tj. provádění kalibrací a jejich navázání na metrologický systém laboratoře. Vzorkař musí vést doložitelné záznamy o kontrolách správnosti měření a o kalibracích například v přístrojových denících, které bude schopen dokladovat ČHMÚ. Denní kontrola správnosti měření používaných čidel je vyžadována. Konzervace vzorků musí být prováděna v souladu s ČSN EN ISO 5667-3 [7]. Laboratoř musí dodržovat požadavky normy, popř. musí mít laboratoř odchylné způsoby konzervace validovány v rámci akreditace podle ČSN EN ISO/IEC 17025 [8].
ČHMÚ požaduje nefixované vzorky uchovávat v prostředí o teplotě do 10 °C až do zpracování v laboratoři. Požaduje se sledování teploty v chladicích boxech u každého vzorku v době od odběru do předání vzorku v analytické laboratoři, záznamy o průbězích teplot jsou po skončení vzorkování předávány ČHMÚ. Odběrové osádky musí používat chladicí boxy s aktivním chlazením nebo s namraženými chladicími vložkami (obr. 2).

Kodes-3aKodes-3b
Obr. 3. Zamezení kontaminace vzorkovnic (nahoře) a vzorkovacího zařízení (dole)
Fig. 3. A contamination prevention of sampling bottles (above) and equipment (below)

Systém zajištění kvality analytických prací

Všechny ukazatele musí být analyzovány podle standardních operačních postupů akreditovaných podle normy ČSN EN ISO/IEC 17025 [8], laboratoř musí mít platnou akreditaci na všechna stanovení mimo hodnot stanovovaných výpočtem. Laboratoře se při provádění laboratorních měření řídí požadavky směrnice 2009/90/ES [9], které musí splňovat, a také se musí zúčastňovat všech mezilaboratorních srovnávacích zkoušek týkajících se analytů stanovovaných v monitoringu ČHMÚ organizovaných subjekty oprávněnými pro tuto činnost v ČR. V případě nevyhovujících výsledků musí laboratoře neprodleně přijmout opatření k nápravě. Laboratoře jsou povinny výsledky autorizovat formou protokolu o zkoušce. Nedílnou součástí analytických výsledků je údaj o chybě stanovení.

Kodes-4aKodes-4b
Obr. 4. Průtokové cely pro průběžné měření vybraných ukazatelů v terénu
Fig. 4. Flow-through cells for measurements of selected parameters in situ

ČHMÚ požaduje, aby byla všechna stanovení specifických organických látek (s výjimkou PAU) prováděna analytickými metodami, které poskytují informace o chemické struktuře analytu, tj. za použití hmotnostní spektrometrie. Laboratoř musí pro stanovení organických látek popsat způsob, jak zajišťuje monitorování podmínek skladování vzorků a stability extraktů a kalibračních standardů v roztocích, včetně hodnot o stabilitě, kterou pořídila v rámci validace analytické metody. Laboratoř prokazuje způsob zajištění metrologické návaznosti specifikací kalibračních standardů s vhodnou expirací. Standardy musí být v prokazatelném vlastnictví laboratoře, která provádí analýzy. Pro každý kalibrační standard pro danou metodu laboratoř samostatně uvádí výrobce kalibračního standardu, číslo výrobní šarže a datum expirace. Pokud dojde v průběhu monitoringu pro ČHMÚ k ukončení expirace, laboratoř zakoupí včas nový standard tak, aby po celou dobu byly používány standardy před ukončením expirační lhůty. Laboratoř dokladuje systém řízení jakosti QC (typy a počet kontrolních vzorků) pro všechny analyzované parametry s tím, že ČHMÚ má následující minimální požadavky na analýzu kontrolních vzorků: laboratorní duplikát
(5 % vzorků, minimálně každý den měření), slepý pokus (5 % vzorků, minimálně každý den měření) a fortifikovaný slepý pokus nebo fortifikovaná matrice
(5 % vzorků). Laboratoř předává po skončení jednotlivých vzorkovacích období ČHMÚ stručnou písemnou zprávu o průběhu a výsledcích těchto interních kontrol kvality práce. Tato zpráva musí obsahovat alespoň termíny těchto kontrol, specifikaci konkrétních vzorků a výsledek této kontroly.

Kodes-5
Obr. 5. Počet monitorovaných objektů a odebraných vzorků
Fig. 5. Number of monitoring sites and samples taken

Vývoj monitorovací sítě

Počátek sledování jakosti podzemních vod v ČHMÚ se datuje k roku 1957, kdy byly ovzorkovány první čtyři objekty. Od 60. let až do roku 1983 se vzorkovaly převážně prameny, a to v nepravidelném intervalu 1× za několik let. V roce 1984 začalo pravidelné vzorkování mělkých vrtů současně s prameny
2× ročně. Na přelomu 90. let byly do sítě ČHMÚ zařazeny vrty sledující hluboké vodohospodářsky významné struktury (hlavně křídové a terciérní pánve). V tomto období se počet vzorkovaných objektů ustálil na přibližně 460. V roce 2009 došlo, v rámci rekonstrukce sítě ČHMÚ financované z Fondu soudržnosti EU, k zařazení nově vybudovaných vrtů a k navýšení počtu monitorovacích míst na 613. Současně bylo do programu sledování jakosti podzemních vod navíc zařazeno, po dohodě s jejich provozovateli, 39 významných zdrojů zásobování obyvatelstva pitnou vodou s vydatností větší než 50 l.s-1. V roce 2016 budou zahrnuty další objekty včetně menších zdrojů zásobování obyvatelstva pitnou vodou tak, aby monitoring ČHMÚ pokrýval 173 ze 174 útvarů podzemních vod vymezených vyhláškou 5/2011 [10] pro účely sledování podle Rámcové směrnice o vodách [2]. Pouze v jednom malém útvaru podzemních vod o rozloze 43 km2 (Krystalinikum v povodí Svratky-Svitava po soutok s tokem Punkva, ID 65602) nebyl dosud nalezen žádný objekt vhodný pro vzorkování podzemních vod. Počet sledovaných objektů se z původních 481 v roce 1992 zvedl na 675 v roce 2016 (obr. 5).

Kodes-6
Obr. 6. Rozložení monitorovací sítě v letech 1985, 1992, 2009 a 2016
Fig. 6. Monitoring network layout in 1985, 1992, 2009 and 2016

Většina objektů v síti je v dobrém technickém stavu, existují ovšem objekty, které byly prozatím v síti ponechány i přes špatný technický stav s ohledem na zachování kontinuity časových řad, jelikož chybí finanční prostředky na opravu nebo náhradu objektů, a v daném vodním útvaru neexistuje monitorovací objekt, který by mohl stávající nahradit. Hustota a rozložení monitorovací sítě se významně změnily zejména v letech 1985, 1992 a 2009 (obr. 6).

Sledované ukazatele

Rozsah sledovaných ukazatelů (obr. 7) se v průběhu času zvyšoval tak, jak se vyvíjela analytická technika a jak se měnila legislativa platná pro oblast jakosti podzemních vod. Až do roku 2011 neexistovala v ČR závazná legislativa pro hodnocení jakosti podzemních vod, jediným použitelným legislativním předpisem byla vyhláška č. 252/2004 [11] a předcházející předpisy platné pro pitnou vodu. Implementací směrnice 2006/118/ES [12] do legislativy ČR vyhláškou č. 5/2011 [10] byl tento nedostatek v roce 2011 napraven. V roce 2002 proběhl první screening nebezpečných látek [13], na jehož základě byl v roce 2005 rozšířen rozsah stanovovaných ukazatelů, zejména pesticidů. V roce 2007 byl monitoring poprvé realizován v souladu s požadavky Rámcové směrnice o vodách, a to programem situačního monitoringu, kdy byl logicky stanovován širší rozsah ukazatelů než v předchozích letech. K dalšímu významnému rozšíření sledovaných látek (opět zejména pesticidů a jejich metabolitů v rámci screeningu) došlo v roce 2009 a poté v roce 2013 (pesticidy a jejich metabolity, prioritní látky v rámci situačního monitoringu). Sledování pesticidů, jejich metabolitů i prioritních látek v podzemních vodách v tak širokém rozsahu zajišťuje v ČR pouze ČHMÚ. Na druhou stranu monitoring ČHMÚ nezahrnuje a ani nikdy nezahrnoval sledování mikrobiálního znečištění podzemních vod.

Kodes-7
Obr. 7. Počet sledovaných ukazatelů
Fig. 7. Number of monitored determinants

Výsledky a diskuse

Za celou dobu pozorování bylo do informačního systému ČHMÚ uloženo 3 589 619 hodnot z celkem 34 758 vzorků, za posledních 25 let od roku 1991 bylo uloženo 3 315 859 hodnot (92 % veškerých hodnot) z 27 617 vzorků (79 % všech vzorků). V posledních letech každoročně do databáze přibývá zhruba 250 000 až 350 000 hodnot v závislosti na rozsahu sledovaných ukazatelů. Nejproblematičtější z celého spektra v současnosti sledovaných látek z hlediska překročení limitů pro podzemní vody jsou dusíkaté látky [14] (obr. 8) a metabolity pesticidů [14, 15] (obr. 9).

Kodes-8
Obr. 8. Překročení limitů pro dusíkaté látky v roce 2014 [14]
Fig. 8. Groundwater standard exceedance for nitrogen compounds in 2014 [14]

Za posledních 25 let se monitoring jakosti podzemních vod vzhledem k vývoji dostupných analytických metod a nekompromisním požadavkům ČHMÚ na kvalitu vzorkovacích a analytických prací posunul na úroveň zcela srovnatelnou s nejvyspělejšími státy. Náklady obecně odpovídají nárůstu počtu monitorovacích objektů a sledovaných ukazatelů a reflektují i počet odebraných vzorků a typ programu monitoringu v daném roce (obr. 10). Náklady na monitoring samozřejmě vzrostly, ale při zohlednění změny cenových hladin v ČR a kupní síly během posledních 25 let k žádnému dramatickému nárůstu nákladů překvapivě nedošlo. Dá se říci, že dnešní nastavení monitoringu je velmi efektivní, jako indikátor lze použít náklady na získání jedné hodnoty, kdy se náklady na jeden výsledek (číslo, koncentraci) postupně snižovaly z cca 90 Kč v roce 1993 na 50 Kč v roce 2015 (obr. 11).

Kodes-9
Obr. 9. Překročení limitu pro pesticidy v roce 2014 [14]
Fig. 9. Groundwater standard exceedance for pesticides in 2014 [14]

Závěr

Výsledky monitoringu jsou dnes využívány nejen pro účely sestavování vodní bilance, hodnocení stavu vod, hodnocení stavu vodních útvarů a plánování v oblasti vod podle zákona č. 254/2011 [16], ale i v rámci jiných aktivit vyplývajících z ostatních závazků ČR, jako je například reporting pro Evropskou agenturu pro životní prostředí (EEA) v rámci sítě EIONET [17], implementace směrnice 91/676/EHS [18] a vymezení zranitelných oblastí podle této směrnice, implementace směrnice 2009/128/ES [19] prostřednictvím Národního akčního plánu ke snížení používání pesticidů v České republice [20] a ve spolupráci s Ústředním kontrolním a zkušebním ústavem zemědělským i jako nástroj pro regulaci a povolování prostředků na ochranu rostlin na území ČR.

Kodes-10
Obr. 10. Náklady na monitoring
Fig. 10. Cost of the monitoring

Z dosavadních zkušeností se ukazuje, že největší komplikací pro zdárnou realizaci tohoto monitoringu je chybějící systém dlouhodobého financování. Tento celostátní monitoring by měl zcela logicky patřit mezi strategické a dlouhodobé aktivity České republiky. Způsob zajištění jeho financování tomu ale zdaleka neodpovídá. Přesto se daří tento monitoring realizovat, ba co více, zvyšovat jeho kvalitu, na kterou může být Česká republika oprávněně hrdá.

Kodes-11
Obr. 11. Počet naměřených hodnot a indikátor efektivity monitoringu (náklad na pořízení 1 koncentrační hodnoty)
Fig. 11. Number of acquired values and a monitoring effectivity indicator (cost of one concentration value)

Poděkování

Autoři děkují RNDr. Petru Kohoutovi za pořízení fotodokumentace.

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

Souhrn

Horizontálně a vertikálně protékané umělé mokřady se v České republice řadí mezi často využívané přírodě blízké způsoby čištění odpadních vod z malých obcí. Jsou tvořeny jedním nebo více filtračními poli zapojenými sériově nebo paralelně. Horizontálně protékané umělé mokřady bývají osázeny vhodnou mokřadní vegetací, nejčastěji rákosem obecným nebo chrasticí rákosovitou. Nezbytnou součástí těchto technologií je dobře fungující mechanické předčištění, které chrání filtrační náplň vlastního biologického stupně před ucpáváním nerozpuštěnými látkami.

Mlejnska,Rozkosny

Konstrukční uspořádání vertikálně a horizontálně protékaných umělých mokřadů včetně návrhových parametrů je velice důležité a může významně ovlivnit nejen účinnost čištění, ale také životnost. V současné době probíhá ve světě i u nás celá řada výzkumných prací, které se mimo jiné věnují problematice nových (alternativních) filtračních materiálů, problematice kolmatace umělých mokřadů, která je nejzávažnějším provozním problémem, a mnoha dalším problematikám.

Úvod

Mokřady jsou v různých částech světa využívány k čištění odpadních vod již od poloviny 20. století. Oblast umělých mokřadů je značně rozsáhlá, a proto je i názvosloví i množství vlastních konstrukčních uspořádání značně bohaté. Základní rozdělení umělých mokřadů pro čištění odpadních vod uvádí schéma na obr. 1.

Umělé mokřady dosahují zpravidla velmi vysokých účinností při odstraňování organického a mikrobiálního znečištění. Účinnosti čištění pro nutrienty (dusík a fosfor) jsou většinou nižší a značně rozkolísané. Účinnosti odstraňování nutrientů mohou být zvýšeny nastavením optimálního zatížení, využitím kolísání výšky hladiny odpadní vody v umělém mokřadu (pulzní plnění a prázdnění) nebo přidáním vhodných adsorpčních materiálů do náplně umělého mokřadu nebo do přídavného filtru umístěného na odtoku.

Čisticí procesy jsou ovlivňovány celou řadou faktorů, mezi které patří klimatické podmínky (teplota vody, teplota vzduchu a jeho vlhkost nebo sluneční radiace), hydrologické a hydraulické podmínky (průtok, hydraulické zatížení, doba zdržení, vlastnosti filtrační náplně nebo způsob proudění odpadní vody), vegetace (mohou se projevovat rozdíly mezi vegetačním a nevegetačním obdobím) apod.

Povrchově protékané umělé mokřady

Tato technologie není v České republice téměř využívána, ale pro úplnost ji zde uvádíme. Většinou představuje jednoduché usazovací nádrže s oddíly a nízkou vrstvou vody (20 až 40 cm) osázené mokřadní vegetací, jako jsou rákosy, orobince nebo skřípiny. Může docházet k mísení čištěné odpadní vody s vodou povrchovou nebo s vyčištěnými odpadními vodami. Doba zdržení bývá navrhována na minimálně 10 dní. Schéma je uvedeno na obr. 2.

Čisticí procesy v povrchově protékaných mokřadech zahrnují usazování nerozpuštěných látek, difuzi rozpuštěných nutrientů do sedimentu, mineralizaci organických látek, odčerpávání nutrientů mikroorganismy a vegetací, mikrobiální transformaci, fyzikálně-chemickou adsorpci a srážení.

Mlejnska-1
Obr. 1. Základní rozdělení jednotlivých typů umělých mokřadů [1]
Fig. 1. The basic division of the different types of artificial wetlands [1]

Povrchově protékané umělé mokřady mohou dosahovat vysokých účinností čištění pro CHSKCr a BSK5 (90 %) a pro mikrobiální znečištění (až 99 %), ale výrazně nižších pro dusík a fosfor (10 % až 15 %). Nízká účinnost odstraňování nutrientů je způsobena skutečností, že mnoho důležitých procesů, které se podílejí na jejich odstraňování, probíhá v sedimentu, zatímco nutrienty jsou přítomny v rozpuštěné formě v protékající odpadní vodě a jejich pronikání do sedimentu difuzí je velice pomalý proces. Pokud je ale s výškou hladiny v mokřadu uměle manipulováno a střídají se suché a mokré periody, může být účinnost odstraňování nutrientů až zdvojnásobena [2].

Zemní filtry

Zemní filtry, které jsou v podstatě ekvivalentem neosázených vertikálně protékaných umělých mokřadů, jsou v České republice využívány zejména jako malá domovní zařízení. Principem čištění je schopnost zrnitého materiálu podporovat fyzikální, chemické a biologické procesy probíhající při odstraňování znečištění obsaženého v protékající odpadní vodě. Hlavní roli hraje společenstvo mikroorganismů, žijící na povrchu náplně umělého mokřadu, které se podílí zejména na rozkladu organického znečištění. Zemní filtry jsou tedy v podstatě zařízení pro pomalou biologickou filtraci předčištěné odpadní vody.

Oproti horizontálně protékaným umělým mokřadům (kořenovým čistírnám) je hlavní rozdíl v množství kyslíku přítomného ve filtrační náplni. Zemní filtry pracují díky nezatopenému objemu nejčastěji v oxických až anoxických podmínkách, mohou tedy oproti horizontálně protékaným kořenovým čistírnám lépe odstraňovat amoniakální dusík. Dlouhodobě sledovaný zemní filtr vykazoval průměrnou účinnost odstraňování amoniakálního dusíku 78,5 % oproti prakticky nulové účinnosti u kořenové čistírny [4]. Podobné výsledky byly získány vyhodnocením dat z více sledovaných lokalit. Průměrná koncentrace amoniakálního dusíku se na přítoku do sledovaných kořenových čistíren pohybovala kolem 44 mg/l, průměrná účinnost odstraňování amoniakálního dusíku kolem 8,5 %, zatímco se průměrná koncentrace amoniakálního dusíku na přítoku do sledovaných zemních filtrů pohybovala kolem 38 mg/l a průměrná účinnost odstraňování amoniakálního dusíku kolem 57 % [5].

Mlejnska-2
Obr. 2. Schéma umělého povrchově protékaného mokřadu [3]
Fig. 2. Scheme of surface flow constructed wetland [3]

Zemní filtry jsou vhodné pro čištění běžných a zředěných komunálních odpadních vod. Nehodí se k čištění odpadních vod s velkým množstvím obtížně usaditelných minerálních částic a organického znečištění. Takové vody způsobují rychlé zanášení filtrační náplně (kolmataci). Z tohoto důvodu je velmi důležité dostatečně kvalitní a dobře fungující mechanické předčištění, které by mělo být nedílnou součástí každého umělého mokřadu.

Pro správnou funkci a vyhovující účinnost odbourávání organického znečištění mikrobiálním biofilmem je žádoucí převaha mikroorganismů žijících v prostředí s volným kyslíkem, tedy v oxických podmínkách. Proto musí být filtrační náplň co nejlépe provzdušněná. To je zajištěno vlastním konstrukčním uspořádáním, tedy nezatopenou filtrační náplní a také větráním tělesa zemního filtru. Oxické prostředí je žádoucí též pro činnost nitrifikačních bakterií. Účinnost odstraňování fosforu závisí především na volbě vhodné náplně zemního filtru a její sorpční kapacitě. Zatímco klasické materiály, jako je písek nebo drcené kamenivo, tuto schopnost nemají, materiály s vysokým obsahem oxidů hliníku a/nebo železa přispívají ke zvýšení účinnosti odstraňování fosforu v zemních filtrech.

Konstrukční uspořádání

Zemní filtry lze navrhnout na jednotné nebo oddílné kanalizaci, ale pouze za mechanickým (primárním) stupněm čištění, popř. jako dočišťovací stupeň za biologickým (sekundárním) stupněm čištění, tedy za klasickou čistírnou odpadních vod. Jednoduché schéma je znázorněno na obr. 3.

Horní úroveň filtračního tělesa musí být vodorovná, celý objem filtrační náplně by měl mít konstantní mocnost a homogenitu. Těleso zemního filtru musí být od okolního prostředí vodotěsně odděleno. Rozvodné potrubí se ukládá do štěrkového obsypu. Sběrný drén je nutné opatřit odvětrávacím potrubím, které by mělo být vyvedeno nejméně 0,5 m nad úroveň terénu a opatřeno vhodnou clonou bránící znečištění odvětrávacího a sběrného potrubí vnosem předmětů zvenčí (prach, stébla trávy, listí apod.). Výška filtračního lože by se měla pohybovat od 0,6 m do 1,0 m. Délka jedné větve přítokového a odtokového potrubí by neměla překročit 30 m. Potrubí by mělo být opatřeno otvory s celkovou plochou nejméně 50 cm2 na 1 m délky. Výškový rozdíl nátoku a výtoku bývá obvykle volen 1,2 m.

Nezbytnou podmínkou dobré funkce zemního filtru je rovnoměrné rozdělení přitékající odpadní vody po celé jeho ploše a také dostatečný přístup vzduchu do porézních vrstev. Vlastní tvar filtru nehraje tak důležitou roli.

Návrhové parametry

Plocha zemního filtru by se měla pohybovat v rozmezí od 3 m2/EO do 6 m2/EO, v Belgii je v průměru navrhována plocha 3,8 m2/EO [7], v Dánsku 3,2 m2/EO [8], v Rakousku normy pro navrhování jednostupňových vertikálně protékaných umělých mokřadů uvádějí plochu 4 m2/EO, pro dvoustupňové systémy potom plochu 2 m2/EO [9], v Německu je požadována minimální plocha > 2,5 m2/EO.

Mlejnska-3
Obr. 3. Schéma zemního filtru [6]
Fig. 3. Scheme of unplanted vertical flow constructed wetland [6]
Legenda: V – výška nádrže, Vn – výška nastavení sběrné šachty, Vv – výška ode dna nádrže do vstupního potrubí, Vp – výška vrstvy pískové náplně, D – délka nádrže,
Š – šířka nádrže
Legend: V – height of the tank, Vn – height of setting collection shaft, Vv – height from the tank bottom into the inlet conduit, Vp – height of the layer of sand filling,
D – length of the tank, Š – width of the tank

V závislosti na velikosti zrn filtrační náplně se pro mechanicky předčištěné odpadní vody volí hydraulické zatížení v rozmezí od 0,10 m3/(m2.den) do 0,18 m3/(m2.den) a pro biologicky vyčištěné odpadní vody potom v rozmezí od 0,15 m3/(m2.den) do 0,20 m3/(m2.den) [10].

Dalším důležitým návrhovým parametrem je látkové zatížení, které závisí na složení přitékající odpadní vody, stupni jejího předchozího čištění, výšce a druhu filtrační náplně a požadované účinnosti čištění. Látkové zatížení (BSK5) se u vertikálně protékaných umělých mokřadů volí v rozmezí od 10 g/(m2.d) do 40 g/(m2.d).

Horizontálně podpovrchově protékané umělé mokřady

Kořenové čistírny odpadních vod, také nazývané vegetační kořenové čistírny, půdní filtry s vegetací nebo horizontálně protékané umělé mokřady patří v České republice hned po biologických nádržích k nejvíce rozšířeným typům přírodě blízkých (extenzivních) způsobů čištění odpadních vod z malých obcí. Od roku 1989 do současnosti jich bylo postaveno zhruba 250 ve velikosti od několika EO do 1 000 EO. Princip čištění je velice podobný jako u zemních filtrů, ale rozdíl je v množství kyslíku přítomného ve filtrační náplni. Protože je u kořenových čistíren celý objem filtračního tělesa zatopen odpadní vodou, pracují většinou v anaerobních až hluboce anaerobních podmínkách. Anaerobní mikroorganismy využívají při respiraci namísto kyslíku řadu terminálních akceptorů kyslíků, jako jsou dusičnany, manganičité a železité ionty nebo sírany, v závislosti na hodnotě oxidačně-redukčního potenciálu [11]. S ohledem na anaerobní podmínky většinou dosahují nižších účinností odstraňování amoniakálního dusíku než zemní filtry.

Konstrukční uspořádání

Kořenové čistírny s horizontálním podpovrchovým prouděním musí obsahovat rozvodnou a sběrnou zónu. Mohou být konstruovány jako jediné kořenové pole nebo více polí zapojených buď paralelně, nebo sériově. Výška filtrační náplně se nejčastěji volí v rozmezí od 0,6 m do 1,0 m podle místních podmínek. Její zrnitost závisí především na hydraulickém zatížení a na složení přitékající odpadní vody. Při jednostupňovém uspořádání se doporučuje použít oblé říční kamenivo nebo tříděný štěrk frakce 4 mm až 8 mm, při sériovém zapojení je vhodné u prvního stupně volit zrnitost 8 mm až 16 mm a ve druhém stupni potom zrnitost 4 mm až 8 mm [10]. I při jednostupňovém uspořádání je vhodné v nátokové zóně použít kamenivo frakce 8 mm až 16 mm, aby byla co nejvíce omezena možnost rozvoje kolmatace. Naše zkušenosti ukazují, že volba vhodné frakce kameniva je velice důležitá.

Těleso kořenové čistírny musí být, stejně jako u zemního filtru, od okolního terénu vodotěsně odděleno. Nesmí docházet k průsakům odpadních vod do vod podzemních. Schéma kořenové čistírny je uvedeno na obr. 4.

Mlejnska-4
Obr. 4. Schéma kořenové čistírny [12]
Fig. 4. Scheme of horizontal flow constructed wetland [12]

Předčištěná odpadní voda by měla být rozdělena rovnoměrně po celé šířce nátokové zóny, aby byl na maximální možnou míru omezen vznik kolmatace filtrační náplně. Velmi důležitá je pravidelná údržba a čištění rozvodného potrubí. Často je využíváno rozvedení pomocí drenážní trubky, do které je přiváděna odpadní voda z šachtice na jedné straně kořenového pole. Tento způsob ale nemusí zaručit rovnoměrný průtok odpadní vody po celém profilu nátokové hrany a může docházet k lokálnímu přetížení a kolmataci části kořenového pole. Navíc je obtížné delší rozvodné potrubí čistit, a proto by mělo být na konci kořenového pole vyvedené nad povrch filtračního materiálu. Rozvodné potrubí musí mít dostatečně velké otvory pro výtok vody, otvory do velikosti 2 cm se mohou poměrně rychle ucpat.

Kořenové čistírny mohou přecházet až do hluboce anaerobních podmínek, možným řešením pro zvýšení přísunu kyslíku do filtru je pulsní plnění a prázdnění [13]. Tím může být zvýšena účinnost odstraňování amoniakálního dusíku z přitékající odpadní vody.

Návrhové parametry

Plocha kořenových polí by se měla pohybovat kolem 5 m2/EO, ve světě se většinou navrhuje plocha v rozmezí od cca 3 m2/EO do cca 10 m2/EO. Terénním průzkumem bylo zjištěno, že skutečná hodnota je podstatně vyšší než 5 m2/EO, neboť se poměr skutečného a návrhového zatížení velice často pohybuje v rozmezí 0,3 až 0,6 [5].

Látkové zatížení (BSK5) se u horizontálně protékaných umělých mokřadů volí v rozmezí od 6 g/(m2.d) do 10 g/(m2.d) [5].

Hybridní systémy

V některých případech jsou využívány kombinace vertikálních a horizontálních systémů, případně dalších typů umělých mokřadů, které jsou označovány jako „hybridní“ (viz obr. 5). Účelem kombinace těchto systémů je dosáhnout co nejlepšího čisticího účinku, a to zejména pro dusík. V prvním, vertikálně protékaném umělém mokřadu (oxické až anoxické podmínky), dochází k nitrifikaci amoniakálního dusíku obsaženého v přitékající odpadní vodě ve vysokých koncentracích až na dusičnany. Ve druhém, horizontálně protékaném umělém mokřadu (anoxické až anaerobní podmínky), dochází k denitrifikaci dusičnanů až na plynný dusík.

Autoři Ye a Li [14] uvádějí účinnost čištění 83 % pro amoniakální i celkový dusík, velice podobnou účinnost pro celkový dusík (79 %) uvádějí i autoři Ayaz a kol. [15] pro hybridní umělý mokřad s recirkulací. Účinnost čištění 84 % pro amoniakální dusík a 60 % pro celkový dusík uvádějí autoři Masi a Martinuzzi [16] pro hybridní systém tvořený horizontálním a vertikálním podpovrchově protékaným umělým mokřadem. Autoři Herrera Melián a kol. [17] dokonce uvádějí účinnost odstraňování amoniakálního dusíku 88 %. Všechny tyto výsledky velice dobře ilustrují, že vhodně zvolená kombinace vertikálně a horizontálně protékaného umělého mokřadu může významnou měrou přispět ke zvýšení účinnosti odstraňování amoniakálního a celkového dusíku z čištěných odpadních vod.

S odstraňováním organického znečištění a nerozpuštěných látek v těchto systémech nebývá většinou problém (stejně jako u kořenových čistíren a zemních filtrů), účinnost odstraňování BSK5 a nerozpuštěných látek se zpravidla pohybuje kolem 90 %, CHSKCr potom zpravidla kolem 80 %. Ke zvýšení účinnosti odstraňování fosforu použitím hybridních systémů (pokud není použito speciálních náplní) nedochází.

Čisticí procesy v umělých mokřadech

Jak již bylo zmíněno u jednotlivých typů umělých mokřadů, probíhají v nich procesy fyzikální, fyzikálně-chemické, chemické a biologické [19, 20]. Mezi nejvýznamnější fyzikální procesy patří filtrace a sedimentace. Rychlost filtrace souvisí se zrnitostním složením filtračního materiálu, strukturou, texturou, efektivní pórovitostí, složením odpadních vod a zejména závisí na obsahu nerozpuštěných látek přítomných v přitékající odpadní vodě. U umělých mokřadů ale filtrace a sedimentace není žádoucím procesem čištění, protože přispívá ke kolmataci.

Mezi nejvýznamnější fyzikálně-chemické procesy patří vazba řady látek na sorpční komplex filtračního materiálu (amoniak, vápník, hořčík, sodík, draslík aj.). Obzvláště důležitá je vazba fosforu na sloučeniny železa, manganu nebo hliníku. U umělých mokřadů jsou tyto fyzikálně-chemické procesy žádoucí, vhodnou volbou filtračního materiálu lze významně ovlivnit účinnost odstraňování fosforu.

Z chemických procesů jsou nejvýznamnější oxidačně-redukční pochody, které souvisejí s množstvím kyslíku přítomného ve filtračním prostředí. Vedle toho dochází i k rozkladu nebo syntéze nových sloučenin.

Mezi nejvýznamnější biologické procesy patří bakteriální a rostlinný metabolismus. Různorodá směs aerobních a anaerobních bakterií je zapojena do rozkladu organických látek a cyklu nutrientů v umělých mokřadech. Průběh jednotlivých procesů závisí především na množství biologicky rozložitelného materiálu a na množství přítomného kyslíku. Fungovat mohou následující skupiny bakterií: desulfurikační (redukují oxidované formy síry na sirovodík), denitrifikační (redukují dusičnany na dusitany a až plynný dusík), proteolytické (utilizují bílkoviny), amonizační (rozkládají organické dusíkaté látky na amoniak), amylolytické (štěpí škrob a nižší cukry na organické kyseliny), nitrifikační (oxidují amonné ionty na dusitany až dusičnany).

Filtrační materiály umělých mokřadů

Základní poznatky

V umělých mokřadech je možné využít celou řadu více či méně vyzkoušených filtračních náplní, některé se používají buď přímo jako náplň filtračních kořenových polí, nebo jako náplň dočišťovacích filtrů umístěných na odtok z umělých mokřadů. Při volbě náplně umělého mokřadu velice záleží na složení čištěné odpadní vody, protože v některých případech může docházet a dochází k velice rychlému ucpávání.

Filtrační náplň je jednou ze tří základních součástí umělého mokřadu a její výběr je pro jeho správnou funkci zásadní. Kromě poskytování fyzické podpory pro růst rostlin a povrchu pro růst mikroorganismů podporuje filtrační náplň sedimentaci a filtraci znečišťujících látek. Některé druhy náplní navíc přispívají ke zvýšené sorpci amoniakálního dusíku nebo fosforu. Patří k nim zejména sekundární produkty z uhelného průmyslu, vysokopecní struska apod. [21].

Mezi mechanické, fyzikální a chemické vlastnosti samotného filtračního materiálu patří zejména [22, 23]: zrnitost, struktura a textura zrn, odolnost a mrazuvzdornost materiálu, chemické složení (podíl železa, hliníku a manganu), obsah vyluhovatelných částic (minerálních i organických), měrná a objemová hmotnost, hydraulická vodivost, pórovitost, dostupnost materiálu (cena, transportní vzdálenost).

Mlejnska-5
Obr. 5. Schéma hybridního systému [18]
Fig. 5. Scheme of hybrid system [18]

Vlastnosti filtračních materiálů, zejména hydraulická vodivost, se během provozu umělých mokřadů mění. Propustnost filtračního lože je ovlivňována zhutněním materiálu (údržba i přirozené sesedání), prorůstáním kořeny a ukládáním stařiny mokřadní vegetace, vyčerpáním sorpční kapacity filtrační náplně a kolmatací volných pórů nerozpuštěnými minerálními a organickými látkami [24]. Ukládání stařiny mokřadní vegetace je podle našich praktických zkušeností závažným problémem. Po několika letech provozu může mocnost takto vytvořené vrstvy dosáhnout až 20 cm, uložený materiál se navíc postupně rozkládá a může významně přispět ke kolmataci filtrační náplně.

Alternativní materiály

V současné době probíhá ve světě i u nás celá řada experimentů, při kterých jsou využívány zejména náplně, které jsou schopny ve větší či menší míře adsorbovat dusík nebo fosfor. Patří mezi ně struska, zeolity nebo bauxit. Struska z metalurgické výroby železných kovů se jeví jako vhodná náplň a to i proto, že je levnější než štěrkové náplně a je schopná adsorbovat značný podíl fosforu z přitékající odpadní vody. Po vyčerpání sorpční kapacity může plnit roli pevného nosiče, stejně jako štěrková náplň. Nevýhodou je cyklus výměny struskové filtrační náplně, který se pohybuje v rozmezí 1 až 3 roky v závislosti na sorpční kapacitě a koncentraci fosforu v přitékající odpadní vodě. Pro přírodní zeolity je charakteristická schopnost odstraňovat rozpuštěný amoniakální dusík přítomný v odpadní vodě. Nejběžnější a nejčastěji používaný přírodní zeolit je klinoptilolit, který se vyznačuje velmi dobrou adsorpční schopností. Nevýhodou ale je jeho malá sorpční kapacita, proto se musí poměrně často regenerovat. Díky vysokému obsahu oxidů hliníku a železa je možné použít i bauxit, který vykazuje vysokou účinnost při odstraňování fosforu. Jako filtrační náplň do umělých mokřadů je ale bauxit zatím využíván jen velmi zřídka, častěji se používá v přídavných filtrech instalovaných na odtok z kořenových polí [25]. Zkušenosti s použitím dočišťovacího filtru naplněného zeolitem a zjištěné průměrné účinnosti odstraňování amoniakálního dusíku a fosforu popisují autoři Gikas a Tsihrintzis [26]. Autoři Suliman a kol. [27] porovnávali využitelnost dvou materiálů uzpůsobených k sorpci dusíku a fosforu, kterými byly materiál LWA (light weight aggregates) typu Filtralite-PTM (keramzit) a lasturový písek, který je přírodní (je tvořen uhličitanem vápenatým a v menším množství uhličitanem hořečnatým). Autoři Li a kol. [21] testovali celkem osm různých filtračních materiálů, kterými byly zeolit, antracit, jílová břidlice, vermikulit, keramická filtrační náplň, struska z výroby oceli, štěrk a bio-keramika. Tyto studie ukazují, že by volba filtračního materiálu neměla být podceňována, protože může významnou měrou přispět k odstraňování nutrientů z čištěných odpadních vod.

Kolmatace umělých mokřadů

U horizontálně a vertikálně protékaných umělých mokřadů je kolmatace poměrně častým jevem. Jde o souhrn fyzikálních, chemických a biologických procesů [28–32], které vedou nejen ke snížení propustnosti filtračního lože, tzn. hydraulické vodivosti a porozity zrnitého materiálu [33], ale také významně ovlivňují přenos kyslíku ze vzduchu do vody [34–36]. Tyto skutečnosti mají za následek významný pokles schopnosti systému čistit odpadní vodu [37]. Jde o ucpávání porézního filtračního prostředí nerozpuštěnými látkami, především jemnými zemitými a organickými částicemi z povrchových smyvů a kalem vyplavovaným ze stokové sítě a mechanického stupně čištění [23], dalšími příčinami mohou být nevhodně řešené dešťové oddělovače, nevhodně zvolený (většinou příliš jemný) materiál filtrační vrstvy nebo pronikání sekundárního znečištění z předřazené biologické nádrže zejména v letním období [38]. Rozsah kolmatace závisí na množství látek (vyjádřeno ukazateli CHSKCr, nerozpuštěné látky) v přitékající odpadní vodě [28], hydraulickém zatížení [30], zrnitostním složení porézního filtračního prostředí, jeho struktuře a textuře, době provozu zařízení apod. Pokud je kolmatace v pokročilejším stádiu, může docházet až k zaplavování povrchu umělého mokřadu čištěnou odpadní vodou (viz obr. 6).

Ke kolmataci filtračního prostředí dochází nárazovým uvolněním těchto částic, např. při přívalových deštích nebo významnějších srážkových událostech, nebo hydraulickým přetěžováním [7] nebo pozvolným zakolmatováním, které způsobuje především nevhodná konstrukce usazovacích nádrží (mechanického předčištění), nebo jejich nesprávné provozování a údržba, např. nedostatečně časté vyvážení usazeného kalu [39].

Pokročilá kolmatace vyžaduje sanaci zakolmatované náplně, a tak limituje životnost celého systému, proto je cílem zabránit intenzivní kolmataci a předčasnému ucpání filtračního lože umělých mokřadů. K hlavním opatřením, která významně omezují rozsah a průběh kolmatace, patří rekonstrukce dešťových oddělovačů, minimalizace erozních smyvů, instalace funkčních lapáků písku a usazovacích nádrží, rovnoměrné rozdělení mechanicky předčištěné odpadní vody po celé šíři filtračního lože, navrhování postupného přechodu zrnitostního složení filtrační náplně, pravidelné časně jarní odstraňování zbytků vegetačního pokryvu apod. [40].

Nakládání s odpady z umělých mokřadů

Jedním z možných způsobů nakládání s odpady z extenzivních čistíren (kaly, kolmatovaný filtrační materiál, makrofytní vegetace kořenových filtrů) je kompostování. Jak vyplývá z dlouhodobého sledování kalů z objektů mechanického předčištění extenzivních čistíren, nepřekračuje jejich kontaminace rizikovými prvky a látkami a mikrobiálním znečištěním limitní hodnoty dané vyhláškou č. 382/2001 Sb. [41]. Mikrobiální znečištění kalů je však poměrně proměnlivé v závislosti na míře jejich stabilizace. Pro dosažení větší stability je vhodné více hlídat probíhající procesy, případně zvolit mezistupeň stabilizace kalů před jejich použitím v zemědělství [42, 43]. Jednou z možností je právě kompostování [43, 44]. Tento proces přináší pozitivní změny vstupních materiálů a snižuje míru jejich kontaminace.

Možnost uplatnění kalů v zemědělství však také závisí na dohodě mezi provozovateli čistíren a zemědělsky hospodařícími subjekty. V obdobích, kdy není zájem ze strany těchto subjektů o kaly, je nutné jejich vyvážení na jiné komunální ČOV s kalovým hospodářstvím. To je pro provozovatele finančně náročnější.

Mlejnska-6
Obr. 6. Důsledek kolmatace přítokové zóny umělého mokřadu
Fig. 6. Clogging consequence

Výsledky pokusného kompostování odpadů z extenzivních čistíren prokázaly vedle výrazného snížení mikrobiálního zatížení i obsah poměrně velkého množství makroelementů využitelných vegetací při aplikaci výsledného produktu na zemědělskou půdu. Pozornost je však nutné věnovat obsahu těžkých kovů, protože ke snížení jejich obsahu kompostováním prakticky nedochází, výsledný obsah je výsledkem poměru míchání jednotlivých složek a při aplikaci je nutné mít informace o obsahu těchto kovů v půdě.

Intenzifikace umělých mokřadů

Jak již bylo uvedeno v předcházejícím textu, mezi možné způsoby intenzifikace čisticích procesů probíhajících v umělých mokřadech patří využití pulzního plnění a prázdnění kořenových filtrů, které přispívá ke zvýšení koncentrace kyslíku přítomného ve filtrační náplni, a tím ke zvýšení účinnosti odstraňování amoniakálního dusíku. Dále je to použití alternativních filtračních materiálů (ať již přímo v tělese umělého mokřadu nebo v přídavném filtru umístěném na odtoku z něj), které mohou ve zvýšené míře sorbovat dusík nebo fosfor.

Kolmatovanou filtrační náplň umělých mokřadů není třeba vždy vyměňovat, jako alternativní cesta se jeví in-situ aplikace roztoků chemikálií, jako je roztok roztoku hydroxidu sodného, chlornanu sodného, kyseliny chlorovodíkové nebo speciálně připraveného detergentu [45]. Autoři uvádějí, že se efektivní porozita i infiltrační rychlost nejrychleji a nejvíce zlepšovala při použití roztoku chlornanu sodného (ustálení po 5 dnech aplikace). Při použití vodovodní vody jako srovnávacího roztoku se efektivní porozita téměř neměnila a rychlost infiltrace jen velmi nepatrně stoupala. Proteiny a polysacharidy byly rozpouštěny hlavně roztokem hydroxidu a chlornanu sodného. Anaerobně vytvořený plyn uložený v pórech byl nejlépe uvolňován roztokem kyseliny chlorovodíkové. Autoři rovněž uvádějí, že kolmatace byla podstatně redukována a aplikované roztoky neměly dlouhodobý negativní vliv na rostliny a biofilm umělého mokřadu, ale po aplikaci těchto přípravků nutně následovalo období cca 1 měsíce regenerace biofilmu filtračního lože. Další možností je využití bakteriálně-enzymatických přípravků, které významnou měrou snižují rozsah kolmatace filtračních náplní, a tím přispívají ke zprůchodnění a zvýšení účinnosti čištění umělých mokřadů [37, 46, 47]. Po opakované aplikaci bakteriálně-enzymatického přípravku (vegetační sezona 2013 a 2014) se účinnost čištění v dotčeném kořenovém poli zvýšila pro CHSKCr z 74 % na 84 %, pro BSK5 z 83 % na 92 %, pro nerozpuštěné látky z 91 % na 94 %, pro amoniakální dusík z 6 % na 17 % a pro celkový dusík z 19 % na 24 %. Tyto výsledky ukazují, že aplikace vhodně zvoleného preparátu může významně přispět ke zvýšení propustnosti kolmatované náplně umělého mokřadu a ke zvýšení účinnosti čištění.

Závěr

Kvalita odtékající vyčištěné odpadní vody z dobře fungujícího umělého mokřadu může dosahovat kvality vyčištěné odpadní vody z mechanicko-biologické čistírny odpadních vod a může tak vyhovovat požadavkům nařízení vlády č. 61/2003 Sb., v platném znění. Vyčištěnou odpadní vodu tak lze vypouštět do recipientu nebo do veřejné kanalizace. Pokud není v blízkosti žádný vodní tok ani veřejná kanalizace, je pro jednotlivé rodinné domy nebo rekreační objekty vhodným řešením vsakování vyčištěných odpadních vod do půdních vrstev, tedy vypouštění do podzemních vod.

Umělé mokřady ke svému provozu nevyžadují elektrickou energii, mají minimální nároky na speciální technologické prvky, jejich provozování je jednoduché, na rozdíl od klasických aktivačních čistíren jim nevadí výraznější výkyvy v hydraulickém a látkovém zatížení a jsou vhodné i pro čištění odpadních vod s nízkými koncentracemi organického znečištění (BSK5 pod 30 mg/l). Mezi hlavní nevýhody patří vysoké nároky na plochu, nízká účinnost odstraňování amoniakálního dusíku a fosforu, technologická neovladatelnost procesu čištění a také kolmatace filtračního prostředí, která je hlavním provozním problémem.

V současné době probíhá ve světě i u nás celá řada výzkumných projektů zabývajících se umělými mokřady a možnostmi jejich intenzifikace. Jak ukazují tyto výzkumy, je možné ovlivnit jejich funkčnost a účinnost čištění zařazením mnohdy jednoduchého prvku do stávající technologie. V případě nového návrhu by měla být věnována pozornost dostatečnému dimenzování nejen biologického stupně, ale zejména mechanického předčištění. Pokud to podmínky dovolují, je vhodné zvolit hybridní uspořádání nebo alespoň pulzní plnění a prázdnění, aby bylo podpořeno odstraňování amoniakálního dusíku.

Mnoho dalších informací naleznete v nové monografii „Optimalizace provozu a zvýšení účinnosti čištění odpadních vod z malých obcí pomocí extenzivních technologií“ autorského kolektivu Mlejnská, Rozkošný, Baudišová.

Poděkování

Tento příspěvek vznikl v rámci projektu TA02020128 – Výzkum možností optimalizace provozu a zvýšení účinnosti čištění odpadních vod z malých obcí pomocí extenzivních technologií, který je řešen s finanční podporou TA ČR v rámci programu Alfa.

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

Souhrn

Následující článek je zaměřen na aplikaci postupů SWOT analýzy pro konkrétní řešení modernizace úpravny vody Želivka. Cílem SWOT analýzy bylo zhodnotit navrhované a definované varianty technického řešení modernizace úpravny vody Želivka a současně vytvořit relevantní podklad pro následné rozhodování členů statutárních orgánů vlastníka – společnost Úpravna vody Želivka, a. s., a provozovatele – společnost Želivská provozní, a. s., při projednávání investiční a provozní strategie pro následující období 10–15 let.

Úvod

SWOT analýza je metoda, pomocí které je možno identifikovat silné (Strengths) a slabé (Weaknesses) stránky, příležitosti (Opportunities) a hrozby (Threats) spojené s určitým projektem, typem podnikání, podnikatelským záměrem, strategickou investicí a politikou (ve smyslu opatření). Jedná se o metodu analýzy užívanou především v marketingu, ale také např. při analýze a tvorbě politik (policy analysis). Díky tomu je možné komplexně vyhodnotit fungování firmy, nalézt problémy nebo nové možnosti růstu. Je rovněž součástí strategického (dlouhodobého) plánování společnosti. V našem případě bude využita pro rozhodování při volbě optimální varianty modernizace technologické linky úpravy surové vody na úpravně vody Želivka. Cílem SWOT analýzy bylo posoudit vhodnost variantních řešení realizace 2. stavby – sorpce na GAU [1].

Tusil

Úpravna vody Želivka (dále jen ÚV Želivka) (obr. 1) byla vybudována ve dvou etapách ve druhé polovině 20. století. Celkový návrh technologie úpravy vody byl koncipován v 60. letech s ohledem na stav kvality surové vody ve zdroji (vodárenská nádrž Švihov), ale respektoval i očekávaný vývoj kvality vody v budoucnosti. Rozhodujícím faktorem pro návrh technologie úpravy vody byly i požadavky na jakost pitné vody v době výstavby. Jakost surové vody ve vodárenské nádrži Švihov (dále jen VN Švihov) prošla za dobu existence úpravny velkým vývojem. Významný vliv na kvalitu vody má režim hospodaření v okolí nádrže, životní styl obyvatel, klimatické změny apod. Rozsah a koncentrační úroveň sledovaných parametrů je dána aktuálně platnými právními předpisy EU, resp. ČR, dostupností a citlivostí analytických metod. Navrhovaná opatření investičního charakteru patří k největším modernizačním zásahům v historii úpravny, jejichž hlavním cílem je velmi výrazné zlepšení kvality pitné vody, eliminace negativních faktorů, především pesticidních látek, a zvýšení bezpečnosti výroby nepodléhající tolik vnějším vlivům. Zásadním informačním zdrojem pro zpracování SWOT analýzy byl materiál „Příprava a modernizace ÚV Želivka – studie souboru staveb (PL 1401401), Sweco Hydroprojekt, a. s., listopad 2014, Praha” [2]. Dalšími informačními podklady byly materiály a prezentace pro zasedání správních orgánů společnosti Úpravna vody Želivka, a. s. (ÚVŽ). Vzhledem ke skutečnosti, že ÚVŽ hodlá klíčovou část modernizace (technologický stupeň sorpce na GAU) z větší části realizovat z podpory Operačního programu Životní prostředí, byl důležitým podkladem i Programový dokument Operačního programu Životní prostředí (dále jen OPŽP) a Pravidla pro žadatele a příjemce podpory v OPŽP v období 2014–2020 [3, 4].

Základní chrakteristiky modernizace a rekonstrukce

Hlavním cílem modernizace a rekonstrukce ÚV Želivka jsou tyto skutečnosti a předpoklady:

  • odstranění specifických organických látek (xenobiotik, pesticidů, farmak atd.) a jejich rozkladných produktů, které jsou obsaženy v surové vodě anebo které vznikají při průchodu technologií úpravy, např. při ozonizaci;
  • minimalizace rizika nesplnění legislativních limitů pro pesticidní látky a jejich relevantní metabolity ve vyrobené pitné vodě;
  • zlepšení parametru „mikroskopický obraz” vyráběné pitné vody v období tzv. jarního oživení ve vodárenské nádrži Švihov (VN Švihov) – období
cca 3–5 měsíců v roce;
  • zlepšení parametrů vyráběné vody v ukazatelích celkový organický uhlík (TOC), asimilovatelný organický uhlík (AOC), biologicky rozložitelný organický uhlík (BDOC);
  • zlepšení chuťových ukazatelů vody;
  • snížení bezpečnostních rizik v běžném provozu a při krizových situacích – zajištění kvality vyrobené vody v souladu s platnými právními předpisy po
celý rok;
  • omezení rizika případného zhoršení kvality odebírané surové vody z VN Švihov.

Plánovaná modernizace a rekonstrukce ÚV Želivka tvoří ucelený soubor staveb a zahrnuje souhrn následujících klíčových opatření:

  • rekonstrukce prvního separačního stupně úpravy s cílem zlepšit separaci suspenze na pískových filtrech;
  • doplnění technologické linky úpravy vody o nový technologický stupeň – sorpci na granulovaném aktivním uhlí (GAU), s cílem zajistit odstranění specifických organických látek – zejména pesticidů a jejich metabolitů, u nichž již v současnosti dochází k překračování limitních koncentrací v surové vodě a v budoucnosti hrozí riziko překračování koncentrací těchto látek i ve vyrobené pitné vodě.
Tusil-1
Obr. 1. Úpravna vody Želivka – celkový pohled (zdroj: Želivská provozní, a. s., 2015)
Fig. 1. Drinking water treatment plant Želivka (source: Želivská provozní, a. s., 2015)

Popis souboru staveb modernizace a rekonstrukce ÚVŽ

V rámci investiční a provozní strategie společnosti ÚVŽ se předpokládá v horizontu příštích cca 15 let realizace dílčích staveb, které tvoří ucelený soubor, přičemž lze tento soubor rozdělit do čtyř staveb:

1. stavba – je zaměřena na opatření směřující ke zlepšení přípravy suspenze tak, aby došlo ke zlepšení separace suspenze na pískových filtrech:

  • úprava flokulace v budově dávkování chemikálií – BUDAFLO,
  • v hale filtrace F2 – úprava nádrže rychlého míchání.

Rekonstrukce meandru v BUDAFLO je rozdělena na dvě etapy – v první etapě (1. stavba – 1. etapa) budou usazena míchadla do stávajícího meandru. V další etapě (1. stavba – 2. etapa) bude:

  • realizováno rozšíření stávajícího meandru v objektu BUDAFLO včetně jeho vystrojení míchadly do prostoru nevyužitých vápenných sytičů,
  • uskutečněna přestavba nádrže rychlého míchání v hale F2 na meandr včetně vystrojení míchadly, s cílem zajistit kvalitní přípravu suspenze mícháním s potřebnou dobou zdržení.

2. stavba – v této stavbě budou realizovány úpravy na stávajících objektech či výstavba nových objektů, které zajistí rozšíření technologie úpravy vody o nový technologický stupeň – sorpce na GAU. K dispozici bude hala, v níž budou umístěny filtry s GAU, čerpací stanice, trafostanice a související spojovací rozvody a přístupová komunikace. S umístěním filtrů s GAU je uvažováno ve variantách:

  • v hale filtrace F2 – toto řešení uvažuje s přestavbou části pískových filtrů na filtry s GAU (toto řešení je dále popisováno jako varianta II),
  • v novém objektu – v objektu budou osazeny otevřené filtry s GAU (toto řešení je dále popisováno jako varianta III anebo varianta IIIa).

3. stavba – předmětem této stavby je rekonstrukce stavební a strojní části 32 ks pískových filtrů v hale filtrace F1.

4. stavba – předmětem této stavby je rekonstrukce stavební a strojní části 24 ks pískových filtrů v hale filtrace F2 nebo 12 ks pískových filtrů v hale filtrace F2, které zůstaly nedotčeny v případě realizace varianty II.

Přehled návrhových parametrů nového technologického stupně sorpce na GAU

Klíčovou částí modernizace a rekonstrukce ÚV Želivka a doplnění technologické linky je realizace výstavby filtrů s GAU, která by měla být schopna plnit tyto zásadní technologické návrhové parametry [2]:

  • průtok max. 3,5 m3.s-1,
  • doporučená filtrační rychlost – do 7 m/hod,
  • doba zdržení vody – minimálně 12 minut na GAU.

Posuzované varianty technického řešení modernizace ÚV Želivka

Pro realizaci modernizace ÚV Želivka bylo v rámci Studie souboru staveb navrženo celkem pět variantních řešení [2]. Z následných odborných diskusí v širším týmu odborníků a zhodnocení těchto pěti variant byly vybrány pouze dvě, přičemž k nim byla dodatečně doplněna i třetí tzv. redukovaná varianta. Popis technických charakteristik v rámci SWOT analýzy se týkal následujících vybraných tří variantních řešení doplnění sorpce na filtrech s GAU.

Varianta II – realizace v této variantě:

  • rekonstrukce stávajícího meandru v objektu BUDAFLO (1. stavba – 1. etapa),
  • rozšíření stávajícího meandru do prostoru v současnosti nevyužívaných vápenných sytičů (1. stavba – 2. etapa),
  • přestavba linky rychlého míchání v hale filtrace F2 na meandr (1. stavba – 2. etapa),
  • přestavba 12 filtrů v hale filtrace F2 (v současnosti filtrů s pískovou náplní) na filtry s náplní GAU (2. stavba) – zbývajících 12 ks pískových filtrů bude provozováno jako první separační stupeň,
  • výstavba čerpací stanice zajišťující přečerpávání upravené vody na filtry s GAU (2. stavba),
  • výstavba všech dalších souvisejících objektů – nového objektu trafostanice a rozvoden vysokého napětí (VN) a nízkého napětí (NN) a nových spojovacích rozvodů (2. stavba),
  • rekonstrukce 32 ks pískových filtrů v hale filtrace F1 (3. stavba),
  • rekonstrukce zbývajících 12 ks pískových filtrů v hale filtrace F2, které nebyly ve 2. stavbě přestavěny na filtry s náplní GAU (4. stavba) – tato stavba může být realizována současně s 1. a 2. stavbou.
Tabulka 1. Filtrace s GAU – přestavba 12 ks pískových filtrů v hale filtrace F2 – varianta II [2]
Table 1. Filtration with GAC – reconstruction of 12 pcs sandfilters in F2 hall – variant II [2]
Tusil-tabulka-1

Realizací této varianty by zůstaly zachovány dvě zrekonstruované samostatné technologické linky:

  • linka přípravy suspenze v objektu BUDAFLO a 32 ks pískových filtrů v hale filtrace F1,
  • linka přípravy suspenze v hale filtrace F2 a 12 ks pískových filtrů v hale filtrace F2,
  • pro obě linky by se využíval sorpční stupeň – 12 ks rekonstruovaných filtrů v hale filtrace F2, návrhové parametry uvádí tabulka 1.

Plnění návrhových parametrů sorpce na GAU při variantě II – filtry s náplní GAU – přestavba 12 ks filtrů v hale filtrace F2 na filtry s náplní GAU – výška náplně 1,8 m – uvádí tabulka 1.

Na základě hodnot uvedených v tabulce 1 nebudou v rámci realizace varianty II zajištěny požadované návrhové parametry technického řešení, při průtoku sorpčním stupněm větším než 3,0 m3/s bude doba zdržení na GAU < 12 minut, filtrační rychlost překročí požadovaných 7 m/hod již při průtoku 2,5 m3/s.

Varianta III – součástí této varianty je:

  • rekonstrukce stávajícího meandru v objektu BUDAFLO (1. stavba – 1. etapa),
  • přestavba jedné linky nádrže rychlého míchání v hale filtrace F2 na nový meandr (1. stavba – 2. etapa),
  • výstavba nového objektu filtrace s 16 ks filtrů s náplní GAU (2. stavba),
  • výstavba čerpací stanice zajišťující přečerpávání upravené vody na filtry s GAU (2. stavba),
  • výstavba všech dalších souvisejících objektů – nového objektu trafostanice a rozvoden VN a NN, nových spojovacích rozvodů a přístupové komunikace (2. stavba),
  • rekonstrukce 32 ks pískových filtrů v hale filtrace F1 (3. stavba),
  • rekonstrukce 24 pískových filtrů v hale filtrace F2 (4. stavba).

Realizace 1. a 2. stavby se předpokládá do roku 2020, realizace 3. a 4. stavby do roku 2030. I realizací této varianty budou zachovány dvě samostatné technologické linky:

  • linka přípravy suspenze v objektu BUDAFLO a 32 ks pískových filtrů v hale filtrace F1,
  • linka přípravy suspenze v hale filtrace F2 a 24 ks pískových filtrů v hale filtrace F2,
  • pro obě linky by se využíval sorpční stupeň realizovaný v novém objektu s 16 ks filtrů s náplní GAU.
Tabulka 2. Filtry s náplní GAU – varianta III [2]
Table 2. Filters with GAC – variant III [2]
Tusil-tabulka-2

Plnění návrhových parametrů sorpce na GAU při variantě III – filtry s náplní GAU – výstavba 16 ks filtrů s náplní GAU v novém objektu – výška náplně 1,7 m (2. stavba) – uvádí tabulka 2.

tabulky 2 je zřejmé, že při realizaci varianty III budou splněny požadované technologické návrhové parametry uvedené jako vstupní a zásadní podmínky pro modernizaci a rekonstrukci ÚVŽ, přičemž se nesníží plocha pískových filtrů.

Varianta IIIa – technické řešení varianty IIIa je obdobné jako u varianty III,
 avšak technologická linka filtrů s GAU v novém objektu by probíhala etapovitě –
první etapa zahrnuje pouze výstavbu objektu pro 8 ks filtrů s GAU. Variantní řešení IIIa je cestou kompromisu, přičemž by se měla realizovat pouze část nového objektu filtrace s GAU, která by odpovídala aktuálním potřebám výroby pitné vody, tj. s výkonem 1,75–2,0 m3/s. To znamená, že by byla realizována nová hala pouze pro osm filtrů s tím, že by v budoucnosti, v případě potřeby, bylo možné doplnit zbývající potřebnou kapacitu filtrů s GAU. Písková filtrace bude zachována v současném rozsahu a bude možné bez výrazných provozních omezení přistoupit k její postupné rekonstrukci.

Součástí této varianty je:

  • rekonstrukce stávajícího meandru v objektu BUDAFLO (1. stavba – 1. etapa),
  • přestavba jedné linky nádrže rychlého míchání v hale filtrace F2 na nový meandr (1. stavba – 2. etapa),
  • výstavba nového objektu filtrace s 8 ks filtrů s náplní GAU (2. stavba),
  • výstavba čerpací stanice zajišťující přečerpávání upravené vody na filtry s GAU (2. stavba),
  • výstavba všech dalších souvisejících objektů – spojovací rozvody a přístupové komunikace (2. stavba),
  • rekonstrukce 32 ks pískových filtrů v hale filtrace F1 (3. stavba),
  • rekonstrukce 24 pískových filtrů v hale filtrace F2 (4. stavba).

Realizace 1. a 2. stavby se předpokládá do roku 2020, realizace 3. a 4. stavby do roku 2030. Realizací této varianty budou zachovány dvě samostatné technologické linky:

  • linka přípravy suspenze v objektu BUDAFLO a 32 ks pískových filtrů v hale filtrace F1,
  • linka přípravy suspenze v hale filtrace F2 a 24 ks pískových filtrů v hale filtrace F2,
  • pro obě linky by se využíval sorpční stupeň realizovaný v novém objektu s 8 ks filtrů s náplní GAU.

Filtry s náplní GAU – výstavba 8 ks filtrů s náplní GAU v novém objektu – výška náplně 1,7 m – plnění návrhových parametrů řešení uvádí tabulka 3.

Tabulka 3. Filtry s náplní GAU – varianta IIIa [2]
Table 3. Filters with GAC – variant IIIa [2]
Tusil-tabulka-3

Na základě hodnot v tabulce 3 nebude v rámci realizace varianty IIIa zajištěno –
při průtoku větším než cca 1,75 m3/s – plnění návrhových parametrů filtrační rychlosti (do 7 m/hod) a doby zdržení (min. 12 minut) pro filtry s GAU.

Provozní a bezpečnostní rizika navržených variantních řešení

Otázka kvality vody odebírané z vodárenského zdroje (VN Švihov) je samozřejmě širší a nejde ji omezit jen na technická opatření, která řeší následný stav. Je zcela zjevné, že je souběžně zcela nezbytné se zapojit do aktivit, které se vytvářejí či fungují v okolí tohoto zdroje. Vzhledem k tomu, že celé povodí má přes 1 175 km2 a zasahuje do tří krajů, bylo by velmi krátkozraké se domnívat, že vše vyřeší jen ochranná pásma v těsném okolí VN Švihov. Co do struktury, tvoří 51,5 % orná půda, 30 % lesy, 10 % smíšená zemědělská oblast a 4,2 % travní porost. Povodí VN Švihov je znázorněno na obr. 2.

Nejde zdaleka jen o dodržování a důslednou kontrolu agrotechnických postupů při aplikaci látek, které mohou negativně ovlivnit kvalitu vody ve zdroji, jak se diskuse mnohdy zužuje. To je jen základní předpoklad. Podstatnější je celkový citlivý přístup k území a vytvoření systému hospodaření s půdou tak, aby se voda generovaná z celé plochy co nejvíce zdržela v systému a do VN Švihov se dostávala s co nejmenšími koncentracemi nežádoucích polutantů. Toho lze dosáhnout řadou opatření, mezi něž patří například změna pěstovaných plodin, zalesňování, budování retenčních předzdrží, vytváření mokřadních systémů, rybníků, a také investicemi do čištění odpadních vod, a to i z malých zdrojů. Vše je potřeba navazovat na Plán dílčího povodí Dolní Vltavy [5]. Lze zvažovat i otázku výkupu pozemků pro realizaci takovýchto trvalých opatření. To vše může vést k určitému snížení rizik spojených s upravitelností surové vody. Tato opatření však jsou naprosto nezbytná pro dlouhodobé trvalé udržení strategického zdroje zásob vody pro více jak 1,5 milionu obyvatel ČR. Zdroje pro navrhovaná opatření je potřeba hledat ve vícezdrojovém financování s možným zapojením i evropských zdrojů. I v případě aplikace potřebných opatření v povodí Želivky nelze ovšem očekávat okamžitý efekt, který by vedl k rychlým změnám v kvalitě a množství surové vody. Pozitivní vliv lze predikovat v řádu desítek let. Proto se musí orgány společnosti zabývat potřebnými kroky k zajištění bezpečné výroby vody v horizontu 20–30 let.

Tusil-2
Obr. 2. Povodí vodárenské nádrže Švihov
Fig. 2. River basin of drinking water reservoir Švihov

Je-li cílem modernizace ÚV Želivka dodržet požadavek a snížit koncentraci i nově sledovaných a možná v budoucnu zjišťovaných látek v surové vodě a zabezpečit kvalitní vyráběnou pitnou vodu, je současná technologie jednostupňové úpravy vody koagulační filtrací na hraně svých možností. Pro snížení obsahu některých látek limitovaných v pitné vodě je zcela neúčinná (např. pesticidy a v budoucnu i léčiva, popř. další látky zařazené jako prioritní látky a zejména jejich mnohdy stabilnější metabolity). Vzhledem k vysokému obsahu pesticidních látek v odebírané surové vodě z VN Švihov existuje v budoucnu reálné riziko neplnění legislativních parametrů ve vyrobené pitné vodě. Tuto skutečnost dokumentuje graf na obr. 3, kde hodnota NMH (nejvyšší mezní hodnota) představuje limitní koncentraci 500 ng/l pro celkový obsah pesticidních látek v pitné vodě [6, 7].

Pro výrobu pitné vody z vody odebírané z VN Švihov existuje řada faktorů, které ovlivňují upravitelnost vody (poměr N, P, teplota, CHSK atd.), ale mezi kritické patří především dva parametry odebírané surové vody:

  • obsah mikroorganismů – vykazované jako parametr mikroskopický obraz,
  • výskyt pesticidů a jejich metabolitů.

V období jarního oživení dochází k opakovaným problémům s kvalitou upravené vody, kdy současné technologie nezabrání průniku mikroorganismů do filtrátu, a to ani živých. Tyto negativní jevy mají bohužel v posledních letech zvyšující se frekvenci. Ve stávajícím technologickém uspořádání dochází k průniku části mikroorganismů přes pískové filtry, které rovněž nedokáží odstranit z upravované vody pesticidní látky. Filtrát je pak veden na ozonizaci, kde dochází působením ozónu k „rozbití” zbylých mikroorganismů (vymývání obsahu buněk (sinic) do vody) a k fragmentaci pesticidů a jejich metabolitů. Dochází tak k nárůstu organického uhlíku ve vodě, resp. k tvorbě prekurzorů trihalometanů, a následnou chlorací vody může v průběhu transportu vody k odběratelům dojít ke zhoršení parametrů kvality vody. Výrazně se snižuje kvalita vyrobené vody v čase. Poněkud méně konfliktní situace je pak i v období podzimní cirkulace vody v nádrži. Tato negativní období trvají zpravidla 3–5 měsíců v roce.

Pro dosažení separace naprosté většiny mikropolutantů je sorpční stupeň v technologické lince úpravny nezastupitelný. Nezastupitelnost sorpčního stupně spočívá mj. také v tom, že sorpční stupeň nežádoucí látky z vody skutečně odstraňuje, zatímco ozonizace většinou může jen malou část přítomných organických látek oxidovat až na oxid uhličitý a vodu, ovšem z velké většiny z nich vytvoří jiné a těžko identifikovatelné látky. Proto je doporučeno doplnění stávající technologie o sorpční stupeň s GAU, resp. o nejlepší dostupnou technologii pro dosažení co nejvyššího zabezpečení kvality vyráběné pitné vody. Navrhovaná nová linka s filtry s náplní GAU má kromě asimilovatelného organického uhlíku (AOC), celkového organického uhlíku (TOC), biologicky degradabilního organického uhlíku (BDOC) zároveň odstranit z upravované vody především pesticidní látky a jejich metabolity, které není současná koagulační technologie schopna odstraňovat.

Problematická mohou být do budoucna i léčiva a jejich metabolity, hormony a xenobiotika, které sice nejsou doposud výrazně detekovány v odebírané surové vodě, ale podle realizovaných studií a měření ve světě, ale přímo i v povodí VN Švihov, nedokáží běžné čistírenské technologie tyto látky v čistírnách odpadních vod (ČOV) odstraňovat. V souladu s kontinuálním vývojem možností a citlivostí analytických metod lze očekávat v této oblasti zjištění nových znečišťujících látek, následné zavedení jejich sledování a zpřísňování limitů pro látky sledované v současnosti.

Pokud se pokusíme shrnout bezpečnostní faktory, provozní a kvalitativní rizika navržených variant řešení modernizace ÚV Želivka, je zřejmé, že splnění prognóz a expertních odhadů vývoje spotřeb vody si budeme moci skutečně ověřit až za cca 40 let, ale o investici v navrženém rozsahu je potřeba rozhodnout již nyní. Výsledné rozhodnutí a výběr varianty modernizace bude z hlediska dalšího provozu ÚV Želivka již nevratné.

Tusil-3
Obr. 3. Celkový obsah pesticidních látek v surové a upravené vodě v období
09/2014–08/2015 (zdroj: Želivská provozní, a. s., 2015)
Fig. 3. Total concentration of pesticides in raw and drinking water in period
09/2014–08/2015 (source: Želivská provozní, a. s., 2015)

V případě volby varianty II bude provedena rekonstrukce části pískových filtrů filtrace F2 a jejich přestavba na filtry s GAU, včetně výstavby čerpací stanice na GAU. Filtry budou stavebně a výškově upraveny tak, že již nebude možné je v budoucnosti bez větších zásahů provozovat jako pískové filtry. Celková filtrační plocha pískových filtrů se sníží. Při současném průměrném objemu vyrobené pitné vody a rekonstrukci BUDAFLO bude toto řešení při zachování současného množství vyrobené pitné vody postačovat. Provozní limity této varianty se projeví až v okamžiku, když se naplní předpokládaný narůst spotřeby pitné vody a ÚV Želivka bude nutné provozovat dlouhodobě s vyššími výkony, popř. při havarijních a mimořádných situacích, které si vyžádají zvýšení výkonu ÚV Želivka. Již léto 2015 (horké a suché) a následně podzim 2015 s podprůměrnými srážkami ovlivnily výrobu pitné vody. Další dočasné snížení plochy pískových filtrů se předpokládá v průběhu realizace jejich rekonstrukce (3. a 4. stavba).

V případě volby varianty III, tj. výstavba nové haly filtrace GAU, se jedná o variantu, která bude mít ze současného pohledu větší provozní rezervy a bude dostatečně využita při předpokládaném nárůstu spotřeby vody, ale zejména při řešení krizových a mimořádných situací a v případě havarijních stavů, např. u ostatních zdrojů vodárenské soustavy. Provozní rezervy pískové filtrace F1 a F2 bude možné využít při rekonstrukcích pískových filtrů, které je nutné začít připravovat ihned po dokončení 1. a 2. stavby modernizace ÚVŽ. Lze říci, že z hlediska technologické spolehlivosti a stability i dostatečné kapacity pro případné zjištění výskytu dalších látek má tato varianta požadované provozní rezervy.

Tabulka 4. Celkové způsobilé náklady a předpokládaná výše podpory jednotlivých variant [1]
Table 4. Total eligible costs and the estimated amount of financial support [1]
Tusil-tabulka-4

Při volbě redukované kompromisní varianty IIIa bude realizována výstavba pouze části nové haly filtrace GAU, která bude odpovídat současným potřebám pitné vody, tj. s výkonem cca 1,75–2,0 m3/s. Byla by tedy realizována pouze část haly, která by se dala v budoucnosti rozšířit o další potřebnou kapacitu filtrace s GAU, pokud se očekávaný nárůst spotřeby pitné vody či zhoršující se kvalita potvrdí. Plocha pískové filtrace bude zachována v současném rozsahu a bude možné bez výrazných provozních omezení přistoupit k její postupné rekonstrukci. Nevýhodou však zůstává skutečnost, že období, kdy je průměrné množství vyrobené pitné vody v pásmu do 2,0 m3/s, představuje v posledních letech do 3 % celkové roční výroby.

Možnosti financování modernizace ÚVŽ v rámci OPŽP 2014–2020

Projekt „Modernizace ÚV Želivka – sorpční stupeň” naplňuje podmínky Operačního programu Životní prostředí 2014–2020 a je vhodným projektem do specifického cíle 1.2 Zajistit dodávky pitné vody v odpovídající jakosti a množství.

Podle aktuální metodiky OPŽP 2014–2020 (Pravidla pro žadatele a příjemce podpory v Operačním programu Životní prostředí pro období 2014–2020, verze 4.0, účinné od 14. srpna 2015) se jako přijatelné kvalifikují projekty, kterými dojde k napojení dalších obyvatel na kvalitní pitnou vodu (za předpokladu existence nebo současného vybudování vyhovujícího systému likvidace odpadních vod), ke zlepšení kvality dodávané pitné vody do vodovodní sítě nebo ke zvýšení množství dodávané pitné vody [3, 4].

Projekt modernizace ÚV Želivka je projektem přijatelným ve specifickém cíli 1.2 – Zajistit dodávky pitné vody v odpovídající jakosti a množství. V rámci tohoto specifického cíle 1.2 budou podporovány projekty zaměřené na:

  • výstavbu a modernizaci úpraven vody a zvyšování kvality zdrojů pitné vody včetně výstavby a modernizace systémů (technická opatření) pro ochranu zdrojů pitné vody v jejich bezprostřední blízkosti, sloužící veřejné potřebě,
  • výstavbu a dostavbu přivaděčů a rozvodných sítí pitné vody včetně souvisejících objektů sloužících veřejné potřebě.
Tabulka 5. SWOT analýza modernizace ÚV Želivka – varianta III [1]
Table 5. SWOT analysis of modernization UV Želivka – variant III [1]
Tusil-tabulka-5

Citace pasáží z Programového dokumentu OPŽP 2014–2020, požadavky na projekty v oblasti zlepšování kvality pitné vody [4]:

Přijatelný projekt je ten, jehož realizací dojde k zabezpečení zásobování obyvatel pitnou vodou v dostatečném množství, popř. ve zlepšené kvalitě, nebo bude umožněno zásobování většího počtu obyvatel kvalitní pitnou vodou v oblastech, kde dochází k neplnění požadavků na jakost surové vody dle směrnice 98/83/ES nebo kde lze předpokládat postupné zhoršování kvantity i kvality vodních zdrojů. Intenzifikace úpraven vody pro účely dosažení potřebné kvality vyrobené pitné vody bude podporovatelná pouze v případě, že zlepšení kvality surové vody nebude v potřebném časovém horizontu nebo za ekonomicky přijatelných podmínek dosažitelné.“

Mezi oprávněnými příjemci v rámci specifického cíle 1.2 jsou také společnosti vlastněné z více než 50 % majetku obcemi a městy nebo jinými veřejnoprávními subjekty, což ÚV Želivka naplňuje. Podpora bude poskytována formou dotace z prostředků Operačního programu Životní prostředí pro období 2014–2020 (OPŽP) s maximální hranicí do 85 % celkových způsobilých výdajů projektů. U projektů vytvářejících příjmy podle čl. 61 obecného nařízení budou způsobilé výdaje určeny odečtením příjmů projektu metodou výpočtu flat rate (jednorázovým snížením způsobilých výdajů paušální sazbou 25 %). Výše podpory v tomto případě činí 85 % × (100 % – 25 %) = 63,75 %. Porovnání způsobilých nákladů jednotlivých variant modernizace ÚV Želivka je uvedeno v tabulce 4.

SWOT analýza – výsledky a diskuse

Vyhodnocení SWOT analýzy variant řešení modernizace ÚV Želivka je následující:

Interní část – silné a slabé stránky

  • výčet silných a slabých stránek, jde o klasický soupis kladů a záporů každé z variant řešení, pro bodování použijeme kladnou stupnici 1–5 s tím, že 5 znamená nejvyšší spokojenost a 1 nejnižší spokojenost.

Externí část – týká se okolního prostředí

  • příležitosti, které nám okolí nabízí, a proti nim jsou uvedeny hrozby, které nás z okolí ohrožují. Pro bodování použijeme zápornou stupnici od -1 (nejnižší nespokojenost) až po -5 (nejvyšší nespokojenost).
Tabulka 6. Vyhodnocení SWOT analýzy – varianta III [1]
Table 6. SWOT analysis – evaluation – variant III [1]
Tusil-tabulka-6

Váha jednotlivých položek v dané kategorii musí v součtu být 1,0, přičemž vždy platí, že čím vyšší číslo, tím větší důležitost položky v dané kategorii a naopak. Příklad vyhodnocení SWOT analýzy pro vítěznou variantu modernizace ÚV Želivka je uveden v tabulce 5.

tabulce 5 byly faktory převedeny do hodnotící tabulkové matice, která umožní vyhodnotit příslušnou variantu. Příklad vyhodnocení pro variantu III je uveden v tabulce 6.

Z výsledné bilance interních a externích faktorů vyplývá, že interní i externí faktory vykazují kladnou bilanci hodnocení. Můžeme tedy konstatovat, že při volbě VARIANTY III převažují silné stránky a příležitosti.

Souhrnné výsledky SWOT analýzy jednotlivých navržených variant modernizace ÚV Želivka uvádí tabulka 7.

Tabulka 7. Souhrn výsledků SWOT analýzy [1]
Table 7. SWOT analysis – summary results [1]
Tusil-tabulka-7

Z výše uvedené SWOT analýzy posuzovaných variantních řešení modernizace ÚV Želivka se doporučuje realizovat modernizaci technologie výroby pitné vody na ÚV Želivka doplněním o filtry s GAU podle VARIANTY III.

Kriteriální analýza modernizace ÚVŽ

Jako vhodná alternativa k výše uvedené SWOT analýze a současně i její kontrola může být využita kriteriální analýza navržených variant řešení modernizace ÚVŽ z pohledu plnění definovaných kritérií:

  • spolehlivost výroby pitné vody (množství a kvalita vyrobené pitné vody) – K1,
  • spolehlivosti provozu – K2,
  • plnění návrhových parametrů filtrace, resp. sorpce na GAU (objem vyrobené pitné vody, filtrační rychlost a doba zdržení) – K3,
  • minimální investiční náklady – K4,
  • minimální provozní náklady – K5,
  • minimální čisté současné hodnoty nákladů – K6,
  • finanční podpora v rámci OPŽP – K7,
  • rizika a zajištění spolehlivosti provozu technologie během realizace stavby – K8,
  • nutnost současné realizace dalších návazných staveb – K9,
  • plnění legislativních a ekologických normativů – K10,
  • vytvoření nutné rezervy pro odhad růstu spotřeby pitné vody v Praze – K11,
  • zajištění spolehlivosti provozu v případě mimořádných událostí – K12,
  • administrativní náročnost procesu přípravy a realizace projektu – K13.

tabulce 8 je uveden přehled hodnocených kritérií a pořadí umístění jednotlivých variant řešení modernizace ÚV Želivka.

Z výsledků kriteriální analýzy jednotlivých posuzovaných variant řešení modernizace ÚV Želivka vyplývá, že nejlépe splňuje požadovaná kritéria VARIANTA III (tabulka 8).

Závěr

Na základě výše provedené SWOT analýzy a výsledků kriteriální analýzy modernizace technologie výroby pitné vody na Úpravně vody Želivka doporučujeme realizovat modernizaci podle VARIANTY III.

Tato varianta řešení modernizace ÚV Želivka s sebou v budoucnu přinese zejména následující pozitivní skutečnosti:

  • zajištění potřebného množství pitné vody v požadované kvalitě s ohledem na rizikové scénáře klimatické změny;
  • zajištění potřebného množství pitné vody v požadované kvalitě vzhledem k vývoji růstu počtu obyvatel zásobované oblasti;
  • zajištění dostatečné rezervy výroby pitné vody v požadovaném množství a kvalitě v případech krizových a mimořádných situacích v rámci Středočeské vodárenské soustavy a zásobování obyvatel Prahy pitnou vodou;
  • dlouhodobé zajištění plnění legislativních požadavků na kvalitu vyrobené pitné vody, pokud jde o obsah mikroorganismů a pesticidů a jejich reziduí (a to i s ohledem na případné zjištění výskytu dalších znečišťujících látek – farmaka, xenobiotika apod.), a to i při potenciálním zhoršení kvality odebírané surové vody z VN Švihov;
  • možnost financování velmi podstatné části projektu modernizace ÚV Želivka prostřednictvím finančních prostředků alokovaných v rámci OPŽP 2014–2020 – Prioritní osa 1 v rámci specifického cíle 1.2, přičemž se s největší pravděpodobností jedná o poslední možnost finanční podpory projektů obdobného charakteru prostřednictvím dotačních prostředků EU;
  • minimalizaci provozních problémů a rizik případných víceprací při samotné stavební realizaci;
  • zajištění plnění definovaných návrhových parametrů technologie – množství vyrobené vody, filtrační rychlost a doba zdržení;
  • umožní realizovat v horizontu příštích 10–15 let postupnou rekonstrukci stávajících pískových filtrů v hale F1 a F2;
  • navrhované řešení bude nepochybně nedílnou součástí širšího souboru komplexních opatření pro zajištění kvality pitné vody v celém povodí VN Švihov pro budoucí generace.
Tabulka 8. Kriteriální analýza variant řešení modernizace ÚV Želivka [1]
Table 8. The UV Želivka modernization – objective analysis of alternative solutions [1]
tusil-tabulka-8

Na druhé straně je nutné rovněž upozornit na nevýhody a rizika realizace této varianty modernizace, které spočívají zejména v:

  • investičních a provozních nákladech – investičně a provozně se jedná o nejdražší z navrhovaných variant, s tím souvisejí i vyšší náklady na kofinancování projektu z OPŽP 2014–2020,
  • navýšení ceny vody předané,
  • riziku dopadů do cenotvorby pro hlavní město Prahu jako majoritního akcionáře společnosti Úpravna vody Želivka, a. s., a to zejména vzhledem k současné realizaci projektu modernizace a intenzifikace ÚČOV Praha.

Ke zvolené variantě modernizace ÚV Želivka vydala v prosinci 2015 souhlasné stanovisko s doporučením k její realizaci odborná komise SOVAK ČR. Výsledná varianta byla rovněž doporučena k realizaci Komisí pro koordinaci investiční strategie vlastníků infrastruktury – KISVI Pražské vodohospodářské společnosti, a. s. Závěrem je potřeba připomenout, že modernizace ÚV Želivka je zásadním a klíčovým krokem dalšího rozvoje společnosti a představuje naplňování proaktivní politiky při zabezpečování budoucího zásobování kvalitní pitnou vodou v dostatečném množství pro podstatnou část ČR. Současně se pravděpodobně jedná o poslední možné období, kdy lze ještě pro tuto potřebnou modernizaci použít dotační financování z fondů EU.

Poděkování

Závěrem si dovoluji poděkovat všem členům projektovému týmu, kteří se spolupodíleli na realizaci výše uvedené SWOT analýzy modernizace ÚVŽ. Tento projektový tým pracoval ve složení: Ing. Václav Podhorský, Ph.D., Ing. Josef Parkán, Ing. Ondřej Syrůček, MBA, Ing. Radek Lanč, RNDr. Pavel Policar, Ph.D., Ing. Karel Prajer, Ing. Petr Stehlík, Ing. Ladislav Sommer a Ing. Michal Fiala. Dále bych chtěl rovněž poděkovat zaměstnancům provozně-technického úseku Úpravny vody Želivka za součinnost a ochotu spolupracovat při zpracování SWOT analýzy.

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

Souhrn

V letech 2011–2015 byl řešen grant „Náhradní zdroje vody v obcích v krizových situacích – využití původních zdrojů a pramenů“ poskytnutý Výzkumnému ústavu vodohospodářskému T. G. Masaryka, v. v. i., Ministerstvem vnitra České republiky v rámci veřejné soutěže – Bezpečnostního výzkumu. Hlavním tématem bylo ověření možnosti využití zachovaných pramenů v intravilánech obcí nad 20 000 obyvatel pro zásobování vodou v krizových situacích. Hypotéza vycházela z toho, že prameny obecně fungují stále, a není nutné je v případě krizové situace nijak aktivovat, jejich využívání nevyžaduje energii ani zvláštní distribuční systém a pro možné spádové oblasti je lze využít pro základní zásobování alespoň v mezidobí zavádění aktivních zásobovacích systémů. Prameny je samozřejmě třeba chránit, potenciálně vhodné zavést do podkladů obcí pro krizové situace atd., na druhé straně jejich známost obecně snižuje úroveň krizového chování obyvatelstva, protože možný náhradní zdroj „vidí ve svém okolí“ a může se podílet na jeho ochraně. Vedle vlastních technických výstupů grantu jsou zásadní výsledky případových studií zaměřených na čtyři vybrané obce (Brno, Děčín, Plzeň, Praha). Limit nad 20 000 obyvatel byl zvolen proto, že v těchto obcích už obecně významná část obyvatel nemá přístup k domovním studnám a podobným necentralizovaným zdrojům vody. Nejrozsáhlejší soubor dat byl získán v Praze, především díky příznivé geologické struktuře území a růstu města od řeky do okolních vyšších poloh.

Výsledky monitoringu pramenů jsou v plném rozsahu zpracovány v případových studiích, spolu s hodnocením využitelnosti pramenů pro nouzové zásobování. Tento text je věnován především zobecnění výsledků monitoringu sledovaných pramenů.

Úvod

Prameny jsou historické zdroje vody, které již v dávné historii určovaly, vedle vodních toků, místa zakládání sídel a trasy migračních cest. V roce 2013 bylo 93,8 % obyvatelstva ČR napojeno na veřejné vodovody [1], které dodávají upravenou pitnou vodu s kontrolovanou jakostí odpovídající příslušným normám. Význam pramenů jako zdrojů vody se tím posouvá spíše k lokálním zásobovacím systémům pro zbývajících 6,2 % obyvatelstva a k občasnému používání při rekreaci. Prameny však kromě občasného používání jako zdroje vody zůstávají tradičně magickými místy – od dávných pohanských dob přes postup křesťanství až do moderní či postmoderní éry, kdy představují zásadní krajinotvorné prvky a zbytky či vzpomínky na původní krajinu, kterou člověk za posledních
 5 000 let významně přetvořil.

fuksa

Významnější sídla se vyvinula v osadách kolem postupně rostoucích hradů, zejména podél řek, které zaručovaly zdroj vody a vodní energie pro průmysl, doplňovaly obranné systémy a umožňovaly i dálkový transport po vodě, po ledě, vše v duchu a rozměrech příslušných historických epoch. Dále od řek a v okolí hradů sloužily jako zdroj vody drobné přítoky a prameny. S rostoucí hustotou osídlení – uvnitř i vně hradeb – začala mít středověká města potíže se zásobováním vodou a s odstraňováním komunálních odpadů. Domovní a veřejné studny nahradily původní zásobování z řeky a z případných pramenů, které většinou zmizely pod zástavbou, odpady z žump se standardně vyvážely za město na okolní pole a zahrady. Hygienické problémy s vodou většinou zanikají ve srovnání s „velkými“ epidemiemi, nicméně tlak na zdroje vody oddělené od koloběhu odpadků byl již tehdy jasný, vycházející ze znalosti antické tradice. Postupně byly zaváděny obecní vodovody, z řeky do vodojemů na věžích a z nich do veřejných kašen, až k dnešní dodávce kvalitní vody do každé „připojené“ domácnosti. Kanalizace odvedla komunální odpady do řeky (tím snížila její použitelnost pro vodovody) a časem byly na vyústění kanalizace postaveny čistírny odpadních vod, které se i dnes stále upravují a obecně zlepšují. Tato opatření výrazně stabilizovala růst obyvatel měst, zastavila epidemie, umožnila rozvoj průmyslu, pozvedla blahobyt atd. Původní krajina –
údolí řeky (s hradem) a údolí menších přítoků s nivou – logicky postupně zmizela pod zástavbou, pod hradbami a později pod navážkami pro stavby silnic, nábřeží apod. S tím zmizely i původní prameny jako vývěry podzemní vody proudící pod povrchem k řece a objevily se také problémy se zakládáním větších staveb a ovlivněním základů podzemní vodou. Obecně zůstávaly prameny jen v místech, kde se nestavělo – většinou z důvodu konfigurace terénu, jen někdy i z důvodů kulturních. Pro další úvahy je zásadní fakt, že velká část městských pramenů, které známe, je upravena lidskou rukou (přinejmenším jejich výtok na povrch). Nemusíme tedy, v obydlených oblastech určitě, zásadně rozlišovat mezi pojmy pramen a studánka. Důležité ale je, že tyto úpravy cyklicky stárnou a jsou zase obnovovány – to mj. ovlivňuje možnosti srovnávání historických údajů s dnešním stavem.

Prameny jako paměť krajiny a historické zdroje vody pro naše předky si proto zaslouží obecnou úctu a udržování, i když jejich zásadní funkce je překonána. Vedle „rekreačního“ využití ale zůstává možnost využít je v problémových nebo i krizových situacích jako zdroje základních dávek vody – kromě zemětřesení a dlouhodobého sucha není jejich kapacita ovlivněna žádným faktorem, jako je výpadek nebo kolaps vodovodních nebo energetických sítí apod. Z tohoto pohledu je využitelnost lokálních pramenů – v lokálním měřítku – stále zajímavá. Problémy jsou v dnešním pojetí řešení rizikových situací (viz zákony č. 240/2000 Sb., o krizovém řízení a č. 241/2000 Sb., o hospodářských opatřeních pro krizové stavy v platném znění) – ve standardní potřebě plošných řešení, kdy se v prvním plánu požaduje velká zásoba vody a její distribuce přes standardní lahve, nebo z cisteren na místě problému. Prameny vždycky zůstanou nezávislé na sítích, včetně lidového odběru vody a dozoru nad jakostí.

Metody a postup prací

V první fázi byl proveden výběr a příprava metodiky terénních a laboratorních analýz a výběr obcí pro případové studie. Po analýze souboru potenciálně vhodných lokalit byly vybrány čtyři obce s různou hydrogeologickou strukturou území a s údaji o skutečně existujících pramenech. Podle velikosti [1] jsou to: Děčín (50 104 obyvatel), Plzeň (167 034 obyvatel), Brno (377 508 obyvatel) a Praha (1 234 201 obyvatel). Podkladem pro vyhledávání a výběr pramenů byly literární údaje, hydrogeologické databáze, databáze ČHMÚ a amatérské databáze –
registry studánek, především server estudánky (www.estudanky.cz), který je průběžně aktualizován [2]. Z publikovaných materiálů je zásadní příručka
M. Vegera [3] a text R. Kadlecové [4], oba materiály se týkají pramenů v Praze. Po výběru z databází byl proveden identifikační průzkum všech zjištěných pramenů zahrnující jejich nalezení nebo nenalezení, identifikaci polohy v souřadnicích GPS, stavu objektu, vydatnosti a charakteristik jakosti vody. V druhé fázi pak byly vybrány prameny k systematickému monitoringu. Kritériem výběru byla především vydatnost a lokalizace, resp. vzdálenost od zástavby. Všem registrovaným pramenům byly přiděleny číselné kódy se třemi skupinami znaků (obec – městská část – vlastní identifikace pramene). V pasportech pramenů uvedených v případových studiích [10–13] byla tato identifikace navázána na další databáze a zdroje informací [2, 3]. Projekt založil a do 15. 5. 2014 vedl RNDr. Josef Fuksa, CSc.,
dále projekt pokračoval pod vedením Ing. Evy Mlejnské.

fuksa2

V druhé fázi jsme prováděli vzorkování ve čtvrtletních intervalech, které poskytlo první ucelený přehled jakosti sledovaných pramenů v historii, protože jinak byly v databázích (s výjimkou sporých údajů ČHMÚ) známy jen výsledky jednotlivých nenavazujících vzorkovacích misí. Na místě byly stanoveny teplota vody a vzduchu, vydatnost, elektrická konduktivita a pH. V laboratoři byly sledovány tyto ukazatele, volené s ohledem na přílohu č. 1 vyhlášky č. 252/2004 Sb. (dnes aktualizované vyhláškou č. 83/2014 Sb.), kterou se stanoví hygienické požadavky na pitnou a teplou vodu a četnost a rozsah kontroly pitné vody, tedy prováděcí vyhlášky k zákonu č. 258/2000 Sb., o ochraně veřejného zdraví:

  • dusičnany (ČSN ISO 7890-3), amoniakální dusík (ČSN ISO 7150-1), dusitanový dusík (ČSN EN 26777), chloridy (ČSN ISO 9297), kyselinová neutralizační kapacita (ČSN EN ISO 9963-1) a sírany (EPA 375.4). V případech podezření na vyšší koncentrace bylo stanoveno železo (ČSN ISO 6332).

Z mikrobiologických ukazatelů byly stanoveny Escherichia coli (ČSN 757835), fekální koliformní bakterie (ČSN 757835), koliformní bakterie (ČSN 757837) a kultivovatelné mikroorganismy při 22 °C (ČSN EN ISO 6222). Ukazatele a použité metody byly vybrány s ohledem na to, že se jedná o nedezinfikované vody s očekávaným vyšším výskytem doprovodné mikroflóry. U více znečištěných vzorků (pramenů) bylo prováděno potřebné ředění vzorku.

Fuksa-1

Obr. 1. Vztah počtů fekálních koliformních bakterií a stavu prameniště; prameny jsou označeny kódy a seřazeny podle průměrného počtu fekálních koliformních bakterií (průměry 2011–2014) – plná čára; typy prameniště: výtok z trubky (prázdné trojúhelníky), krytá nádržka s odtokem (plné trojúhelníky), nechráněná nádržka/tůňka (prázdné kroužky), prostá stružka (plné kroužky); na ose x jsou uvedeny kódy pramenů, řazených podle stoupající průměrné koncentrace koliformních bakterií; osa y: počet fekálních koliformních bakterií [KTJ/100 ml]
Fig. 1. Relation of number of faecal coliform bacteria to the state of spring site; springs are sequenced according to the mean number of faecal coliform bacteria (full line); types of spring site: discharge from a pipe (open triangles), protected reservoir (full triangles), open reservoir (open circles) and outflow by a non distinct ditch (full circles); x-axis: codes of springs, arranged by mean concentration of coliform bacteria; y-axis: mean number of faecal coliform bacteria [C.F.U./l00 ml.]

Z Prahy jsme tak získali za tři roky sledování (= téměř tři sezony) až 11 výsledků měření na každý pramen, nejnižší počet na ostatních lokalitách byl pět stanovení/měření na jeden pramen, tedy minimálně jedna celá roční sezona. Výsledky byly tabelárně zpracovány v příslušných případových studiích [10–13] a kromě standardních výstupů grantu byly poskytnuty do databáze HEIS VÚV a referovali jsme o nich na konferencích [5–7]. Výsledky sledování pražských pramenů byly publikovány v samostatné publikaci [8]. Výsledky stanovení fyzikálních a chemických ukazatelů kvality vody byly hodnoceny na základě dvou kritérií. Prvním kritériem byly limitní hodnoty uvedené ve vyhlášce č. 252/2004 Sb., stanovující hygienické požadavky na pitnou a teplou vodu, v platném znění. Druhým kritériem byly tzv. „havarijní“ limitní hodnoty uvedené v Metodickém doporučení SZÚ [9]. Výsledky mikrobiologických sledování byly rovněž posuzovány podle těchto kritérií, ovšem s tím, že kolísání naměřených hodnot je vždy podstatně vyšší než u charakteristik chemických. Pro výsledky z Prahy je možno provádět zobecnění, pro ostatní obce je počet sledovaných objektů pro zobecňování nízký, zejména při vysoké variabilitě geologických podmínek.

Diskuse

Děčín [10]: V první fázi bylo nalezeno a evidováno sedm pramenů, k dalšímu monitoringu bylo vybráno pět, z nichž jeden byl opuštěn během projektu pro minimální nebo silně kolísavou vydatnost. Na konci monitoringu jeden pramen ztratil vodu, zjevně v souvislosti s výstavbou vodárenského objektu v blízkosti (Byňov). Všechny prameny vyhovovaly kritériím pro fyzikální a chemické ukazatele, jakost po bakteriologické stránce byla vždy problematická. V některých případech je to jistě významně ovlivněno stavem objektu pramene. Suma průměrné vydatnosti sledovaných pramenů je 0,58 l/s.

Plzeň [11]: Soustavně bylo monitorováno sedm pramenů. Všechny vyhovovaly chemickým kritériím, v krajním případě kritériím „havarijním“ [9]. Po stránce mikrobiologické vyhovoval jediný zdroj, odvodňující hydrogeologické struktury až téměř na úrovni hladiny Radbuzy. Suma průměrné vydatnosti sledovaných pramenů je 0,94 l/s.

Brno [12]: V první fázi projektu bylo navštíveno 21 evidovaných pramenů a 15 jich bylo dále sledováno. Po stránce chemické vyhovovaly kritériím pro pitnou vodu, obdobně jako na ostatních lokalitách. Jediný pramen kritériím pitné vody vyhovoval i po stránce mikrobiologické, všechny ostatní představovaly jistý až značný stupeň hygienického rizika. Suma průměrné vydatnosti sledovaných pramenů je 2,5 l/s.

Praha [13]: V první fázi projektu bylo evidováno 150 pramenů. Čtrnáct z nich nebylo nalezeno a 12 navštívených bylo bez vody. K dalšímu monitoringu bylo vybráno 67 pramenů. Během vlastního monitoringu bylo osm pramenů vyřazeno z důvodu výrazného snížení vydatnosti apod. a nově/zpětně byly zařazeny čtyři nové a jeden rekonstruovaný pramen. Obecně je v Praze lokalizace pramenů i přístup k nim zajímavější než v ostatních sledovaných městech – díky ostrůvkovitému rozrůstání města do vyšších poloh je řada pramenů zachována, i když poslední prameny v historickém středu města zmizely nejpozději v 19. století. Rozsáhlý soubor dovoluje podrobnější analýzu než jen posouzení podle předpisů určujících vhodnost vody pro pitné účely. Souhrnnou část vyhodnocení výsledků přejímáme v mírné úpravě z naší knižní publikace [8], ve které je také zpracována mapa rozložení pramenů v jednotlivých městských částech a jejich pasporty, včetně souřadnic GPS. Naše sledování nezahrnovalo prameny, které jsou součástí uzavřených zásobovacích systémů, jako např. hradní vodovod. Vedle pramenů se v Praze nachází také rozsáhlý soubor odvodňovacích štol na Petříně a okolí, jehož kapacita může významně přispět jako zdroj užitkové vody. Suma průměrné vydatnosti sledovaných pramenů je cca 35 l/s, k tomu lze přičíst vydatnost systému štol na Petříně cca 12,3 l/s.

Chemické ukazatele jakosti: všechny prameny, u kterých jsme v období
 2011–2013 sledovali základní ukazatele jakosti vody, vyhovovaly po stránce chemické požadavkům na pitnou vodu s výjimkou koncentrace dusičnanů a v některých případech překračovaly limit koncentrace železa. Dusičnany jsou produktem kontaminace podzemních vod sloučeninami dusíku, především z půdy v infiltračních oblastech (ne nutně kontaminované). Ale koncentrace dusičnanů do 100 mg/l nezpůsobují při občasné nebo krátkodobé konzumaci potíže [9]. Výjimku tvoří použití vody na přípravu kojenecké stravy, což asi pro městské prameny nepřipadá v úvahu. Z našich výsledků a stavu okolí pramenů lze předpokládat, že většinou nejsou ani kontaminovány specifickými polutanty. Případná kontaminace těmito specifickými látkami však nebyla projektem zkoumána. Výsledky odpovídají závěrům ostatních studií – základní chemické ukazatele jakosti většinou nebrání krátkodobému nebo nouzovému užívání vody k pití.

Bakteriologické ukazatele jakosti: bakteriologické ukazatele jakosti vody (koliformní bakterie, E. coli atd.) jsou především indikátory, které mají zajistit, že voda není kontaminována patogenními bakteriemi z trávicího traktu lidí a zvířat. Naproti tomu nespecifické heterotrofní bakterie, rostoucí na agaru při 22 °C, se ve vodě mohou množit, protože při běžných teplotách využívají organické látky ve vodě jako substráty. Vysoké počty jejich kolonií tedy mohou indikovat také zvýšenou kontaminaci rozložitelnými organickými látkami. Ostatní sledované mikrobiální skupiny se kultivují při 37 °C, resp. 42 °C, tedy teplotách simulujících prostředí střeva. Jak se to projevuje v hodnocení našich výsledků?

Průměrné hodnoty počtů bakterií během našich stanovení ukazují, že jakost vody některých pramenů splňovala i po bakteriologické stránce standard pitné vody vždy, řada dalších pramenů vykazovala občasný výskyt koliformních bakterií. Dále jsme zjistili, že pro pití bez další úpravy (dezinfekce, var) je řada pramenů v běžných situacích naprosto nevyužitelná – to často odhadne i zcela laický pozorovatel. Dnes je k dispozici řada komerčních přípravků pro přípravu pitné vody na místě, založených na principu dezinfekce nebo filtrace, které lze použít pro spolehlivou úpravu vody pro individuální zásobování.

Fuksa-2
Obr. 2. Rozdělení monitorovaných pramenů (n = 89) do skupin podle průměrné koncentrace dusičnanu; osa x: průměrná koncentrace dusičnanu [mg/l NO3], osa y: počet pramenů ve skupině
Fig. 2. Distribution of monitored springs (n = 89) into groups according to mean concentration of nitrate; x-axis: mean nitrate concentration, y-axis: number of springs in the group

Při zkoumání příčin kontaminace městských pramenů jsme zjistili, že úroveň výskytu bakteriologických indikátorů jakosti, na rozdíl od chemických ukazatelů, souvisí také se stavem vlastního prameniště, resp. „objektu“ pramene. Otevřené prameny s neohraničenými okraji a možnostmi smyvu okolní půdy mají vyšší riziko fekální bakteriologické kontaminace například z plošného a intenzivního venčení domácích mazlíčků, v okrajových částech Prahy pravděpodobně i aktivity např. černé zvěře. Totéž platí i pro lépe chráněné prameny v období tání sněhu, velkých dešťů apod., kdy i do těchto „objektů“ vniká povrchová voda. Rizikové jsou i klasické zapuštěné studánky, kde voda z „tůňky“ prakticky neodtéká – pokud jsou v blízkosti obydlí či jiného zdroje kontaminace, mohou být i intenzivně kontaminovány. Dobře jímané prameny, především typu trubky vytékající z ochranné zídky nebo z dokonale uzavřeného objektu, jsou celkem bez rizika kontaminace – pokud není voda vedena z větší vzdálenosti s možností kontaminace na cestě nebo pokud není voda kontaminovaná již ve zvodni (například z netěsné kanalizace). Analýza pro soubor soustavně monitorovaných pramenů v období 2011–2013 je pro fekální koliformní bakterie zpracována na obr. 1. Z výsledků jasně vyplývá, že jakost vody významně klesá od typu „trubka“ po vývěry odtékající přímo stružkou. Ukazuje na možnosti i limity využití vázané na sanaci a úpravu vlastního objektu pramene či prameniště. Limitní hodnota pro pitnou vodu je u obsahu těchto bakterií nulová, tedy i při několikanásobném snížení kontaminace pramene povrchovou úpravou jeho vývěru nemusí tato voda limity pro pitnou vodu splňovat. Důležitá je i kontaminace z infiltračního území pramene. V městských podmínkách většinou nelze dostatečnou soustavnou a dlouhodobou ochranu infiltrační oblasti zabezpečit.

Zde je nutno upozornit na jeden problematický aspekt nezávislé péče o prameny/studánky. I když je tato péče většinou pod dozorem místní samosprávy, není soustavně organizována. Proto obecně nedoporučujeme brát vážně různé „analýzy“ umístěné na tabulkách u některých pramenů. Jakkoliv je jejich vyvěšování vedeno chvályhodnou snahou, tak budí klamný dojem, že pramen je systematicky kontrolován, protože se většinou váží k jednomu (starému a často nečitelnému) datu odběru a mnohdy nerespektují dnes standardní zásady kvality vzorkovacích a laboratorních prací a jejich dokumentace.

Tento vztah – závislost na stavu městského pramene/vývěru – většinou nebyl prokázán pro chemické charakteristiky a konduktivitu vody. To lze demonstrovat na distribuci dusičnanu, který se do podzemních vod dostává například ze zemědělské půdy, z netěsné kanalizace a emisemi plošných zdrojů (např. doprava). Na obr. 2 jsou zpracovány průměrné koncentrace dusičnanu všech soustavně monitorovaných městských pramenů (n = 89). Padesát osm pramenů odpovídá koncentrací dusičnanu normě pro pitnou vodu. Pokud tuto kategorii posuneme do úrovně 60 mg/l, tak u sedmdesáti (77 %) není třeba o koncentraci dusičnanu nijak uvažovat, zvláště při krátkodobém používání, protože dusičnany také běžně přijímáme s potravou. Pro nouzové zásobování to nepředstavuje problém vůbec [9]. Podstatná jsou tři zjištění:

  • Koncentrace dusičnanu ve sledovaných městských pramenech bývá mírně zvýšená proti přirozenému pozadí. V našem souboru dat je většina pramenů pod limitem 50 mg/l NO3, což je základ většiny světových norem pro jakost pitné vody a hodnoty přes 100 mg/l jsou výjimkou.
  • Sezonní variabilita koncentrací dusičnanu je relativně nízká. Nízká sezonní variabilita platí i pro koncentrace chloridu a síranu.
  • Úroveň bakteriálního znečištění pramenů je obecně určena jak kontaminací zvodní, tak stavem prameniště. Faktorem, určujícím ve většině případů využitelnost vody z pramenů pro aktuální využití, je v první řadě stav prameniště a zabezpečení vlastního vývěru proti povrchové kontaminaci.

Závěr

Dosud existující prameny v intravilánech měst již dávno neplní funkci standardních vodních zdrojů, ale připomínají původní krajinu přerostlou městy, ve kterých žijeme. Můžeme je považovat za vzácný pozůstatek dob, kdy byla města malá a jejich obyvatelé ještě nebyli zcela závislí na sítích, včetně vodovodních. To samo je důvod, proč je dnes třeba je chránit jako objekty a chránit také jejich okolí a cesty podzemní vody.

Jakost vody z pramenů nemůže odpovídat pitné vodě z veřejných vodovodů, i když je řada pramenů běžně používána jako individuální zdroje vody, mnohdy s vírou, že je lepší než vodovodní. U „slavných“ pramenů by se měly místní orgány starat o spolehlivé analýzy vody a průběžně obnovované informace pro návštěvníky, nicméně občasné napití nebo použití k vaření nepředstavuje u značné části námi sledovaných pramenů zásadní riziko, nejvýše menší individuální problémy. Ve většině případů se návštěvník může sám rozhodnout podle stavu prameniště a jeho okolí.

Získali jsme poprvé data ze soustavného monitoringu 89 pramenů ve čtyřech městech ČR, která jsou uložena v databázích. Výsledky ukazují, že chemické charakteristiky jakosti vody (a ve většině případů i vydatnost) jsou poměrně stabilní a nekolísají se sezonními změnami. Získané soubory dat jsou přístupné v případových studiích.

Některé prameny mohou být využity jako náhradní zdroj vody, nezávislý na zdrojích energie apod. Pro intenzivnější využití v případech nouze by měly být upraveny pro bezpečný přístup a odběr vody. Průběžné informace o jakosti v jejich spádové oblasti mohou podstatně zmírnit problémy zásobování vodou při menších výpadcích sítí nebo v počátečních fázích případných rizikových stavů.

Poděkování

Autoři děkují Ministerstvu vnitra ČR za poskytnutí grantu VG20112014028 „Náhradní zdroje vody v obcích v krizových situacích – využití původních zdrojů a pramenů“ a recenzentům tohoto článku za cenné připomínky a doporučení.

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

Souhrn

V současné době klimatických změn a uvědomělejšího chování k přírodě se mění přístup i k odpadním vodám. Dříve byly vnímány jen jako odpad, dnes se na ně díváme i jako na surovinu. A jiným přístupem k hospodaření s vodou můžeme i výrazně snížit spotřebu kvalitní vody, které není všude dostatek.

Úvod

Na otázku v názvu by odpověď mohla znít: Jak pro koho, jak kdy. Dříve jsme se otázkou zneškodňování odpadních vod moc nezabývali. Byla nastavena nějaká pravidla, voda byla laciná, technologie čištění odpadních vod se rozvíjely, a tak se jen zdokonaloval nastavený systém. Dnes, kdy je voda dražší, celosvětově pitné vody pravděpodobně ubývá, zdroje minerálních hnojiv se zmenšují a je strach z nedostatku ropy, se stále více lidí zamýšlí nad udržitelným způsobem žití, tedy i nad tím, jak se postavit jinak k odpadním vodám. Po letošním suchém létě je i v našich podmínkách na místě přemýšlet o úsporách vody a o jejím možném znovuvyužití.

Berankova

Výzvy Evropské unie

V roce 2008 přijal Evropský parlament usnesení o řešení problému nedostatku vody a sucha v Evropské unii (2008/2074 (INI)), ve kterém doporučuje, aby EU zaujala při řešení nedostatku vody ucelený přístup, který bude kombinovat opatření k řízení poptávky po vodě, opatření k optimalizaci existujících zdrojů v rámci koloběhu vody a opatření k vytváření nových zdrojů. Evropský parlament vyzývá k úsporám a hospodárnějšímu využívání vody. Během několika posledních desítek let byl přístup k „běžné sanitaci“ několikrát kritizován, což mělo za následek navržení dalších definicí pro alternativní „udržitelnou sanitaci“ [1, 2]. Také oběhové hospodářství se stává jednou z hlavních priorit Evropské komise.

Česká republika podporuje posilování principů oběhového hospodářství. Kromě dalšího považuje za důležité, aby návrh legislativy týkající se oběhového hospodářství podpořil bezpečné a nákladově efektivní opětovné využívání vody a přispěl ke stanovení pravidel pro využívání vyčištěných odpadních vod jako druhotné suroviny [3].

Zacházení s odpadními vodami

Obecně lze říci, že řešení zneškodňování odpadních vod má dvě hlavní varianty. Centralizované a decentralizované. To, že ani jeden systém nepřeválcuje ten druhý, je již jasné. Za příklad může posloužit Německo, kde velkolepé plány o tom, že všechny komunální vody budou čištěny centrálně, byly nahrazeny střízlivými pragmatickými řešeními, které vycházejí z ekonomických kalkulací pro jednotlivé varianty. Decentralizované zneškodňování odpadních vod se stává alternativou centralizovaného čištění, které v mnoha případech není optimální variantou nejen z ekologického, ale ani ekonomického pohledu [4].

Tabulka 1. Zastoupení hlavních živin v jednotlivých druzích vod
Table 1. Representation of the nutrients in various kinds of waters
Berankova-tabulka-1

Pro vyjádření pojmu decentralizované odvádění a opětovné využití odpadních vod se v zahraničí používá akronym DESAR (decentralised sanitation and reuse). Jde o decentralizované řešení nakládání s odpadními vodami v jednotlivých domech. Princip je založený na separaci znečištění u zdroje, na odděleném čištění odpadních vod, jejich opětovném použití a na efektivním hospodaření s dešťovou vodou. Jednotlivé DESAR koncepty nabízejí různé varianty dělení odpadních vod z domácností a jejich znovupoužití. Tyto systémy udržují jednotlivé druhy odpadních vod blízko místa vzniku, a tak umožňují zkrácení a uzavření vodního cyklu v domácnostech, a tím úspory pitné vody i financí. Existují i projekty na využití tepelné energie z odpadních vod. Základní myšlenkou je netradiční zacházení a nakládání s odpadní vodou jako s cennou surovinou, kterou lze využít a zpracovat v místě jejího vzniku [4–6].

Nově se začíná používat také zkratka NASS pro nové způsoby sanitace. Firma ASIO tuto zkratku vysvětluje jako nekonvenčně aranžované sanitární systémy. Použitím NASS mohou být sledovány různé cíle, k nimž patří redukce spotřeby vody, zpracování odpadů, dělení vod a také možnost přizpůsobení řešení odpadních vod místním podmínkám. Koncepce umožňují například využití zdrojů, které se v odpadních vodách vyskytují. Na místě se dá například kal využít jako hnojivo v zemědělství, šedé vody na zálivku nebo jako užitková voda v domácnosti. Použití NASS již bylo odzkoušeno na některých sídlištích v rámci pilotních projektů a ukázalo se jako smysluplné (např. ekologické sídliště Bielefeld-Waldquelle, ekologické síldiště s kompostovacími toaletami Allermöhe, Hamburk). Charakteristickým rysem pro použití NASS je individuální řešení pro každou lokalitu [4].

Myšlenky dělení a využívání jednotlivých druhů odpadních vod se objevily již v minulosti. Separace moči (žlutých vod) byla v Evropě zavedena v 70. a 80. letech minulého století ve Švédsku, kde byly v prázdninových domech se suchými toaletami osazovány kompostovací komponenty s oddělováním moči. V letech 1996 až 1999 byl následně vyvíjen a ve školách instalován separační systém na principu dělicích (no-mix) toalet a suchých pisoárů – tedy pisoárů bez použití vody (waterless). Od roku 2000 se tato země díky předchozím studiím a výzkumům stala mezinárodně uznávanou v oblasti výzkumu, návrhu a výroby separačních zařízení [7].

Odpadní vody jsou děleny na vody černé (voda z toalet, tedy moč, fekálie, toaletní papír a splachovací voda) a šedé (ostatní voda z domácnosti, tedy voda z kuchyně – dřez, myčka, voda ze sprch, umyvadel a praček). Černé vody se dále dělí na vody žluté (moč) a hnědé (fekálie) [4, 5].

Žluté vody

Žlutá voda, tedy moč, se skládá z vodného roztoku metabolických odpadů, hlavně močoviny, rozpuštěných solí, zejména chloridu sodného, a dalších organických látek. Obsahuje nutrienty, jedná se zejména o dusík (N), fosfor (P) a draslík (K), dále síru, bór a další prvky. Jejich skutečný obsah se liší v závislosti na stravě. Moč je obvykle dobře vyvážené hnojivo s podobným poměrem hlavních živin jako průmyslově vyráběné hnojivo NPK. Pro hnojení se ji doporučuje ředit v poměru 1 : 8 s vodou. Jeden člověk vyprodukuje ročně přibližně 500 l moči.

Hnědé vody

Hnědými vodami se rozumějí fekálie, které obsahují především uhlík, méně dusík, fosfor a draslík, ale také větší množství vápníku, hořčíku a železa. Jeden člověk vyprodukuje ročně kolem 50 l fekálií.

Černé vody

Klasickým odváděním odpadních vod z toalet – tzn. hnědých a žlutých vod současně – získáváme vody černé. Pokud dokážeme černé vody zadržovat oddělené od ostatních (budou tedy velice málo zředěné), můžeme je přeměnit na přírodní hnojivo, kterým budeme umět nahradit syntetické produkty. V některých pilotních projektech bylo použito separování výhradně černých vod (využití v zemědělství ke hnojení).

Šedé vody

Šedou vodou nazýváme podle normy EN 12056 (Vnitřní kanalizace) splaškové odpadní vody neobsahující fekálie a moč, které odtékají z umyvadel, van, sprch, dřezů apod. Šedou vodu, zejména z koupelen, je možné po úpravě využívat jako vodu provozní (tzv. bílou vodu) pro splachování záchodů, pisoárů a zalévání zahrad. Nejvýznamnější znečištění šedých vod způsobují detergenty z pracích prášků, šamponů, mýdel, zubních past a podobně. Odpadní vody z kuchyňských umyvadel a z drtičů odpadů jsou občas vyjímány ze zdrojů šedé vody, protože mívají vysokou koncentraci znečištění. V tabulce 1 je uvedeno zastoupení hlavních živin v jednotlivých druzích odpadních vod [5, 8].

Koncept separace pomocí separačních zařízení zabezpečuje oddělené nakládání a čištění různých druhů odpadních vod zvlášť. Jako separační zařízení se používají kompostovací toalety nebo separační toalety (no-mix toalety, pisoáry). Separační toalety slouží k separaci žlutých a hnědých vod. Jejich používání je stejné jako u klasických toalet. Všechny se skládají ze dvou oddělených mušlí, často se používá separační vložka do toalety. Moč je shromažďována v přední části konstrukce, odkud je dopravována do sběrného akumulačního tanku, fekálie v zadní části. Moč z akumulačního tanku je možno po naředění 1 : 8 
použít na hnojení. Fekálie se doporučuje skladovat v zásobníku půl roku a pak je zkompostovat. Separační toalety mají zpravidla dva zásobníky na výměnu.

Tabulka 2. Průměrná denní spotřeba vody
Table 2. Average daily water consumption
Berankova-tabulka-2

Kompostovací toalety mají zásobník, ve kterém se shromažďují moč a fekálie společně, zároveň zde probíhá kompostování. Za tím účelem je do zásobníku obvykle přidáván popel, piliny nebo jiný materiál, aby se usnadnilo kompostování. Obecně mají kompostovací toalety menší kapacitu než toalety separační [9].

Každá osoba, která má přístup ke zdroji vody z veřejného vodovodu, vyprodukuje ročně odpadní vodu v rozmezí 20 000 až 100 000 l [2]. Podle údajů
vodohospodářské společnosti Pražské vodovody a kanalizace byla průměrná denní spotřeba vody v Praze v roce 2014 na osobu 106 litrů, tedy 39 m3 za rok (v ostatních regionech ČR je spotřeba vody na osobu a den nižší). Cena vody v roce 2015 byla pro Pražany 77,65 Kč za 1000 l vody. Nejvíce utratí za vodu použitou na osobní hygienu (přes 3 Kč za den), hned pak za používání splachovacích toalet (skoro 2 Kč za den) [10]. V tabulce 2 je uvedena denní spotřeba vody podle údajů Pražských vodovodů a kanalizací.

Legislativa

Co se týká legislativy, není u nás nakládání s oddělenými odpadními vodami řešeno. Proto je výklad úředníků různý. Někdo považuje moč za odpadní vodu, někdo za hnojivo. Pokud by byla žlutá voda posuzována podle zákona č. 254/2001 Sb. § 38 odst. 1, o vodách, byla by směs moči a vody brána jako odpadní voda. Pokud by Státní zdravotní ústav vydal pozitivní stanovisko k posouzení uskladněné žluté vody jako hnojiva, musela by se následně provést registrace žlutých vod jako hnojiva v souladu se zákonem č. 156/1998 Sb., o hnojivech. Podle některých není možno podle zákona o odpadech a zákona o hnojivech lidské výkaly kompostovat. Nabízí se ale i výklad, že výkaly ze suchých a kompostovacích toalet by teoreticky mohly spadat v katalogu odpadů do kolonky „kal ze septiků a žump“, a ty se kompostovat smějí, pokud splní mikrobiologické ukazatele podle vyhlášky č. 341/2008 Sb., o podrobnostech nakládání s biologicky rozložitelnými odpady.

Od října 2015 platí infringementová novela, kterou se mění zákon č. 185/2001 Sb., o odpadech a o změně některých dalších zákonů. Původní zákon o odpadech se nevztahoval na odpadní vody, novela se nevztahuje jen na odpadní vody, které podléhají zákonu o vodách a zákonu o vodovodech a kanalizacích. To dává větší prostor zákonu o odpadech, který se bude týkat i odpadních vod mimo působnost výše zmíněných dvou zákonů. Kromě této změny se ohledně odpadních vod v novele zákona nic němění. Zatím není jasné, jak se v praxi tato úprava bude projevovat.

Při využívání jednotlivých druhů vod existuje samozřejmě i hygienické riziko, které ale není u řešení v jednotlivých domácnostech velké. Jde vždy o individuální řešení, ve kterém nesmí chybět hledisko hygieny a bezpečnosti.

Začněme tedy rozumně šetřit se zdroji Země. Bude lépe nám i naší planetě.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

rozhovor-1

V minulosti se řešily vždy hlavně povodně, nyní je nutností přihlížet i k variantě sucha, což je téma, které se dotýká celé České republiky. Jak velký význam má sucho z pohledu Povodí Vltavy?

Jak velký význam má sucho z pohledu státního podniku Povodí Vltavy? Státní podnik Povodí Vltavy spravuje území o rozloze téměř 29 000 km2, to znamená území větší než je 50 % území Čech. Je tedy zřejmé, že problematika sucha se nás dotýká zcela zásadním způsobem, bez ohledu na skutečnost, že v námi spravovaném povodí není provozováno mnoho závlahových systémů pro zemědělskou výrobu, jako třeba na jižní Moravě či v Polabí. V rámci našeho povodí se vyskytuje několik oblastí, které se již dlouhodobě potýkají se suchem. Jednou z takových lokalit je například Rakovnicko. Podíváme-li se ale na veřejně dostupnou mapu meteorologicky možného sucha v Atlasu podnebí Česka, tak vidíme, že meteorologické sucho se v našem povodí může vyskytovat i v jiných lokalitách, zejména v povodí Berounky, na dolním toku Vltavy, na Sázavě i na jihu Čech, vlastně skoro všude.

Ve Vaší otázce říkáte, že „v minulosti se řešily hlavně povodně a nyní je nutností přihlížet i k suchu“. Myslím, že takto položená otázka ukazuje právě ten problém, proč a jak je sucho vnímáno. Jak povodně, tak sucho jsou přírodní jev a ani jednomu nelze zabránit, jen někdy umíme, více či méně, snižovat jejich negativní dopady a svým způsobem se na ně do určité míry „připravit“. Žijeme ve vodním blahobytu, opravdu pořádné sucho naše generace nezažila, a proto si s problematikou sucha neumíme jednoduše poradit. Lépe se nám řeší problematika povodní, které se v posledním období opakují častěji, realizujeme protipovodňová opatření, ať přírodě blízká či technická, máme dobrou legislativu na povodně, včetně možností odstraňování jejich následků atd. atd. Pokud se ale týká sucha, nemáme nic. Je smutné, že problematiku sucha začínáme řešit až ve chvíli, kdy se začínají projevovat jeho náznaky. Ministr zemědělství M. Jurečka spolu s ministrem životního prostředí R. Brabcem tento pomyslný prapor „řešení problematiky sucha“ zvedli a v rámci meziresortní pracovní skupiny Voda – sucho se začalo něco dít. Díky za to. Kladu si jen otázku, zda nám to opravdu vydrží, protože opatření na ochranu před suchem jsou bolestnější než opatření na ochranu před povodněmi, a jak vidíme již nyní, je velmi složité je připravovat, natož realizovat s ohledem na regionální zájmy, s ohledem na délku volebního období, kdy je téměř nemožné prosazovat nepopulární opatření ve prospěch nejen našich budoucích generací, ale možná i ne vzdálené budoucnosti. Proč si neumíme tuto skutečnost nedostatku vody uvědomit a společně hledat řešení v zájmu nás všech? Je to právě proto, že neumíme s ohledem na výše uvedené prosazovat a následně udržet koncepční záměry, a to vyplývá právě z toho, že žijeme ve vodním blahobytu. Zatím…

Vrátím se ale k problematice sucha v území spravovaném státním podnikem Povodí Vltavy. Stejně jako v celé České republice jsou i v povodí Vltavy jediným zdrojem vody atmosférické srážky. Pokud se sejdou nepříznivé okolnosti jako například nedostatek zásoby vody ve sněhu v zimním období a nastane deficit srážek, jako jsme zažili například v loňském roce, všechny tyto nepříznivé okolnosti akcelerují úbytek vody v půdě, krajině a následně i ubývání vody ve vodních tocích, včetně snížení vydatnosti pramenů a poklesu hladin podzemních vod.

Mohu konstatovat, že vodohospodářská infrastruktura státního podniku Povodí Vltavy ukázala, že se s problematikou sucha v roce 2015 dokázala vypořádat. Především díky vodním nádržím byly v povodí Vltavy zajištěny v roce 2015 odběry vody pro zásobování obyvatel pitnou vodou, pro průmysl i pro chlazení JETE. Současně byl díky nim zajišťován alespoň minimální průtok na tocích pod vodními díly. Pouze na dvou z 33 významných vodních děl bylo nutno přistoupit k mimořádné manipulaci, aby nebyl vyčerpán zásobní prostor, přičemž v obou případech se jednalo vlastně o preventivní opatření. Vodní nádrže posloužily jak k zajištění potřeb obyvatelstva, tak byly přínosem pro ochranu přírody díky dlouhodobému zajištění minimálních zůstatkových průtoků pod nimi. Nejvýznamnější roli v tom sehrály vodní nádrže Vltavské kaskády Orlík a Lipno. V případě zásobování obyvatelstva pitnou vodou to byla vodárenská nádrž Švihov na Želivce.

V rámci státního podniku Povodí Vltavy vidíme priority ve vazbě na řešení problematiky sucha zejména v zadržení vody v krajině, tedy ve změně obhospodařování půdy zemědělci v mnohých lokalitách, ve snížení či zamezení eroze, v budování malých vodních nádrží, v revitalizacích vodních toků, ale i v budování nádrží, aby bylo možné v případě potřeby vodu zadrženou v krajině efektivně využívat. V současné době připravujeme nádrže v lokalitách Senomaty a Šanov na Rakovnicku, tedy v oblasti dlouhodobě postižené suchem.

 

V létě byla zveřejněna očekávaná studie zpracovaná odborníky z ČVUT, jejímž úkolem bylo zjistit možnosti Vltavské kaskády. Domníváte se, že se tato studie zaslouží o výraznou změnu, hlavně co se týče přístupu k povodním a změnám priorit?

Jedná se o studii „Prověření strategického řízení Vltavské kaskády – parametry manipulačního řádu“, kterou zpracoval doc. Dr. Ing. Pavel Fošumpaur z ČVUT v Praze. Po povodních v posledních 15 letech se vždy rozvine diskuse, zda se nemají jinak uspořádat priority jednotlivých přehrad Vltavské kaskády. Stalo se to i po poslední povodni v roce 2013 a studie do nynější diskuse přináší odborné podklady, aby diskutující měli k dispozici všechny informace. Nastavení priorit je totiž pro nás důležité – podle nich jsou vytvořeny manipulační řády, které určují, co a v jakém čase má náš dispečink za konkrétních podmínek udělat, aby kaskáda jako celek i jednotlivé přehrady plnily své účely. Třeba Slapy jsou primárně rekreační nádrž a Orlík především zajišťuje tolik vody, abychom v suchých obdobích zajistili minimální průtok ve Vltavě pod kaskádou, konkrétně 40 m3/s v profilu Vrané nad Vltavou. Osobně jsem přesvědčen, že tato studie svůj účel stoprocentně naplňuje ihned od jejího vzniku.

Význam studie spočívá především v tom, že do doby jejího zpracování
neexistoval dokument, na základě kterého by bylo možné diskusi o případných změnách priorit Vltavské kaskády zahájit. Studie takovým dokumentem je a přináší analýzu, do jaké míry je Vltavská kaskáda technicky schopna více chránit před povodněmi a jaké dopady by toto zvýšení její ochranné funkce mělo na ostatní funkce kaskády, tedy především na udržování dostatečného průtoku vody ve Vltavě pod kaskádou (akumulace vody pro období sucha), zajištění odběrů vody, výroby elektřiny, plavby na Vltavě, včetně využití rekreačního potenciálu Orlické a Slapské nádrže.

Výsledky studie ukázaly, do jaké míry je Vltavská kaskáda technicky schopná zvýšit ochranu území pod kaskádou před povodněmi a jaké dopady by toto zvýšení mělo na její ostatní funkce. Studie otevírá cestu k odborné i veřejné diskusi na téma možných změn priorit Vltavské kaskády. Zároveň státní podnik Povodí Vltavy zpracoval ke studii komentář s vysvětlivkami pro laickou i odbornou veřejnost. To vše je přístupné na webových stránkách našeho podniku www.pvl.cz v sekci Vodohospodářské informace.

Již v průběhu povodní 2013 a po nich přicházeli starostové a představitelé měst a obcí na dolním toku Vltavy s tvrzením, že kdyby VD Orlík mělo větší objem retenčního prostoru, mohlo se následkům povodně v jejich obcích zabránit buď úplně, nebo z velké části. Opakovaně se objevovaly názory, že by měla být Orlická nádrž prázdná, a tím by byla ochrana před povodněmi obcí na dolním toku Vltavy vyřešena.

Základním cílem studie bylo tedy prověření možností posílení retenční funkce Vltavské kaskády pomocí variantního řešení strategického řízení. Studie má za úkol současně ověřit dopady jednotlivých řešených variant na ostatní účely Vltavské kaskády. Celkem bylo posuzováno sedm variant, včetně varianty „prázdného Orlíka“. Tato extrémní varianta ukázala, že povodeň z roku 2013 by prázdný Orlík zadržel, ale povodeň z roku 2002 nikoliv.

Studie poskytuje odborné hledisko na danou problematiku, to ale není a nemůže být jediný pohled na věc. Mnohé z účelů přehrad jdou totiž proti sobě. Zvýšená povodňová ochrana znamená vytvoření většího zásobního prostoru na Orlíku, aby pojal větší část případné povodně. To ale není v souladu s potřebou zabezpečovat odběr vody a udržovat průtok v době sucha ani s energetikou – to všechno naopak vyžaduje dostatek vody v nádrži. Stejně tak ho potřebují podnikatelé, jimž při snížení hladiny ubyde rekreantů v kempech, nemluvě o dopadech na splavnost Vltavy do Českých Budějovic, do které stát v posledních letech vložil nemalé finanční prostředky včetně prostředků z EU. Takové rozpory odborníci vyřešit neumí, na sladění rozdílných zájmů veřejnosti existuje politika.

 

Společně s protipovodňovými opatřeními souvisí také zadržování vody na malých vodních tocích. Znamená to, že se stát nyní rozhodne ve velkém stavět malé vodní nádrže či učiní i jiná opatření?

Myslím, že jsem se o tomto problému zmínil již v rámci odpovědi na první otázku. Ve vazbě na řešení problematiky sucha, ale i ve vazbě na ochranu před povodněmi je prioritou maximální možné zadržení vody v krajině. Na tom se asi všichni shodneme. Nepřísluší mi vyjadřovat se k tomu, o čem nyní rozhodne stát, jak se ptáte, ale z odborného hlediska je budování malých vodních nádrží v krajině přínosem, protože napomáhají k zadržení vody v krajině. Jejich funkce v období sucha je však vázána na konkrétní klimatické, hydrologické, morfologické, pedologické a další poměry v místě. Na drobných vodních tocích lze uplatňovat řadu přírodě blízkých opatření, jako jsou například revitalizace vodních toků či denaturace. Stavba malých vodních nádrží obecně je důležitým opatřením pro retenci vody v krajině, ale není to opatření, které by bylo na prvním místě. Nejdůležitějším je retence vody v půdě, zamezení eroze atd.

Všechna opatření jak na ochranu před povodněmi, tak na ochranu před suchem se musí řešit v kontextu celého daného povodí, a to v kombinaci přírodě blízkých i technických opatření podle toho, v jakém úseku vodního toku je které vhodnější. Na to máme i příslušné dotační programy, jako je OPŽP a Podpora prevence před povodněmi.

Příroda je dokonalý systém a vždy bude o krok před námi a nenechá si násilně vnutit jen to, co my chceme. Musíme ji respektovat a přistupovat k řešení jak problematiky ochrany před povodněmi, tak problematiky sucha komplexně, nikoli podle toho, zda „patříme“ pod resort zemědělství či životního prostředí. Bohužel se tomu tak často děje, ale takový přístup je krátkozraký.

V rámci aktivit státního podniku Povodí Vltavy připravujeme ve spolupráci s obcemi v některých lokalitách suché nádrže, poldry a rovněž připravujeme další revitalizace. V posledním období se nám podařilo uskutečnit mimo jiné revitalizaci na Stropnici v Novohradských horách, revitalizaci Loděnice v katastru obce Nenačovice na Berounsku a zejména revitalizaci Blanice ve Vlašimi v intravilánu města.

 

Mnoho lidí nesouhlasí s rozhodnutími jako zvyšování retenčního prostoru některých nádrží a obávají se zásahu v krajině při výstavbě nových nádrží. Kdo v takové situaci řeší spory s obyvateli a jaký mají vliv na vývoj věcí?

Spotřeba pitné vody z kohoutku se pohybuje v Česku kolem necelých 90 l na osobu za den a neustále rok od roku klesá. Ve vyspělém světě (jak uvádějí některé studie) je situace zcela opačná a směrem na západ se denní spotřeba na osobu zvyšuje. V severní Americe je spotřeba na osobu a den až 300 l a ve Spojených arabských emirátech dokonce 500 l pitné vody na osobu a den. Tam vodu ale získávají dovozem a výrobou z mořské vody. Naproti tomu v rozvojovém světě si lidé musí vystačit s 10 l vody denně. Toto množství přitom odpovídá jednomu našemu spláchnutí na toaletě, samozřejmě pitnou vodou.

Kam sáhneme my, až bude vody nedostatek? Málokterá země na světě, ne-li žádná, si dovolila ten luxus jako my, když se politici nedokázali domluvit a v roce 2009 bylo zrušeno územní hájení lokalit vhodných, podotýkám, že lokalit potenciálně vhodných, pro výstavbu vodních nádrží v horizontu 50, 80 až 100 let. Jednalo se o lokality vybrané na základě regionálních, geologických a inženýrsko-geologických průzkumů z počátku minulého století. Hájená lokalita splňovala podmínku možnosti vybudování vlastního přehradního tělesa a byla umístěna na vodním toku, který by mohl vodní nádrž z hydrologického hlediska naplnit. Co bylo omezeno? Výstavba chemického průmyslu, produktovodů a různých dopravních koridorů. Proč to bylo omezeno? Jednak z důvodu zamezení znehodnocení jedinečného místa pro výstavbu přehradního tělesa, jednak z důvodu případných budoucích vysokých nákladů na přeložky různých významných koridorů. Není pravda, že by se tímto hájením lokalit bránilo rozvoji obcí, zejména individuální výstavbě. Tyto hájené lokality přežily celý minulý režim, až do zmíněného roku 2009. Bohužel i v tomto případě platí, že se snadno bourá, ale postavit zpět něco funkčního je složité, často nemožné. V současné době vidíme, jak je složitá snaha vrátit zpět některé lokality vhodné pro akumulaci vody nad rámec platného Generelu, který je slabou náhražkou zrušeného hájení výhledových lokalit.

Kde budeme v budoucnu brát, zachytávat vodu, kterou budeme potřebovat, když veškerým zdrojem vody v Česku jsou atmosférické srážky a veškerá voda z našeho území odtéká? Všichni jsme se to přece učili na základní škole. Nechápejte prosím toto jako obhajování výstavby přehrad betonovou lobby. Tak tomu vůbec není. Tak jako je tomu ve většině případů, můžeme nejlepšího či nejúčinnějšího výsledku dosáhnout pouze kombinací více opatření. Stejně tak je tomu i v tomto případě. Základem všeho je zcela jistě zadržení vody v krajině, o kterém jsem se v našem rozhovoru zmiňoval již několikrát, ale teprve díky vodním nádržím s touto vodou lze v případě sucha i jejího nedostatku s ní hospodařit a účelně s ní nakládat ve prospěch potřeb člověka i přírody.

Vím, že se s tím možná již opakuji, ale společnost si přece musí umět odpovědět na otázku, co od vody vlastně chce? Vzhledem k protichůdným požadavkům obyvatel i s ohledem na krátkodobé lokální zájmy, ale i z důvodu, že jsme dosud nezažili skutečný nedostatek vody, si společnost stále na tuto otázku nedokáže jednoznačně odpovědět. Právě problematiku sucha a extrémních hydrologických jevů bude zcela nezbytné opravdu odpovědně řešit, se všemi možná i ne zrovna příjemnými doprovodnými jevy. Je potřeba již nyní skutečně myslet na naše budoucí generace, protože zatím tomu tak úplně není. Budeme se muset snažit účelně a důsledně prosazovat koncepční výhledová opatření, která přežijí nejedno volební období. Ano, co občan, to volič, ale není možné oddalovat a neřešit problematiku sucha a případného nedostatku vody do budoucna. Je třeba myslet i na potomky současných voličů a obhájit nyní i opatření pro budoucnost. Jsem rád, že v současné době probíhá aktualizace Generelu, ale s ohledem na vše, co jsem zde zmínil, se domnívám, že se k této problematice neumíme pořád postavit čelem.

Veškeré projednání takovýchto záměrů a jejich případná příprava probíhají v rámci platné legislativy v naší republice a podléhají standardním povolovacím a schvalovacím procesům. Každý, kdo je k tomu oprávněn, se může těchto řízení zúčastnit a svoje námitky uplatnit. Případné spory jsou řešeny zcela přesně podle platných právních předpisů. Je nepochybné, že takto kontroverzní kroky budou mít vždy své zastánce a odpůrce, a proto jsou v našem právním prostředí nastaveny takové mechanismy, aby mohly být všechny připomínky vypořádány. Výsledek je zatím jediný, a to že v případě vody pro budoucnost upřednostňujeme aktuální a lokální zájmy před zájmy budoucích generací.

 

S tím souvisí i nádrž Orlík, která je stěžejní nádrží Vltavské kaskády. Plánujete s tímto vodním dílem nějaké změny, které by se projevily v akumulaci vody, a to jak při povodních, tak v období sucha?

Na základě vyhodnocení vodohospodářského řešení nádrží a porovnání zjištěných parametrů s dílčími výstupy studie ČVUT navrhl státní podnik Povodí Vltavy na jaře roku 2015 změnu manipulačního řádu, která spočívala v posílení protipovodňové funkce vodní nádrže Orlík. Nejdůležitější úprava se týkala
 zvětšení retenčního prostoru na nádrži Orlík o 31,35 mil. m3 (ze stávajícího objemu 62,072 mil. m3 na 93,422 mil. m3), čímž dochází ke snížení hladiny zásobního prostoru vodní nádrže Orlík o 1,3 m. Toto posílení protipovodňové ochrany bylo přitom navrženo tak, aby ostatní funkce VD nebyly výrazně omezeny, nebo byly omezeny jen částečně. Míra povodňové ochrany na dolním toku Vltavy byla do té doby na úrovni necelé Q 10, navržené zvětšení retenčního prostoru zajistilo ochranu blížící se až Q 20. Další navýšení retenčního prostoru by bylo možné pouze na úkor zásadního negativního ovlivnění některého z dalších dosavadních účelů Vltavské kaskády. Proto jsme logicky nenavrhovali ještě větší zvýšení retenčního prostoru na Orlíku. Krajský úřad Středočeského kraje vydal rozhodnutí o změně manipulačního řádu vodního díla Orlík ve výše uvedeném smyslu, tedy ve smyslu posílení ochranné funkce Vltavské kaskády před povodněmi ve prospěch obcí na dolním toku Vltavy. No a jak jsem se již zmiňoval v odpovědi na vaši první otázku, žijeme ve vodním blahobytu, žijeme prostě v Česku, a tak není možná ani moc překvapující, že ty obce, v jejichž prospěch došlo k posílení ochrany před povodněmi, podaly proti tomuto rozhodnutí odvolání s tím, že chtějí navýšení retenčního prostoru ne o 31 mil. m3, ale skoro o 60 mil. m3, tedy na 120 mil. m3. No a jak to bylo dál? Ministerstvo zemědělství, jako odvolací orgán, potvrdilo v prosinci 2015 rozhodnutí Krajského úřadu Středočeského kraje, který vydal rozhodnutí o změně manipulačního řádu vodního díla Orlík. V současné době jsme v situaci, kdy město Mělník a další obce na dolním toku Vltavy podaly žalobu na Ministerstvo zemědělství s tím, že chtějí retenci na Orlíku 120 mil. m3. A teď si to vše spojte s mojí úvahou o prosazování koncepčních řešení v odpovědi na první otázku. Místo toho, aby Kralupy nad Vltavou, Nová Ves a další obce přistoupily k budování ochrany před povodněmi např. z dotačních programů, které za tímto účelem stát vytváří, zvolily mediální způsob řešení ochrany před povodněmi na úkor jiných obcí v území nádrží Vltavské kaskády a na úkor celospolečenského zájmu, jako je ochrana před suchem a s tím související nadlepšování průtoku ve Vltavě v takovém období po co možná nejdelší dobu. Možná se tomu nemusíme divit, na podzim jsou komunální volby, ale jedno je jisté, takový postup je nejen slušně řečeno „neseriózní“ vůči jejich voličům, ale z věcného hlediska zcela mylný. Státní podnik Povodí Vltavy je připraven realizovat ochranu před povodněmi např. v Kralupech nad Vltavou již mnoho let, dokonce v období před povodní v červnu 2013, ale z důvodu nedohody v Kralupech nad Vltavou, z důvodu, že město není schopno za tak dlouhé období vypořádat potřebné pozemky k této ochraně před povodněmi, se nic neděje. Proto možná ta odvolání, ta žaloba… A co Berounka? Udělejte si v této souvislosti obrázek sami.

 

Je obecně známo, že Česká republika nemá žádný významný tok, který by přiváděl vodu. V jednom rozhovoru jste zmínil, že se objevují signály ohledně zadržování vody sousedním zemím, např. Německu. Mohl byste tuto záležitost rozvést?

Ano, mohl. Použiji nejprve takový příměr. Když se stane, že někomu vyschne na zahradě studna, většinou ho jako první napadne, že za to může soused, který si vyhloubil vlastní studnu, nebo udělal nějakou stavbu či terénní úpravu, a tím mu odklonil pramen. Až teprve poté přicházejí na řadu další možné příčiny, jako například že celý rok na daném místě prakticky nepršelo a že tedy vodu ve studni nemá ani ten dotyčný, ani jeho sousedé z širokého okolí, nebo že od doby vyhloubení studny dotyčný postupně sám zvýšil odběr podzemní vody z ní, aby zajistil dostatečný komfort pro své bydlení, a vydatnost studny již nestačí jeho požadavkům. Je to lidsky obvyklá, i když důkazy často nepodložená reakce, která se bohužel může promítnout i v mnohem větším měřítku.

V srpnu loňského roku, v důsledku velkého sucha, se opravdu objevilo v tisku u našich západních sousedů ve Spolkové republice Německo, že Česko jim zadržuje vodu. Skutečností přitom je, že ani my jsme vody neměli nadbytek a že sucho nás loni postihlo srovnatelnou měrou jako některé země sousedního Německa. Přeberte si tedy tento výrok každý sám, ale při jeho čtení mi „běhal mráz po zádech“. Ano, stejný problém se suchem a nedostatkem vody řeší či budou řešit i sousední země a nejen ty. Mám takový neblahý pocit, že si ale jinde příslušná rizika vyplývající z nedostatku vody uvědomují podstatně více než u nás. A tím se opět vracíme k problematice, o které jsme se bavili v předchozích otázkách.

 

Jaké jsou nejdůležitější úkoly státního podniku Povodí Vltavy v nejbližších letech?

V následujících letech bude naše činnost vycházet zejména z nově přijaté koncepce rozvoje podniku pro období 2015–2019. Naše činnost je zaměřena mimo plnění běžných zákonem daných povinností na uskutečnění několika prioritních strategických cílů, kterými jsou zejména prevence před povodněmi – realizace akcí z programu Podpora prevence před povodněmi III, a to jak na státním vodohospodářském majetku, tak v případě akcí, jejichž navrhovatelem jsou příslušné obce, dokončení odstraňování povodňových škod z června 2013 do konce letošního roku, uvedení plánů dílčích povodí do praxe a zahájení procesu jejich aktualizace pro další šestiletý cyklus. Neméně důležitým prioritním strategickým cílem je zajištění finančních prostředků na činnost podniku nejen z plateb za odběry povrchových vod, kde bude snaha kopírovat průměrnou roční míru inflace, ale také v maximální možné míře využít dalších zdrojů programového financování na období 2015 až 2020, včetně zdrojů z vlastní „podnikatelské“ činnosti. Dále chceme prohloubit a zdokonalit úzkou komunikaci zejména na komunální úrovni se zástupci samosprávy a dále i se zástupci státní správy a také s veřejností. Základním předpokladem naplňování našich činností je mimo jiné transparentnost při zadávání veřejných zakázek a postupná možnost využívání institutu sociálně odpovědného zadávání veřejných zakázek. Naším cílem pro následující roky je, aby státní podnik Povodí Vltavy byl nejen odbornou veřejností vnímán jako moderní, profesně a odborně zdatná, transparentní vodohospodářská organizace s důrazem na ochranu životního prostředí, která efektivně nakládá s majetkem státu, k němuž má právo s ním hospodařit, a zajišťuje odbornou pomoc správním orgánům při jejich rozhodovací činnosti. Povodí Vltavy, státní podnik, se bude aktivně podílet i na vytváření koncepcí při řešení důsledků možných klimatických změn na úseku vodního hospodářství.

V praxi to znamená, že již jsme aktivně zapojeni do naplňování vládního usnesení č. 620 z 29. července 2015, jehož úkoly jsou formulované v materiálu „Příprava realizace opatření pro zmírnění negativních následků sucha a nedostatku vody“.

V oblasti podpory prevence před povodněmi (Program 129 260 – Podpora prevence před povodněmi III) připravujeme mnohá protipovodňová opatření zaměřená na technická opatření podél vodních toků a na vytváření akumulačních a retenčních prostor u vodních toků, zřizování poldrů, vodních nádrží s vyčleněnými retenčními prostory a vytváření řízených rozlivů povodní, vše realizované podle podmínek programu, a to včetně akcí navrhovaných obcemi.

V oblasti optimalizace vodního režimu krajiny připravujeme protipovodňová opatření formou úpravy koryt vodních toků přírodě blízkým způsobem, akce na podporu biodiverzity – opatření k překonání migračních bariér (tedy rybí přechody) a opatření prevence před suchem. Tyto akce chceme financovat z podpory SFŽP, konkrétně z některého dotačního titulu OPŽP, který se zaměřuje zejména na optimalizaci vodního režimu krajiny a podporu biodiverzity toku, konkrétně zajištění zprostupnění migračních bariér.

Z konkrétních připravovaných akcí uvedu pouze čtyři, a to zejména proto, že jde o významné hydrotechnické stavby, které představují zásah do stávajících vodních děl, respektive výstavbu nových vodních děl. Jedná se o zabezpečení vodního díla Orlík na Q 10 000, kdy v rámci stávajícího vodního díla bude vybudováno nové zařízení pro převod vody, dále připravujeme výstavbu nového vodního díla Amerika (jedná se o suchou nádrž) pro zvýšení ochrany pod vodním dílem na toku Klabava od Nového Strašecí po Rokycany, kde by tato suchá nádrž měla transformovat stoletou povodeň s kulminačním průtokem Q 100 (66,7 m3/s v profilu hráze) na neškodný odtok 19,4 m3/s, což je průtok menší než Q 5 v profilu hráze. Dále jde o nová vodní díla Senomaty a Šanov, která by měla pomoci k částečné eliminaci sucha v oblasti Rakovnicka, jak jsme o tom hovořili v první otázce.

V nejbližších letech bychom rádi realizovali i výstavbu tří nových malých vodních elektráren, které by výrazným způsobem přispěly k zabezpečení finanční stability našeho podniku.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Ve Výzkumném ústavu vodohospodářském T. G. Masaryka, v. v. i., působí též odborné pracoviště v oblasti nakládání s odpady – Centrum pro hospodaření s odpady (CeHO). Od roku 2001 se významně podílí na zajištění odborné podpory Odboru odpadů Ministerstva životního prostředí. Mezi stěžejní legislativní, technické, evidenční a informační činnosti CeHO patří charakterizace a zařazení různých druhů odpadů a odpadových toků, což zahrnuje zavádění a ověřování analytických laboratorních postupů a kritérií hodnocení stanovených chemických a fyzikálních vlastností odpadů. Jednou z veřejných prezentací těchto činností VÚV TGM, v. v. i., v roce 2011 bylo spolupořadatelství první konference Analytika odpadů, jejímž cílem bylo ověřit zájem odborné veřejnosti o řešení problematiky analytiky odpadů a v kladném případě zahájit pravidelné pořádání akce. Členkou programového a organizačního výboru konference byla vedoucí odboru CeHO Ing. Dagmar Sirotková. Na základě velkého zájmu a účasti předních českých odborníků byly společností Vodní zdroje Ekomonitor uspořádány další tři konference Analytika odpadů. Výzkumní pracovníci odboru CeHO se zúčastnili všech konferencí a referovali zejména o významných výsledcích realizovaných v rámci výzkumného záměru MZP0002071102 Výzkum pro hospodaření s odpady v rámci ochrany životního prostředí a udržitelného rozvoje (prevence a minimalizace vzniku odpadů a jejich hodnocení) (2005–2011).

První konference Analytika odpadů se konala 30. 11.–1. 12. 2011 ve Žďáru nad Sázavou a výzkumní pracovníci VÚV TGM, v. v. i., se zúčastnili se sedmi příspěvky. Zejména výzkumní pracovníci Referenční laboratoře VÚV TGM, v. v. i., zaujali přednáškami o analytických postupech a výsledcích stanovení vybraných složek v odpadu a ve výluhu.

V příspěvku Mikrobiální kontaminace sedimentu prezentovala RNDr. Dana Baudišová, Ph.D., výsledky analýz vzorků sedimentu a vody odebraných v různých profilech a průtocích sledovaného menšího vodního toku.

Ing. Danica Pospíchalová, Ing. Pavla Martínková a Ing. Roman Jobánek z oddělení speciální organické analýzy představili dvě práce. V příspěvku Stanovení perfluorovaných organických látek v elektroodpadech informovali o vypracování postupu stanovení perfluorovaných organických látek (PFOA a PFOS) ve vzorcích elektroodpadů metodou kapalinové chromatografie s hmotnostní detekcí (LC-MS/MS). V příspěvku Stanovení vybraných léčiv v čistírenském kalu se zabývali vypracováním metodiky stanovení vybraných osmi farmak (kyselina salicylová a klofibrová, karbamazepin, diklofenak, ibuprofen, estron, 17β-estradiol, 17α-etynylestradiol) v kalech z čistíren komunálních odpadních vod. Použita byla metoda kapalinové chromatografie s hmotnostní detekcí po zkoncentrování analytů extrakcí pevnou fází (SPE).

Ing. Kristýna Jursíková, Ph.D., Ing. Danica Pospíchalová, Ing. Věra Očenášková a Ing. Věra Hudáková v příspěvku Stanovení PBB a PBDE v elektroodpadech informovali o vyvinutí postupu stanovení bromovaných zpomalovačů hoření v elektroodpadech a jejich vodných výluzích metodou plynové chromatografie s hmotnostní detekcí s negativní chemickou ionizací (GC-MS-NCI).

Ing. Dagmar Sirotková a Ing. Martina Záleská byly členkami týmu složeného z pracovníků čtyř výzkumných organizací, který se věnoval rozsáhlému výzkumu stanovení a hodnocení nebezpečné vlastnosti odpadů H14 Ekotoxicita. Výsledky byly shrnuty v příspěvku Ekotoxicita odpadů stanovená akvatickými a terestrickými zkouškami podle navržených metodických pokynů MŽP k hodnocení ekotoxicity odpadů.

Poslední příspěvek připravili Ing. Roman Dvořák a Ing. Hana Kohoutová z pracoviště ASLAB VÚV TGM, v. v. i. Nesl název Hodnoty nejistot měření ve zkouškách způsobilosti pořádaných ASLAB v letech 2007 až 2010 podle ČSN EN ISO/IEC 17043 v oblasti hodnocení odpadů.

Na konferenci Analytika odpadů II, která se uskutečnila opět ve Žďáru nad Sázavou ve dnech 27.–28. 11. 2012, vystoupili zástupci ústavu se třemi referáty.

V prvním referovala Ing. Věra Hudáková o výzkumných činnostech předcházejících vydání metodického pokynu MŽP, který sjednocuje postupy předúpravy vzorků před vlastním stanovením obsahu rtuti (Hg) a kadmia (Cd) instrumentálními analytickými metodami. Příspěvek Metodický pokyn pro stanovení obsahu rtuti a kadmia v přenosných bateriích nebo akumulátorech a problematika související s jejich stanovením vypracovali RNDr. Karel Hoch, CSc., Ing. Hana Zámečníková a Ing. Věra Hudáková.

Ing. Jana Zuberová a Ing. Dagmar Sirotková v příspěvku Přínosy nových výluhových testů monolitických odpadů představily v té době v ČR dosud
nezavedené výluhové testy. Zmínily rovněž problémy, které při zavádění nových postupů vyluhování vznikají, a informovaly o možnostech využití jejich výsledků k hodnocení přijatelnosti monolitických odpadů na skládky podle ustanovení právních předpisů některých evropských zemích.

V příspěvku Vybrané patogenní bakterie v sedimentech prezentovaly RNDr. Dana Baudišová, Ph.D., a Ing. Andrea Benáková, Ph.D., výsledky sledování výskytu patogenních bakterií v sedimentech koupacích oblastí ve čtyřech lokalitách.

Na konferenci Analytika odpadů III konané v roce 2013 v Hustopečích reprezentovala ústav pouze vedoucí odboru CeHO Ing. Dagmar Sirotková s příspěvkem Různé přístupy k hodnocení biologicky rozložitelných odpadů a výrobků.

Dosud poslední konference Analytika odpadů IV se konala 3.–4. 11. 2015 v Táboře. Ing. Jana Zuberová a Ing. Dagmar Vološinová se v příspěvku Zákaz ukládání recyklovatelných a využitelných odpadů na skládky zabývaly aktuálními tématy v oblasti nakládání s odpady. Jedná se o nové požadavky Evropské komise na zavádění oběhového hospodářství, na zvyšování míry recyklace a využití odpadů a na stanovení zákazu skládkování vymezených odpadů.

Jak je z uvedeného přehledu patrné, účast výzkumných pracovníků VÚV TGM, v. v. i., na konferencích Analytika odpadů postupně klesala až na minimální úroveň, která je odrazem postupného útlumu výzkumných činností odboru CeHO po skončení řešení výzkumného záměru, což je jistě škoda, protože aktuálních otázek a dlouhodobých problematik nakládání s odpady k řešení je v ČR celá řada.

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie, Ze světa vodního hospodářství.

Hlavní město České republiky mělo v období mezi 20. červnem a 2. červencem 2015 čest hostit 26. valné shromáždění Mezinárodní unie geodetické a geofyzikální (International Union of Geodesy and Geophysics, IUGG), o které projevilo zájem téměř 5 000 vědců z celého světa. V rámci shromáždění se v pátek dne 26. června 2015 v Kongresovém centru v místnosti zvané Forum Hall uskutečnilo také plenární zasedání Mezinárodní asociace hydrologických věd (International Association of Hydrological Sciences, IAHS). Účastníci zasedání měli tedy možnost být mezi prvními, kdo se dozvěděli, kteří významní světoví hydrologové za dva roky obsadí nejrůznější funkce tohoto nevládního institutu. Šlo především o volbu nového prezidenta (tzv. president-elect pozice) IAHS, kterým se stal prof. Günter Blöschl z Technické univerzity ve Vídni, a představenstev vědeckých komisí IAHS. Neméně důležitým aktem bylo schválení stanoviska, které od tohoto dne nese název Pražské prohlášení. Zásluhou členů Českého národního výboru pro hydrologii byl následně vyhotoven jeho český překlad, který je uveden v následující části článku.

 

Ledvinka-1_uprava

 

Dále byla předávána ocenění, o jejichž udělení rozhoduje IHAS společně s UNESCO a World Meteorological Organization. Tradičně mezi ně náleží Volkerova medaile (obdržel ji prof. Pierre Hubert z Francie), Doogeova medaile (obdržela ji prof. Mary Hill z USA) a tzv. Tissonova cena, která je udělována mladým hydrologům do věku pod 41 let za excelentní vědecký článek vydaný pod hlavičkou IAHS. Tuto cenu tentokrát získalo pět italských hydrologů se svým kolegou z Velké Británie za článek publikovaný v Hydrological Sciences Journal.

Nebyla opomenuta ani mezinárodní vědecká dekáda Panta Rhei, o jejíž uplynulých dvou letech poreferoval prof. Alberto Montanari z Boloňské univerzity. Ten vyzval všechny ke spolupráci a svůj projev zakončil složením své funkce koordinátora. Zapojovat se do těchto aktivit nelze než doporučit vzhledem k publikačnímu potenciálu (srovnáme-li s množstvím výstupů z předchozí dekády PUB – Predictions in Ungauged Basins).

Několika změn doznalo nakladatelství IAHS Press známé především díky vydávání tzv. červených knih. Ty se od roku 2014 nazývají Proceedings of the International Association of Hydrological Sciences (PIAHS), příspěvky v nich jsou oproti dřívějšku recenzované a jsou vydávány německým nakladatelstvím Copernicus Publications, které ctí zásadu publikování open access. Zajímavostí jistě je, že u příležitosti pražského zasedání vyšly hned tři PIAHS, kam měli možnost přispívat všichni přihlášení zájemci se svými prezentacemi na toto shromáždění IUGG.

Šéfredaktor vědeckého časopisu Hydrological Sciences Journal prof. Demetris Koutsoyiannis poděkoval za výtečnou spolupráci prof. Zbygniewu Kundzewiczovi a informoval o změnách ohledně tohoto periodika. Především již nebudou přijímány rukopisy ve francouzském jazyce a nadále se bude publikovat již jen
v angličtině.

Nakonec byli všichni upozorněni, že členství v IAHS je doposud zdarma, takže je možné se stále po vyplnění formuláře na oficiálních webových stránkách www.iahs.info stát regulérním členem IAHS.

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie, Ze světa vodního hospodářství.

Mezinárodní asociace hydrologických věd (IAHS)

Vědomi si skutečnosti, že lidské právo na přístup k čisté vodě a ochranu před nebezpečnými hydrologickými událostmi je zakotveno v mezinárodním právu, vyjadřujíce spokojenost se současnými a minulými úsilími, která byla vládami, organizacemi a lokálními komunitami učiněna k zajištění přístupu k čisté vodě, ochraně životního prostředí a zmírnění nebezpečných hydrologických jevů,
a přesto přiznávajíce stav globální vodní krize se zásadní potřebou okamžité akce,

my, delegáti konference Mezinárodní asociace hydrologických věd v Praze ve dnech 20.–26. června 2015, jsme hluboce znepokojeni hydrologickými problémy, s nimiž se lidstvo potýká se vzrůstající frekvencí a mírou, a proto uvádíme jejich následující výčet a doporučení.

Hydrosféra se potýká s globální vodní krizí způsobenou nerovnoměrnou dostupností sladké vody v čase a prostoru, nadužíváním zdrojů, poškozováním životního prostředí a častějším výskytem povodní a sucha. Každoročně umírá 842 000 lidí v důsledku nedostatečného zásobování vodou a každoroční škody způsobené povodněmi dosahují téměř 14 miliard amerických dolarů (průměr let 1980–2014). Tato krize je podporována často roztříštěným vodním hospodářstvím a ekonomickými problémy, zejména v oblastech s nedostatkem vody. Malá efektivita vodohospodářských systémů s velkými ztrátami vody a velkou energetickou náročností je dále neudržitelná a může způsobit nenapravitelné škody společnosti, pokud nebude rychle řešena. Současně nároky na vodní zdroje dále rostou v řadě oblastí světa v důsledku růstu populace, ekonomického rozvoje a změny životního stylu, čímž dále zvyšují riziko selhání zásobování vodou.

Zničující povodně patří k největším přírodním katastrofám ve světě ve smyslu ekonomických škod a finančních ztrát. Očekává se, že tyto povodně budou nadále narůstat v důsledku změn využívání krajiny (např. intenzifikace zemědělské výroby a urbanizace), úprav říční sítě (napřimování a propojování řek) a intenzivnějších srážkových extrémů spojených s klimatickými změnami. Ještě významnější však je nárůst počtu obyvatel a velikosti majetku a ekonomických aktivit v povodněmi ohrožených oblastech, který je celosvětově výsledkem rostoucí urbanizace a zabírání inundačních území a vede k větší exponovanosti lidí vůči povodním. Tyto faktory přispívají k růstu povodňového rizika jak pro lidi, tak pro jejich statky.

Ledvinka2-1
Volkerovu medaili obdržel prof. Pierre Hubert z Francie
(vlevo: Christophe Cudennec – generální tajemník IAHS, Paul Pilon – WMO, Hubert Savenije – prezident IAHS, Anil Mishra – IHP UNESCO; vpravo hovořící prof. Pierre Hubert)

Vodohospodářské systémy jsou struktury určené k zajištění čisté vody pro obyvatele a k jejich ochraně před nebezpečím spojeným s vodou. Jejich správná funkčnost je zásadní podmínkou kvality života lidí. Proto je nezbytná okamžitá akce k rozvoji vodohospodářských systémů tak, aby odpovídaly současným výzvám globální vodní krize.

Výzva k okamžité akci vlád

Vyzýváme a naléháme na všechny místní, regionální a národní vlády, aby efektivně řešily vodní krizi rozvojem vodohospodářských systémů.

  • Za účelem zajištění zdrojů pitné vody a zásobování pitnou vodou imple-mentovaly potřebné spektrum technických, organizačních, ekonomických, politických, právních a sociálních metod a postupů.
  • Za účelem ochrany před nebezpečím povodní je nutné přijmout holistický přístup integrovaného managementu povodňových rizik tak, aby zahrnoval všechny fáze cyklu managementu katastrof: mitigaci (ochranu), připravenost, reakci a obnovu.
  • Ve všech oblastech by měl být zaveden takový udržitelný přístup, který by zohledňoval dlouhodobé aspekty vodního hospodářství. Abychom byli schopni se adaptovat na změny flexibilním a ekologicky příznivým způsobem, je nezbytný komplexní monitoring stavu vodních zdrojů.
  • Nástroje používané ve vodohospodářských systémech musí být uzpůsobeny lokálním hydrologickým, právním a sociálním podmínkám, aby umožnily adaptace vůči dramatickým globálním změnám v prostředí a společnosti.
  • Spolupráce všech zainteresovaných stran v participačním přístupu musí zahrnovat uživatele, plánovače a politiky na všech úrovních, ovšem především na úrovni povodí.
  • Vodohospodářské systémy jsou kulturním dědictvím lidstva, jejich infra-struktura však zastarává a okolní požadavky se mění. K naplnění potřeb měnícího se světa je nutný vyvážený přístup k jejich údržbě a adaptaci.
  • Rozvoj vodohospodářských systémů vyžaduje solidní vědecký základ. Doporu-čení vědecké komunity by proto měla hrát zásadní roli v plánování jejich budoucí konfigurace a provozu.

Výzva k okamžité akci mezinárodní vědecké komunity

Vyzýváme rovněž členy mezinárodní vědecké komunity a naléháme na ně, aby vyvíjeli praktické metody a řešení, která by byla snadno implementovatelná, pro podporu adaptace vodohospodářských systémů vzhledem k současným a budoucím výzvám.

  • Adaptace vodohospodářských systémů by měly být založeny na pozorovaných důkazech a precizním pochopení fungování systému. Proto potřebujeme zlepšit porozumění hydrologických procesů, a to zejména v lokálním měřítku zasazeném do kontextu širšího měřítka povodí a zvodní podzemních vod.
  • K pochopení různých příčin hydrologických problémů je nezbytný inter-disciplinární přístup a také vypracování plánů a řešení, která jsou proveditelná z technického, environmentálního a sociálního hlediska.
  • Hodnocení budoucích vodohospodářských možností je často řešeno analýzou variantních scénářů. Ty jsou užitečné při analýze některých otázek, avšak většinou neposkytují dynamickou zpětnou vazbu. Proto je nezbytné vyvinout inovativní metody „sociální hydrologie“, které by jednoznačným způsobem postihly dlouhodobé vazby mezi hydrologií a společností.
  • Význam monitoringu vodních zdrojů je nedocenitelný, zejména v časech změn. Inovativní, efektivní a přesné systémy monitoringu jsou nezbytnou podmínkou pro podporu výzkumu a vodohospodářské praxe.
  • Potřebujeme metody adaptivního hospodaření, které by identifikovaly prioritní cíle a nabídly proveditelná řešení. Ve stavu různých nejistot je třeba vyvinout robustní přístupy založené na hodnocení zranitelnosti, které by byly zaměřené na uživatele, cílily by na snížení jejich zranitelnosti a zlepšení jejich odolnosti a které by poskytovaly příznivé výsledky pro široké spektrum budoucího možného vývoje.

Výzva k okamžité akci organizací financujících vědu

Konečně vyzýváme organizace financující vědu na národní i mezinárodní úrovni, aby poskytovaly finanční zdroje přiměřené výzvám globální vodní krize.

  • Pro zlepšení porozumění hydrologickým procesům v různých měřítcích je nutné zvýšení finančních zdrojů na výzkum. Základní výzkum je stejně důležitý jako výzkum aplikovaný a jeho společenský přínos je stejně pravděpodobný, jen v dlouhodobějším měřítku.
  • Při řešení zásadních otázek budoucnosti je nutné podporovat jak malé, tak velké vědecké týmy. Interdisciplinarita je zásadním faktorem výzkumu v rámci projektů i mezi projekty, jen tak dosáhneme pokroku v porozumění a vývoji environmentálně udržitelných vodohospodářských systémů.
  • S ohledem na zásadní roli adaptujícího se managementu je nezbytné zajistit dlouhodobé financování zejména hydrologických observatoří (experimentál-ních povodí), které objasňují dlouhodobé vazby mezi různými procesy svázanými s vodou.
  • Vytváření vědeckých sítí propojujících celý svět je již významným způsobem dotováno. Mobilita a mezinárodní spolupráce by měla být dotována na nejvyšší úrovni.
  • Měla by být posílena podpora mladých vědců v oboru hydrologie prostřednictvím strukturovaných doktorských programů. Dnešní mladá generace bude řídit vodohospodářské systémy budoucnosti, takže se investice do jejich vzdělávání mnohonásobně vrátí zpět.

Přijato aklamací v Praze, v České republice, dne 26. června 2015.

Plné znění anglického originálu naleznete na stránkách www.cnvh.cz
v sekci IAHS či na oficiálních webových stránkách IAHS www.iahs.info.

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

Souhrn

Příspěvek prezentuje výsledky dlouhodobého studia výskytu a chování radioizotopů 3H, 90Sr a 137Cs ve vodním prostředí v širším okolí Jaderné elektrárny Temelín, které je prováděno ve VÚV TGM, v. v. i. Jsou zahrnuty výsledky projektů z let 1990–2014. Sledování bylo prováděno v povrchové vodě, říčních dnových sedimentech, vodních rostlinách a rybách. Hlavním cílem příspěvku je komplexně představit poznatky o výskytu a chování 3H, 90Sr a 137Cs pocházejících především z reziduální kontaminace po testech jaderných zbraní a havárii v Černobylu v minulém století, aby bylo možné reálně posoudit vlivy Jaderné elektrárny Temelín na hydrosféru v těchto ukazatelích za standardního provozu i v případě havarijních situací. Byly hodnoceny jejich časoprostorové změny ve sledovaných složkách hydrosféry a bilanční toky zejména s ohledem na vodní nádrž Orlík. V případě 3H byl pozorován velmi pomalý pokles koncentrace na neovlivněných profilech. Na profilech pod Jadernou elektrárnou Temelín byly zaznamenány významně vyšší koncentrace 3H, a tedy zřejmý vliv elektrárny. V případě 90Sr a 137Cs byl pozorován pokles koncentrací ve všech sledovaných složkách, pro který byly vypočteny charakteristické efektivní a ekologické poločasy.

Úvod

V příspěvku jsou prezentovány výsledky dlouhodobého studia výskytu a chování vybraných radionuklidů ve vodním prostředí v širším okolí Jaderné elektrárny Temelín (dále jen JE Temelín), které je prováděno ve VÚV TGM, v. v. i. (dále jen VÚV TGM).

V souvislosti s výstavbou a provozem JE Temelín byla uskutečněna řada projektů zabývajících se možnými vlivy provozu elektrárny na životní prostředí. Byla získána více jak dvacetiletá řada výsledků.

Výstavba JE Temelín byla schválena již v roce 1980, vlastní realizace byla zahájena v roce 1987. Z původně plánovaných čtyř bloků byly postaveny dva. Jedná se o heterogenní, tlakovodní reaktory VVER 1000, typ V 320. Palivo do prvního reaktoru bylo zavezeno ke konci roku 2000 a následně byla spuštěna štěpná reakce. Vlastní zkušební provoz byl zahájen v červnu 2002. Původně byl instalovaný výkon 2 × 1 000 MWe. Postupným navyšováním bylo v roce 2014 dosaženo výkonu 1 078 + 1 055 MWe [1]. V současnosti je plánována dostavba
 3. a 4. bloku [2].

Provoz jaderné elektrárny je doprovázen vypouštěním odpadních vod, které kromě jiného obsahují i radioaktivní látky. Jedná se o směs radionuklidů, z nichž vzhledem k množství vypuštěné aktivity je nejvýznamnější tritium. Dále se jedná o celou řadu radioizotopů, které elektrárna získává již z odebírané surové vody, a pouze minoritní podíl (za standardního provozu) radioaktivních látek pochází z vlastního provozu elektrárny. Mezi nejvýznamnější potenciálně přítomné izotopy v odpadních vodách patří, kromě tritia, stroncium 90 a cezium 137. Přestože se s výjimkou tritia jedná o izotopy umělé, vyskytovaly se v měřitelných koncentracích v životním prostředí, tedy i v okolí JE Temelín ještě před jejím spuštěním. Důvodem je přetrvávající znečištění po testech jaderných zbraní v padesátých a šedesátých letech dvacátého století a po jaderné havárii v Černobylu v roce 1986. Tritium je radionuklid, který vzniká nepřetržitě i přirozenými procesy, a to jadernými reakcemi vyvolanými kosmickým zářením v horních vrstvách atmosféry.

Hanslik-1
Obr. 1. Mapa odběrových profilů
Fig. 1. Map of the sampling sites

Tritiu (3H), s poločasem rozpadu 12,32 r [3], je v souvislosti s provozem jaderných elektráren věnována velká pozornost zejména proto, že jeho aktivity vypuštěné do prostředí mnohonásobně překračují vypouštěné aktivity ostatních radionuklidů. Stroncium 90 (90Sr) a cezium 137 (137Cs) jsou radioekologicky významné radionuklidy, které vzhledem k dlouhému poločasu rozpadu
 (28,8, resp. 30,2 let [4]) přetrvávají v prostředí řadu let. Doposud byla hlavní pozornost věnována výskytu cezia, především z „technických“ důvodů. Izotop 137Cs je gamaspektrometricky stanovitelný radionuklid, podmínkou jeho stanovení je instrumentální vybavení. V případě 90Sr je situace jiná. Jedná se o beta zářič, pro jehož stanovení není třeba náročné instrumentální vybavení, ale jeho stanovení je radiochemicky, časově a tedy i finančně náročné. I to je důvod, proč jsou dosavadní poznatky o jeho výskytu v prostředí oproti jiným radionuklidům značně omezené, a to nejen v České republice, ale i v Evropě,
 resp. ve světě [5].

Hlavním cílem příspěvku je prezentovat komplexní zpracování poznatků o výskytu a chování těchto radionuklidů pocházejících především z reziduální kontaminace, aby bylo možné reálně posoudit vlivy JE Temelín na hydrosféru v těchto ukazatelích za standardního provozu i v případě havarijních situací (nejen na území České republiky), zejména s ohledem na uvažované navýšení výkonu. Zpracování výsledků sledování navazuje na předchozí publikace řešitelského týmu [6–11].

Metodika

Radioizotopy 3H, 90Sr a 137Cs byly stanovovány v povrchové vodě ve veškerých látkách, dále 90Sr a 137Cs v sedimentech a doplňkově v rybách a vodních rostlinách. V sedimentech bylo v úvodu sledování stanoveno i 134Cs. Rozmístění odběrových profilů je zobrazeno na obr. 1.

Sledování povrchových vod bylo zahájeno v roce 1990 na profilech Vltava-Hněvkovice, Lužnice-Koloděje, Otava-Písek (profily v budoucnu neovlivněné výpustmi odpadních vod z JE Temelín, dále označované pouze jako neovlivněné profily) a Vltava-Solenice (profil v budoucnu ovlivněný výpustmi
 JE Temelín). Od roku 1996 bylo sledování rozšířeno o profil Vltava-Hladná, profil cca 4 km pod zaústěním odpadních vod. Vzorky byly odebírány čtvrtletně. V příspěvku jsou dále zpracovány i výsledky sledování 3H na profilech ČHMÚ, resp. státními podniky Povodí Vltavy a Labe, Vltava-Hluboká (neovlivněný profil), Vltava-Solenice, Vltava-Praha Podolí a Labe-Hřensko (ovlivněné profily), které byly odebírány s četností 12× za rok [12].

Vzorky byly odebírány podle norem [13–16]. Vzorky povrchových vod byly odebírány v množství 0,25 l (3H), 50 l (137Cs a 90Sr) a 1 l (nerozpuštěné látky). Vzorky na stanovení 3H byly konzervovány chlazením. Velkoobjemové vzorky byly konzervovány kyselinou dusičnou na pH < 2. Ke vzorku byl přidán směsný nosič. Vzorky byly odpařovány pod bodem varu do sucha, následně byly sušeny při 105 °C a žíhány při 350 °C. Vyžíhaný odparek byl uzavřen do příslušné měřicí nádoby. Stanovení 137Cs, 90Sr tedy postihuje veškeré látky.

Dnové sedimenty byly vzorkovány od roku 1990, a to jedenkrát ročně v profilech Vltava pod Týnem, Lužnice-Koloděje, Otava-Zvíkov (neovlivněné profily) a Vltava-Doubrava, Chrást a u hráze VN Orlík (ovlivněné profily). Byla odebírána vrstva 0–10 cm sedimentu.

Odběry ryb zajišťovali pracovníci Výzkumného ústavu rybářského a hydrobiologického, s. p., Vodňany a Povodí Vltavy, případně i VÚV TGM. Do zpracování byly zahrnuty i vzorky z archivu PřF UK odebrané v letech 1986–1990. Vlastní sledování bylo uskutečněno v letech 1994 a 1995 a od roku 1998 každoročně.

Vodní rostliny byly odebírány z profilů Vltava-Hněvkovice, Lužnice-Koloděje (neovlivněné profily) a Vltava-Hladná, Solenice a Štěchovice (ovlivněné profily) jedenkrát ročně v letech 1996–2005. Byly zvoleny následující skupiny rostlin: příbřežní, vodní mechy, řasy, ostatní ponořené. Od roku 2006 jsou sledovány pouze příbřežní rostliny, resp. rákosy Glyceria maxima a Phalaris arundinacea. Bylo stanovováno 137Cs a v některých letech ve vzorcích rákosů i 90Sr.

Pevné vzorky byly odebírány do PE nádob, popř. sáčků. V laboratoři byly sušeny při 105 °C. Sedimenty byly po vysušení přesítovány. Pro měření byla použita frakce menší než 2 mm. Ryby byly vyvrženy, zváženy, rozmělněny, vysušeny a následně rozdrceny a uzavřeny do měřicí nádoby. Měření se uskutečnilo v sušině a zpětně byla hmotnostní aktivita přepočítána na čerstvou hmotnost. Vzorky rostlin byly po vysušení nastříhány a uzavřeny do měřicí nádoby. Stanovení objemové aktivity tritia bylo uskutečněno podle ČSN ISO 9698 [17]. Pro stanovení byly použity nízkopozaďové kapalinové scintilační spektrometry Quantulus 1220 od firmy WALLAC a TriCarb 3170/TRSL od firmy Canberra Packard. Od roku 2010 byly vzorky z neovlivněného profilu Vltava-Hluboká elektrolyticky nabohaceny. Podmínky měření ovlivněných vzorků byly nastaveny tak, aby nejmenší detekovatelná aktivita cND byla 2,1 Bq∙l-1, v případě neovlivněných vzorků 1,1 Bq∙l-1, pro elektrolyticky nabohacené vzorky byla cND 0,08 Bq∙l-1.

Ve velkoobjemových vzorcích vod po předúpravě a v pevných matricích (sedimentech, rybách a rostlinách) bylo nejdříve gamaspektrometricky stanoveno 137Cs (podle ČSN ISO 10 703 [18]) a následně bylo analyzováno 90Sr. Pro stanovení 137Cs byla použita gamaspektrometrická trasa s polovodičovým germaniovým detektorem REGe fy Canberra Packard. Nejmenší detekovatelná objemová (cND), resp. hmotnostní (aND) aktivita na hladině významnosti α = β = 0,05 byla v závislosti na době měření a množství zpracovaného vzorku 0,5 mBq∙l-1 (povrchová voda ve formě odparku), 0,5 Bq∙kg-1 (sedimenty), 0,1 Bq∙kg-1 (ryby) a 1 Bq∙kg-1 (rostliny). Stanovení 90Sr bylo provedeno šťavelanovou srážecí metodou podle [19]. Principem metody je oddělení stroncia spolusrážením se šťavelanem vápenatým. Po přečištění možných radiochemických nečistot se nechá ustanovit rovnováha s dceřiným produktem 90Y. Ytrium je následně odděleno jako šťavelan ytritý a proměřeno na proporcionálním detektoru. Pro stanovení byl použit proporcionální detektor fy TESLA s vyhodnocovací jednotkou MC 2256.

Pro hodnocení vývoje koncentrací radionuklidů v čase byla použita regresní analýza. Podle rovnice:

Hanslik-vzorec-1
kde ctjeobjemová aktivita radionuklidu v čase t (Bq∙m-3),
λef efektivní (pozorována) konstanta ubývání radionuklidu, získaná jako směrnice přímky poklesu (r-1),
tčas (r),
c0 objemová aktivita radionuklidu v čase t = 0 (Bq∙m-3).

 

V případě pevných matric (sedimenty, ryby, vodní rostliny) je objemová aktivita radionuklidu nahrazena jeho hmotnostní aktivitou a (Bq.kg-1). Statistická významnost regresní křivky byla ověřena pomocí Pearsonova koeficientu.

Následně byl vypočten efektivní (Tef) a ekologický (Tekol) poločas ubývání radionuklidu podle [20]:

Hanslik-vzorec-2 Hanslik-vzorec-3
kdeTjefyzikální poločas

 

Roční bilance aktivity radionuklidu v profilu (Bj) byla vypočtena podle:

Hanslik-vzorec-4
kdejeroční průměrná objemová aktivita radionuklidu v profilu v roce j (Bq∙m-3),
Qjroční průměrný průtok v profilu v roce j (m3∙s-1),
doba trvání 1 roku (s∙r-1).

 

Roční záchyt aktivity radionuklidu ve VN Orlík (Zj) byl vypočten podle:

Hanslik-vzorec-5_spravny
kdeBp,jjeroční bilance aktivity radionuklidu v přítocích VN Orlík p
(Vltava-Hněvkovice, Lužnice-Koloděje, Otava-Písek) v roce j (Bq∙r-1)
vypočtená podle (4),
Bo,jroční bilance aktivity radionuklidu v odtoku z VN Orlík
(Vltava-Solenice) v roce j (Bq∙r-1) vypočtená podle (4).
Bm,j
roční bilance aktivity radionuklidu v přítoku VN Orlík z mezipovodí v roce j (Bq∙r-1) vypočtená podle:

 

Hanslik-vzorec-6
kdem,jjevážený roční průměr objemové aktivity radionuklidů j přítoků Vltava-Hněvkovice, Lužnice-Koloděje, Otava-Písek v roce j (Bq∙m-3),
Qm,jroční průměrný průtok z mezipovodí (m3∙s-1),
t
doba trvání 1 roku (s∙r-1).

Výsledky a diskuse

Povrchové vody

Byly sledovány koncentrace 3H, 90Sr a 137Cs v povrchových vodách ve veškerých látkách a jejich vývoj v čase na příkladu hlavních přítoků a odtoku VN Orlík. Byl zaznamenán významný rozdíl ve vývoji koncentrace 3H na neovlivněných a ovlivněných profilech.

Roční průměrná objemová aktivita tritia na neovlivněných profilech na začátku hodnoceného období (1990) byla 3,1 Bq∙l-1 a v závěru hodnoceného období (2014) 1,0 Bq∙l-1. Z vývoje naměřených ročních průměrných objemových aktivit tritia na neovlivněných profilech za sledované období 1990–2014 byl (podle rovnice 1 a 2) vypočten efektivní poločas (Tef) 15,8 r (obr. 2). Zjištěný trend poklesu byl statisticky významný, ale vypočtený efektivní poločas je delší než fyzikální poločas (12,32 r). Důvodem je, že na relativně nízkých objemových aktivitách tritia se podílí významnou měrou další složky – příspěvek tvořený kosmickým zářením (tritium přírodního původu) a příspěvek z jaderných zařízení ve světě, výpočtově uvažovaná pro hodnocené období také jako konstantní. Z těchto důvodů byly roční průměrné objemové aktivity tritia c3HP,j korigovány o přirozenou složku vznikající kosmickým zářením c3HKZ a o odhad příspěvku z jaderných zařízení ve světě c3HJZ. Byl použit odhad pro obě tyto složky 0,48 Bq∙l-1 [21].
 Po korekci byl vypočtený efektivní poločas 10,0 r (obr. 2), tedy kratší než u vývoje nekorigovaných objemových aktivit tritia. Složka tritiové kontaminace bude i nadále ubývat a lze předpokládat, že hodnota efektivního poločasu ubývání dále poroste. Po rozpadu tritia z testů jaderných zbraní zůstane konstantní složka odpovídající jeho tvorbě kosmickým zářením a mírně vzrůstající složka odpovídající atmosférickému přenosu tritia z plynných a kapalných výpustí z jaderných zařízení na našem území a v zahraničí, pokud bude docházet k očekávanému rozvoji jaderné energetiky.

Hanslik-2
Obr. 2. Vývoj ročních průměrných objemových aktivit tritia v povrchových vodách neovlivněných výpustmi odpadních vod z JE Temelín (A) a ročních průměrných aktivit opravených o přirozenou složku a odhad příspěvku jaderných zařízení ve světě za období 1990–2014
Fig. 2. Annual average tritium concentrations in surface water unaffected by waste water discharges from the Temelín plant in the period of 1990–2014, without (A) and after correction (B) by subtracting the natural component and the activity originating from the atmospheric transfer from nuclear facilities worldwide

Na profilech ovlivněných provozem JE Temelín (Vltava-Hladná, Vltava-
Solenice, Vltava-Podolí a Labe-Hřensko) byly zjištěny objemové aktivity 3H významně vyšší než na neovlivněných profilech. Od roku 2002 je na těchto profilech pozorováno zvyšování objemových aktivit tritia odpovídající postupnému navyšování výkonu JE Temelín. Roční průměrné objemové aktivity tritia
nad zaústěním odpadních vod v profilu Vltava-Hluboká a pod zaústěním odpadních vod z JE Temelín v podélném profilu Vltavy a profilu Labe-Hřensko za období 2001–2014 jsou zachyceny na obr. 3.

Průměrné koncentrace 90Sr byly na všech sledovaných profilech velmi podobné. Nejvyšší průměrná koncentrace byla zaznamenána pro profil Lužnice-Koloděje a nejnižší pro profil Otava-Písek. Porovnání koncentrace 90Sr na příkladu neovlivněného profilu Vltava-Solenice a odtoku VN Orlík – ovlivněného profilu Vltava-Solenice je na obr. 4.

Nejvyšší průměrné koncentrace 137Cs byly zaznamenány pro profil Otava-Písek, kde byl zaznamenán i nejrychlejší pokles 137Cs. Nejnižší koncentrace 137Cs byly v celém období zjišťovány v odtoku VN Orlík – profil Vltava-Solenice. Porovnání koncentrace 137Cs na příkladu profilů Vltava-Hněvkovice a Vltava-
Solenice je na obr. 5.

Zjištěné koncentrace 90Sr a 137Cs ve vodě v přítocích VN Orlík jsou v průběhu celého období srovnatelné s jinými evropskými řekami v oblastech méně zasažených černobylským spadem – např. v severním Finsku, které bylo při černobylské havárii zasaženo méně než jižní část. Podobné koncentrace 137Cs ve vodě byly dále pozorovány např. v italském jezeru Lago Maggiore a jeho přítocích [22].

Jak v případě 90Sr, tak i pro 137Cs byl pozorován pokles koncentrací ve vodě v přítocích i odtoku VN Orlík v průběhu celého sledovaného období. Efektivní a ekologické poločasy vypočtené pro 90Sr za celé sledované období 1993–2014 byly v rozmezí 7,8–10,4 r, resp. 10,7–16,3 r. Pokles koncentrací 90Sr byl rovnoměrný. Pro 137Cs byla vyhodnocena změna rychlosti ubývání v polovině devadesátých let.
 Zatímco v období 1990–1994 byl pozorován pokles koncentrací charakterizovaný efektivními a ekologickými poločasy 1,5–2,2 r, resp. 1,5–2,4 r, v období 1995–2014 bylo zaznamenáno výrazné zpomalení poklesu. Efektivní poločasy byly zjištěny v rozmezí 8,1–14,6 r a ekologické v rozmezí 11,0–28,1 r. Tento pokles pokračoval i po uvedení JE Temelín do provozu.

Hanslik-3
Obr. 3. Roční průměrné objemové aktivity tritia nad zaústěním odpadních vod v profilu Vltava-Hluboká a pod zaústěním odpadních vod z JE Temelín v podélném profilu Vltavy a profilu Labe-Hřensko za období 2001–2014
Fig. 3. Annual average tritium concentrations in the Vltava river upstream (Hluboká) and downstream (the other sites) of the outflow of waste water from the Temelín plant in the period of 2001–2014

Rozdíl v poklesu koncentrací 90Sr a 137Cs byl popsán na různých evropských řekách. Příspěvek 137Cs z černobylské havárie ke globálnímu spadu po testech jaderných zbraní byl výrazně větší než v případě 90Sr. U obou radionuklidů byl pozorován rychlý počáteční úbytek. V případě 137Cs byl pozorován významný pokles i v následující fázi. Výrazné zpomalení poklesu vede k prodlužování efektivního poločasu [23]. V případě 90Sr nebylo po počátečním rychlém poklesu aktivit pozorováno další zpomalování. Trend poklesu byl pozorován na všech profilech i po zahájení provozu JE Temelín, tj. v období 2001–2014.

U všech hodnocených radionuklidů (s výjimkou tritia na ovlivněných profilech) byl v závěru sledovaného období pozorován významný podíl hodnot menších než minimální detekovatelná aktivita. Jejich koncentrace se dostávají na hranici měřitelnosti současné metodiky, resp. přístrojového vybavení a nákladů na stanovení.

Dnové sedimenty

V sedimentech bylo sledováno a hodnoceno 90Sr a 137Cs a v začátcích sledování i 134Cs. Průměrná aktivita 90Sr v sedimentech za celé hodnocené období 
(1993–2014) byla 1,6 Bq∙kg-1. Průměrná hodnota 134Cs za hodnocené období 1990–1999 byla 5,6 Bq∙kg-1. Od roku 1999 byly všechny hodnoty 134Cs menší než nejmenší detekovatelná aktivita a hodnocení bylo tedy ukončeno. Průměrná koncentrace 137Cs v sedimentech byla pro celé hodnocené období (1990–2014) vyhodnocena 67,6 Bq∙kg-1, v období provozu JE Temelín (2001–2014) to bylo
31,3 Bq∙kg-1. Průměrná hodnota 137Cs v sedimentech pro celé území České republiky je pro období 2000–2010 uvedena 14,0 Bq∙kg-1 [24]. Je tedy zřejmé, že sedimenty přítoků a nádrže VN Orlík patří mezi nejvíce zatížené 137Cs v České republice.

Hanslik-4
Obr. 4. Porovnání koncentrace 90Sr na neovlivněném profilu Vltava-Hněvkovice a odtoku VN Orlík – ovlivněném profilu Vltava-Solenice za období 1993–2014
Fig. 4. Temporal changes of 90Sr concentration in the Vltava river at Hněvkovice (reference site) and the Vltava river at Solenice (downstream of the Temelín waste water outflow) in the period of 1993–2014

Tak jako v povrchových vodách byl zaznamenán i pokles 90Sr, 137Cs i 134Cs v sedimentech na všech sledovaných profilech v celém sledovaném období i po zahájení provozu JE Temelín. Z poklesu koncentrací 90Sr v sedimentech byl vyhodnocen efektivní poločas 13,1 r a ekologický 24,0 r. V případě 134Cs byly vyhodnocené poločasy 1,6 r, resp. 6,8 r. Efektivní a ekologický poločas ubývání 137Cs v sedimentech byl vyhodnocen 8,0 r, resp. 10,8 r, což je kratší poločas, než je uváděn pro sedimenty celé České republiky, pro které se efektivní poločas v období 2000–2010 uvádí 23,8 r [24]. I v případě sedimentů dochází k postupnému prodlužování efektivního poločasu. Vývoj hmotnostních aktivit 90Sr, 134Cs a 137Cs je na obr. 6. Srovnatelné aktivity 137Cs i ekologický poločas poklesu 137Cs v sedimentech byly pozorovány např. v rakouské části Dunaje [25].

Hanslik-5
Obr. 5. Porovnání koncentrace 137Cs na neovlivněném profilu Vltava-Hněvkovice a ovlivněném profilu Vltava-Solenice za období 1990–1994 a 1995–2014
Fig. 5. Temporal changes of 137Cs concentration in the Vltava river at Hněvkovice (reference site) and the Vltava river at Solenice (downstream of the Temelín waste water outflow) in the periods of 1990–1994 and 1995–2014

Živé organismy – ryby a vodní rostliny

V rybách a vodních rostlinách bylo sledováno a hodnoceno 90Sr a 137Cs. Koncentrace 90Sr v rybách (v čerstvé hmotnosti) byla vzhledem k malému počtu vzorků hodnocena souhrnně za celé sledované období 1990–2014. Průměrná koncentrace 90Sr v rybách za celé období byla 0,6 Bq∙kg-1. 137Cs v rybách bylo hodnoceno v obdobích 1986–1990, 1995–2014. V prvním období byly zjištěny vyšší koncentrace 137Cs, a to 2,45–47,9 Bq∙kg-1, v druhém období 0,05–2,35 Bq∙kg-1. Souhrnné zpracování vývoje 90Sr a 137Cs v rybách je uvedeno na obr. 7.

Údajů o koncentraci 90Sr v rybách je v literatuře málo. Jsou např. uvedeny koncentrace zjištěné v různých druzích ryb v období 1987–1997 10–17 Bq∙kg-1 [5], tedy přibližně o řád více než ve VN Orlík. Většina 90Sr je v rybě kumulována v kostech. Z hlediska příjmu radionuklidů potravinovým řetězcem má 90Sr daleko menší význam než 137Cs [5]. Zaznamenané koncentrace 137Cs ve VN Orlík jsou výrazně nižší než v oblastech zasažených prvním radioaktivním mrakem po černobylské havárii. V nejvíce zasažených oblastech v okolí Černobylu byly těsně po havárii zjištěné koncentrace v řádu stovek kBq∙kg-1. Ještě na počátku devadesátých let to bylo v řádu desítek kBq∙kg-1. I v dalších oblastech např. Švédsku, Anglii nebo Německu byly v tomto období zaznamenány hodnoty v řádu jednotek kBq∙kg-1 [26].

Tak jako v povrchových vodách byl zaznamenán i trend poklesu koncentrací 90Sr a 137Cs v rybách. Pro 90Sr v rybách byl ve VN Orlík pozorován efektivní poločas 8,7 r a ekologický poločas 12,5 r. Pro různé druhy ryb ve finských jezerech se uvádí efektivní poločasy v rozmezí 7–30 r [5].

V případě 137Cs byl pozorován rychlý počáteční pokles v období 1986–1990 charakterizovaný efektivním i ekologickým poločasem shodně 1 r. Stejný poločas je uveden pro sledování v Chorvatsku v období 1987–1992 [27]. Je to rychlejší pokles než uvádí Smith [26] pro toto období. Autoři shrnují zjištěné ekologické poločasy v rozmezí 2–3 r. Jak uvádí, v dalším období bylo zaznamenáno výrazné zpomalení poklesu blížící se až délce fyzikálního poločasu. Např. efektivní poločasy ve finských jezerech byly v rozmezí 3–6 r [5]. Sledování v Chorvatsku uvádí poločas vyhodnocený pro období 1993–2005 5 r [27]. Ve VN Orlík byl efektivní a ekologický poločas v období 1994–2014 7,0 r, resp. 9,0 r. Zjištěné poločasy ubývání 137Cs v rybách odpovídají poločasům vyhodnoceným pro povrchové vody. Trend poklesu pokračoval i po zahájení provozu JE Temelín.

Hanslik-6
Obr. 6. Vývoj hmotnostní aktivity 90Sr, 134Cs a 137Cs v sedimentech (sušině)
Fig. 6. Temporal changes of annual average concentrations of 90Sr, 134Cs and 137Cs in sediments (dry matter) in the Orlík reservoir and its main tributaries in the periods of 1993–2014 (90Sr), 1990–1999 (134Cs) and 1990–2014 (137Cs)

Ve vodních rostlinách bylo sledováno 90Sr ve skupině rákosů, ve které byla zjištěna koncentrace 90Sr v rozmezí < 0,5–6,1 Bq∙kg-1 (v sušině). Byl vyhodnocen trend poklesu s efektivním a ekologickým poločasem 6,5 r, resp.
8,4 r. Radioizotop 137Cs byl sledován v několika skupinách vodních rostlin, a to v sušině. Podle předpokladu byly nejvyšší koncentrace zjištěny ve skupině vodních mechů a řas – 21,8 Bq∙kg-1, resp. 17,9 Bq∙kg-1 (1996). Problematické bylo hodnocení v delším časovém úseku s ohledem na profily ovlivněné a neovlivněné JE Temelín. S výjimkou skupiny rákosů byly ostatní druhy zastoupeny jen na několika profilech. Proto bylo po roce 2005 omezeno sledování právě jen na rákosy, které se vyskytují na všech profilech, a je možné hodnotit případný vliv JE Temelín. V této skupině byl zaznamenán trend poklesu 137Cs charakterizovaný efektivním poločasem 11,4 r a ekologickým poločasem 18,4 r. Trend poklesu byl vyhodnocen jak pro profily neovlivněné, tak pro ovlivněné a pokračoval i po zahájení provozu JE Temelín.

Bilance aktivity radionuklidů

S použitím výsledků sledování ročních průměrných objemových aktivit 3H, 90Sr a 137Cs a průtoků vody podle ČHMÚ byly vypočteny bilance aktivity těchto radionuklidů v konkrétních profilech. Vypočtené roční bilance na neovlivněných a ovlivněných profilech byly porovnány s údaji provozovatele ČEZ, a. s., JE Temelín o výpustech 3H a ostatních aktivačních a štěpných produktů (AAŠP) [28, 29]. Dále byl hodnocen vliv VN Orlík na odtok aktivity 90Sr a 137Cs ze sledovaného území.

Vypočtené roční bilance aktivity tritia na ovlivněných profilech byly korigovány o složku pozadí na základě sledování na neovlivněných profilech. Hodnocení bylo provedeno od roku 2002, odkdy jsou výpustě 3H významné. Vypočtená odchylka roční bilance na sledovaných profilech korigovaná o složku pozadí a údajů o roční výpusti 3H podle JE Temelín byla pro profil Vltava-Solenice v rozmezí (-26,9)–(+34,3) %, v průměru 6,3 %, pro profil Vltava-Podolí v rozmezí 
(-66,2)–(+43,4) %, v průměru 4,8 % a pro profil Labe-Hřensko v rozmezí (-72,6)–(+24,1) %,
 v průměru -12,1 %. V případě sumárních bilancí byla pozorována velmi dobrá shoda výsledků. Vypočtená suma ročních bilancí korigovaná o příspěvek pozadí za období 2002–2014 v profilu Vltava-Podolí byla 555 TBq, v profilu Vltava-
-Solenice 530 TBq a v profilu Labe-Hřensko 447 TBq. Celková výpust aktivity 3H za hodnocené období podle ČEZ, a. s., JE Temelín byla 519 TBq [28, 29]. Rozdíl sumárních bilancí na jednotlivých profilech a údajů provozovatele byl tedy menší než 15 % (6,9 %, 2,2 % a -13,8 %). Porovnání kumulované bilance korigované o složku pozadí vypočtené pro jednotlivé profily a podle údajů ČEZ, a. s., 
JE Temelín je zobrazeno na obr. 8. S přihlédnutím k nejistotám, zejména nejistotám měření, stanovení ročních průtoků i stanovení celkových výpustí a dále spotřeby vody a odparu jsou výsledky nezávislého sledování a údaje ČEZ, a. s., JE Temelín ve velmi dobré shodě.

Hanslik-7
Obr. 7. Vývoj hmotnostní aktivity 90Sr a 137Cs v rybách (čerstvé hmotnosti)
Fig. 7. Temporal changes in 90Sr and 137Cs concentrations in fish (wet weight) in the Orlík reservoir in the periods of 1990–2014 (90Sr) and 1986–1990, 1994–2014 (137Cs)

Vyhodnocené bilance aktivity 90Sr a 137Cs na neovlivněných profilech byly porovnány s údaji o výpustech ostatních AAŠP [28, 29]. Konzervativně bylo uvažováno, že výpust AAŠP je tvořena pouze 90Sr nebo 137Cs. Výpustě AAŠP byly v letech 2002–2014 0,040–0,425 GBq∙r-1. Vypočtené bilance 90Sr v období 2002–2014
 byly na profilu Vltava-Hněvkovice v rozmezí 0,90–10,6 GBq∙r-1, průměrně 
3,9 GBq∙r-1, na profilu Lužnice-Koloděje 0,98–11,3 GBq∙r-1, průměrně 3,7 GBq∙r-1.
 V případě 137Cs to bylo 0,34–5,62 GBq∙r-1, v průměru 1,13 GBq∙r-1 pro Vltavu a pro Lužnici 0,54–4,61 GBq∙r-1, v průměru 1,71 GBq∙r-1. Pro další hodnocení byl z průměrných hodnot vyloučen rok 2002, který byl ovlivněn extrémními průtoky. V součtu bylo tedy průměrné „pozadí“ těchto radionuklidů v místě vyústění odpadních vod období provozu JE Temelín vypočtené jako součet bilancí Vltavy v Hněvkovicích a Lužnice v Kolodějích v hodnoceném období 2003–2014,
6,4 GBq∙r-1 pro 90Sr a 2,2 GBq∙r-1 pro 137Cs. Je tedy zřejmé, že bilance 90Sr a 137Cs, které byly způsobeny atmosférickými testy jaderných zbraní a havárií v Černobylu v minulém století, dosud významně převyšují dosavadní výpustě AAŠP 
(< 0,5 GBq∙r-1) z JE Temelín.

Hanslik-8
Obr. 8. Porovnání kumulované bilance aktivity tritia na profilech Vltava-Solenice, Vltava-Podolí a Labe-Hřensko korigované o složku pozadí kumulované výpusti roční aktivity tritia podle ČEZ, a. s., JE Temelín za období 2002–2014
Fig. 8. Cumulative chart of annual 3H outflows at monitored sites and annual 3H discharges according to the operator of the Temelín plant during the period 2002–2014

Nejnižší koncentrace 137Cs byly v celém období zjišťovány pro odtok VN Orlík –
 Vltavu v Solenicích vzhledem k vazbě 137Cs na nerozpuštěné látky a jejich sedimentaci ve VN Orlík. Bylo zjištěno, že v nádrži dochází v průměru k záchytu 85,8 % nerozpuštěných látek (v hmotnostních jednotkách se jedná o 30 200 t∙r-1). Obdobně byl vyhodnocen záchyt 137Cs. Bylo vypočteno, že ve VN Orlík je v průměru zachyceno 61,9 % přitékajícího 137Cs. I v případě záchytu 137Cs byl pozorován pokles zachycené aktivity 137Cs, pro které byl vyhodnocen efektivní poločas 9,4 r (obr. 9). Obdobně byl popsán záchyt 137Cs v kaskádě nádrží na Dněpru [30] nebo např. v jezerech Lago di Lugano – Lago di Maggiore (Švýcarsko, Itálie). V horním jezeru Lago di Lugano jsou trvale pozorovány o jeden až dva řády vyšší koncentrace 137Cs než ve spodním jezeru Lago di Maggiore [22]. V případě 90Sr nebyl pozorován záchyt v nádržích [30]. V určitých obdobích může naopak docházet k remobilizaci 90Sr, a tedy uvolňování z nádrže, což bylo pozorováno i v případě VN Orlík. Průměrný poměr aktivit 90Sr na přítoku a odtoku VN Orlík byl vyhodnocen 0,89.

Vyhodnocení podle právních předpisů České republiky

Pro vypouštění odpadních vod z JE Temelín jsou limity stanovené výrokem KÚ [31] a rozhodnutím SÚJB [32], které vychází z legislativních požadavků – nařízení vlády č. 61/2003 Sb., ve znění nařízení vlády č. 229/2007 Sb. a nařízení vlády č. 23/2011 Sb. [33], atomového zákona [34] a příslušné vyhlášky [35], resp. směrnice EU [36].

Hanslik-9
Obr. 9. Záchyt NL vyjádřený v tunách a procentech a záchyt 137Cs vyjádřený v procentech v období 1990–2014
Fig. 9. Annual deposition of suspended solids (SS) and 137Cs (deposited SS expressed in tons and percentages and deposited 137Cs expressed in percentages in the period of 1990–2014)

Z hodnocení výsledků dosavadního sledování vyplývá, že vypouštění odpadních vod při provozu 1. a 2. výrobního bloku JE Temelín působilo měřitelné změny objemových aktivit tritia ve srovnání s úrovní objemových aktivit tritia zjišťovaných na referenčních (neovlivněných) lokalitách. Naměřené objemové aktivity tritia svými jednotlivými hodnotami i ročními průměrnými hodnotami zcela vyhovovaly normám environmentální kvality NEK-RP (roční průměr) 700 Bq∙l-1 a NEK-NPH (nejvyšší přípustná hodnota) 3 500 Bq/l podle přílohy 3 nařízení vlády č. 61/2003 Sb. [33]. Zjištěné roční průměrné objemové aktivity tritia včetně pozadí v podélném profilu Vltavy a Labe pod zaústěním odpadních vod JE Temelín byly významně nižší i než parametr pro tritium ve směrnici Rady [36], resp. než směrná hodnota podle vyhlášky SÚJB [36] – 100 Bq∙l-1.
 Výskyt dalších jednotlivých umělých radionuklidů ve Vltavě pod zaústěním odpadních vod JE Temelín odpovídá atmosférickému spadu po testech jaderných zbraní a havárii v Černobylu, a ne příspěvku radionuklidů ve vypouštěných odpadních vodách z JE Temelín, který je mnohem menší. Zjišťované objemové aktivity 90Sr a 137Cs na neovlivněných i ovlivněných profilech jsou o tři řády nižší než normy environmentální kvality NEK-RP a NEK-NPH podle přílohy 3 nařízení vlády č. 61/2003 Sb. [33] pro tyto ukazatele.

Závěr

Byly sledovány časově-prostorové změny koncentrace 3H, 90Sr a 137Cs v povrchových vodách ve veškerých látkách a jejich vývoj v období 2000–2014, 1993–2014, resp. 1990–2014 na příkladu hlavních přítoků a odtoku VN Orlík.

V případě 3H byl zaznamenán významný rozdíl ve vývoji objemových aktivit 3H na neovlivněných a ovlivněných profilech. Průměrná objemová aktivita na neovlivněných profilech byla v období 2000–2014 kolem 1,0 Bq∙l-1. Byl pozorován velmi pomalý pokles objemových aktivit 3H. Byl vypočten efektivní poločas ubývání, který byl delší než fyzikální poločas. Důvodem je příspěvek přirozeného pozadí a tritia produkovaného jadernými zdroji jinde ve světě. Po odečtení tohoto příspěvku byl pro profily neovlivněné provozem JE Temelín vyhodnocen efektivní poločas 10,0 r. Na ovlivněných profilech Vltava-Hladná, Vltava-Solenice, Vltava-Podolí a Labe-Hřensko byly zjištěny objemové aktivity 3H významně vyšší než na neovlivněných profilech, které odpovídají postupnému navyšování výkonu JE Temelín.

Jak v případě 90Sr, tak i pro 137Cs byl pozorován pokles objemových aktivit ve vodě v přítocích i odtoku VN Orlík v průběhu celého sledovaného období. Koncentrace 90Sr byly měřeny od roku 1993. Pokles koncentrací 90Sr byl v průběhu celého sledovaného období rovnoměrný. Vyhodnocené efektivní poločasy pro období 1993–2014 byly v rozmezí 7,8–10,4 r. Pro 137Cs byla vyhodnocena odlišná rychlost poklesu v období 1990–1994 (Tef v rozmezí 1,5–2,2 r) a v období 1995–2014 (Tef v rozmezí 8,1–14,6 r). Trend poklesu byl pozorován na všech profilech i po zahájení provozu JE Temelín, tj. v období 2001–2014.

Byl pozorován i pokles hmotnostních aktivit 90Sr a 137Cs v ostatních složkách hydrosféry – dnových sedimentech, rybách a vodních rostlinách.

Bylo zjištěno, že v nádrži Orlík dochází v průměru k záchytu 86 % nerozpuštěných látek. Obdobně byl vyhodnocen záchyt 137Cs. Bylo vypočteno, že ve VN Orlík je v průměru zachyceno 62 % přitékajícího 137Cs. V případě 90Sr záchyt v nádrži nebyl pozorován. V určitých obdobích naopak dochází k remobilizaci 90Sr, a tedy uvolňování. Průměrný poměr aktivit 90Sr na přítoku a odtoku VN Orlík byl vyčíslen hodnotou 0,9.

Vypočtené roční bilance aktivity 3H, 90Sr a 137Cs na neovlivněných a ovlivněných profilech byly porovnány s údaji provozovatele ČEZ, a. s., JE Temelín o výpustech 3H a ostatních AAŠP. Vypočtené roční bilance aktivity tritia na ovlivněných profilech byly korigovány o složku pozadí na základě sledování na neovlivněných profilech. Hodnocení bylo provedeno od roku 2002. Rozdíl sumárních bilancí na ovlivněných profilech Vltava-Solenice, Vltava-Podolí a Labe-Hřensko a údajů o výpustech 3H od provozovatele JE Temelín byl menší než 15 %. Z vypočtené bilance aktivity 90Sr a 137Cs v profilech Vltava-Hněvkovice a Lužnice-Koloděje nad zaústěním odpadních vod JE Temelín za sledované období bylo odvozeno průměrné „pozadí“ roční bilance aktivity 6,4 GBq∙r-1 90Sr a 2,2 GBq∙r-1 137Cs. Maximální roční výpust ostatních AAŠP nepřesáhla 0,5 GBq∙r-1. Současné „pozadí“ 90Sr a 137Cs zatím zcela překrývá výpustě JE Temelín ostatních AAŠP. V ukazateli 3H je zřejmý vliv výpustí JE Temelín.

Souhrnně lze konstatovat, že provoz dvou bloků elektrárny s výkonem 2 000 MWe, resp. 2 133 MWe, nevedl k překročení norem environmentální kvality podle nařízení vlády č. 61/2003 Sb., v platném znění, v kategorii radioaktivních látek a jsou dodržovány legislativní požadavky na uvádění radioaktivních látek do životního prostředí.

Poděkování

Tato práce byla provedena s přispěním projektu SP/2e7/229/07 podpořeného Ministerstvem životního prostředí.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Rok 2015 byl velice náročný z organizačního hlediska – valná hromada se konala v květnu 2015 podle nových stanov přijatých o rok dříve na základě nového občanského zákoníku. S využitím různé váhy kolektivních členů pak zvolila značně obměněný výbor společnosti a kontrolní komisi. Výbor pak zvolil svým předsedou Mgr. Marka Riedera a místopředsedy Ing. Jana Kubáta a Ing. Dr. Antonína Tůmu. Zcela obměněná kontrolní komise pak za svou předsedkyni vybrala Ing. Růženu Diveckou. Valná hromada také rozhodla o zrušení poboček a schválila pro tyto akty jednotlivé likvidátory. Tajemníkovi bylo rovněž uloženo připravit a nechat do konce roku podepsat nové smlouvy s přidruženými členy. Nově zvolený výbor se zaměřil i na revitalizaci a popř. i obměnu svých odborných skupin, ke které částečně došlo již v tomto roce, a zbytek se uskuteční v první polovině roku 2016.

Vše výše uvedené se dařilo i při realizaci standardního odborného programu. Konalo se jedenáct odborných akcí, organizační garanci většiny dále uvedených odborných akcí zastával Ing. Václav Bečvář, CSc., tajemník České vědeckotechnické vodohospodářské společnosti, z.s.

Odborné akce, které již proběhly

Havarijní stavy na povrchových a podzemních vodách

Odborným garantem byl Ing. B. Müller. Seminář se konal 19. 11. v sále 417, zúčastnilo se 73 osob. Velmi příznivě byla přijata vystoupení p. t. Kacálka (PLa), Pražákové (VÚBP), Nietscheové (PVl), byl zmíněn i problematický stav ohledně systému NAVARO, který loni i letos představil RNDr. Soldán (VÚV) a doporučil, aby se tím příležitostně zabývala OS OVČV a navrhla výboru další postup.

Vodní toky 2015

Konference s mezinárodní účastí se konala 24.–25. listopadu tradičně v hotelu Černigov v Hradci Králové pod odbornou i organizační gescí VRV, a. s. ČVTVHS se společně se všemi státními podniky Povodí a Lesy ČR podílela na přípravě i programu. Odborným garantem byl Ing. Plechatý, předseda představenstva VRV. Konference se zúčastnilo 340–350 osob, mezi nimi i 20 studentů SPŠ vodohospodářské z Vysokého Mýta, účastníci ze Slovenska i Německa, všichni generální ředitelé PP, na řízení konference se aktivně podíleli i další členové výboru i OS (např. Ing. Vít, Dr. Ing. Tůma).

Přívalové povodně

Konference s mezinárodní účastí „Přívalové povodně – příčiny, průběh, následky, varování a poučení“ se konala dne 2. prosince 2015 v prostorách Povodí Vltavy, s. p., Praha. Konferenci pořádal Ústav pro hydrodynamiku AV ČR, v. v. i., Praha ve spolupráci s Českou vědeckotechnickou vodohospodářskou společností, z.s., a Českým národním výborem pro hydrologii v rámci programu Strategie AV21 AV ČR. Záštitu na konferenci převzala Česká komise pro UNESCO a mediálním partnerem byl časopis Vodní hospodářství. Za finanční podporu děkují organizátoři akce Akademii věd ČR a sponzorům konference (DHI, a. s., Praha a Meteoservis, v. o. s., Vodňany). Konference byla zahájena jejím organizátorem Ing. Miroslavem Tesařem, CSc. (ÚH AV ČR, v. v. i.), úvodní slovo pronesl místopředseda AV ČR RNDr. Jan Šafanda, CSc. Konference vzbudila značný ohlas odborné veřejnosti, což se projevilo v počtu účastníků, kterých bylo více než sto, z toho zhruba jedna desetina ze Slovenska. Účastníci v průběhu konference vyslechli 14 vyzvaných odborných přednášek v podání předních odborníků z významných pracovišť České a Slovenské republiky, které byly zaměřeny na jevy bezprostředně přívalovým povodním předcházející, na predikci přívalových povodní a jejich průběh, následky i možná opatření, kterými je možné snížit jejich dopady. Kromě toho představily v rámci komerčních prezentací tři české společnosti produkty, které nabízí v České a Slovenské republice (Aquamonitoring, s. r. o., Brno; Ekotechnika, s. r. o., Černošice a Fiedler AMS, s. r. o., České Budějovice).

Seminář Adolfa Patery 2015 – Extrémní hydrologické jevy v povodích

Odborným garantem byl doc. Dr. Ing. Pavel Fošumpaur z Katedry hydrotechniky ČVUT. Seminář se konal 16. 12. v sále 417 na Novotného lávce 5, Praha 1. Zúčastnilo se jej 90 odborníků, předneseno bylo 15 příspěvků rozdělených do tří bloků a vystavena tři posterová sdělení. Součástí semináře byl i sborník s několika vyžádanými a s velkou řadou ostatních příspěvků.

 

Pokud jde o odborné akce v roce 2016, lze v této chvíli uvést jen několik záměrů, které se časem budou zpřesňovat a nepochybně i doplňovat dalšími:

  • Tradiční seminář Radionuklidy a ionizující záření ve vodním hospodářství se bude jako vždy konat v hotelu Clarion Congress v Českých Budějovicích ve dnech 3.–4. května 2016. Odborným garantem je opět Ing. Eduard Hanslík, CSc., z VÚV TGM, Praha.
  • 25. května 2016 se bude v sále 319 konat Valná hromada ČVTVHS, z.s.
  • 8. června 2016 se uskuteční na Novotného lávce seminář, který začne připravovat nově aktivizovaná odborná skupina Odpadní vody – Čistota vod se zaměřením na související legislativu (novela NV61/2003 Sb., novela vyhl. 98/2011 Sb., novela zákona o vodách) – změny oproti předcházejícímu období, nejlepší dostupné technologie zneškodňování OV z hlediska dosažitelnosti limitních hodnot. Odborným garantem bude nově ustanovený předseda OS Ing. Tomáš Mičaník.
  • 27. září 2016 bude v sále 217 na Novotného lávce uspořádán rovněž opakovaný seminář Malé vodní nádrže, jehož odborným garantem je tradičně Ing. Jiří Poláček.
  • 6. října 2016 se bude konat v sále 217 již po třinácté a jako vždy pod vedením Ing. Radomíra Muzikáře, CSc., seminář Podzemní voda ve vodoprávním řízení XIII. Seminář bude jako vždy akreditovaný Ministerstvem vnitra a tedy atraktivní pro pracovníky městských i krajských úřadů.
  • 12. října 2016 předpokládá uskutečnění svého dalšího semináře v tomto roce odborná skupina Odpadní vody – Čistota vod. Akce by se měla zase konat v sále 319 na Novotného lávce a bude se týkat problematiky jakosti povrchových vod – zaměření na vyhodnocení stavu útvarů povrchových vod a dopad sucha 2015 na jakost vod.
  • Na samém konci prosince, 20. prosince 2016 je pak plánován seminář zaměřený na Pásma hygienické ochrany (povrchových vod). Akce by se měla konat v sále 319 na Novotného lávce a designovaným odborným garantem je Ing. Bohumil Müller.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Zástupce VÚV se zúčastnil semináře Visegrádské skupiny konaného v Bělehradě. Seminář byl zaměřen na předání zkušeností zemí V4 v oblasti čištění městských odpadních vod Srbsku, které v současné době vyjednává podmínky vstupu do EU. Implementace evropských pravidel v této oblasti je jednou z nejkomplexnějších, ale také nejnákladnějších a časově nejnáročnějších oblastí. Předané zkušenosti mohou pomoci při řešení náročných úkolů, kterým srbská strana čelí, a přispět k bližší vědecké a ekonomické spolupráci mezi Srbskem a zeměmi V4.

Belgrade, Serbia

Velvyslanectví České republiky v Bělehradě se rozhodlo při příležitosti předsednictví České republiky ve Visegrádské skupině uspořádat jednodenní seminář zaměřený na oblast životního prostředí, konkrétně na problematiku nakládání s odpadními vodami. Zastupitelský úřad oslovil Ministerstvo životního prostředí ČR s žádostí o zajištění vhodného odborníka se zaměřením na téma chystaného semináře a rovněž se obrátil na zastupitelské úřady ostatních zemí V4. Ředitel odboru mezinárodních vztahů Ing. Michal Pastvinský oslovil ředitele VÚV TGM, v. v. i., Mgr. Marka Riedera s žádostí o zajištění experta pro tento seminář, čemuž bylo vyhověno.

Seminář se uskutečnil dne 24. 11. 2015 v prostorách Velvyslanectví ČR v Bělehradě. Tématem byla nejenom problematika městských odpadních vod, ale i prezentace zkušeností s přípravou vstupu zemí V4 do Evropské unie, vypořádání se s požadavky plynoucími se vstupem i členstvím a předání pozitivních zkušeností s celým vstupním procesem v této oblasti. Účastníci semináře byli především pracovníci ministerstev zemědělství a životního prostředí, Kanceláře pro evropskou integraci a členové srbského vyjednávacího týmu, stejně jako zástupci obcí a českých a srbských společností zabývajících se výstavbou vodohospodářské infrastruktury.

wanner-1
Zleva: velvyslankyně ČR paní Ivana Hlavsová, velvyslankyně Slovenské republiky paní Dagmar Repčeková, zástupce vedoucího mise Polska paní Karolina Janik, zástupce vedoucího mise Maďarska paní Zsófia Gyöngyös, hlavní vyjednavačka Srbska o vstupu do EU paní Tanja Miščević

Úvodní slovo měla velvyslankyně ČR paní Ivana Hlavsová, která pozdravila účastníky semináře a vyjádřila potřebu předávání získaných zkušeností třeba i formou seminářů. Své zdravice posluchačům přednesly i velvyslankyně Slovenské republiky paní Dagmar Repčeková, zástupce vedoucího mise Polska paní Karolina Janik a zástupce vedoucího mise Maďarska paní Zsófia Gyöngyös. Na závěr úvodní části k účastníkům semináře promluvila paní Tanja Miščević, hlavní vyjednavačka Srbska o vstupu do EU, která poděkovala organizátorům za uspořádání semináře. Ve své řeči se zmínila o těžkostech, které vyjednávání jednotlivých kapitol přístupových dohod doprovází. Poděkovala i jednotlivým zemím V4 za podporu a pomoc při přípravě vstupu země do EU.

Jako první z expertů přednesla svou přednášku paní Dóra Szakács z maďarského Ministerstva vnitra, oddělení hospodaření s vodou, která posluchače seznámila se stavem země před a po vstupu do EU. Uvedla, jakých výsledků a pokroků bylo dosaženo v oblasti městských odpadních vod a ochrany vod obecně a jaké úkoly musí ještě Maďarsko splnit. Problematice vymezování aglomerací se ve svém příspěvku věnovala paní Ewa Szymura z polského Ministerstva životního prostředí. Filip Wanner z VÚV TGM, odboru technologie vody, se ve svém příspěvku zabýval základními principy směrnice č. 91/271/EHS o čištění městských odpadních vod a Rámcové směrnice č. 2000/60/ES. Uvedl, jakým způsobem jsou nastaveny požadavky na kvalitu vypouštěných odpadních vod a jak byly tyto směrnice transponovány do českého práva. V druhé části přednášky pak posluchače seznámil se základními principy biologického čištění odpadních vod a popsal technologickou linku běžné městské čistírny odpadních vod, která je schopna zajistit čištění v požadované kvalitě. Třetí část příspěvku byla věnována problematice takzvaných citlivých oblastí a možnostem jejich vymezení podle návrhu vypracovaného pracovníky VÚV TGM v letech 2000–2001 pro potřeby ČR. V závěru odborné části programu vystoupila paní Viera Józsová ze slovenského Ministerstva životního prostředí, sekce environmentálních projektů a programů, která se ve svém příspěvku zaměřila především na dotační tituly a programy realizované na Slovensku při výstavbě a rekonstrukci vodohospodářské infrastruktury.

wanner-2
Přednášející: zleva Filip Wanner, Dóra Szakács, Ewa Szymura, Viera Józsová

Seminář byl ukončen neformální diskusí s posluchači, během níž došlo k seznámení a navázání kontaktů ať už se zástupci srbských firem působících v ČR, či naopak českých firem v Srbsku působících v oblasti vodního hospodářství. Velvyslanectví ČR rovněž dostalo k dispozici informační materiály o VÚV s příslibem jejich distribuce případným vhodným zájemcům z řad místních firem či ostatních institucí. Z vyjádření organizátora lze usoudit, že seminář byl úspěšný a v případě zájmu nelze do budoucna vyloučit ani další spolupráci. Předávání zkušeností a odborná pomoc při přípravě kandidátských zemí na vstup do EU je jednou z činností, kde odborníci nejen z řad VÚV mohou uplatnit své znalosti a zkušenosti. Tato činnost je velmi vítaná a ceněná.

Průběh semináře

Úvodní řeč velvyslanců V4 a vedoucího vyjednávacího týmu Srbsko

H.E. Ivana Hlavsová – velvyslankyně České republiky
H.E. Dagmar Repčeková – velvyslankyně Slovenské republiky
Karolina Janik – zástupce vedoucího mise Polska
Zsófia Gyöngyös – zástupce vedoucího mise Maďarska
Tanja Miščević – vedoucí vyjednávacího týmu

První panel (2 přednášky a diskuse)

Dóra Szakács (HU) – Situace v segmentu odpadních vod před a po vstupu do EU
Ewa Szymura (PL) – Definice aglomerací v souladu se směrnicí 271/91/EHS

Druhý panel (2 přednášky a diskuse)

Filip Wanner (CZ) – Směrnice rady 91/271/EHS o čištění městských odpadních vod, Vymezování citlivých oblastí dle směrnice 271/91/EHS, Biologické čištění odpadních vod
Viera Jozsova (SK) – Programy financování EU pro budování a rekonstrukci vodohospodářské infrastruktury

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie.

Souhrn

Na vybraných údajích uvedených v obnoveném povolení k vypouštění odpadních vod pro objekt KB Alloys z 20. května 2010 [1] bylo ověřováno, k jakým výsledkům by při stejném zadání dospěl Český imisní test (CIT) [2]. Faktory zředění získané pomocí modelu CIT byly přibližně stejné jako faktory zředění, které na základě stejných vstupních hodnot odvodil model RIVPLUM použitý jako podklad pro obnovení povolení.

Columbia Gorge

Úvod

Podnik KB Alloys, LLC., ve Wenatchee je umístěn přibližně sedm mil jihovýchodně od Wenatchee na jih od řeky Columbia, do níž vypouští odpadní vody. Situace vypouštění je zobrazena na obr. 1. V původním povolení k vypouštění odpadních vod před více než deseti lety byly pro objekt KB Alloys vymezeny faktory zředění. Způsob odvození v původním dokumentu nebyl jasně vysvětlen, takže není zřejmé, jakým způsobem byly hodnoty odvozeny. Proto byl proveden pokus simulovat podmínky pomocí modelu CORMIX 6, avšak tento software nedokáže modelovat mnohovýtokový difuzér umístěný v menší vzdálenosti od břehu, než je hloubka v řece. Z toho důvodu bylo přistoupeno k simulaci pomocí modelu RIVPLUM. Model RIVPLUM však vychází z předpokladů, které nejsou doporučovány pro tak široké toky, jako je řeka Columbia. Přesto však za použití stejných podmínek odvodil RIVPLUM faktory zředění srovnatelné s těmi, které byly uvedeny v původním povolení k vypouštění odpadních vod. Vzhledem k tomu, že faktory zředění byly používány více než 10 let, a na základě skutečnosti, velikosti relativního vypouštění k průtoku v řece i výsledků modelu RIVPLUM byly původní faktory zředění zachovány i v nově navrhovaném povolení k vypouštění odpadních vod. Na vybraných údajích uvedených v povolení k vypouštění odpadních vod pro objekt KB Alloys z 20. května 2010 bylo ověřováno, k jakým výsledkům by při stejném zadání dospěl Český imisní test (CIT).

sajer-1
Obr. 1. Situace
Fig. 1. Situation

Metodika

Do modelu CIT byly zadány následující vstupní hodnoty:

Vypouštěné množství odpadní vody0,0132 m3/s (0,465 cfs)
Průměrná šířka recipientu pod výustí114,3 m (375 ft)
Průměrná hloubka recipientu pod výustí3,964 m (13 ft)
Střední profilová rychlost v recipientu pod výustí0,604 m/s (1,98 fps)
Manningův koeficient drsnosti0,03
Vzdálenost výusti od pravého břehu1,62 m (5,3 ft)
Konec chronické mísicí zóny91,44 m (300 ft)
Konec akutní mísicí zóny9,144 m (30 ft)
Konstanta koeficientu příčné horizontální difuze0,6

 

Koncentrace pozadí C90 v řece:

  • pro hliník                         6 µg/l,
  • pro měď                          1,1 µg/l,
  • pro zinek                         1,9 µg/l.

 

Koncentrace C95 ve vypouštěné odpadní vodě, která byla vypočtena tak, že maximální koncentrace zjištěná u dvanácti odebraných vzorků byla vynásobena příslušným násobitelem:

  • pro hliník                       348 x 1,63 = 567,24 µg/l,
  • pro měď                        100 x 1,63 = 163 µg/l,
  • pro zinek                       27,4 x 1,63 = 44,662 µg/l.

 

Pro určení koncentrace s pravděpodobností nepřekročení 95 % se používají statistické metody, které vycházejí z počtu odebraných vzorků. Podrobný postup výpočtu násobitele lze nalézt na webové stránce Washington State Department of Ecology [5]. Vychází-li se například z hodnot koncentrací, které jsou zjištěny ve dvanácti odebraných vzorcích, pak je násobitel 1,63.

sajer-2
Obr. 2. Faktory zředění – výstup z modelu CIT
Fig. 2. Dilution factors – model CIT output

Výsledky a diskuse

Výsledné faktory zředění pro konec akutní mísicí zóny a pro konec chronické mísicí zóny vypočtené modelem CIT (obr. 2) odpovídají výsledkům modelu RIVPLUM uvedeným v tabulce 1, která byla převzata z podkladů pro povolení vypouštění odpadních vod z objektu KB Alloys. Na obr. 3 jsou v osmém sloupci uvedeny hodnoty, které vypočítal model CIT pro konec chronické mísicí zóny. Vypočtené hodnoty jsou v souladu s maximálními hodnotami na konci chronické mísicí zóny uvedenými v tabulce 2, která sloužila jako podklad pro povolení vypouštění odpadních vod z objektu KB Alloys. Na konci akutní mísicí zóny by model CIT vypočítal hodnoty nižší, než jsou uvedeny v tabulce 2, protože pro konec akutní mísicí zóny byl v tabulce 2 použit koeficient zředění 467, který je podstatně menší než koeficient zředění 685,1 vypočtený modelem CIT. U modelu CIT se stejně jako u modelu RIVPLUM jedná o 2D model. Odhad délky 3D zóny vychází přibližně 313 m. Navržené délky akutní i chronické mísicí zóny jsou menší (upozorňuje na to červeně napsaná výstraha odkazující na buňku D7 na obr. 3). To znamená, že ještě nemusí dojít k dokonalému promísení ve vertikálním směru, a měl by se pro výpočet faktoru zředění použít spíše 3D model.

Tabulka 1. Faktory zředění [1]
Table 1. Dilution factors [1]
sajer-tabulka-1

Pro většinu praktických problémů, u kterých se počítá s průměrnou hloubkou, doporučuje Fischer [3] používat konstantu pro výpočet koeficientu vertikální difuze 0,067. Při použití této konstanty vychází v našem případě výše uvedená vzdálenost po úplné vertikální promísení. Více než desetiletá praxe ukázala, že v daném případě je ještě na hranici navržené chronické mísicí zóny výsledek získaný 2D modelem RIVPLUM (tedy i modelem CIT) přijatelný. U konce akutní mísicí zóny, který se nachází hlouběji uvnitř 3D zóny, je již mezi faktorem zředění získaným pomocí 2D modelu a faktorem zředění ověřeným praxí patrný podstatný rozdíl. Rutherford [4] uvádí, že u vertikálních sekundárních cirkulací v přírodních korytech vodních toků lze očekávat zvětšení vertikálního mísení.

sajer-4
Obr. 3. Výstup z modelu CIT pro konec chronické mísicí zóny
Fig. 3. Model CIT output for boundary of the chronic mixing zone

Je však málo dat, aby se kvantifikoval jejich účinek, ale jeví se, že se konstanta koeficientu vertikální difuze nachází mezi hodnotami 0,067 až 0,33. Při použití konstanty koeficientu vertikálního mísení 0,33 by v našem případě došlo k dokonalému promísení ve vertikálním směru již přibližně 64 m pod zdrojem znečištění a použití 2D modelu pro konec chronické mísící zóny ve vzdálenosti větší než 64 m by bylo jednoznačně odůvodnitelné.

Tabulka 2. Přijatelná potenciální kalkulace [1]
Table 2. Reasonable potential calculation [1]
sajer-tabulka-1

Závěr

Co se týká výpočtu faktoru zředění, dává model CIT přibližně stejné výsledky jako model RIVPLUM. Koncentrace v toku se pak počítá na základě faktorů zředění vypočtených podle údajů o vypouštěném množství a průtokových poměrech v recipientu. Je nutno upozornit, že se jedná o 2D model, který předpokládá dokonalé promísení ve vertikálním směru. To znamená, že v oblasti, ve které ještě nedojde k dokonalému promísení ve vertikálním směru, může dávat poněkud zkreslené výsledky. Pokud bude faktor zředění na konci regulační mísicí zóny vypočten nebo určen podle jiných kritérií, pak se i koncentrace v recipientu vypočtené pomocí tohoto faktoru budou pochopitelně lišit od koncentrací vypočtených pomocí modelu CIT. Kritéria pro určení faktoru zředění používaná v USA lze nalézt například v [5].

Poděkování

Tento příspěvek vznikl díky finanční podpoře věnované Ministerstvem životního prostředí České republiky výzkumnému záměru MŽP0002071101 Výzkum a ochrana hydrosféry.

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

Souhrn

V souvislosti se zapojením vodohospodářských radiologických laboratoří do hodnocení mimořádné radiační události byl ve Výzkumném ústavu vodohospodářském TGM, v. v. i., (VÚV TGM) navržen a ověřen postup rychlého stanovení celkové objemové aktivity beta. Ve spolupráci s vodohospodářskými radiologickými laboratořemi Povodí, s.p., (dále VHRL) byl postup otestován v praxi. Poznatky z ověření se staly podkladem pro návrh normy, který byl projednán na oborovém středisku pro normalizaci Sweco Hydroprojekt, a.s., a následně v Subkomisi č. 4 Radiologické metody, která je součástí Technické normalizační komise č. 104. Po zahrnutí připomínek, včetně Úřadu pro technickou normalizaci, metrologii a státní zkušebnictví, byla norma vydána v září 2014 jako ČSN 75 7613 Kvalita vod – Rychlá metoda stanovení celkové objemové aktivity beta. Předmětem příspěvku je shrnutí poznatků z ověřování postupu stanovení objemové aktivity beta rychlou metodou.

sedlarova-3

Úvod

V našich i zahraničních laboratořích se běžně provádí screeningové stanovení celkové objemové aktivity beta v povrchových, podzemních a pitných vodách. V závislosti na předúpravě vzorku, např. filtrací, je stanovována celková objemová aktivita beta v rozpuštěných látkách (RL), nerozpuštěných látkách (NL) nebo veškerých látkách (RL + NL). Většinou se používá tzv. odpařovací metoda, kdy je vzorek odpařen a odparek sušen nebo žíhán. Výsledný preparát se měří detekčním zařízením s proporcionálním detektorem [1]. Z toho vyplývá, že takto nelze stanovit radionuklidy těkavé při odpařování nebo žíhání, zejména izotopy jódu. Dále nejsou postiženy radionuklidy emitující nízkoenergetické záření beta. Tato metoda je běžně ve světě normována, např. mezinárodními normami ISO [2, 3], a dále národními normami např. v Německu [4], na Slovensku [5], ve Španělsku [6].

V České republice se stanovení celkové objemové aktivity beta za běžné radiační situace provádí v laboratořích podle normy ČSN 75 7612 [7]. Vzorek se připraví odpařováním zpravidla jednoho až dvou litrů vzorku, aby bylo dosaženo splnění požadavku výše citované ČSN na plošnou hmotnost vyžíhaného odparku 10 mg.cm-2. Vzorek se měří detekčním zařízením s proporcionálním detektorem. Jako standardní látka se používá přírodní draslík se známým zastoupením draslíku-40. Příprava vzorku je časově náročná a pro účely hodnocení radiační mimořádné události nevhodná.

V případě radiační mimořádné události je nutné zjistit míru kontaminace pitné vody co nejdříve po události. Pro účely havarijního screeningu není třeba dosahovat tak nízkých nejmenších detekovatelných aktivit a nejistot, jak je tomu u běžných vzorků životního prostředí a v pitné vodě. Pro radiační mimořádné situace stanovuje vyhláška SÚJB [8] v souladu s nařízením rady EURATOM ve znění pozdějších předpisů [9, 10] nejvyšší přípustné kontaminace potravin, které zahrnují i pitnou vodu. Předpokládá se výskyt řádově vyšších aktivit, a proto je možné použít pro stanovení celkové objemové aktivity menší objem vzorku.

Z hlediska možné kontaminace povrchových vod v důsledku těžké havárie jaderné elektrárny se předpokládá výskyt beta zářičů uvedených v tabulce 1 [11]. Ke kalibraci stanovení celkové objemové aktivity beta se používají vedle draslíku-40 i stroncium-90 v rovnováze s ytriem-90 a cesium-137. Za běžné radiační situace má kalibrace draslíkem-40 tu přednost, že rozhodující podíl na celkové objemové aktivitě beta představuje právě beta aktivita draslíku-40. V případě havárie by naopak příspěvek draslíku-40 k celkové objemové aktivitě beta byl zcela zanedbatelný a znamenal by přibližně 0,1–0,2 Bq.l-1 a hlavní příspěvky by byly od radionuklidů uvedených v tabulce 1.

Stroncium-90 při havárii naopak představuje jednu z významných složek radioaktivní kontaminace. Z těchto důvodů bylo pro případ hodnocení radiační mimořádné události ověřováno užití jako kalibračního preparátu stroncium-90 v rovnováze s ytriem-90.

Metodika

Pro vybrané beta zářiče (stroncium-90, cesium-137 a jód-131) byla stanovena účinnost měření η, v s-1.Bq-1, podle rovnice (1). Všechny používané etalony byly certifikovány a dodány Českým metrologickým institutem (ČMI).

sedlarova-vzorec-1

kde     Ne  je  počet impulsů za dobu měření vzorku s etalonem;

           Np       počet impulsů za dobu měření pozadí;

           te        doba měření vzorku s etalonem, v s;

          tp         doba měření pozadí (prázdná miska), v s;

          Ae        aktivita etalonu (90Sr-90Y, 137Cs, 131I), v Bq.

 

Vzorek pro stanovení účinnosti měření byl připraven přímým pipetováním malého objemu etalonu o známé aktivitě na měřicí misku. Následně byl vzorek odpařen do sucha na sklokeramické desce CERAN 500 při teplotě 100 °C. Odparek byl změřen detekčním zařízením EMS-3 alfa beta automat (fy Empos). Použité měřicí misky byly skleněné (fy EMPOS) o průměru 50 mm a výšce 7 mm. V radiologických laboratořích jsou běžně dostupné a používají se na stanovení celkové objemové aktivity alfa postupem měření směsi odparku vzorku vody se scintilátorem ZnS (Ag).

Na základě stanovené účinnosti pro stroncium-90 v rovnováze s ytriem-90 byl podle rovnice (2) vypočten minimální objem vzorku V v litrech pro případ hodnocení mimořádné radiační údálosti, kdy nejmenší detekovatelná objemová aktivita beta je menší než 100 Bq.l-1.

sedlarova-vzorec-2

kde      Np    je   počet impulsů za dobu měření pozadí;

            te           doba měření vzorku s etalonem, v s;

            tp           doba měření pozadí (prázdná miska, v s);

           c β,ND    aktivita etalonu (90Sr-90Y, 137Cs, 131I), v Bq;

           η             účinnost, v s-1.Bq-1;

           u             kvantil normálního rozdělení pro hladinu významnosti 95 %, α = β = 1,645.

V rámci spolupráce s VHRL byla ověřována účinnost stanovení při použití kalibračního vzorku s etalonem stroncia-90. Dále byl testován vliv přídavku inertní látky pro homogenní rozprostření odparku vzorku vody na měřicí misce. Velká pozornost byla věnována stabilizaci jódu-131 v odparku. Pro ověření stabilizace jódu-131 byl použit přídavek uhličitanu sodného a thiosíranu sodného v poměru 2 : 1 při odpařování vzorku vody. Navržený přídavek směsi chemikálií byl převzat z ČSN ISO 9698 [12], kde je používán pro omezení těkání jódu při stanovení tritia destilací. Stabilizace jódu-131 v odparku byla vyhodnocena na základě porovnání účinnosti vypočtené podle ČSN 75 7612 [7], kdy namísto aktivity draslíku-40 byla do vzorce na výpočet účinnosti dosazena aktivita jódu-131 a z opakovaného měření připravených vzorků byla vypočtena experimentální přeměnová konstanta.

sedlarova-1
Obr. 1. Celková objemová aktivita beta veškerých látek při kalibraci Sr-90, celková objemová aktivita beta veškerých látek při kalibraci K-40, objemová aktivita K-40 a celková objemová aktivita beta veškerých látek při kalibraci K-40 po odečtení draslík-40 pro zájmová odběrová místa RMS v roce 2013
Fig. 1. The gross beta activity of total solids, calibrated using Sr-90, the gross beta activity of total solids, calibrated using K-40, beta activity of K-40 and the gross beta activity of total solids, calibrated using K-40 after subtraction of the potassium-40 activity at the sampling points of RMS in 2013

Laboratoře VHRL použily při ověření detekční zařízení: EMS-3 alfa beta automat (fy EMPOS), NA 6201 alfa-beta POB 302 MC 2256 AK (fy EMPOS) a FHT (fy Canberra Packard). Použité měřicí misky byly skleněné (fy EMPOS) o průměru 50 mm a výšce 7 mm. Pro měřicí zařízení NA 6201 alfa-beta POB 302 MC 2256 AK byly použity skleněné misky o průměru 50 mm a výšce 5 mm.

V rámci ověřování postupu stanovení celkové objemové aktivity beta rychlou metodou poskytly VHRL údaje o době, která byla potřebná k přípravě vzorků, a o dosahovaných nejmenších detekovatelných objemových aktivitách beta. Na základě těchto údajů byla stanovena kapacita stanovení vzorků v jedné laboratoři.

V posledním kroku ověřování metody uspořádala Zkušební laboratoř technologií a složek životního prostředí VÚV TGM, v. v. i., oddělení radioekologie ve spolupráci s VHRL zkoušky způsobilosti MP-RA-14. Vyhodnocení bylo provedeno podle ČSN ISO 5725-2 [13]. V roce 2015 byl zařazen vzorek na stanovení celkové objemové aktivity rychlou metodou beta ve zkouškách způsobilosti ZZ OR-RA-15 pořádaných ASLAB Střediskem pro posuzování způsobilosti laboratoří VÚV TGM, v. v. i.

Výsledky a diskuse

Ověření účinnosti stanovení

S ohledem na předpokládaný výskyt beta zářičů v důsledku havárie jaderné elektrárny byly stanoveny účinnosti měření pro vybrané radionuklidy tabulky 1.
Pro stroncium-90 byla naměřena účinnost stanovení 0,28 s-1.Bq-1, pro jód-131 byla účinnost 0,27 s-1.Bq-1 a pro cesium-137 byla účinnost 0,15 s-1.Bq-1. Pro rychlou metodu stanovení objemové aktivity beta bylo pro kalibraci zvoleno stroncium-90 z důvodu jeho poločasu přeměny 28,6 let a závažnosti z hlediska radiační kontaminace. V rámci spolupráce s VHRL bylo stanoveno z výsledků porovnávacích měření rozmezí hodnot účinnosti stanovení (0,258–0,380) s-1.Bq-1 při použití preparátu stroncia-90. Z toho pro zařízení EMS-3 odpovídala účinnost průměrných hodnot rozmezí (0,258–0,312) s-1.Bq-1, pro zařízení MC 2256 AK (0,260–0,380) s-1.Bq-1 a pro zařízení FHT 0,344 s-1.Bq-1 [14]. Doba přípravy vzorků byla podle poskytnutých údajů 30–75 minut. Rozdíl v době přípravy vzorků v jednotlivých VHRL je způsoben technikou odpařování, zda byla použita topná deska s regulací teploty, nebo vodní lázeň, a dále v subjektivním vyhodnocení o dostatečném vysušení vzorku. Za předpokladu měření vzorku 2 x 500 s lze konstatovat, že VHRL by byly schopné do 2 hodin od předání vzorku do laboratoře podat informaci o celkové objemové aktivitě beta z hodnocení měření minimálně tří vzorků. Celková kapacita jedné laboratoře by byla 24 vzorků za osmihodinovou pracovní dobu při kontrole pozadí po každém osmém vzorku. Pro zvolený režim měření všechny laboratoře VHRL dosahovaly požadovanou nejmenší detekovatelnou objemovou aktivitu beta méně než 100 Bq/l.

Tabulka 1. Radionuklidy emitující beta částice uvažované po havárii jaderné elektrárny [11]
Table 1. Radionuclides considered to be emitted during a nuclear power plant accident [11]
sedlarova-tabulka-1

Pro lepší homogenní rozprostření odparku vzorku vody na měřicí misce bylo zvažováno použití inertní látky. Jako inertní látka byl testován silikagel o molární hmotnosti M = 60,06 g.mol-1, síran vápenatý a chlorid sodný. Navážka inertní látky na měřicí misku byla o plošné hmotnosti 10 mg.cm-2, jak je dáno v normě ČSN 75 7612 [7]. Vyhodnocení bylo provedeno opět na základě stanovení účinnosti. Rozmezí hodnot účinnosti měření při použití preparátu stroncia-90 a navážky inertní látky silikagelu v jednotlivých laboratořích bylo (0,277–0,385) Bq-1.s-1. Z toho pro zařízení EMS-3 odpovídala účinnost průměrných hodnot rozmezí (0,282–0,331) Bq-1.s-1, pro zařízení MC 2256 AK (0,277–0,385) Bq-1.s-1 a pro zařízení FHT 0,347 Bq-1.s-1. Rozdíly účinností při použití síranu vápenatého a chloridu sodného ve srovnání s použitým silikagelem byly do 5 %. Ukázalo se, že použití inertní látky nepřináší významné zlepšení účinnosti stanovení celkové objemové aktivity beta rychlou metodou. Naopak manipulace s měřicí miskou při mísení vzorku a inertní látky pro zajištění stejnoměrné vrstvy je dosti komplikovaná. Z toho důvodu se pro rychlou metodu stanovení celkové objemové aktivity beta od použití inertní látky upustilo.

Výsledky stanovení účinnosti při použití preparátu stroncia a inertní látky (silikagelu) posloužily ke srovnání celkových objemových aktivit v rámci radiační monitorovací sítě RMS [15]. Byly tak zjištěny pozaďové hodnoty celkové objemové aktivity beta při kalibraci stronciem-90. Na deseti profilech povrchových vod určených pro úpravu na pitnou vodu sledovaných v rámci RMS v roce 2013 byly srovnány roční celkové objemové aktivity beta při kalibraci draslíkem a při kalibraci stronciem-90. Z grafu (obr. 1) vyplynulo, že nominální hodnoty takto stanovené celkové objemové aktivity beta jsou vyšší než při kalibraci draslíkem-40. Poměr účinností stanovení při kalibraci draslíkem-40 a při kalibraci stronciem- 90, ηK40/ηSr90, byl v rozmezí 1,1–1,4 pro vzorky RMS stanovené v laboratořích VHRL.

Porovnání celkové objemové aktivity beta při kalibraci draslíkem-40 a při kalibraci stronciem-90 ukazuje, že budou měřeny hodnoty větší. Při jaderné nehodě by však zanikl příspěvek draslíku-40, protože jeho pozadí při běžných koncentracích draslíku v povrchových vodách 5 mg.l-1 by zpracování 5 ml vzorku při rychlém stanovení celkové objemové aktivity beta znamenalo množství draslíku na měřicí misce 0,025 mg, a tedy zanedbatelnou aktivitu méně než 1 mBq.

sedlarova-2
Obr. 2. Účinnost stanovení celkové objemové aktivity beta vztažené na jód-131 pro různé navážky uhličitanu sodného a thiosíranu sodného v poměru 2 : 1 na měřicí misce
Fig. 2. Efficiency of the determination of the gross beta activity related to iodine 131 for different fills of sodium carbonate and sodium thiosulfate in the ratio of 2 : 1 in the planchette

Ověření stabilizace jódu-131

Pro ověření stabilizace jódu-131 byl použit přídavek směsi uhličitanu sodného a thiosíranu sodného v poměru 2 : 1. Na základě testu sady vzorků o navážce směsi uhličitanu sodného a thiosíranu sodného (3,75–200) mg se ukázalo, že již malé množství přídavku směsi zajistí, že nedojde během přípravy vzorku odpařením při 100 °C k uvolnění jódu z odparku (obr. 2) [16]. Ve spolupráci s laboratořemi VHRL a VÚV bylo provedeno porovnání stabilizace jódu-131. Hodnoty účinností pro jód-131 byly v intervalu (0,260–0,375) Bq-1.s-1. Laboratoře VHRL a VÚV dosahovaly dobré shody hodnot účinností pro jód-131 při opakovaných měřeních v intervalech po cca 4, 7, 10 a 14 dnech od prvního měření. Experimentálně vypočtené přeměnové konstanty jód-131 byly v rozmezí (0,081–0,088) dne-1, tj. odpovídající poločasy přeměny byly v rozmezí (7,88–8,61) dne. Teoretická přeměnová konstanta pro jód-131 je 0,086 den-1, tj. odpovídající poločas přeměny je 8,04 dne. Na základě dobré shody experimentální a teoretické přeměnové konstaty jódu-131 byla prokázána dobrá stabilizace jód-131 thiosíranem sodným a uhličitanem sodným při přípravě vzorku odpařením při teplotě 100 °C. Součástí postupu pro stanovení celkové objemové aktivity beta rychlou metodou je proto přídavek 0,05 ml směsi uhličitanu sodného a thiosíranu sodného o koncentraci 150 g.l-1 uhličitanu sodného a 75 g.l-1 thiosíranu sodného.

Tabulka 2. Výsledky statistického zpracování ZZ MPZ-RA-14 a ZZ OR-RA-15
Table 2. Results of statistical assessment of ZZ MPZ-RA-14 and RA-ZZ OR-15
sedlarova-tabulka-2

 

Zkoušky způsobilosti pro ukazatel celková objemová aktivita beta rychlou metodou

Pro ověření navrženého postupu stanovení celkové objemové aktivity beta rychlou metodou pro hodnocení mimořádné radiační události uspořádala radiologická laboratoř při VÚV TGM, v. v. i., ve spolupráci s VHRL v roce 2014 zkoušku způsobilosti MPZ-RA-14 [17]. Celkem se zúčastnilo sedm laboratoří. V následujícím roce 2015 byl zařazen vzorek pro stanovení celkové objemové aktivity beta rychlou metodou v ZZ OR-RA-15 pořádaných ASLAB Střediskem pro posuzování způsobilosti laboratoří VÚV TGM, v. v. i. Celkem se zúčastnilo 21 laboratoří s různým zaměřením (obr. 3). Hodnocení stanovení ukazatele celková objemová aktivita beta rychlou metodou bylo provedeno podle CSN ISO 5725-2 [13]. Výsledky jsou uvedeny v tabulce 2. V rámci ZZ OR-RA-15 poskytly laboratoře informace o době přípravy vzorku. Na základě těchto údajů bylo potvrzeno, že kapacita jedné laboratoře za osmihodinovou pracovní dobu je asi 24 vzorků.

Navržený postup stanovení celkové objemové aktivity beta rychlou metodou

Navržený postup stanovení a provedená ověření se staly podkladem pro normu ČSN 75 7613 Kvalita vod – Rychlé stanovení celkové objemové aktivity beta [18]. Metoda je založena na přímém měření odparku malého množství vzorku nízkopozaďovým detekčním zařízením. Malý objem vzorku s přídavkem směsi tiosíranu sodného a uhličitanu sodného je pipetován přímo na měřicí misku. Následně je vzorek odpařen do sucha při teplotě 100 °C a měřen. Pro kalibraci je použit etalonový roztok stroncia-90 v radioaktivní rovnováze s ytriem-90. Pro stanovení pozadí je měřena prázdná měřicí miska. S ohledem na splnění požadavku pro nejmenší detekovatelnou objemovou aktivitu beta méně než 100 Bq.l-1 byl zvolen objem zpracovávaného vzorku 3 ml. Doba měření vzorku, kalibračního vzorku a pozadí byla dána 2 x 500 s. Celková objemová aktivita beta je vypočtena podle rovnice (3):

sedlarova-vzorec-3

kde  Nv  je   počet impulsů za dobu měření vzorku;

        tv         doba měření vzorku, v s;

       Np        počet impulsů za dobu měření pozadí;

       tp          doba měření pozadí, v s;

       V          objem vzorku zpracovaného na preparát po odečtení objemu činidel přidaných pro konzervaci, v l;

       η           účinnost měření, v Bq-1.s-1, podle rovnice (4):

sedlarova-vzorec-4

kde   Nk   je    počet impulsů za dobu měření vzorku pro kalibraci;

          tk          doba měření vzorku pro kalibraci, v s;

         Ak          aktivita 90Sr ve vzorku pro kalibraci, v Bq.

sedlarova-3
Obr. 3. Rozložení zúčastněných laboratoří v ZZ OR-RA-15 v České republice a Slovenské republice
Fig. 3. Distribution of the participating laboratories in ZZ OR-RA-15 in the Czech Republic and the Slovak Republic

Závěr

S ohledem na vybavení VHRL byl postup pro hodnocení mimořádné radiační události navržen tak, aby měření vzorku bylo prováděno na měřicím zařízení s proporcionálním detektorem. Navržený postup při zpracování 3 ml vzorku v režimu měření vzorku, kalibračního vzorku a pozadí 2 x 500 s splňuje podmínku, že nejmenší detekovatelná celková objemová aktivita beta je menší než 100 Bq.l-1. V závislosti na přípravě vzorků před měřením a době měření by první tři výsledky od předání vzorku do laboratoře byly známy do 2 hodin. Kapacita jedné laboratoře by byla 24 vzorků během osmihodinové pracovní doby s kontrolou měření pozadí po každém cca osmém vzorku.

Norma ČSN 75 7613 byla vypracována pro získání jednotného postupu při hodnocení mimořádné radiační situace. Nepředpokládá se rutinní zavedení tohoto postupu do systému kvality jednotlivých radiologických laboratoří. Z důvodu připravenosti laboratoří použít jednotný postup podle ČSN 75 7613 a zapojit se do hodnocení případné mimořádné radiační události je plánováno zařazení vzorku na stanovení ukazatele celé objemové aktivity beta rychlou metodou do zkoušek způsobilosti ZZ OR-RA pořádaných ASLAB VÚV TGM, v. v. i., s četností 1x za dva až tři roky.

Poděkování

Příspěvek byl zpracován s podporou bezpečnostního výzkumu MV-24236-42/P-2010.

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie.

Souhrn

Příspěvek se zabývá vlivem změn barometrického tlaku na úroveň hladiny vody ve vrtech a dalších pozorovacích sondách podzemních vod. Obsahuje rozbor souvisejících problémů při měření úrovně hladiny podzemní vody. Je uveden jednoduchý postup zjištění citlivosti hladiny v sondách na změny tlaku vzduchu pomocí ukazatele BE (barometric efficiency). Je ukázána interpretace velikosti a vlastností této citlivosti k systému sonda-kolektor a předloženo několik konkrétních příkladů pozorovacích sond s charakteristickými vlastnostmi.

Úvod

Ve Výzkumném ústavu vodohospodářském T. G. Masaryka, v. v. i., jsou od roku 2010 k měření výšky hladiny povrchové a podzemní vody používány snímače absolutního tlaku s kompenzací k barometrickému tlaku. Pro různé úkoly byla takto sledována hladina podzemní vody na více než třiceti objektech, především hydrogeologických vrtech, studních a důlních dílech. Ze získaných dat o hladinách podzemní vody a tlaku vzduchu bylo možno prakticky ověřit vliv barometrického tlaku na úroveň hladiny ve sledovaných objektech.

kasparek-2

Způsoby měření úrovně hladiny podzemní vody

Přímé zjištění úrovně hladiny podzemní vody je možné různými hloubkovými sondami do povrchu zemského dosahujícími k této hladině. Tyto sondy mohou být zhotovené a určené k sledování hladiny podzemní vody, tj. pozorovací vrty nebo podobná zařízení jako vrty hydrogeologické, vodárenské vrty a studny nebo objekty jiného původního určení, výkopy, těžební a důlní díla, popř. vhodné přírodní útvary.

Technickým provedením se sondy dělí na otevřené, kde je zjišťována výška hladiny podzemní vody v sondě, a uzavřené, kde je do horninového prostředí umístěn od atmosféry izolovaný tlakoměr měřící tlak v kolektoru (uzavřený piezometr). K uzavřeným sondám patří také vrty s tlakovým zhlavím, ve kterých měříme tlak vody artéských zvodní. Dále popisovaná problematika vlivu barometrického tlaku na výšku hladiny se vztahuje k otevřeným sondám.

Hladinu měříme hladinoměry, které mohou být kontaktní, nebo tlakové. Kontaktní hladinoměry pro kontinuální záznam jsou plovákové nebo ultrazvukové, pro bodové měření se běžně používá pásmo se signalizací dosažení hladiny elektrickým kontaktem nebo akustickou píšťalou. Měří se svislá vzdálenost od definovaného odměrného bodu k hladině.

Tlakové hladinoměry jsou tlakoměry absolutního tlaku nebo tlakoměry relativního tlaku s kompenzační kapilárou. Absolutní tlak je celkový tlak v kapalině (tj. hydrostatický a barometrický) a při měření volné hladiny je třeba barometrický tlak od celkového tlaku v kapalině odečítat. Hladinoměry s kompenzační kapilárou porovnávají tlak kapaliny s barometrickým tlakem (v kabelu mezi záznamovou jednotkou a snímačem pod hladinou je kapilára pro vzduch). Tlakové hladinoměry měří tlak, resp. výšku vodního sloupce nad snímačem.

Nejvhodnější sondou pro sledování hladiny podzemní vody je pozorovací vrt, který je principem a provedením shodný s otevřeným piezometrem. Ten je na základě hydrogeologických dat předpokládaných a ověřených při vrtání technicky proveden ke sledování jedné konkrétní zvodně, se kterou je dobře hydraulicky propojen. Od ostatních kolektorů má být izolován. Perforace pažení vrtu je pod úrovní hladiny a prostor vrtu nad hladinou je ventilován do atmosféry.

kasparek-1
Obr. 1. Vrt V-28 Bučnice (polická křídová pánev), změna hladiny v závislosti na změně barometrického tlaku pro interval 1 hod, BE = -0,7
Fig. 1. Well V-28 Bucnice (Police Basin), level change depending on the change in barometric pressure for interval of 1 h, BE = -0,7

Ovlivnění výšky hladiny v sondě barometrickým tlakem

Úroveň hladiny v sondě je dána vyváženým stavem protichůdného tlaku vody a vzduchu v sondě. Tlak vody ve zvodni kromě režimu podzemní vody mohou ovlivňovat další jevy, známé jsou slapové a seismické vlivy, barometrický tlak určuje počasí. V ideálním pozorovacím vrtu je tlak vzduchu nad hladinou shodný s barometrickým tlakem a tlak vody je shodný s tlakem ve sledované zvodni. Hladina vody v sondách nesplňujících výše uvedené vlastnosti pozorovacího vrtu nemusí odpovídat hladině podzemní vody ve sledovaném kolektoru.

Hydraulika sondy

Pokud není sonda dobře hydraulicky propojena s kolektorem, může se změna hladiny projevit v sondě se zpožděním. Nemusí ani dojít k úplnému vyrovnání hladiny podzemní vody a hladiny v sondě, a zůstane trvalý rozdíl. Tento jev je dobře patrný při čerpací zkoušce, někdy se po čerpání hladina ustálí na mírně odlišné úrovni než před zkouškou, ta může být nižší i vyšší než výchozí stav. Zpoždění změny hladiny vody v sondě nastane také v případě objemnější sondy v kolektoru s malou propustností.

V případě hydraulického propojení dvou nebo více kolektorů sondou a průtoku vody mezi kolektory je prakticky nemožné přesně určit vztah hladiny v sondě k tlaku v kolektorech. Takovou sondu je možné použít k zjištění změn celkových bilančních poměrů, ale nelze ji použít k zjištění skutečné úrovně hladiny podzemní vody. Sonda může ovlivňovat poměry kolektorů trvalým propojením a průtokem vody mezi kolektory s odpovídající změnou tlaku (hladiny) nebo dočasně při vytvoření nebo zániku statické zásoby vody. Jev byl pozorován u některých vrtů, kdy po zřízení vrtu hladina po určitou dobu (i několik let) vykazovala trvalou klesající nebo stoupající tendenci.

Pneumatika sondy

K přenosu barometrického tlaku do vzduchu v sondě je potřeba dobré propojení sondy s atmosférou. Odvětrávací otvor sondy musí být dostatečný k rychlému přenesení změny tlaku do celého objemu vzduchu v sondě. Pokud je sonda částečně utěsněna od atmosféry, změna tlaku se projeví se zpožděním. Pokud je utěsněna zcela, tlak vody působí proti tlaku stlačovaného vzduchu v sondě a pohyb hladiny je menší než v otevřené sondě.

V případě, kdy sonda propojí nesaturovanou zónu kolektoru s atmosférou (u vrtu perforace pažnice nad úrovní hladiny), a v kolektoru je pro vzduch propustné horninové prostředí, zvětšuje se objem vzduchu potřebný k přenesení změny barometrického tlaku do sondy (vrty, ze kterých při nízkém barometrickém tlaku trvale uniká vzduch, a při vysokém tlaku je vzduch nasáván). Barometrický tlak může v takové sondě působit přímo na kolektor a měnit v něm tlakové poměry. Zvodeň s napjatou hladinou se v okolí sondy může změnit na zvodeň s volnou hladinou.

Při splnění výše uvedených parametrů pozorovacího vrtu působí změna barometrického tlaku vzduchu na vodní hladinu v sondě okamžitě, ale v kolektoru je odezva podle typu a hloubky kolektoru různá. V otevřených kolektorech je působení barometrického tlaku na zvodeň rychlé. Podle stupně izolace kolektoru se působení barometrického tlaku zmenšuje a prodlužuje se časová odezva, až ke kolektorům zcela izolovaným od atmosféry. Změna barometrického tlaku se v otevřených mělkých kolektorech přenáší ke zvodni půdním vzduchem, v částečně izolovaných kolektorech vzduchem a plyny v horninovém prostředí a hydraulicky.

Dojde-li ke změně poměru tlaků vody a vzduchu v sondě, změní se úroveň hladiny. Citlivost hladiny na změnu barometrického tlaku lze podle [1] jednoduše popsat průměrnou hodnotou poměrů změn hladiny ke změnám tlaku vzduchu BE (barometric efficiency).

 

BE = (∑ (dHi/dPi))/n

 

kde dHi je změna úrovně hladiny [m] v časovém intervalu opakování měření T, dPi je změna barometrického tlaku [mH2O] v časovém intervalu opakování měření T (1 kPa = 0,10197 mH2O), n je počet posuzovaných změn.

Pro výpočet je možné použít pouze měření při změně barometrického tlaku. Vztah mezi změnou hladiny a změnou barometrického tlaku lze také posoudit vynesením hodnot dH a dP do grafu, v kterém hodnota BE odpovídá sklonu proložené lineární regresní funkce. Na obr. 1 je grafické vynesení závislosti změny hladiny vody na změně tlaku vzduchu pro vrt V-28 při intervalu měření 1 hodina. Vrt V-28 Bučnice u Teplic nad Metují sleduje pískovcový kolektor v hloubce 160–240 m a s hladinou kolem 15 m pod terénem.

kasparek-3
Obr. 2. Vrt V-28 Bučnice, průběh BE pro interval 1–10 hod
Fig. 2. Well V-28 Bucnice, course BE for interval 1–10 h

Podle zkušeností a provedených analýz je interval měření T pro zjištění míry citlivosti úrovně hladiny na změny barometrického tlaku vhodné zvolit v rozmezí deset minut až jedna hodina. Celková doba měření by měla být nejméně jeden měsíc, lépe je vyhodnotit celý hydrologický rok. Pro zpřesnění je možné vyřadit období významnějších dotací zásob podzemní vody.

Hodnota BE se při změně doby intervalu měření T mění, průběh této změny může doplnit informace o vztahu sondy a kolektoru. Na obr. 2 je hodnota BE pro vrt V-28 vynesena v závislosti na délce intervalu měření T.

Interpretace hodnot BE

Běžná hodnota BE je v rozmezí 0 až -1. Hodnoty BE nulové nebo blízké nule se vyskytují především u mělkých zvodní s volnou hladinou, tj. ve svrchních kolektorech neizolovaných od atmosféry, kde se změna barometrického tlaku projeví v kolektoru okamžitě. U hlouběji sledovaných hladin může nulová hodnota BE ukazovat na statickou zásobu vody v sondě, která nemá souvislost s vodou podzemní. Větší absolutní hodnota BE se vyskytuje u napjatých zvodní a hlouběji uložených kolektorů.

Klesá-li absolutní hodnota BE s prodlužujícím se intervalem měření T, jde o kolektor jen částečně propojený s atmosférou, a změna barometrického tlaku se v kolektoru projevuje se zpožděním. U kolektorů více izolovaných od atmosféry klesá absolutní hodnota BE pomalu a ovlivnění hladiny v sondě změnou barometrického tlaku je výraznější.

Jestliže absolutní hodnota BE je malá, při krátkém intervalu T a při jeho prodloužení se zvětšuje, naznačuje to malou hydraulickou propustnost hornin kolektoru nebo špatné propojení sondy s kolektorem. Je třeba delší doba k výměně vody mezi sondou a kolektorem. Příčinou kladné hodnoty BE může být od atmosféry utěsněné zhlaví vrtu u zvodnění s volnou hladinou podzemní vody. Chyba měření způsobená zanedbáním vlivu atmosférického tlaku Maximální pohyb hladiny způsobený vlivem změny barometrického tlaku maxdHp odpovídá součinu maximálního rozdílu hodnot barometrického tlaku maxdP a citlivosti BE.

 

maxdHp = |BE| . maxdP

 

Z měření barometrického tlaku na různých místech České republiky v období 2012–2015 bylo vyhodnoceno maximální rozpětí kolísání barometrického tlaku (při vyřazení 10 % krajních hodnot) maxdP = 0,25 m. Zjednodušeně tedy maxdHp = |BE| . 0,25.

kasparek-4
Obr. 3. Vrt V-28 Bučnice, pozorovaný průběh hladiny H a modelované kolísání hladiny vlivem změn tlaku vzduchu Hm pro rok 2013
Fig. 3. Well V-28 Bucnice, observation of the levels H and modeled level fluctuations due to changes in air pressure, 2013

Pro hydrogeologické vrty sledující hlouběji položené kolektory jsou běžné hodnoty BE kolem -0,5. Pokud nemáme k dispozici měření barometrického tlaku, resp. zjištěnou hodnotu BE, můžeme předpokládat pohyb hladiny vlivem změn barometrického tlaku přibližně 0,12 m. Ze stejného důvodu je doporučeno ve studii [1] při čerpací zkoušce snížit hladinu nejméně o 0,2 m.

Z praktického hlediska je důležité, v jakém poměru jsou změny hladiny způsobené změnami tlaku vzduchu k celkovému kolísání hladiny. Jako měřítko můžeme použít poměr D [%], který představuje maximální chybu měření hladiny, které se můžeme dopustit zanedbáním vlivu změn atmosférického tlaku.

 

D = maxdHp/maxdH x 100

 

kde maxdH je rozsah kolísání hladiny v sondě a maxdHp je rozsah kolísání hladiny v sondě způsobený změnou atmosférického tlaku.

Pro posouzení vlivu chyby měření způsobené citlivostí na barometrický tlak je vhodné porovnat skutečný průběh hladiny s modelovou řadou získanou ze změřených hodnot barometrického tlaku a hodnoty BE. Na obr. 34 je skutečný průběh hladiny H a modelový průběh Hm pro vrty V-28 a HM-1.

U vrtu V-28 je patrný pohyb hladiny vlivem změn barometrického tlaku, který pouze moduluje celkový průběh hladiny. Tomu odpovídá poměrně malá možná chyba v měření D = 4 %. Vrt HM-1 je krajním případem, kde pohyb hladiny vlivem změn barometrického tlaku je dominantní. Maximální možná chyba v měření zde dosahuje až D = 40 %. Při občasném nebo pravidelném bodovém měření hladiny v delších časových intervalech je tedy třeba zvážit vliv této chyby, popř. upravit režim pozorování.

kasparek-5
Obr. 4. Vrt HM-1 Měcholupy, pozorovaný průběh hladiny H a modelované kolísání hladiny vlivem změn tlaku vzduchu Hm v období 3. 2012–12. 2012
Fig. 4. Well HM-1 Mecholupy, observation of the levels H and modeled level fluctuations due to changes in air pressure, 3. 2012–12. 2012

Příklady různých objektů s charakteristickým BE

Důlní dílo Ejpovice u Rokycan, ražené v pevné břidlici (Barrandien), hladina přibližně ve 20 m pod terénem, ověřována možnost použití jako vodního zdroje. Hladina zcela stabilního průběhu, hodnota BE = 0. Čerpací zkouškou bylo prokázáno, že jde o statickou zásobu vody nepropojenou s žádným kolektorem, dotovanou občasným přítokem z nadloží.

Mělká studna na hřbitově v Kněževsi u Rakovníka, zděná kamenem, hladina přibližně 6 m pod terénem. Hodnota BE = -0,04 (T 1 hod). Studna ve svrchním kvarterním kolektoru se zvodní dotovanou srážkami. Maximální chyba měření vlivem barometrického tlaku D = 0,3 % celkového rozpětí kolísání.

Pozorovací vrt V-28 Bučnice u Teplic nad Metují, hladina přibližně 15 m pod terénem, sledující turonský kolektor v pískovci, v hloubce 160–240 m [2]. BE pro interval T 1 hod je -0,68 a dále mírně klesá, viz obr. 2. Napjatá zvodeň je více izolovaná od atmosféry s výrazným režimovým chodem hladiny (obr. 3). Maximální chyba měření vlivem barometrického tlaku je D = 4 % celkového rozpětí kolísání.

Hydrogeologický vrt HM-1 u Měcholup u Žatce, hladina přibližně 34 m pod terénem, sledující kolektor v cenomanských pískovcích v hloubce 35–120 m [3]. Hodnota citlivosti BE je -0,41 pro interval měření v rozmezí T 1–48 hod. Napjatá zvodeň izolovaná od atmosféry s pomalým režimem chodu hladiny. Maximální chyba měření vlivem barometrického tlaku je D = 40 % celkového rozpětí kolísání.

Závěr

Na hladinu vody v sondách do svrchních kolektorů s volnou hladinou podzemní vody mají změny barometrického tlaku zanedbatelný vliv.

U sond sledujících napjaté zvodně a sond do hlouběji uložených kolektorů se zvodněmi napjatými i volnými je patrný vliv barometrického tlaku na hladinu, který lze statisticky vyjádřit citlivostí BE. Důsledkem zanedbání vlivu barometrického tlaku dochází ke zvětšení chyb měření úrovně podzemní vody v kolektoru sondou. Kromě chyby měření hladiny může být pohyb hladiny v sondě vlivem změny barometrického tlaku mylně považován za skutečnou změnu tlaku ve zvodni. Pokles tlaku při přechodu frontálního systému způsobí rychlý nárůst hladiny, který nabízí chybnou interpretaci dotace zvodně srážkami. Podobnost či shodnost průběhu hladiny vlivem změn barometrického tlaku v různých objektech může vést k chybnému závěru sledování stejné zvodně.

Další možnosti využití znalosti citlivosti hladiny v sondě na barometrický tlak:

  • pokud je kolektor sledován vhodným pozorovacím vrtem, je možné z analýzy BE získat doplňující informace o kolektoru;
  • při sledování kolektoru sondou neznámých nebo nevhodných parametrů lze rozborem hodnoty BE upřesnit vztah sondy a kolektoru;
  • při odběru vzorku podzemní vody ze sondy citlivé na změnu barometrického tlaku napomáhá proudění vody mezi sondou a zvodní způsobené pohybem hladiny k výměně vody v sondě.

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

Souhrn

Malé vodní nádrže (MVN) jsou ve středoevropském prostoru jedním ze základních elementů zemědělské krajiny. V letech 2013 až 2015 bylo průběžně prováděno sledování kvality vodního prostředí vybraných rybníků a malých vodních nádrží (MVN) v oblastech jižní a střední Moravy a Vysočiny. Záměrem je věnovat pozornost vzájemnému ovlivnění jakosti povrchových tekoucích vod a jakosti vody rybníků a MVN při zohlednění jejich hospodářského využití, provést terénní šetření aktuální situace na vybraných vzorkových lokalitách a monitorovat stav jejich vodního prostředí a působících vlivů. Ekosystémy sledovaných nádrží významně redukovaly silné znečištění přinášené přítoky, jak dokladují především výsledky z MVN Želeč. Sledované nádrže měly pozitivní dopad na zadržení dusíku a fosforu původem ze znečištěných povrchových vod a naředěných odpadních vod produkovaných osídleními v povodí. Významná byla také redukce mikrobiálního znečištění vody. Výsledky získané z lokalit ukazují, že je nutné přesně stanovit primární účel a formulovat i konkrétní požadované funkce nádrží (rybníků i ostatních malých vodních nádrží). S těmito cíli je třeba stanovit základní principy managementu jednotlivých rybníků a MVN.rozkosny-1

Obr. 1. MVN Želeč
Fig. 1. Small water reservoir (SWR) Želeč

Úvod

Malé vodní nádrže jsou ve středoevropském prostoru jedním ze základních elementů zemědělské krajiny [1]. Představují jednu z nejhodnotnějších přírodě blízkých složek kulturní krajiny, jinak zcela transformované intenzivní lidskou činností [2]. Rybníky, jako jeden z typů malých vodních nádrží, jsou významným typem biotopů vybudovaným jako umělé stavby v místech s příznivou konfigurací terénu. Postupem doby se staly organickou součástí krajiny a nahradily tak jezera, která se u nás prakticky nevyskytují. Osídleny byly pestrým společenstvem vodních a bažinných organismů. Je známo, že kvalita vody se v rybnících často zásadně mění, podle míry znečištění dochází v kvalitě vody ke změnám, a to buď pozitivním, v případě silného organického zatížení přítoku – např. [3–6], nebo negativním, v případě neznečištěného přítoku – např. [7]. V důsledku přísunu živin z povodí i vstupů ve formě krmiv a hnojiv aplikovaných v rámci rybářského hospodaření lze většinu českých rybníků považovat za eutrofní až hypertrofní vodní ekosystémy. Také další typy malých vodních nádrží mohou plnit více funkcí v krajině, včetně redukce (až eliminace) znečištění transportovaného říční sítí. Z ekologického hlediska jsou významným lokálním biocentrem zvyšujícím biodiverzitu v krajině [8]. Vodohospodářsky zadržují vodu v povodí a ovlivňují její další distribuci, mají nezanedbatelný vliv na hladinu podzemní vody a půdní vláhu, při správné manipulaci s retenčním prostorem jsou schopné transformovat povodňové vlny [9, 10]. Přes svoji nezastupitelnost v krajině tvoří malé vodní nádrže také jeden z ohrožených ekosystémů v Evropě, který je pod neustálým antropogenním tlakem. Nejvíce náchylné jsou malé vodní nádrže v blízkosti velkých sídel nebo v zemědělsky intenzivně obhospodařované krajině. Zde čelí riziku znečištění vod splašky, eutrofizace vlivem používání umělých hnojiv, splachů půdy ze zemědělských ploch, drenáže mokřadních litorálních zón [2] atd.

rozkosny-2
Obr. 2. MVN Dražovice
Fig. 2. SWR Dražovice

Lokality a metodika

V letech 2013 až 2015 bylo průběžně prováděno sledování kvality vodního prostředí vybraných rybníků a malých vodních nádrží (MVN) v oblastech jižní a střední Moravy a Vysočiny. Záměrem je věnovat pozornost vzájemnému ovlivnění jakosti povrchových tekoucích vod a jakosti vody rybníků a MVN při zohlednění jejich hospodářského využití, provést terénní šetření aktuální situace na vybraných vzorkových lokalitách a monitorovat stav jejich vodního prostředí a působících vlivů. Při řešení je využívána databáze výsledků z let 2000 až 2010, získaných v rámci řešení předchozích výzkumných projektů, např. [10, 11]. Nově byly sledovány následující malé vodní nádrže:

  1. MVN – obec Dražovice – 49.1990025N, 16.9417000E / hlavní funkce – rekreační rybolov, rekreace (obr. 2)
  2. MVN – obec Želeč – 49.3472344N, 17.1273514E / hlavní funkce – retence vody, podpora biodiverzity v zemědělsky obhospodařovaném povodí (prakticky 90 % půdy využíváno jako orná v povodí) (obr. 1)
  3. MVN – obec Němčice – 49.4342464N, 16.7091728E / hlavní funkce – protipovodňová ochrana, retence vody v krajině, podpora biodiverzity (obr. 3)
  4. MVN – obec Velký Rybník – 49.4860272N, 15.3088683E / hlavní funkce – protipovodňová ochrana, retence vody v krajině, podpora biodiverzity (obr. 4)
rozkosny-3
Obr. 3. MVN Němčice
Fig. 3. SWR Němčice

Hodnocení změn v míře znečištění vodního prostředí bylo zaměřeno na nutrienty, ukazatele kyslíkového režimu a biologické ukazatele. Odběry vzorků vody byly prováděny několikrát ročně (4–6x) v typických obdobích vývoje ekosystému nádrží, tedy v období brzkého jara, přelomu jara a léta (květen), v letním období s nejvyššími teplotami prostředí a vody, přelom léta a podzimu a období nízkých teplot na podzim, případně i období se zámrzem vodní hladiny. V terénu byly přímo měřeny fyzikálně-chemické parametry vodního prostředí (teplota vody, rozpuštěný kyslík, nasycení kyslíkem, pH, elektrická konduktivita), a to přístrojem HACH Lange HQ40d. Měření byla prováděna při hladině a v různých hloubkách v případě nádrží a bodově v případě přítoků a odtoků. V laboratoři byly stanovovány ukazatele jakosti vod reprezentující organické znečištění, jednotlivé formy dusíku, fosforu a uhlíku, mikrobiologické ukazatele znečištění vod a obsah nerozpuštěných (suspendovaných) látek. Hodnocení potenciálu retence nutrientů na sledovaných lokalitách bylo založeno na metodických doporučeních komise pro ochranu Dunaje [12, 13]. Tyto metody jsou založeny na srovnání vstupních a odtokových hodnot látkových zatížení (koncentrací) jednotlivých ukazatelů kvality vody.

rozkosny-4
Obr. 4. MVN Velký Rybník
Fig. 4. SWR Velký Rybník

Výsledky a diskuse

Nádrže Dražovice a Želeč jsou využívány pro rekreační aktivity, zejména rybaření, a vodohospodářské potřeby. Tyto lokality se nacházejí v povodích s převahou orné půdy. V tabulkách 13 jsou uvedena vybraná měření popisující vodní prostředí obou nádrží a jeho vývoj v průběhu roku 2014. V následujících tabulkách 24 jsou uvedeny průměrné hodnoty parametrů kvality vody analyzovaných ze vzorků odebraných v přítokovém (obvykle nad začátkem vzdutí do hlavního přítoku) a odtokovém (pod odtokovým objektem) profilu umístěných na retenčních nádržích.

V případě lokality Dražovice byla výstavba nádrže dokončena v roce 2012, před začátkem monitoringu, což je zřejmé i z jejího oživení. Přitékající voda je odtokem z nádrže situované o cca 400 m výše, tudíž nedocházelo k její degradaci zdržením v akumulaci. Povodí nádrže je tvořeno takřka výlučně polními plochami. Slabá vrstva sedimentů (4 cm) je tvořena převážně jemnými jílovitými částicemi. Do nádrže byly na podzim 2013 a na jaře 2014 vysazeny ryby, což vedlo k eliminaci velkých perlooček rodu Daphnia (D. magna, D. longispina).

Tabulka 1. Abiotické parametry prostředí nádrže Dražovice zjištěné při odběrech in situ
Table 1. Abiotic parameters of the SWR Dražovice environment, determined during monitoring in-situ
rozkosny-tabulka-1

Nasycení vody kyslíkem během roku 2014 odpovídalo především teplotním poměrům v nádrži a nepředstavovalo problém pro plnění funkcí nádrže, i s ohledem na její nízké zatížení organickými látkami na přítoku (tabulka 2). Průhlednost nádrže se postupně snížila v důsledku nasazení ryb a víření sedimentů dna, i když celkový obsah sedimentů je nízký (tabulka 1).

tabulce 2 jsou výsledky monitoringu nádrže Dražovice rozděleny na dvě období, před nasazením první rybí obsádky (období A) a po nasazení rybí obsádky, zahrnující i její doplňování (období B). Výsledné hodnoty dlouhodobé účinnosti čištění jsou ovlivněny tím, že se jedná o výpočty z poměrně malých koncentrací. Celkově je zatížení organickými látkami velmi nízké (ukazatele BSK5, TOC). To platí i pro nutrienty (ukazatele celkový dusík – Ncelk a celkový fosfor – Pcelk). V případě fosforu se účinnost zadržení snížila v období s rybí obsádkou, což je ale spíše souvislost s vířením sedimentů a materiálu dna (původní místní zemina), na nějž je fosfor vázán, a jeho odnosem. Významný rozdíl, dokladovaný i daty v první tabulce (průhlednost), nastal v odtokových koncentracích nerozpuštěných látek (NL), ve druhém období B jsou tyto koncentrace vyšší.

rozkosny-5
Obr. 5. Odlovná past s úlovkem střevličky východní (Pseudorasbora parva), nahoře samice, dole samec, Němčice 27. 5. 2014
Fig. 5. Fish catching trap with the draught of Pseudorasbora parva, female above, male below; Němčice 27. 5. 2014

Nádrž na Želečském potoce (5,29 ha) slouží jako víceúčelová s cílem řízení odtokových poměrů v povodí. Svým charakterem představuje nádrž retenční s protipovodňovou funkcí a slouží i k rekreaci. V době minimálních průtoků zajišťuje požadovaný minimální průtok 1 l/s. Skutečností však je, že slouží víceméně jako stabilizační rybník pro eliminaci komunálního znečištění z obce s minimální možností rekreačního využití z důvodu velmi nízké kvality vody a extrémně silného výskytu vodních květů sinic. Je situována mezi polními plochami v otevřené krajině. Vrstva sedimentů na dně dosahuje u hráze setrvale přibližně 10 cm a je tvořena černým anaerobním bahnem. V podzimním období bylo registrováno razantní zvýšení mocnosti sedimentů na 20 cm. V důsledku anaerobie dna se v nádrži v létě 2014 nevyskytoval zoobentos, ojedinělé oživení dna bylo registrováno až v podzimním termínu (7. 10. 2014), kdy se v zoobentosu objevily tolerantní larvy pakomárů Chironomus plumosus (222 ind a 0,44 g na m2).

Tabulka 2. Průměrné hodnoty ukazatelů kvality vody na přítoku (In) a odtoku (Out) z nádrže Dražovice během dvou období (A, B)
Table 2. Average values of water quality parameters in the inflow (In) and the outflow (Out) of the SWR Dražovice during two periods (A, B)
rozkosny-tabulka-2

Silné organické zatížení se projevilo značnou rozkolísaností kyslíkových poměrů na konci jarního období, kdy bylo na hladině naměřeno stoprocentní nasycení (9,90 mg/l O2 a 102,6% nasycení), zatímco u dna v hloubce pouhých 140 cm byla registrována hluboká hypoxie (v podstatě anoxie 0,16 mg/l O2 a 1,9% nasycení).

Expozice nádrže působení větrů v otevřené krajině vede často k promíchání vrstev vody a její intenzivní aeraci, takže například za větrného počasí v srpnu 2014 byly rozdíly mezi hladinou a dnem výrazně menší než v období stratifikace (hladina 10,07 mg/l O2, resp. 116,4 % a dno 5,39 mg/l O2, resp. 62,1 %). V období podzimní cirkulace pak byla stratifikace zcela eliminována a kyslíku bylo v celém vodním sloupci dostatek (7. 10. 2014, hladina 14,51 mg/l O2, resp. 145,3 % a dno 15,70 mg/l O2, resp. 152,0 %). Podobně teplota vody u dna byla v těchto obdobích prakticky shodná s teplotou u hladiny (tabulka 3).

rozkosny-6
Obr. 6. Koncentrace celkového fosforu a fosforečnanového fosforu v přítoku a odtoku z MVN Želeč
Fig. 6. Total phosphorus and phosphate phosphorus concentrations in the inflow and the outflow profiles of the SWR Želeč

V případě monitoringu nádrže Želeč je nutné zohlednit vliv znečištění přitékajícího kanalizačním systémem obce Želeč. V obci je Želečský potok zatrubněn a na profilu výusti je voda poměrně značně znečištěná. Bakteriální znečištění odpovídá 5. třídě čistoty vod, organické znečištění 3. až 5. třídě, koncentrace amoniakálního dusíku 4. až 5. třídě, nerozpuštěné látky 2. až 3. třídě a celkový fosfor 4. až 5. třídě. Vzdálenost od tohoto profilu do konce vzdutí retenční nádrže je přibližně 1 300 m. Délka retenční nádrže je přibližně 650 m, z toho přibližně polovinu délky protéká voda rozsáhlým litorálním pásmem rákosin (převážná většina porostu je tvořena rákosem obecným Phragmites australis). Na konci vzdutí MVN, tedy na přítoku do litorální zóny, je míra znečištění potoka nižší.

Tabulka 3. Abiotické parametry prostředí nádrže Želeč zjištěné při odběrech in situ
Table 3. Abiotic parameters of the SWR Želeč environment, determined during monitoring in-situ
rozkosny-tabulka-3

Účinnost čištění MVN Želeč je vysoká pro ukazatele mikrobiálního znečištění (enterokoky a fekální koliformní bakterie – indikátory používané pro hodnocení tzv. koupacích lokalit), formy dusíku a celkový fosfor (tabulka 4). Podobně jako v případě nádrže Dražovice, průměrné účinnosti odstranění pro BSK, TOC a nerozpuštěné látky byly negativní, což je ovlivněno biologickými procesy probíhajícími ve vodním útvaru v průběhu vegetačních období. Organické znečištění pocházející z kanalizačního systému obce Želeč je vysoce redukováno, avšak s výsledkem nárůstu primární produkce fytoplanktonu ukazatelů, která vede až ke vzniku silných vodních květů s převahou sinic rodu Microcystis.

Druhou skupinu hodnocených nádrží tvoří MVN Němčice a Velký Rybník. Hlavním účelem jejich výstavby bylo zajištění protipovodňové ochrany území ležící pod nimi, retence vody a podpora biodiverzity. K druhému účelu slouží realizované litorální zóny, mokřady v zátopě a doprovodné výsadby. V tabulkách 5 a 7 jsou uvedena vybraná měření popisující vodní prostředí obou nádrží a jeho vývoj v průběhu roku 2014.

Tabulka 4. Průměrné hodnoty ukazatelů kvality vody na přítoku (In) a odtoku (Out) z nádrže na Želečském potoce
Table 4. Average values of water quality parameters in the inflow (In) and the outflow (Out) of the SWR Želeč
rozkosny-tabulka-4

Nádrž Němčice je situována v polní a luční krajině a je dotována živinami z výše položené obce a polních ploch v povodí. Eutrofizace nádrže se proto projevuje především ve vývoji kyslíkových poměrů, jejichž hodnoty v obdobích jarní a podzimní cirkulace podpořené prouděním vzduchu v otevřené krajině jsou vyrovnané v celém vertikálním profilu. To potvrzují i minimální rozdíly v teplotě vody u hladiny a u dna v těchto termínech. Od pozdního jara dochází přes celé letní období k výrazné stagnaci, která vede k extrémním rozdílům v koncentraci kyslíku mezi hladinovou vrstvou (22,27 mg/l) a dnem v hloubce pouze 1 m (4,80 mg/l). Průhlednost klesá v důsledku rozvoje fytoplanktonu i zákalu způsobeného vířením sedimentů divokými kachnami a rybí obsádkou z jarních vysokých hodnot (110 cm) až na 11 cm v srpnu (tabulka 5). Vrstva sedimentů na dně se v porovnání s rokem 2013 (14 cm) nijak významně nezměnila (10–13 cm). Stejně tak i dno bylo i nadále mozaikovitě zarostlé porosty rdestu (Potamogeton pectinatus) s vynořenými ostrůvky rdesna obojživelného (Persicaria amphibia) a hojně shluky šroubatky (Spirogyra sp.) při březích.

Tabulka 5. Abiotické parametry prostředí nádrže Němčice zjištěné při odběrech in situ
Table 5. Abiotic parameters of the SWR Němčice environment, determined during monitoring in-situ
rozkosny-tabulka-5

Zoobentos nádrže je v důsledku nepříznivých podmínek prostředí velmi chudý a jeho abundance a biomasa v roce 2014 činila pouze maximálně stovky jedinců a desetiny gramu na m2. Výjimkou byl pouze početný výskyt nitěnek Tubifex tubifex v květnu, později však vymizely (pravděpodobně predace rybami) a v létě byla nádrž zcela bez zoobentosu.

rozkosny-7
Obr. 7. Koncentrace celkového fosforu a fosforečnanového fosforu v přítoku a odtoku z MVN Němčice
Fig. 7. Total phosphorus and phosphate phosphorus concentrations in the inflow and the outflow profiles of the SWR Němčice

Na nádrži přetrvávají problémy způsobené početnou populací invazní kaprovité ryby střevličky východní (Pseudorasbora parva – obr. 5). Její abundance sice v průběhu roku klesla z průměrné CPUE 1 hod. (n = 3) 93 ± 21 ks (356 ± 89 g) v březnu na 29 ± 17 ks (49 ± 27 g) srpnu a 63 ± 5 ks (200 ± 3 g) v říjnu.

Hloubka vody na většině plochy nádrže Němčice nepřesahuje 30 cm a místo s hloubkou okolo 1 m je situováno pouze u betonového (výpustního) objektu na ploše pouze několika desítek m2. Ekosystém poldru je tak v důsledku malého objemu vody a dlouhé době retence velmi zranitelný i relativně nevýznamnými zásahy, jako je např. podpora výskytu divokých kachen, které nepochybně přispívají ke zhoršení podmínek prostředí.

Účinnosti čištění a odtokové koncentrace MVN Němčice (tabulka 7) jsou ovlivněny také tím, že v určitých částech roku je množství vody v nádrži minimální, související s její primární funkcí, a to je retence vody při povodních. Je otázkou, zda by účinnost čištění a celkové podmínky nebyly lepší, kdyby v nádržích s touto funkcí byla zátopa představována pouze mokřadem, bez trvalé vodní hladiny, nebo by poměr mokřad – voda byl výrazně vyšší ve prospěch mokřadu.

Tabulka 6. Průměrné hodnoty ukazatelů kvality vody na přítoku (In) a odtoku (Out) z nádrže Němčice
Table 6. Average values of water quality parameters in the inflow (In) and the outflow (Out) of the SWR Němčice
rozkosny-tabulka-6

Nádrž nad obcí Velký Rybník, vybudovaná v roce 2012, je napájena Kopaninským potokem, jehož povodí je přibližně rovnoměrně tvořeno lesními, lučními a polními plochami. Vrstva sedimentů, která dosahovala na podzim 2013 pouze 2 cm, se zvýšila v jarním období až na 14 cm (tabulka 6). V období extrémních letních srážkových epizod došlo k odplavení části sedimentů na výšku 5–6 cm. Nádrž je chladná s maximálními letními teplotami do 18 °C a plní funkci eliminace povodňových průtoků a ochrany níže položené obce před povodňovými jevy. Kvalita vody a s ní související průhlednost se udržuje na velmi dobré úrovni a v jejím důsledku je velká část plochy dna pokryta porosty šroubatky (Spirogyra sp.) a vláknitých sinic rodu Oscillatoria, což vede k disproporcím v koncentracích a nasycení vody kyslíkem, které bylo v jarním období paradoxně vyšší u dna než u hladiny. Submerzní makrovegetace se zde nevyskytuje. Účinnosti čištění jsou uvedené v tabulce 8.

rozkosny-8
Obr. 8. Koncentrace celkového fosforu a fosforečnanového fosforu v přítoku a odtoku z MVN Dražovice
Fig. 8. Total phosphorus and phosphate phosphorus concentrations in the inflow and the outflow profiles of the SWR Dražovice

Makrozoobentos nádrže byl stejně jako v předešlém roce sledování rozvinut poměrně bohatě (2 356 ind.m-2) s výraznou převahou larev pakomárů (Chironomidae), mezi nimiž dominovaly především rody Einfeldia, Procladius (Holotanypus), ChironomusOrthocladius, jejichž rozvoj souvisí s porosty šroubatky na dně. Od května se početněji vyskytovaly rovněž nitěnky rodu Limnodrilus. V zoobentosu byl zjištěn i výskyt fytofilních larev jepic Cloeon dipterum, který souvisí rovněž s bohatými porosty šroubatky.

Tabulka 7. Abiotické parametry prostředí nádrže Velký Rybník zjištěné při odběrech in situ
Table 7. Abiotic parameters of the SWR Velký Rybník environment, determined during monitoring in-situ
rozkosny-tabulka-7

V případě MVN Velký Rybník je kvalita vody velmi dobrá jak v přítoku, tak i v odtoku. S nízkými koncentracemi souvisí i to, že účinnost odstranění znečištění počítaná z průměrných hodnot je prakticky u všech ukazatelů záporná. Průměrné hodnoty jsou si velmi blízké. U mikrobiálního znečištění nebyly účinnosti zvažovány, protože nebylo v přítoku ani odtoku detekováno.

Specifickou problematiku kvality vody ve vztahu k malým vodním nádržím a rybníkům představuje eutrofizace vod a bilance fosforu, včetně posouzení výskytu jeho forem. Účinnosti eliminace fosforu obsaženého v přítoku do jednotlivých sledovaných nádrží uvádí tabulky 2, 4, 68. Na obrázcích 69 jsou prezentovány koncentrace celkového fosforu a fosforečnanového fosforu zjištěné během jednotlivých vzorkování na všech čtyřech nádržích.

V případě nádrží Želeč a Němčice musel být zvolen pro prezentaci zjištěných koncentrací větší interval hodnot (0 až 2,5 mg/l). I z toho je patrné, že prostředí obou nádrží je zatěžováno fosforem více než v případě zbylých dvou nádrží. Zdrojem fosforu jsou hlavně obce v povodí, které jsou poměrně blízko vtokovým částem a jejichž komunální vody v různém stupni čištění se do nich dostávají.

Tabulka 8. Průměrné hodnoty ukazatelů kvality vody na přítoku (In) a odtoku (Out) z nádrže Velký Rybník
Table 8. Average values of water quality parameters in the inflow (In) and the outflow (Out) of the SWR Velký Rybník
rozkosny-tabulka-8

U všech nádrží byla zachycena období, kdy koncentrace celkového fosforu v odtoku byla vyšší než na přítoku. Současně však byly zjištěny i vyšší hodnoty zákalu vody, vyšší obsah celkových i spalitelných (organických) nerozpuštěných látek, což souviselo zřejmě s rozvojem biomasy fytoplanktonu, nebo s vířením sedimentů rybami.

rozkosny-9
Obr. 9. Koncentrace celkového fosforu a fosforečnanového fosforu v přítoku a odtoku z MVN Velký Rybník
Fig. 9. Total phosphorus and phosphate phosphorus concentrations in the inflow and the outflow profiles of the SWR Velký Rybník

Závěr

Extenzivní a polointenzivní hospodaření, typické pro české rybniční akvakultury, zahrnuje komplexní produkční metody s mnoha významnými vazbami v rámci prostředí rybníku samotného, s vazbami na jiné rybníky v soustavě a na okolní ekosystémy [8]. Malá vodní nádrž může podstatně změnit hydrologický režim a ekologickou kvalitu recipientů, opět s potenciálně pozitivními nebo negativními dopady na fungování povodí [14]. Hlavními prvky kontaminujícími vodní prostředí jsou fosfor (P) a dusík (N). V podmínkách střední Evropy je zachycení a uložení P a N považováno za důležitou funkci rybníků [8, 14]. Nejvyšší hodnoty P byly obvykle nalezeny v deponovaných sedimentech, a to 100–1 000x vyšší než ve vodách.

Uvedené sledované malé vodní nádrže jsou příklady nádrží budovaných po roce 1989 v krajině České republiky. Cílem jejich sledování bylo doplnění podkladů pro metodické a rozhodovací výstupy zpracovávané v rámci projektu QJ1220233, jež mají být nástroji pro rozhodování o vhodnosti obnovy či budování rybníků a obecně malých vodních nádrží. Kvalita vody a možnosti jejího zlepšení, nebo naopak zhoršení v důsledku realizace MVN jsou jedním z klíčových parametrů pro tato rozhodování, a to s cílem plnění požadavků Rámcové směrnice o vodách.

Ekosystémy sledovaných lokalit významně redukovaly i silné znečištění přinášené přítoky, jak tomu bylo v případě nádrže Želeč. Výrazný přínos je patrný především pro eliminaci mikrobiálního znečištění a zadržení a využití nutrientů, avšak zde je již riziko vysoké primární produkce a rozvoje sinic v prostředí nádrží. Otázkou je také správné a optimální nastavení a složení rybích obsádek nádrží.

Z výsledků získaných na sledovaných lokalitách je možné konstatovat, že je nezbytné správně stanovit primární funkci jejich účelu a provozu a tomu přizpůsobit další funkce v krajině a vodním hospodářství, zejména pokud se předpokládá zapojení rybníků a malých vodních nádrží do protipovodňové ochrany území. Na druhou stranu, pokud je jedním z hlavních účelů nádrže podpora biodiverzity nebo zvýšení samočistící schopnosti systému povrchových vod v povodí, předpokládá se realizace funkčních litorálních porostů a úpravy opevnění tak, aby byl umožněn rozvoj těchto porostů. S tím souvisí i otázka proudění vody systémem. Zejména pro podporu samočištění je nutné, aby litorální zóny byly v maximální možné míře v přímém kontaktu s protékající vodou.

Poděkování

Výsledky byly získány za finanční podpory projektu NAZV KUS QJ1220233 Hodnocení území na bývalých rybničních soustavách (vodních plochách) s cílem posílení udržitelného hospodaření s vodními a půdními zdroji v ČR. Část práce Fakulty rybářství a ochrany vod JČU v Českých Budějovicích byla podpořena projekty MŠMT projektu CENAKVA (CZ.1.05/2. 1. 00/01.0024) a projektu CENAKVA II (LO215 v rámci projektu NPU I).

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

Souhrn

Účelem tohoto příspěvku je ukázat na příkladu úsekového modelu sítě vodních toků úlohu, kterou tento datový produkt může zastávat v národní infrastruktuře prostorových dat. Jedná se o klíčový zdroj prostorových dat jednak pro výzkumné činnosti Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka, v. v. i., (VÚV TGM, v. v. i.) a jednak, a to zásadně, pro podporu výkonu veřejné správy. Díky nadresortní spolupráci může úsekový model vodních toků sloužit jako příklad osvědčené praxe v národní infrastruktuře prostorových dat. V článku je zmíněno očekávané uplatnění technických norem geografické informace pro podporu poskytování služeb ze strany VÚV TGM, v. v. i., zejména pak rozsah zodpovědnosti expertů oddělení GIS a kartografie při stanovení celkové míry kvality Úsekového modelu vodních toků jako metadatové informace o tomto datovém produktu pro jeho využití dalšími uživateli.

sovjakova-1

Aby však bylo možné formalizovat pohled na pořizování a správu prostorových dat ve VÚV TGM, v. v. i., řada odborných termínů vyžaduje věnovat pozornost mezinárodní technické normalizaci se zaměřením na geografickou informaci obecně a postupům adaptace mezinárodních norem jako norem evropských a národních. Proto je předkládána rešerše Technické zprávy Evropského výboru pro normalizaci (CEN/TR 15449) o infrastrukturách prostorových dat, týkající se pěti aspektů dosažené evropské úrovně vývoje infrastruktury prostorových dat (SDI) do roku 2015. Tento evropský horizont rozsahu zprávy umožňuje posoudit stav a výzvy Akčního plánu Strategie rozvoje infrastruktury prostorových informací v České republice do roku 2020, formulované a řízené odborem eGovernmentu Ministerstva vnitra ČR (MV). V článku se jednotně používají odkazy na zdrojové mezinárodní normy ISO. Tyto normy nejsou vyjmenovány v literatuře, detaily jejich vydání a statut ISO norem vyhlášením jako normy evropské nebo jejich zavedení do soustavy ČSN lze zjistit na webových stránkách [1–3]. Citace norem v tomto článku jsou používány se souhlasem Úřadu pro technickou normalizaci, metrologii a státní zkušebnictví (ÚNMZ).

Úvod

Tato úvodní část se zabývá terminologií a kontextem technické normalizace zabezpečované pověřenými národními, evropskými a mezinárodními standardizačními organizacemi na straně jedné a úlohou soukromých standardů zabezpečovaných zájmovými sdruženími v soukromé sféře (fóra, konsorcia, výbory), expertními skupinami nebo specifickými projekty na straně druhé.

Úspěch v podnikání, stejně jako občanům otevřená veřejná správa, jsou založeny na kvalitní informaci. Velká část potřebných informací v agendách veřejné správy buď již nese prostorovou komponentu, nebo je prostřednictvím vhodného atributu s prostorovou komponentou propojitelná. Díky evropským aktivitám [4–7] je zvýšený zájem věnován kvalitě prostorové informace, její výměně mezi producenty a uživateli, jakož i možnosti jejího násobného užití v informačních službách. Všechny stránky pořizování, kódování informace a jejího přenosu pro potřebu dalších podílníků, stejně jako aspekty služeb nad prostorovými daty, jsou již desítky let předmětem standardizace a technické normalizace.

Standardizace je nástrojem k dosažení všeobecně přijatého souhlasu při vytváření metod, technických specifikací, postupů a jednotně srozumitelných odborných termínů. Standardy jsou vyvíjeny skupinami zainteresovaných subjektů a dobrovolně respektovány ostatními zainteresovanými subjekty na trhu informačních služeb. Cílem standardizace obecně je odstraňovat překážky obchodu a odborné spolupráce. Způsob, jak dosáhnout všeobecného souhlasu podle Dohody o odstraňování technických překážek obchodu (WTO/TBT) [8, 9], je zakotven v legislativě a v pravidlech dodržovaných a vyvíjených mezinárodně, evropsky nebo národně určenými standardizačními organizacemi, které takto specifickou standardizaci zabezpečují. Pokud je standard vydán určenými standardizačními organizacemi, jako je např. Mezinárodní organizace pro normalizaci (ISO) [1], Evropský výbor pro normalizaci (CEN) [2] anebo standardizační organizace určená na národní úrovni, je v české odborné terminologii označován jako technická norma. Technická norma poskytuje ve svém stanoveném rozsahu odbornou terminologii, pravidla, pokyny a odvozené postupy (včetně výpočetních), a to pro jednotné a násobné užití; dále poskytuje sestavy zkoušek pro posuzování shody a případně produkční postupy. V České republice je takovou určenou a ze zákona pověřenou standardizační organizací ÚNMZ [3]. ÚNMZ je partnerskou organizací evropských standardizačních organizací (např. CEN, CENELEC a ETSI) a mezinárodních standardizačních organizací (např. ISO, IEC). Podílí se na celém spektru činností těchto určených standardizačních organizací na evropské a mezinárodní úrovni.

Kromě statutu partnerské organizace existuje také statut spolupracující organizace [10]. Spolupracující organizace mají obvykle formu konsorcia nebo fóra či výboru anebo se může jednat o projekt financovaný ze soukromých zdrojů, popř. z evropských fondů. Tyto spolupracující organizace se zaměřují na práce jen na některých vybraných dokumentech nebo jen na práce spojené s určitou technickou normalizační komisí ISO nebo CEN. Většinou zajišťují odborné příspěvky, doporučení nebo vlastní návrhy standardů a rovněž v celkové organizaci standardizačních prací na úrovni ISO zajišťují souhlas všech svých členů se zpracováním technické normy a s výsledky konkrétního projektu technické normalizace. Tyto partnerské organizace mohou vydávat tematické řady soukromých standardů nebo technických doporučení.

Z důvodu mimořádného rozsahu oborů, pro něž je technická normalizace pro podporu obchodu nepostradatelná, byla na úrovni ISO zavedena jejich klasifikace, v nichž technická normalizace probíhá, a jednotlivé obory pak příslušejí do správy technických normalizačních komisí ISO. Na úrovni evropského regionu mohou působit zrcadlové technické normalizační komise CEN, podobně na úrovni států mohou být podle potřeby zakládány zrcadlové národní technické normalizační komise, jejichž práce je vázána příslušnými mezinárodními dohodami a harmonizovanou legislativou. Mezinárodní normy v oboru Geografická informace/Geomatika jsou vydávány v mezinárodních normách řady ISO 19100 a jsou ve správě technické komise ISO/TC 211. Každý obor a každá technická komise ISO mají na svých webových stránkách doloženou spolupráci se spolupracujícími soukromými zájmovými skupinami.

Tabulka 1. Příklady dokumentované spolupráce v technické normalizaci geografické informace a ve standardizaci a projektech IKT a výměny dat, podle [1]
Table 1. The ISO TC’s  Liason Bodies in ICT Interoperability Examples
sovjakova-tabulka-1

Význam mezinárodních a evropských norem ukázala zejména potřeba harmonizovat předávání specifikovaných souborů prostorových dat ze států v územním rozsahu Evropy do centrálního úložiště založeného Evropskou komisí podle požadavků některých evropských směrnic (např. WISE pro Rámcovou vodní směrnici [11]). Evropská komise (EK) mohla své pokyny opřít o skutečnost, že státy (včetně nečlenských států Evropské unie) respektují evropskou legislativu týkající se technické normalizace. Všechny členské státy CEN pak plní závazek zavedení vydané harmonizované evropské normy do souboru národních norem, a to do šesti měsíců od jejího vydání jako evropské normy.

Technické normy geografické informace využívají pojmy definované v referenčním modelu Geografická informace. Geografická informace se zabývá abstrakcemi reálného světa se zvláštním zřetelem k jejich poloze vůči zemskému povrchu. Normy jsou nositelem modelové architektury. V technických normách ČSN [12], zavedených překladem mezinárodních a evropských harmonizovaných norem, se jako český ekvivalent modelového zařazení těchto abstrakcí (feature) užívá slovo vzhled, a to zejména pro jeho specifický charakter „nositele vlastností“. Tento koncept je používán pro modely vyhledávání prostorové informace ve smyslu ISO 19115, kdy jsou např. vzhledy povrchových vod tříděny podle geometrických charakteristik na typy vzhledů (vodní tok, úseky vodních toků, jezera) a podle dalších specifických charakteristik instancí těchto typů vzhledů na jednotlivé prostorové datové objekty. Na nejvyšší úrovni abstrakce vytvářejí vzhledy meta-meta úroveň popisu geografické informace, jejich společných vlastností a operací nad nimi. Na úrovni instancí typů vzhledů je již možné pracovat s termíny zavedenými v konkrétní aplikační doméně. Instance a počítačové realizace vzhledů pak vytvářejí bohaté zdroje prostorových dat společně s co nejúplnějšími metadaty.

Infrastruktura prostorových dat (SDI) je obecný termín pro počítačem řízené prostředí pro manipulaci s daty, která nesou referenční údaje polohy nebo místa na zemském povrchu anebo v jeho blízkosti (např. pod povrchem). Významné je, že SDI za různých okolností může být definována a posuzována různým způsobem – od lokální až po globální úroveň. Pro účely jednotlivých států se očekává, že každý stát vytvoří svou strategii zavedení a implementace infrastruktury prostorových dat při respektování technických specifikací, které již byly přijaty jako mezinárodní normy, popř. jako evropské normy. To je také očekáváno na národní úrovni od konceptu národní infrastruktury prostorových informací (NIPI).

Pro některé specifické aspekty SDI nebo části modelu prostorové informace, pro které technické normy dosud neprošly formálním odsouhlasením, je možné ve vývojových dokumentech SDI, popř. NIPI využít i národní normy nebo dokonce soukromé standardy, např. standardy vyvinuté skupinou Open GIS Consortium (OGC). V takovém případě je ovšem nutné vzít v úvahu riziko, že určená standardizační organizace (např. ISO) nemá za povinnost avizovat změny, doplnění nebo opravy takových soukromých standardů pro všechny partnerské organizace v rámci oboru technické komise, s níž spolupracují. Tuto povinnost vůči odběratelům z veřejné správy nemají ani spolupracující standardizační organizace, jejichž standard byl využit.

Interoperabilita je definována jako schopnost komunikovat, provádět programy nebo přenášet data mezi různými funkčními jednotkami tak, že uživatel vystačí jen s malou znalostí jedinečných charakteristik těchto funkčních jednotek nebo je vůbec nepotřebuje znát. Úspěšnost interoperability je založena na kvalitě dat, metadat a služeb. Kvalita a zkoušení shody mezi pořizovatelem, deklarovaným stupněm kvality a požadavky spotřebitele je určujícím aspektem úspěchu zavádění otevřených dat a metadat a také otevřených služeb.

Rešerše technické zprávy CEN 15449 o infrastrukturách prostorových dat (SDI)

Tato část příspěvku přináší rešerši obsahu dostupných částí postupně vydávané Technické zprávy CEN 15449. Cílem této rešerše je vyhledání podstatných informací, které mohou sloužit pro porovnání strategií implementace SDI na národní úrovni, popř. dosadit do tohoto kontextu práce VÚV TGM, v. v. i., při údržbě Úsekového modelu vodních toků.

Technická zpráva CEN/TR 15449 s hlavním názvem Geografická informace – Infrastruktury prostorových dat je postupně se vyvíjejícím dokumentem, který má v současné době již pět samostatných částí. Tyto části jsou jednotlivě zaváděny ÚNMZ překladem jako technická normalizační informace (TNI). Zpráva uvádí, že mohou být vydány další části, a podobně mohou být jednotlivé části revidovány nezávisle na sobě. Ve skutečnosti některé části již prošly dvojnásobnou revizí.

Zpráva podporuje aktivity Evropské komise uvedené v úvodu a cituje ve svém souhrnu všechny legislativní normy EU, které SDI ovlivňují, a regulativní dokumenty vázané na směrnici INSPIRE. Stojí za pozornost, že uvádí v konkrétních souvislostech nejen reference na mezinárodní normy řady 19100, ale také na soukromé standardy skupin OMG, W3C, konsorcia OGC, a to včetně referenčního modelu Open GIS, dále pak na výstupy evropských projektů a na Evropský rámec interoperability a s ním související dokumenty.

Ze zprávy lze usuzovat, že národní aktivita, která v roce 2014 vyústila do formulace usnesení vlády ČR ze dne 8. října 2014 č. 815 o Strategii rozvoje infrastruktury pro prostorové informace v České republice do roku 2020, není osamoceným úsilím mezi státy EU. Navíc lze očekávat, že jednotlivé bloky SDI se budou nadále propojovat horizontálně a také v přeshraničním kontextu, například prostřednictvím vyhledávacích služeb, a budou integrovány se systémy vyvinutými v kontextu eGovernmentu [13].

Část 1 Geografická informace – Infrastruktury prostorových dat – Referenční model

Část 1 zprávy CEN/TR 15449 [14] je nejstarší a poskytuje náhled na obecný kontextový model SDI. Uvádí, že zásadou budování SDI je dosáhnout mechanické až automatické kontroly shody mezi deklarovaným referenčním modelem zdroje prostorových dat a cílovým uživatelským datovým modelem. Pro referenční model jsou jako výchozí použity standardy Object Management Group (OMG), skupiny pro modelem řízenou architekturu Informačních a komunikačních technologií (IKT). Spolupráce se skupinou OMG je plodná, protože na základě dohod s příslušnými komisemi ISO toto odborné společenství uvolňuje standardy, u nichž není uplatněna ochrana průmyslových vzorů, pro urychlené a bezproblémové schválení jako mezinárodních norem (viz tabulku 1, položku ICS 25.040.01). Zachování přesnosti, jednoduchosti, dodržování norem a standardů jsou základní postupy budování SDI, a to včetně cíle validovat kvalitu všech výstupů. Tabulka 2 ukazuje úrovně interoperability z Evropského rámce interoperability (EIF), verze 2.0 vycházející ze standardů a doporučení OMG [5].

Tabulka 2. Úrovně Evropského rámce interoperability
Table 2. The European Interoperability Framework Levels

sovjakova-tabulka-2

Rámec interoperability je možné chápat jako množinu strategií, norem a standardů, nařízení a doporučení. Tato množina strategií musí odrážet společenskou vůli jednotlivých organizací, plnit jimi zastávané role při dodržování těchto zásad:

  • Dostupnost dat – představuje nediskriminujícím způsobem veřejně dosažitelná, otevřená data, včetně pokrytí potřeb přístupu k internetu pro osoby se zdravotním postižením, podle standardů skupiny W3C Web Accessibility Initiative;
  • Bezpečnost dat – zahrnující identifikaci dat, autentizaci, validaci a zajištění důvěrnosti, ochranu práv správců zdrojů;
  • Ochrana osobních dat;
  • Subsidiarita – známá z formulace požadavku produkce dat a jejich správy co možná nejblíže zdroji;
  • Použití otevřených standardů a technických norem.

Zpráva dokládá integraci technické normalizace v oboru Geografická informace/Geomatika s doporučeními skupiny W3C a se standardy OGC při vývoji potřebných technických regulací (standardů). Data, metadata a služby jsou základními komponentami SDI. Tabulka 3 ukazuje komponenty, identifikované v Evropském rámci interoperability (EIF), s odpovídajícími službami nad zdroji geografických dat v každé z kategorií identifikovatelných služeb SDI, s výjimkou modulu řízení systému, pro který žádné specificky „geografické služby“ nebyly nalezeny. Tabelární forma textu článku 5. 4. 2 CEN/TC 15449-1 je uvedena v tabulce 3.

Tabulka 3. Příklady taxonomie služeb
Table 3. The Taxonomy Service Examples

sovjakova-tabulka-3

Část 2 Geografická informace – Infrastruktury prostorových dat – Příklady osvědčené praxe

Část 2 zprávy CEN/TR 15449 [15] vysvětluje význam, který je spojován s příklady osvědčené praxe. Jejich zpracování je důležité na počátku budování SDI anebo v případě řešení nově nastalého problému na politické, právní nebo organizační úrovni SDI. Tyto příklady jsou zapisovány do formulářů převoditelných do strukturovaného jazyka XML, který umožňuje další zpracování a také jejich archivaci na základě principu registrace položek podle ISO 19135. Celkovou sbírku příkladů osvědčené praxe, relevantních na úrovni SDI evropských států CEN, spravuje technicko-normalizační komise CEN TC 287 Geografická informace. Tato komise rozhoduje o zařazení hlášeného příkladu osvědčené praxe do registru. Ukazuje se, že zápis do registru osvědčené praxe může být pro řešitele dílčích projektů při implementaci SDI motivující, podporuje soutěživost a zájem zapojit se do procesu vývoje SDI nejen na evropské, ale také na národní úrovni. Shromažďování příkladů osvědčené praxe bylo otevřeno také v rámci implementace INSPIRE [16]. Kolekce příkladů „dobré praxe“ ze států implementujících směrnici INSPIRE je součástí archivu INSPIRE.

Část 3 Geografická informace – Infrastruktury prostorových dat – Pohled zaměřený na data

Část 3 CEN/TR 15449 [17] se zaměřuje na technické stránky SDI za podmínky implementace neutrální technologické infrastruktury pro prostorová data a metadata. V textu jsou analyzovány aspekty správy dat, metadat a úloha specifikace datového produktu, což jsou aplikační schémata v modelu geografické informace. Zpráva se zabývá významem sémantického popisu oboru úvah, tzv. jmenného prostoru, jako výchozí platformy pro modelování dat. Pozornost je věnována katalogům vzhledů a jak již bylo uvedeno, také úloze primárních metadat tvořících specifikaci datového produktu. Dalšími tématy je proces řízení životního cyklu dat, kódování dat, kvalita dat, přístup k prostorovým datům a jejich znázornění, transformace dat, postupy validace atd. Postupům validace geografických dat byla následně vyčleněna samostatná pátá část zprávy CEN/TR 15449.

Modelování dat může být popsáno aplikačními schématy, která prostřednictvím specifikací datového produktu popisují datové produkty implementované jako datové sady. Odkazy na referenční systémy vyjadřující prostorové nebo časové aspekty, popis typů vzhledů, prvky kvality dat nebo samostatná zpráva o kvalitě datového produktu jsou základními komponentami aplikačních schémat. Zvyšující se požadavky na popis vstupů, popis činností a vyhodnocení kvality jsou stále náročnější součástí procesu modelování geografických dat. Zpráva dokládá realizovatelnost a oprávněnost těchto požadavků. Dokumentuje to obr. 1, který byl převzat ze zprávy CEN/TR 15449-3 (2014). Dokumentaci, týkající se datových aspektů SDI, lze najít v různých publikovaných zdrojích [18]. Část 3 zprávy CEN rovněž poskytuje bohatou dokumentaci všech mezinárodních norem řady ISO 19100, které se týkají datových aspektů. Většina z těchto norem již byla zavedena do soustavy ČSN.

sovjakova-2
Obr. 1. Kroky implementace aplikačního schématu založeného na specifikaci datového produktu
Fig. 1. The Steps towards Application Schema Implementation based on Data Product Specification

Postupy zpracování a metodika specifikace datového produktu byla již odzkoušena v rámci postupů implementace INSPIRE. Program implementace směrnice INSPIRE poskytuje bohaté příklady nezbytných kroků pro vytvoření ucelené báze zdrojů prostorových dat:

  • stanovení oboru úvah, tj. identifikace a popis 34 domén prostorových dat s ohledem na jejich definici a rozsah (územní a časový) jejich působnosti;
  • metodologii vývoje datových specifikací, které vedou k identifikaci požadavků na prostorová data;
  • generický konceptuální model INSPIRE, pomocí něhož byly zavedeny násobně použitelné předlohy pro modelování jedinečných identifikátorů, časových modelů a stereotypy meta-metadat;
  • pokyny pro kódování prostorových dat;
  • datové specifikace INSPIRE.

Obsah dokumentace specifikace datového produktu je připravován podle ISO 19131, zavedené jako evropská a národní norma do ČSN. Dobře připravená specifikace datového produktu zajišťuje kontrolu vývoje datové sady na úrovni aplikačního schématu.

Část 4 Geografická informace – Infrastruktury prostorových dat – Pohled zaměřený na služby

Část 4 zprávy CEN/TR 15449-4 [19] je zaměřena na služby nad prostorovými daty, které jsou pro vývoj SDI zásadní. SDI může být uvažována jako množina vzájemně propojených distribuovaných systémů. K tomu mohou být využity specifické pohledy referenčního modelu otevřeného distribuovaného zpracování (RM-ODP), tříděné podle následující struktury v tabulce 4.

Podnikový pohled lze přirovnat k modelovým resortním strategiím zabezpečujícím interoperabilitu dat a služeb. Cílem je dobře definovat účely informačních strategií, které mají být podporovány systémy a službami. K tomu jsou využity standardy postupného vývoje modelem řízené architektury (standardy OGC, popř. OMG) pro specifikaci služeb způsobem nezávislým na technologické platformě.

Tabulka 4. Klasifikace pohledů RM – ODP
Table 4. The Aspects of RM – ODP Classification
sovjakova-tabulka-4

Výpočetní pohled pracuje s koncepty známými jako Systém systému (SoS) nebo Inženýring systému systémů, které jsou často využívány v aplikačních schématech modelu environmentální prostorové informace. Náleží sem aktivně spolupracující projekty GEOSS, GMES/Copernicus, GIGAS a ORCHESTRA. Zpráva operuje s dalšími klíčovými pojmy SoS, jakými jsou rozsáhlé systémy (aktuálně Big Data), heterogenní systémy, nezávisle provozuschopné systémy spolupracující v síti. Na základě norem z oblasti RM-ODP zpráva rozpracovává zavedené modelování Případů užití v jazyce UML zavedené v ISO/IEC 19501:2005 (Use Case UML) [20], který patří v rámci SDI komunit mezi nejvyužívanější formu dokumentace uživatelských potřeb. Metodologie a šablona pro zaznamenávání případů užití jsou aktuálně upravovány a navrženy jako normativní element v normě ISO 19119 Geographic Information – Services, tj. v normě procházející plánovanou revizí.

Postupy pro definování služeb jsou společné pro jakékoliv systémy orientované na služby. Aby byl vývoj směřován na geoprostorové domény a SDI, je potřebné dodržet příslušné konkretizace, definované v datové části SDI. Stejné zásady platí i pro modelový rozvoj GeoPortálů, které jsou chápány jako specifické typy geoprostorových aplikací (viz obr. 2).

V části 4 CEN/TR 15449 taxonomie služeb není primárně řešena, nýbrž důraz je kladen na vysvětlení významu služeb, který je založen na jejich organizování a skládání. Toto chápání významu služeb, zejména pak významu jejich modelové agregace nebo skládání, je modernější cestou ke znalostem, než je známá pyramida DIKW (Data-Information-Knowledge-Wisdom). V DIKW modelu se úroveň znalostí primárně odvíjela od šíře datové základny a vedlejším efektem byla snaha o budování velkých datových skladů (či datově mohutných GIS aplikací). Nabídnutá alternativa naopak těží z bohatství služeb a jejich řetězení. Různé aplikace jako GIS, WMS a GeoPortály jsou pak uvažovány za aplikace na stejné úrovni významnosti. Rozšiřování vstupní základny dat se děje účelově – základními službami vyhledávání vzdálených zdrojů, při důsledném využití potenciálu metadat, specifikací datových produktů a hodnocení kvality dat. Obrázek 2 je upraven podle obr. 6 z CEN/TR 15449-4.

sovjakova-3
Obr. 2. Model agregace a skládání služeb
Fig. 2. The Aggregation and Orchestration Services

 

Primární struktura pro organizaci modelu služeb je dána generickými jádrovými komponentami životního cyklu:

  • Vyhledávání a poznávání zdrojů (data + metadata) (Discovery),
  • Prohlížení (View),
  • Stahování a výměna datových zdrojů (Download),
  • Součinnost s jinými zdroji služeb (Invoke),
  • Poskytování sloučených zdrojů (Transformation).

Podle potřeby může být tento seznam rozšiřován, obvykle o služby registratury datových sad a služby pro bezpečnost a správu práv k datovým sadám (ISO 19149). Určitou taxonomii služeb SDI je možné chápat podle významu rolí jejich uživatelů a podle množství jejich příspěvků k rozšiřování přidané hodnoty geografické informace. Tabulka 5 zaznamenává rozsah příspěvků každé kategorie pro určitý druh služeb. V pohledu orientovaném na služby nad prostorovými daty není řešena taxonomie technické platformy služeb, nýbrž význam služeb, který vzniká jejich organizováním a skládáním.

Inženýrský pohled na služby se zabývá infrastrukturou požadované podpory distribuce, tj. definuje síťovou výpočetní infrastrukturu. Je diskutován vývoj, kterým prošel World Wide Web (www), a jsou zaznamenány služby nového charakteru. Zpráva konstatuje, že na současném „www“ koexistují služby založené na různých principech (SOAP, aplikace Web 2.0, architektura RESTful, systémy tradičního webu, dále smíšené přístupy včetně nové architektury senzorového pozorování). Vyhovuje to požadavku přizpůsobit se rozdílným skupinám uživatelů.

Tabulka 5. Význam příspěvků různých zájmových skupin na vývoj modelu služeb
Table 5. The Stakeholders Group and their Contribution on the Service Model Development

sovjakova-tabulka-5

Jednou z nedílných komponent referenčního modelu SDI je řízení bezpečnosti a práv. Její primární funkcí je řídit přístup a využití práv ke zdrojům, včetně prostorových dat a služeb nad prostorovými daty. Tato komponenta v pohledu na služby integruje komponentu identifikace a udílení přístupových práv z dříve anotovaného pohledu soustředěného na data. Úkolem je:

  • zjednodušit přístupy tak, aby uživatel rozuměl termínům z oblasti udílení přístupových práv (licenční politika);
  • povolit udělování oprávnění přístupu poskytovatelům prostorových datových sad a služeb ke zdrojům v jejich správě na základě dobře definovaných licenčních modelů;
  • povolit násobné užití dat s ohledem na možnost složení datového zdroje z obsahu datových zdrojů více poskytovatelů;
  • zabezpečit ochranu osobních dat.

Zpráva nekončí jednoznačným doporučením postupu. Naopak je nutné v této souvislosti dobře chápat Stanovisko Evropského hospodářského a sociálního výboru k Akčnímu plánu „eGovernmentu“ na období 2010–2015 (KOM (2010) 743, v konečném znění) a současně k Cestě k interoperabilitě přeshraničních elektronických služeb veřejné správy (KOM (2010) 744, v konečném znění), které uvádějí, že interoperabilita služeb je považována za nezbytnou, ale jen pro ty služby a jen pro ty případy, kde je užitečná [21, 22].

Realizace interoperability je velmi složitá a žádá si začlenění mnoha činností a provádění řady technických opatření tak, aby byla pro občany zajištěna bezpečnost výměny údajů. Zpráva konstatuje, že vývoj SDI může selhat zejména v důsledku komponenty řízení práv ke zdrojům dat. Zatímco narůstá tlak na volnou dostupnost a násobné užití dat, mnoho poskytovatelů obsahu potřebuje udržet své podnikání zpoplatněním dat. Model financování správy základních zdrojů a model práv ke geografickým datům však není možné generovat na evropské úrovni. Vždy jde o konkrétní problém v konkrétní geoprostorové komunitě.

Doplňující poznámka k části 4: V době dokončování tohoto článku byly členským státům EU předloženy k připomínkám návrhy na technické regulace služeb nad prostorovými daty, které jsou vymezeny tématy v přílohách 1 až 3 směrnice INSPIRE.

Část 5 Geografická informace – Infrastruktury prostorových dat – Validace a zkoušení

Část 5 CEN/TR 15449 [23] je prozatím nejmladší samostatnou částí zprávy a je zaměřena na aktuální problematiku validace a zkoušení shody. Je prezentována jako návod, nebo spíše shrnutí zkušeností s validací a zkouškami shody dat, metadat a služeb vůči deklarovaným pravidlům a parametrům kvality. Na evropské úrovni SDI, které je zpráva věnována, je však obecné zaměření na postupy validace zastíněno urgentními potřebami implementace směrnice INSPIRE a jejími jednak legislativními, a jednak technickými regulativními dokumenty. Proto se zpráva zabývá aspekty validace právě z tohoto referenčního pohledu. Některé poznatky lze zobecnit nad rámec INSPIRE.

sovjakova-4
Obr. 3. Ilustrace časového schématu implementace Akčního plánu Strategie do roku 2020
Fig. 3. Time schedule of the National SDI Strategy Action Plan Implementation Schema until 2020

Jedním z hlavních požadavků implementace SDI je zajistit shodu komponent SDI s požadavky specifikovanými v odpovídajících normách a pokynech. Předpokládá se, že technicky upřesněné požadavky jsou obsaženy ve specifikacích datových produktů, jež primárně reprezentují aplikační schémata. Požadavky se vztahují na data, metadata a služby. Skutečná interoperabilita harmonizovaných dat, metadat a síťových služeb může být garantována pouze tehdy, pokud je zabezpečena shoda mezi požadavky specifikace datového produktu a požadavky uživatelů.

Validace dat a metadat probíhá jednak jako zkouška platnosti dat (popř. metadat) vůči XML schématu dat (metadat) datového produktu, a dále postupem zvaným „validace Schematron“ (ISO/IEC 19757-3) na bázi sémantických pravidel. Schematron je definován jako rámec pro volitelné vazby dotazovacího jazyka, což je pojmenovaná množina jazyků a konvencí použitých pro zkoušky platnosti tvrzení, často booleovského stylu.

Validace služeb je komplikovaná díky jejich rozmanitostem a také díky možnostem jejich agregace a spojování. Ve zprávě se předpokládá, že víceméně všechny služby jsou z hlediska postupu validace relevantní službě prohlížení. Proto zpráva ve své aktuální verzi uvádí jen abstraktní zkoušky shody vůči těmto aspektům:

  • kontrola správné verze dat nebo mapy,
  • dodržování pravidel pro parametry dotazu (např. dodržení požadovaného času odpovědi, pojmenování vrstev, disponibilní klíčová slova atd.),
  • získání požadovaného zdroje dat (dodržení požadovaného formátu),
  • uspokojování požadavků na operace nad mapovými podklady (dodržení požadovaného stylu zobrazení, volba jazyka pro popisky),
  • uspokojování dotazů týkajících se vzhledů (informace o souřadnicovém referenčním systému, čtveřice souřadnic územního rozsahu, uspokojování vyhledání typu vzhledu atd.).

Samostatná zkouška shody se týká kvality služeb, což je opět demonstrováno na specifikacích INSPIRE. Je sledována kvalita časové dostupnosti, zabezpečení kapacity (pro simultánní hodnocení) a dodání výsledku do 5 000 ms, a to v 90 % případů. Protože předmětem zájmu je interoperabilita, založená na skládání či řetězení služeb, je tento problém nově otevřen v rámci probíhající revize ISO 19119. Pro zkoušení kvality služeb jsou uvedeny příklady z otevřených softwarových zdrojů: JMeter, Nagios nebo LoadUI. Je zmíněn validační nástroj firmy Geonovum pro účely zkoušení kvality dat v rámci INSPIRE.

V části 2 již bylo zmíněno uvádění příkladů osvědčené praxe na úrovni EU, a tudíž jen pro doplnění se uvádí, že mezi tyto příklady patří rovněž validační schéma evropského projektu, formálně označeného jako NatureSDIplus. Cílem projektu NatureSDIplus bylo vyvinout a demonstrovat funkčnost podporovanou webovými službami infrastruktury Nature se zkouškami shody implementace sad prostorových dat, a to pro datové sady ochrany přírody INSPIRE. Tato konkrétní infrastruktura zabezpečuje dostupnost dat prostřednictvím projektového geoportálu jako hlavního přístupového místa k dostupným sadám dat, metadat a k dostupným službám. Výsledky projektu NatureSDIplus jsou zaregistrovány jako příklad osvědčené evropské praxe. Doplňkové hodnocení tohoto případu však formálně uvádí, že nejcennějším výsledkem projektu je dlouhodobě udržitelná síť zainteresovaných stran zabývajících se prostorovými informacemi pro ochranu přírody.

sovjakova-6 sovjakova-7
Obr. 4. Plán financování úrovní interoperability v letech 2015 a 2016
Fig. 4. Financial Plan of Interoperability Levels in 2015 and 2016

Závěrečná informace části 5 CEN/TR 15449 odkazuje čtenáře na budoucí sledování výstupů pracovní skupiny 5 (WG5) „Validation and Conformity Testing“ ustavené při Maintenance and Implementation Group (INSPIRE MIG) a Maintenance and Implementation Framework (MIF). Na jednání této skupiny bylo v roce 2014 konstatováno, že postup validace není dosud optimálně standardizován, takže různé nástroje dávají rozdílné výsledky. Mezi základní normované nástroje, založené na zkouškách shody s pravidly vytváření datové sady, patří Schematron, který je obsahem mezinárodní normy ISO/IEC 19757-3:2006.

Strategie rozvoje infrastruktury prostorových informací v České republice

SDI jsou stále více propojeny a integrovány se systémy vyvinutými v kontextu eGovernmentu. Důležitými pobídkami pro tento rozvoj je Digitální agenda pro Evropu a s tím související politiky. Také v ČR jsou strategické materiály podporující SDI připravovány v úzkém sepětí s architekturou eGovernmentu MV ČR. Tyto materiály zohledňují strategie a věcné záměry projektů klíčových resortů, v jejichž působnosti jsou prostorové informace vytvářeny. Specifické organizační, informační a výpočetní aspekty prostředí interoperability hlavních resortů budou ovlivňovat celkový model SDI v ČR. Do seznamu hlavních resortů koordinace SDI patří Ministerstvo vnitra (MV), Ministerstvo financí (MF) a Ministerstvo pro místní rozvoj (MMR). Klíčovými subjekty v oblasti prostorových dat jsou Český úřad zeměměřický a katastrální (ČÚZK), zodpovědný za zeměměřictví a katastr nemovitostí a za strategické rozvojové rámce těchto datových zdrojů [24], Ministerstvo obrany (MO), Český statistický úřad (ČSÚ), zodpovědný za strukturu územně správních celků ČR a za základní územní číselníky spolu s klasifikací NUTS, a další ministerstva s bohatou škálou tvorby a užití prostorových dat, jakými jsou Ministerstvo dopravy (MD), Ministerstvo zemědělství (MZe), Ministerstvo životního prostředí (MŽP), Ministerstvo obrany (MO) a také Ministerstvo kultury (MK). Ministerstvo vnitra, které je gestorem architektury eGovernmentu, rovněž zabezpečuje prostorová data pro Hasičský a záchranný sbor ČR a Policii ČR.

Strategie rozvoje infrastruktury pro prostorová data v České republice (Strategie) začala být formálně připravována na základě usnesení vlády ČR ze dne 14. 11. 2012 č. 837. Toto úsilí MV ČR bylo završeno usnesením vlády ze dne 8. 7. 2015 č. 539 [25] k Akčnímu plánu Strategie rozvoje infrastruktury pro prostorové informace v České republice do roku 2020. Strategie, stejně jako její Akční plán, je v souladu s procesy probíhajícími na úrovni Evropské komise. Ta usiluje o účinnou federalizaci vedení meta-metainformace v oblasti prostorových dat. Proto je diskutabilní předpokládat, že by došlo k podstatnému rozšíření témat INSPIRE [17]. Naopak je třeba očekávat zesílený tlak na jednotlivé státy, aby realizovaly národní modely interoperability. Zásada subsidiarity z referenčního modelu interoperability bude uplatňována nejen ve vztahu EU – stát, ale také ve vztahu stát – kraje nebo obce. Podobnost s modelem požadavků a technických regulací INSPIRE je možné využít. Zásadním požadavkem bude vazba na postupy eGovernmentu [26].

sovjakova-8
Obr. 5. Příklad rektifikace rozvodnic v důsledku využití výsledků leteckého laserového skenování reliéfu; fialová křivka značí stav; červená křivka značí změnu
Fig. 5. The Watersheds Spatial Data Rectification; red colour shows the new position

Hodnocení souladu Akčního plánu Strategie vychází z pozorování přípravy vládních dokumentů, v nichž byla prokázána politická ochota resortů ke spolupráci. Tím byla aktivována legislativní a organizační úroveň národního modelu interoperability. Za pozitivní, v souladu se zjištěním technické zprávy CEN/TC 15449, je možné považovat, že v Akčním plánu Strategie je kladen hlavní důraz na služby orientované na veřejnou správu a občany. Pro sestavení platformy, která z distribuovaně vedených prostorových dat jednotlivých resortů bude agregovat a skládat takto cílené služby, je zapotřebí pořídit meta-metaregistr informací o zdrojích dat. Informace, které jsou potřebné pro tuto meta-metaúroveň, přesahují dosud využívaný rámec aplikací sběru metadat. Tyto přehledné metainformace musí být sestaveny tak, aby z nich bylo možné odvodit výchozí záměr pořizovatele datové sady a připravit validační schémata. Každý potenciální uživatel by měl být schopen z těchto informací předem vyhodnotit, zda datový zdroj vyhovuje jeho požadavku na aplikaci služeb. Tyto meta-metainformace jsou veřejnou a otevřenou částí Strategie a musí být pořízeny vždy na počátku schváleného projektu. Toto je současně cestou hledání způsobu, jak garantovat kvalitu prostorových dat ze strany orgánů veřejné správy.

sovjakova-9
Obr. 6. Příklad změny hranice povodí po rektifikaci rozvodnic; fialová křivka značí stav; červená křivka značí změnu
Fig. 6. The River Basin Border Rectification; red colour shows new position

Pokud uvažujeme nárůst datových zdrojů pro rámec interoperability včetně očekávaného růstu požadavků na služby, je zapotřebí již na počátku vytvořit nejen rámec modelu správy práv ke zdrojům dat, ale také rámec modelu financování pořizování dat a poskytování služeb. Jen na základě takového modelu udržitelného financování je možné datové zdroje integrovat v partnerské spolupráci nebo využívat zdroje vytvořené původně pro soukromé podnikové nebo komerční obchodní zájmy. To vše nemusí být v rozporu s narůstajícími požadavky na otevřená data a služby, ale může to odstranit nedůvěru pověřených správců těchto datových zdrojů. Pro násobné užití dat v rámci distribuovaného modelu zpracování, který je součástí národního modelu interoperability (včetně prostorových dat), tak budou získány věcné a odůvodněné argumenty. Pohled na schválený Akční plán Strategie ukazuje, že nechybí žádné z potřebných opatření. Byly předvídány všechny kroky, které povedou k vytvoření přehledného registru meta-metainformací o zdrojích prostorových dat a o službách nad těmito daty, tj. od námětu vytvoření takového zdroje přes celý jeho životní cyklus, doplněný normativními metadaty a všemi popisy umožňujícími projektová zadání vytváření služeb a jiných aplikací.

Je vhodné připomenout, že Strategie sleduje věcné cíle, které již byly zmíněny v jiných strategických dokumentech vydaných jak na Evropské úrovni [20], tak na úrovni vlády ČR (např. „Digitální Česko“ [26]):

  • Koordinace tvorby infrastruktury prostorových dat, zahrnující správu dat i služeb;
  • „Bezbariérové“ poskytování prostorových dat a služeb pro co nejširší využití;
  • Legislativa podporující efektivní správu a využívání infrastruktury prostorových dat, včetně nezbytné míry harmonizace a standardizace;
  • Cílené povzbuzování využívání prostorových dat a služeb ve veřejné správě i mimo ni;
  • Podpora zvyšování kvalifikace a odbornosti uživatelů infrastruktury prostorových dat.

Aby byla využita synergie těchto vládních strategií, je využita stejná osnova i plán implementace. Pro Strategii bylo připraveno rámcové časové schéma implementace do roku 2020 [25]. Ve druhé části tohoto příspěvku bude představen jiný pohled na vývojové etapy infrastruktury prostorových dat. Na základě využití klíčových slov jednotlivých opatření Akčního plánu je možné nabídnout tyto zřetelně vystupující úrovně národního modelu implementace infrastruktury prostorových dat. Pokud se z plánovaných kapacit pro jednotlivá opatření GISTR modelově vyčlení poměrná část zamýšlená pro roky 2015 a 2016, lze získat finanční předpoklad realizace plánovaných opatření v prvních dvou plánovaných letech.

Tabulka 6. Národní rámec interoperability stanovený Akčním plánem Strategie (AP GISTR)
Table 6. The National Interoperability Framework Levels defined by the Strategy

sovjakova-5

Promítnutí poznatků do přípravy řešení některých úkolů vodního hospodářství

V oblasti pořizování, sdílení, výměny a poskytování informace vzniká dílčí funkční infrastruktura jako bezpečná služba či svazek služeb pro transport dat a jejich využití (viz obr. 2), a to postupným sbližováním konceptuálních modelů, aplikačních schémat, služeb, vzájemným posilováním důvěryhodnosti a kvalitou dílčích výsledků podnikových SDI. Je to zpočátku proces pomalý, zkoušený všemi zainteresovanými stranami co do stability a bezpečnosti, ale nakonec se stává samozřejmou komponentou v životním cyklu informace. Základem takové infrastruktury je zajištění koordinace mezi podílníky, tj. producenty, uživateli a organizacemi poskytujícími služby. Role všech zúčastněných stran se může proměňovat. Všichni se podle své role podílejí na výsledné kvalitě datového produktu nebo kvalitě služby.

sovjakova-10
Obr. 7. Příklad doplnění chybějícího vodního toku, změna průběhu či orientace úseku vodního toku; zelené linie značí navrhované změny
Fig. 7. Rectification of the River Sections; green colours shows new direction of river flow and/or input of new river section

Poznatky vyplývající z práce v TNK 122 a spolupráce na Akčním plánu Strategie rozvoje infrastruktury prostorových dat na území ČR umožňují autorce ukázat specifickou stránku předpokládané mezioborové spolupráce v oblasti vodního hospodářství. Rozbíhá se diskuse o potřebě a možném kvalitativním zlepšení podkladů pro hydrologickou bilanci, která je základem predikce ve strategii ochrany před povodněmi, stejně jako o strategii ochrany před následky sucha. Základem je systémová spolupráce VÚV TGM, v. v. i., a Českého hydrometeorologického ústavu (ČHMÚ) při revizi polohového určení rozvodnic (obr. 5) a na to navazující revizi vymezení hydrologických povodí (obr. 6). Kromě těchto výsledků bude provedena celková revize Úsekového modelu vodních toků. Toto zásadní zlepšení vodohospodářských vrstev je však možné jen v úzké součinnosti s ČÚZK při využití výsledků nového leteckého laserového skenování území ČR realizovaného v letech 2010–2013 (obr. 7). Zcela přirozeně se tak naskýtá příklad dobré praxe v oblasti spolupracujících prostorových dat, která jsou ve společné správě více organizací v oblasti tématu Hydrografie směrnice INSPIRE na území ČR (vodní toky).

Na takto finančně a časově náročném plánu projektu úpravy klíčových datových součástí ZABAGED® [24] lze ukázat, že se normativní postupy podle mezinárodních technických norem ISO řady 19100 objevují např. ve společně odsouhlasené specifikaci datového produktu (ISO 19131), ve zprávě o kvalitě společně upravovaného produktu (ISO 19157), která postupně doplní a zkompletuje specifikaci výše uvedených datových produktů. VÚV TGM, v. v. i., převezme v tomto projektu klíčovou úlohu kontroly tří aspektů kvality dat – úplnosti, logické a topologické bezespornosti. Třetím výstupem podporovaným technickými normami budou případy užití pro všechny očekávané obchodní případy související s takto upravenou sadou prostorových dat (ISO IEC 19793, ISO 19119 v dalších revizích). Na tuto část pak mohou být navázána aplikační schémata služeb.

Tabulka 7. Klíčová role spolupráce VÚV TGM, v.v.i., na zprávě o kvalitě dat úsekového modelu vodních toků
Table 7. The key role of T. G. Masaryk Water Research Institute, p.r.i., in the preparation of the Data Quality Report focusing the Section River Network Model

sovjakova-tabulka-6

Závěr

Pro komunitu GIS expertů a IKT expertů je důležité vyjadřovat své znalosti v terminologii, kterou přinášejí referenční modely obecně popisující geografickou informaci a infrastrukturu IKT. Zpráva CEN/TR 15449 ukazuje, do jaké míry hrají technické normy úlohu mostů mezi regulatorními dokumenty (tj. vývojovými aplikačními schématy), modelovými případy a zaznamenanými případy osvědčené praxe, standardy na jedné straně a dokumenty sektorových politik veřejné správy (vyhláškami, nařízeními, směrnicemi, doporučeními, návody orgánů veřejné správy) na straně druhé. V opačném pořadí lze pomocí technických norem upřesňovat a po odborné stránce vysvětlovat legislativu EU, například konkrétně požadavky EK na pořízení prostorových dat a služeb nad prostorovými daty. Toto schéma je obecné a platí i pro vzájemnou spolupráci více zájmových organizací. Lze je aplikovat i na vnitřní organizační schéma obchodního nebo výzkumného subjektu.

Poděkování

Děkuji vedení VÚV TGM, v. v. i., za prostor, který mně poskytlo pro spolupráci s MV ČR na koncepci a v technických záležitostech týkajících se Akčního plánu Strategie rozvoje infrastruktury prostorových dat na území ČR do roku 2020, založených na strategických dokumentech eGovernmentu.

Mgr. Aleši Zbořilovi za jeho přátelské úsilí, kterým mě vrátil k problematice modelování prostorové informace, a za pověření zastupovat tuto výzkumnou organizaci v technické normalizační komisi TNK 122 Geografická informace/Geomatika.

Ing. Tomáši Fojtíkovi a dalším kolegům z oddělení kartografie a GIS za poskytnuté podklady a zejména za obrázky 5–7, ilustrující projekt zlepšení geometrických a topologických charakteristik Úsekového modelu vodních toků, rozvodnic a vymezení hydrologických povodí.

Rovněž děkuji recenzentům za jejich rady při finalizaci článku.

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

Souhrn

Tento příspěvek předkládá praktické zkušenosti s chromogenním médiem CCA, které se podle novely normy ČSN EN ISO 9308-1 používá ke stanovení koliformních bakterií a E. coli ve vodách s nízkým obsahem doprovodné mikroflóry. Jsou uvedeny vybrané charakteristiky metody a jsou diskutovány hlavní problémy s jeho využitím ve vodohospodářské praxi.

baudisova-3

Úvod

V dubnu 2015 došlo v souvislosti s novelizací normy ČSN EN ISO 9308-1 [1] k významné změně metody stanovení koliformních bakterií a Escherichia coli. Jedná se o vysoce citlivou metodu, vhodnou pouze pro vody s nízkým obsahem doprovodné mikroflóry, především tedy pro dezinfikované vody (upravená pitná voda, bazény). U ostatních typů vod (mělké soukromé studny, povrchové vody, zejména stojaté apod.) je její využití sporné, především pro vysoký nárůst doprovodné mikroflóry. Tato metoda byla v minulých letech testována pro případné použití v přírodních koupacích vodách a vzhledem k nízké selektivitě (viz dále) byla vyhodnocena pro tento typ vod jako nevyhovující [2].

Koliformní bakterie jsou podle této normy skupina gramnegativních tyčinek netvořících spory s negativním cytochromoxidázovým testem, které tvoří za aerobních podmínek kolonie během 24 hodin na selektivním diferenciačním médiu při kultivační teplotě (36 ± 2) °C. Koliformní bakterie vykazují aktivitu β-D-galaktosidázy a E. coli je ta koliformní bakterie, která zároveň vykazuje aktivitu β-D-glukuronidázy. Významná je změna „detekčního systému“ koliformních bakterií a E. coli oproti dřívější metodě založené na fermentaci laktózy (koliformní bakterie) a tvorbě indolu (E. coli). Aktivitu β-D-galaktosidázy vykazuje mnohem širší spektrum bakterií (tento enzym štěpí laktózu na galaktózu a glukózu, která dále může a nemusí být fermentována na kyselé produkty); podrobně jsou biochemické vlastnosti jednotlivých druhů bakterií z čeledi Enterobacteriaceae uvedeny v Bergey’s Manual of Determinative Microbiology [3]. Počet koliformních bakterií detekovaných na chromogenním médiu tak bývá významně vyšší, než byl jejich záchyt na dříve používaném laktózovém TTC agaru s tergitolem, a výsledky proto nekorelují. Naproti tomu stanovení E. coli pomocí enzymu β-D-glukuronidázy je mnohem specifičtější než dříve používaný indol test (test na β-D-glukuronidázu byl v dřívější verzi normy pouze nepovinný a prakticky se nepoužíval), takže výsledky stanovení E. coli na chromogenním médiu budou výrazně spolehlivější.

baudisova-1
Obr. 1. Koliformní bakterie, E. coli a doprovodná mikroflóra narostlá na CCA
Fig. 1. Total coliforms, E. coli and background microflora grown on CCA

Metodika

Koliformní bakterie a E. coli se stanovují membránovou filtrací (většinou se filtruje objem 100 ml vzorku), membránové filtry mají porozitu 0,45 μm. Filtr se umístí na chromogenní médium (Chromogenic-Coliform Agar) a kultivuje se (21 ± 3) hodiny při (36 ± 2) °C. Složení Chromogenic-Coliform Agaru (dále CCA) je uvedeno v tabulce 1. CCA je běžně komerčně dostupný. Příprava CCA je velmi jednoduchá, naváží se příslušné množství prášku, resp. granulí, a rozpustí se v destilované vodě. Nepřidávají se žádné další přídavky. Nesmí se autoklávovat. Po zchlazení na 45–50 °C se agarové médium sterilně rozleje do Petriho misek. PH má být 6,8 ± 0,2 při 25 °C (podle našich zkušeností deklarované pH vždy sedělo, přesto je nutné u každé šarže provést kontrolu). Médium je velmi stálé, uvařené vydrží minimálně měsíc, jen je nutná ochrana před jeho vyschnutím. Kvalita média se testuje podle normy ČSN EN ISO 11133 [4].

Tabulka 1. Předepsané složení CCA
Table 1. Prescribed composition of CCA
baudisova-tabulka-1

Koliformní bakterie rostou jako růžové až červené kolonie, E. coli jako tmavě modré až fialové kolonie (viz obr. 1). Doprovodná mikroflóra roste ve formě bezbarvých kolonií. Koliformní bakterie je nutné potvrdit pomocí oxidázového testu (koliformní bakterie jsou oxidáza negativní), který norma připouští provádět přímo na membránovém filtru. Při případném přeočkování kolonií na neselektivní agar (pro další konfirmaci) je nutné kolonie pečlivě přečistit, aby se vždy pracovalo s čistou kulturou. Pro případnou další konfirmaci, resp. pro potvrzení aktivity enzymů β-D-galaktosidázy a β-D-glukuronidázy, lze využít např. ONP test a GLR test (Erba, Lachema). Tyto testy lze využít i pro stanovení citlivosti a specifičnosti příslušných reakcí na CCA. Při výpočtu výsledků je nutné mít na paměti důležitý fakt a to, že i E. coli patří mezi koliformní bakterie, a musí se tudíž do jejich počtu přičíst:

  • počet E. coli = počet modrých až modrofialových kolonií,
  • počet koliformních bakterií = počet růžových až červených kolonií s negativním oxidázovým testem + počet modrých až modrofialových kolonií.

Výsledky a diskuse

Byly testovány desítky mírně organicky znečištěných vod, především za účelem získání charakteristik metody stanovení koliformních bakterií a E. coli na CCA. Přestože byly vzorky paralelně testovány na původním laktózovém TTC agaru s tergitolem (ČSN EN ISO 9308-1, 2001), výsledky nevykazovaly žádnou korelaci vzhledem k odlišnému principu obou médií. V tabulce 2 jsou uvedeny výsledky Zkoušení způsobilosti (ZZ) organizovaného ASLAB – OR-MB-1/15 (vzorky 1–5 jsou vzorky, které sloužily k ověření homogenity v laboratoři VÚV TGM, v. v. i.), vztažná hodnota poté byla určena ze souboru všech účastníků (KTJ/ml, n = 19).

Z dalších charakteristik byly stanoveny produktivita (viz obr. 2), reprodukovatelnost v počítání a podíl falešně pozitivních a falešně negativních výsledků. Produktivita byla stanovena pomocí kmenů E. coli WDCM 00013 (CCM 3954) a Serratia rubidae (CCM 4684), která není uvedena v normě ČSN EN ISO 11133. Další kmeny, které jsou předepsány ve výše uvedené normě (Enterobacter aerogenes WDCM 00175, nebo Citrobacter freundii WDCM 00006), nebyly v době testování ještě k dispozici.

V informativní příloze C normy ČSN EN ISO 9308-1 [1] je uvedena předepsaná minimální produktivita (výtěžnost) > 70 %, a naše testování toto hodnotu významně překročilo. Produktivita pro kmen E. coli (CCM 3954) byla na CCA od firmy Merck 100 %, na CCA od firmy Himedia 87,41 %; produktivita pro kmen Serratia rubidae, jakožto zástupce koliformních bakterií (CCM 4684), byla na CCA od firmy Merck 83,82 % a na CCA od firmy Himedia 100 %.

Tabulka 2. Koliformní bakterie a E. coli na CCA a laktózovém agaru s Tergitolem 7 (Tergitol) při OR-MB1/15
Table 2. Coliforms and E. coli on CCA and lactose agar with Tergitol 7 (Tergitol) at OR-MB1/15
baudisova-tabulka-2

Při reprodukovatelnosti v počítání (dva pracovníci, n = 18) byl dosažen variační koeficient 9 % pro E. coli a 10 % pro ostatní koliformní bakterie, což je minimálně srovnatelné, spíše lepší, než tomu bylo u dříve používaného laktózového TTC agaru s Tergitolem 7.

Pomocí konfirmačních testů byl stanoven podíl falešně pozitivních a falešně negativních výsledků. Aktivita β-D-glukuronidázy byla ověřena pomocí fluorogenního substrátu (4-methylumbelliferyl-β‑D-glukuronid), a v 98 % se výsledky shodovaly (n = 50). Aktivita β-D-galaktosidázy byla konfirmována ONP testem. Vínové kolonie byly 100% konfirmovány jako β-D-galaktosidáza pozitivní (0 % falešně pozitivních výsledků), u světlých kolonií byly zaznamenány falešně negativní výsledky v 9 % (91 % světlých kolonií bylo konfirmováno jako β-D-galaktosidáza negativní). Dále byly ověřovány oxidáza negativní kolonie testované přímo na membránovém filtru a po jejich přečištění byla negativní reakce potvrzena v 90 %.

Mezi hlavní výhody stanovení koliformních bakterií na CCA agaru patří skutečnost, že výsledky stanovení jak koliformních bakterií, tak E. coli jsou k dispozici již 24 hodin po naočkování a není třeba žádné další přeočkování kmenů na neselektivní agar. Zároveň norma připouští provedení oxidázového testu přímo po přenesení membránového filtru na podložku nasycenou oxidázovým činidlem. Kromě tak pracného přeočkování a přečišťování kolonií odpadne i následný přepočet na původní počet presumptivních kolonií, čímž se stanovení nejenom zrychlí, ale i zpřesní.

Nevýhodou stanovení je velký záchyt doprovodné mikroflóry, což znemožňuje využití k jinému než deklarovanému účelu (vody s nízkým obsahem doprovodné mikroflóry). Otázkou zůstává používání CCA u surových vod, které jsou sice nedezinfikované, nicméně není logické stanovovat koliformní bakterie a E. coli u surové a upravené vody na médiích o jiných biochemických principech.

baudisova-2
Obr. 2. Stanovení produktivity; vlevo nahoře Serratia rubidae na CCA, vpravo nahoře E. coli (WDCM 0013) na CCA a dole E. coli na neselektivním tryptózovém agaru s kvasničným extraktem
Fig. 2. The productivity testing; left above Serratia rubidae on CCA, right above E. coli (WDCM 0013) on CCA, and down E. coli on nonselective tryptose agar with yeast extract

Podle Bergey’s Manual of Determinative Bacteriology, 9th ed. [3] fermentuje laktózu ve více než 90 % kmenů 25 druhů z čeledi Enterobacteriaceae (Butiaxella agrestis, pět druhů rodu Enterobacter, šest druhů rodu Erwinia, E. coli, tři druhy rodu Klebsiella, Kluyvera ascorbataK. cryocrescens, Leclercia adecarboxylata, Rahnella aquatilis, Moellerella wisconsensis a dva druhy rodu Serratia). Další čtyři druhy fermentují laktózu v 79–89 % a 18 druhů fermentuje laktózu v 25–75 % (včetně řady druhů rodu Citrobacter, Enterobacter, Serratia či Yersinia), ale jsou vždy β-D-galaktosidáza pozitivní. Dvacet druhů z čeledi Enterobacteriaceae (zahrnující rody Cedecea, Enterobacter, Erwinia, Escherichia, Hafnia, Salmonella (S. arizona), Shigella (S. sonnei), Serratia, Pantoea, Yersinia), které i když jsou v 90–100 % kmenů β-D-galaktosidáza pozitivní, laktózu nefermentují (další druhy jsou β-D-galaktosidáza pozitivní variabilní a laktóza negativní). Výše uvedené skutečnosti skupinu koliformních bakterií posunují významně více od fekálního k obecnému znečištění a malé nedezinfikované studny prakticky nemají šanci limit pro koliformní bakterie 0 KTJ/100 ml splnit.

Další malou, ale opticky výraznou skupinou jsou kolonie, které rostou jako tyrkysové, v některých případech velmi drobné (které většinou nevyrostou po přeočkování na neselektivní agar), v dalších případech rostou jako kolonie běžné velikosti (v průměru 1 mm). Podle firemních materiálů zveřejněných na internetu (Merck, VWR Chemicals apod.) se jedná o další gramnegativní bakterie (doprovodná mikroflóra), β-D-glukuronidáza pozitivní. Podle našich praktických zkušeností šlo buď o oxidáza pozitivní kmeny, nebo o β-D-galaktosidáza negativní E. coli, případně o intermediální kmeny z oblasti okolo rodů ShigellaYersinia. V některých případech byly konfirmovány i β-D-galaktosidáza pozitivní kmeny.

Závěr

Výhody (popř. nevýhody) využití CCA v mikrobiologické praxi ukáže čas, nicméně už teď se ukazuje, že jeho využití je vhodné pouze pro vody s nízkým obsahem doprovodné mikroflóry (především pro dezinfikované pitné, popř. bazénové vody). V tomto případě se jedná o stanovení rychlé (během 24 hodin jsou k dispozici kompletní výsledky) a velmi citlivé. Využití CCA pro stanovení koliformních bakterií a E. coli v povrchových, popř. odpadních vodách lze prakticky vyloučit, sporné je i jeho použití pro nedezinfikované malé studny, které v České republice nejsou legislativně ošetřeny.

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie, Ze světa vodního hospodářství.

Základní hydrologické údaje jsou poskytovány pro libovolný profil říční sítě a slouží jako podklad např. pro vydávání vodoprávních rozhodnutí, povolení nakládání s vodami, stavební řízení atd. Pověřenou organizací pro jejich vydávání je Český hydrometeorologický ústav (ČHMÚ).

V lednu 2014 byla vydána aktualizace normy ČSN 75 1400 Hydrologické údaje povrchových vod, která zohledňuje výsledky výzkumných a jiných projektů a nově vyvinuté přístupy pro zpracování hydrologických dat za období posledních několika let. Podle této normy k základním hydrologickým údajům patří:

  • plocha povodí,
  • dlouhodobá roční výška srážek na povodí,
  • dlouhodobý průměrný průtok,
  • M-denní průtoky,
  • N-leté průtoky.

Za tzv. referenční období jsou zpracovávány tyto základní hydrologické údaje: dlouhodobá roční výška srážek na povodí, dlouhodobý průměrný průtok a M-denní průtoky. Do konce roku 2012 byly tyto údaje vydávány za referenční období 1931–1980, přičemž od ledna 2013 jsou poskytovány za nové referenční období 1981–2010.

Důvodů ke změně referenčního období bylo několik

  • Při zpracování dat bylo možné využít podstatně širší datovou základnu s vyhodnocenými průměrnými denními průtoky ze sítě vodoměrných stanic.
  • Do zpracování bylo možné začlenit dostupné údaje o ovlivnění přirozeného průtokového režimu odběry vod, vypouštěním odpadních vod či manipulacemi na vodních dílech.
  • Při výpočtech bylo možné využít nástroje GIS a aktuální datové vrstvy GIS: vrstva rozvodnic základních hydrologických povodí měřítka 1 : 10 000 a další datové GIS vrstvy, jako např. výškopis, Corine Land Cover, hydrogeologie atd.
  • V ČHMÚ byly vyvinuty nové matematicko-statistické nástroje pro odvození M-denních průtoků v nepozorovaných profilech, které byly spolu s aktualizovanými matematicko-statistickými nástroji aplikovány ve výpočtech hydrologických charakteristik.
  • Vlastnímu zpracování M-denních průtoků předcházela podrobná verifikace časových řad průměrných denních průtoků v jednotlivých vodoměrných stanicích.
  • Data za nové referenční období by měla být reprezentativnější z hlediska stávajícího hydrologického režimu vodních toků.
Sercl-1
Velikost dlouhodobého ročního odtoku za období 1981–2010 odvozená regresními vztahy z dlouhodobého ročního srážkového normálu a dlouhodobé roční potenciální evapotranspirace.

Více informací je k dispozici na adrese: http://voda.chmi.cz/opv/data/hydrologicke_udaje.html.

Pro detailnější seznámení veřejnosti s novou metodikou se ČHMÚ podílel na uspořádání semináře Charakteristiky minimálních průtoků, jejich odvozování a používání. Seminář se uskutečnil dne 29. 9. 2015 v Praze v budově Českého svazu vědeckotechnických společností na Novotného lávce. Na seminář se dostavilo cca 200 účastníků z řad odborné veřejnosti podniků Povodí, vodoprávních úřadů a dalších institucí. Zástupci ČHMÚ přednesli prezentace na témata:

  • poskytování hydrologických dat podle ČSN 75 1400 Hydrologické údaje povrchových vod,
  • odvození základních hydrologických údajů za referenční období 1981–2010,
  • porovnání dat za referenční období 1931–1980 a 1981–2010.

Všechny přednesené prezentace z tohoto semináře jsou k dispozici ke stažení na adrese: http://www.cvtvhs.cz/index.php/8-clanky/18-charakteristiky-minimalnich-prutoku-jejich-odvozovani-a-pouzivani.

Další informace o metodice odvození M-denních průtoků je možné nalézt v článku Základní hydrologické údaje za nové referenční období 1981–2010 v Hydrologické ročence České republiky 2012. V Hydrologické ročence České republiky za rok 2014 je jako součást kapitoly V. Aktuální a regionální problémy a úkoly hydrologie článek na téma Porovnání základních hydrologických údajů za referenční období 1931–1980 a 1981–2010.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

rozhovor-hanslik-1

Před rokem jste slavil pracovní jubileum. Jak hodnotíte dobu strávenou ve VÚV TGM?

Do VÚV TGM jsem nastoupil v roce 1959, do tehdy založeného odd. Radioaktivní vody. Dostal jsem tak výbornou příležitost se postupně podílet na řešení aktuálních projektů. Jednalo se zejména o problematiku důlních vod z těžby, resp. odpadních vod ze zpracování uranových rud. Průběžně byly vyvíjeny a zaváděny metody na stanovení přírodních radionuklidů, celkových objemových aktivit alfa a beta a radia 226, radonu 222 a přírodního uranu. Dále se jednalo o umělé radionuklidy jako znečištění po atmosférických testech jaderných zbraní. Kromě celkových objemových aktivit byla pozornost soustředěna zejména na stroncium 90. Metody byly zpracovány pro vzorky vod, sedimentů a biomasy vodních rostlin organismů. Dále to byla problematika odstraňování radionuklidů z podzemních vod využívaných pro pitné účely, včetně zneškodňování náplní filtrů kontaminovaných přírodními radionuklidy. V období od roku 1980 je dosud soustavně řešena problematika výskytu a chování radionuklidů v hydrosféře, hlavně v návaznosti na vliv odpadních vod z provozovaných jaderných elektráren Temelín a Dukovany a posuzování podmínek pro projektování, výstavbu a provoz nových jaderných zařízení. Měl jsem tak příležitost řešit problematiku radionuklidů v hydrosféře, tak jak byly postupně formulovány požadavky životního prostředí a technologií, a jsem rád, že mám možnost k řešení těchto otázek přispívat dosud.

 

Původně jste vystudoval jadernou průmyslovou školu, obor radiochemie. Co Vás vedlo k dalšímu studiu?

Ve VÚV TGM jsem brzy po nástupu pochopil, že pro řešení náročnějších úkolů je třeba rozšířit moje vzdělání studiem na VŠCHT, Katedra technologie vody a prostředí, zejména v oblasti procesů, které ovlivňují chování radioaktivních látek v hydrosféře, resp. životním prostředí, a to platilo i v další etapě, kdy jsem absolvoval kandidátské studium, také na VŠCHT, se zaměřením na plynný radionuklid radonu a možnosti jeho odstraňování. Tato problematika se stala přibližně po deseti letech publikování našich výsledků v celosvětovém měřítku velmi aktuální a tvořila významnou složkou Radonového programu ČR, který byl zaměřen na odstraňování zvýšených obsahů radonu, popř. dalších přírodních radionuklidů z podzemmních vod, provozů úpraven vody a z obydlí.

 

Na svém kontě máte absolvování kurzu UNESCO v Moskvě. Jak jste se k této příležitosti dostal a co pro Vás tento kurz znamenal?

VÚV TGM byl vyzván Ministerstvem životního prostředí o vyslání zástupce na absolvování Hydrologického kurzu UNESCO na Lomonosovově Univerzitě v roce 1975. Získané kontakty s pracovníky řešícími obdobnou problematiku jako VÚV TGM byly využívány při řešení konkrétních projektů ve VÚV TGM.

 

Za poměrně krátký čas se z Vás stala kapacita oboru. Jak tento status hodnotíte?

Řešil jsem projekty, resp. požadavky odborné, ale i laické veřejnosti, které vyžadovaly nové přístupy a měl jsem mj. štěstí na dobré spolupracovníky jak v ústavu, tak i v ostatních vodohospodářských radiologických laboratořích Povodí, státní podnik, ale také na Slovensku. Nezanedbatelná je pravděpodobně i skutečnost, že pracuji ve VÚV TGM kontinuálně téměř 57 roků a ovlivňoval jsem činnost již více generací ve vodohospodářských radiologických laboratořích. Vedl jsem řadu magisterských a doktorandských prací, hlavně na Přírodovědecké fakultě Univerzity Karlovy. Jsem předseda subkomise č. 4 pro normalizaci radiologických metod v rámci TNK 104 Jakost vod, člen odborné skupiny Odpadní vody a čištění vod ČVTVHS, odborný garant celostátních konferencí s mezinárodní účastí Radiologické metody v hydrosféře (od roku 2003), Radionuklidy a ionizující záření ve vodním hospodářství (od roku 1959), člen Konzultační rady ASLAB, člen Mezirezortní radonové komise a člen International Union of Radioecology. Dobré výsledky jsou hodnoceny i citacemi v Marquis Who’s Who in the World nepřetržitě od roku 2001 a Who’s Who in Science and Engineering od roku 2003.

 

Vámi řešené projekty jsou v posledním období zaměřeny na problematiku JE Temelín. Jak hodnotíte výsledky své práce?

Od osmdesátých let je v souvislosti s výstavbou jaderných elektráren a zároveň i ochranou vodních zdrojů stěžejní oblastí činnosti oddělení Radioekologie podrobný průzkum jakosti povrchových, podzemních a srážkových vod, dnových sedimentů a biomasy vodních rostlin a ryb. Jedná se především o lokalitu jaderné elektrárny Temelín, jejímž vlivem na vodní prostředí i prognózou vlivu její dostavby a provozu se zabývám dosud. V této souvislosti byla řešena řada projektů zabývajících se možnými vlivy provozu elektrárny na životní prostředí. Byla získána více jak dvacetiletá řada výsledků, které byly průběžně zpracovávány a publikovány. Do roku 2000 se práce soustředily na hodnocení „předprovozního stavu“, tj. hodnocení referenčních úrovní kontaminace radioaktivními látkami. Od roku 2001 je hlavním cílem prací hodnocení možného vlivu JE Temelín na životní prostředí, resp. hydrosféru, a vlivu nového jaderného zdroje.

 

Ve VÚV vedete kolektiv pracovníků. Jakým směrem by se v budoucnu měla ubírat práce těchto odborníků?

V návaznosti na dosud řešenou problematiku by to měl být vývoj metod stanovení radionuklidů a využívání moderní přístrojové techniky, sledování geogenního pozadí přírodních i tzv. umělých radionuklidů na lokalitách neovlivněných bodovými zdroji znečištění, sledování kinetiky změn reziduálního obsahu radionuklidů po atmosférických testech jaderných zbraní a havárii jaderného reaktoru v Černobylu v minulém století, otázky možnosti odlišení příspěvku vypouštěných odpadních vod z jaderných zařízení, zejména tritia, stroncia 90 a cesia 137. Z dlouhodobějšího hlediska by to mělo být i sledování pozadí na lokalitách připravované výstavby úložiště radioaktivních odpadů.

rozhovor-hanslik-2

Jakými projekty se v poslední době zabýváte?

Hlavní řešené projekty zahrnují Výzkum vlivu jaderné elektrárny Temelín na hydrosféru a další složky životního prostředí, Výzkum vlivu jaderně energetických zařízení na životní prostředí, Koncepce a metodologie komplexního studia dlouhodobých trendů vývoje krajiny v užším a širším zázemí jaderné elektrárny Temelín a dále Program sledování a hodnocení vlivu jaderné elektrárny Temelín na životní prostředí a Sledování pro ČEZ, a. s. – jaderná elektrárna Temelín, Výzkum vlivu nehody jaderné elektrárny Temelín na kontaminaci vodního prostředí řek Vltavy a Labe po hraniční profil Hřensko a Zpracování podkladů k povolení vypouštění odpadních vod z NJZ ETE podle platné legislativy. Projekty jsou řešeny pro potřeby ČEZ, a. s., MV ČR a Povodí Vltavy, státní podnik.

 

Které ze svých publikací si nejvíce ceníte?

Z posledního období to jsou především zahraniční impaktované publikace a monografie.

HANSLÍK, E., JEDINÁKOVÁ-KŘÍŽOVÁ, V., IVANOVOVÁ, D., KALINOVÁ, E., SEDLÁŘOVÁ, B., and ŠIMONEK, P. Observed half-lives of 3H, 90Sr and 137Cs in hydrosphere in the Vltava River basin (Bohemia). Journal of Environmental Radioactivity, Vol. 81, 2005, p. 307–320.

HANSLÍK, E., KALINOVÁ, E., and JEDINÁKOVÁ-KŘÍŽOVÁ, V. Activity ratio 226Ra/228Ra as indicators of river bottom sediment radioactive contamination due to uranium mining and milling in Czechia. 8th Int. Conf. Biochemistry of Trace Elements, Adelaide, Australia, 2005.

Hanslík, E., Ivanovová, D., juranová, E., Brtvová, and M., šimonek, P. Possibilities of Determination of Radionuclides Released from Temelin NPP in Vltava River. INSINUME 2006 International Symposium „In-situ Nuclear Metrology as a tool for Radioecology“, September 2006, Kusadasi, Turkey.

Hanslík, E., Ivanovová, D., Juranová, E., Šimonek, P., and Jedináková-Křížová, V. Monitoring and assessment of radionuclide discharges from Temelín Nuclear Power Plant into the Vltava River (Czech Republic). Journal of Environmental Radioactivity, 100 (2009), 2009, p. 131–138.

HANSLÍK, E., IVANOVOVÁ, D., JEDINÁKOVÁ-KŘÍŽOVÁ, V., JURANOVÁ, E., and ŠIMONEK, P. Concentration of radionuclides in hydrosphere affected by Temelín nuclear power plant in Czech Republic. Journal of Environmental Radioactivity, 100 (2009), 2009, p. 558–563.

Hanslík, E. and Ivanovová, D. Nuclear Power. In: Pavel Tsvetkov (ed.) Indie: Sciyo 2010. [Kap] Impact of radionuclide discharges from Temelín Nuclear Power Plant on the Vltava River (Czech Republic), ISBN 978-953-307-110-7.

Hanslík, E. and Marešová, D. Case study: Quantification of individual components of tritium balance in the Vltava and Elbe Rivers affected by the operation of Temelín Nuclear Power Plant (Czech Republic) [Kap.]. In: Tosti, S. and Ghirelli, N. (eds.) Tritium: Production, Uses and Environmental Impact. New York: Nova Publishers, 2013, p. 339–354. ISBN 978-1-62417-270-0.

Hanslík, E., Marešová, D., and Juranová, E. Temporal and spatial changes in radiocaesium and radiostrontium concentrations in the Vltava River basin affected by the operation of Temelín Nuclear Power Plant. European Journal of Environmental Sciences, 2013, Vol. 3, n. 1, p. 5–16. ISSN 1805-0174.

Hanslík, E., Marešová, D., and Juranová, E. Radioactive Background in Hydrosphere prior to Planned Extension of Nuclear Power Plant. International Journal of Nuclear Energy Science and Engineering (IJNESE), 2013, Vol. 3, n. 3, p. 47–55. ISSN 2226-3217.

HANSLÍK, E., MAREŠOVÁ, D., and JURANOVÁ, E. Natural and artificial radionuclides in river bottom sediments and suspended matter in the Czech Republic in the period 2000–2010. Journal of Environmental Protection, 2014, Vol. 5, n. 2, p. 114–119. ISSN 2152-2197.

HANSLÍK, E., MAREŠOVÁ, D. a DESORTOVÁ, B. Studie vybraných radiologických, biologických a fyzikálněchemických charakteristik vodního prostředí a jejich změn v souvislosti s provozem jaderné elektrárny Temelín. Práce a studie, sešit 206, VÚV TGM, 2015, ISBN 978-80-87402-38-2.

 

Závěrem mi dovolte položit klasickou otázku. Kdybyste si mohl vybrat, kde a kdy byste chtěl pracovat?

Bylo by to ve VÚV TGM v problematice jakosti vody a procesů jejích změn se zaměřením na radioaktivitu po roce 1960.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Jak hodnotíte období Operačního programu životního prostředí 2007 až 2013 z pohledu vodního hospodářství? Naplnil očekávání, která do něj byla vkládána ze strany Ministerstva životního prostředí?

Na komplexní hodnocení je ještě brzy, ale pevně věřím, že ve výsledku budeme implementaci projektů v oblasti vodního hospodářství v OPŽP 2007 až 2013 hodnotit jako úspěšnou. Je třeba v plné šíři vnímat některé zásadní aspekty, které s touto problematikou souvisí.

Schválením OPŽP 2007–2013 v roce 2007 vznikla možností využít v oblasti vodního hospodářství prostředky překračující částku přibližně 45 mld. Kč naprosto bezprecedentní situace. Zároveň ale potenciální žadatelé v oblasti vodohospodářské infrastruktury (kanalizace, vodovody) museli splnit podmínky týkající se efektivního a transparentního provozování infrastruktury, což nebylo v mnoha případech jednoduché s ohledem na soudobý stav právních vztahů v této oblasti. Dále je nutné vnímat riziko velmi pomalé implementace infrastrukturních projektů, tyto problémy vyvstávaly již v předvstupním období 2000–2004 i v programovém období 2004–2006 a bohužel se potvrdily v oblasti vodohospodářských projektů i v OPŽP 2007–2013 a do značné míry přispěly ke ztrátě části alokace v roce 2013 ve výši přibližně 7,5 mld. Kč

Přes výše uvedené lze podle současného vývoje předpokládat, že nakonec se všechny aktuálně dostupné prostředky pro oblast vodního hospodářství v OPŽP 2007–2013 podaří využít – z tohoto pohledu lze tedy hovořit, že očekávání bylo naplněno. Zbývá vyhodnotit poskytnuté prostředky z pohledu dopadu na životní prostředí a přenést relevantní zkušenosti do programového období 2014–2020. Této problematice jsme již při přípravě OPŽP 2014–2020 věnovali velkou pozornost.

Rád bych zmínil, že u předmětné prioritní osy sledujeme věcný pokrok v naplňování efektů a cílů. Naše statistiky ukazují, že množství vypouštěného znečištění v odpadních vodách má v České republice klesající tendenci. Stále dochází k dalšímu nárůstu obyvatel nově napojených na vodovod, obdobný trend je i u počtu obyvatel nově napojených na veřejnou kanalizaci. Vznikly hlásné a měřicí stanice povodňové služby, digitální povodňové plány v řádu stovek a nově realizované vodní nádrže a poldry zvýšily akumulační prostor v řádech statisíců metrů kubických. V rámci OPŽP 2007–2013 očekáváme další zlepšování ochrany před povodněmi a naplnění efektů týkajících se snížení znečištění vod.

rozhovor-jan-kriz
Ing. Jan Kříž, náměstek ministra a ředitel sekce fondů EU, ekonomiky a politiky životního prostředí

Kolik vodohospodářských akcí bylo podpořeno z Operačního programu životního prostředí 2007–2013?

Globálním cílem pro období 2007–2013 bylo zlepšení stavu povrchových a podzemních vod, zlepšení kvality dodávek pitné vody pro obyvatelstvo a snižování rizika povodní. K naplnění tohoto cíle byly podpořeny projekty čistíren odpadních vod včetně související výstavby kanalizací, rekonstrukce kanalizací, rozšíření a rekonstrukce úpraven vod, přivaděčů pitné vody a rozvodných sítí vodovodů. Cíl snižování rizika povodní byl realizován zpracováním map povodňových rizik a plánů jejich zvládání, rozšířením a zkvalitněním hlásného předpovědního a výstražného systému a realizací protipovodňových opatření v krajině přírodě blízkým způsobem, včetně budování a modernizace provozních informačních systémů.

U prioritní osy 1, oblasti podpory 1.1 – Snížení znečištění vod, evidujeme 787 projektů s rozhodnutím o poskytnutí dotace, kde příspěvek z fondu soudržnosti činí 40,4 mld. Kč. U oblasti podpory 1.2 – Zlepšení jakosti pitné vody 73 projektů s příspěvkem ve výši 4,5 mld. Kč z fondu soudržnosti a u oblasti podpory 1.3 – Omezování rizika povodní 595 projektů za 2,3 mld. Kč z fondu soudržnosti. Výše uvedená čísla se pohybují v závislosti na stavu aktuálního kurzu.

Kolik se předpokládá, že bude nových podpořených vodohospodářských akcí z aktuálního Operačního programu, a je zde nějaká priorita?

Těžko předjímat konkrétní čísla, protože to bude do značné míry ovlivněno investičními náklady předkládaných projektů. Pokud se bavíme o prioritách v obecné rovině, platí, že finančních prostředků je podstatně méně, zatímco potenciálních žadatelů zejména z řad malých obcí významně přibývá, proto jednou z hlavních priorit bude zvýšený tlak na nákladovou efektivitu připravovaných projektů.

S uvedeným též souvisí snaha o systémový přístup – primárně by měly být podporovány projekty, jejichž cílem je řešení problémů, které byly odborníky vyhodnoceny jako nejzásadnější z pohledu aktuálního neuspokojivého stavu životního prostředí, a tedy i možného pozitivního dopadu na kvalitu života občanů v ČR. V praxi tedy budou vnímány jako prioritní projekty, které jsou např. součástí tzv. programů opatření v rámci dokumentů, které definují státní politiku v oblasti vodního hospodářství, ať už hovoříme o zlepšování kvality vod ve vodních útvarech, protipovodňové ochraně a nově i třeba podpoře opatření proti suchu.

Jaké jsou prioritní oblasti podporovaných akcí OPŽP 2014–2020 v problematice vodního hospodářství?

Věcné priority jsem naznačil již v předchozí odpovědi. Pokud mám být konkrétnější, potom bych zdůraznil, že prioritně bude řešeno vypouštění nečištěných odpadních vod z volných výustí kanalizace do toku a výstavba nových kanalizací a čistíren odpadních vod (ČOV) v oblastech s vysokou ekologickou prioritou.

V rámci nového operačního programu je možné podpořit celou škálu technických opatření k předcházení následků přírodních nebezpečí, jako jsou např. povodně, sucho, svahové nestability, eroze a další. U problematiky ochrany před povodněmi bude podporována realizace povodňových opatření v intravilánu obcí a extravilánu, která budou mít pozitivní efekt na zmenšení rozsahu zaplaveného území v obcích a snížení počtu zaplavených nemovitostí, a tím snížení povodňových škod. V rámci podpory se předpokládá podpora projektů zprůtočňování koryt vodních toků a přilehlých niv v intravilánu obce a extravilánu s přímou vazbou na snížení povodňového ohrožení v intravilánu. Podporovány budou projekty řešící např. výstavbu poldrů, úpravu stávajících retenčních nadrží (např. vybudování bezpečnostního přelivu) za účelem zvýšení a zlepšení jejich protipovodňových funkcí. Objektivně je nutné se také zaměřit na zvyšování retenčního potenciálu v povodí, a tedy snižování rychlosti odtoku v době povodňových situací. Součástí podpory je i aktivita hospodaření se srážkovými vodami. Zejména v městských aglomeracích je snahou postupně omezovat odvádění srážkových vod do kanalizace. Srážkové vody mohou být zadrženy a využívány např. k zavlažování zahrad a parků nebo zasakovány do podloží.

Jaká poučení byla promítnuta do nového Operačního programu životního prostředí 2014–2020?

Co se týká vlastní implementace, snažíme se eliminovat problémy spojené s velmi dlouhou dobou implementací projektů. Pravidla pro průběžné čerpání evropských prostředků se zpřísňují a na to je nutné reagovat, abychom se vyvarovali ztrát části alokace jako v OPŽP 2007–2013.

Na úrovni administrace programu je to především snaha o transparentnost a předvídatelnost vůči potenciálním žadatelům. Jsme si vědomi toho, že část problémů z minulosti souvisí s pozdní informovaností žadatelů ohledně vyhlašování výzev ze strany odpovědných orgánů, kdy žadatelé následně byli nuceni připravovat žádosti na poslední chvíli, což samozřejmě významně ovlivňuje kvalitu a negativně dopadá na další procesy implementace. Nyní je proto potenciálním žadatelům o dotaci k dispozici na stránkách www.opzp.cz indikativní střednědobý harmonogram výzev, kde se mohou seznámit s předpoklady vyhlašování výzev až do roku 2018 – v případě vodohospodářské infrastruktury (kanalizace, ČOV, vodovody) se právě s ohledem na delší dobu implementace projektů předpokládá rozdělení celé dostupné alokace do výzev do roku 2018. Připravované změny v oblasti implementace vodohospodářských projektů se také snažíme průběžně komunikovat se všemi zainteresovanými partnery – v tomto ohledu již máme i pozitivní zpětnou vazbu v rámci uskutečněných Monitorovacích výborů, které probíhají za účasti Evropské komise.

Na druhou stranu klademe vyšší nároky i na zájemce o dotaci, vytváříme podmínky pro to, aby mohly být předkládány projekty ve vyšším stupni projektové připravenosti než jen s vydaným územním rozhodnutím, což bylo postačující v programovém období 2007–2013. Finančních prostředků je skutečně málo a není možné podpořit všechny projekty. Velmi dobrou šanci uspět ale budou mít kvalitně připravené projekty, a to po stránce věcné (dosažení cílových efektů při vynaložení přiměřené sumy finančních prostředků) i administrativní (předložení kompletní žádosti, vysoký stupeň připravenosti investiční akce k realizaci včetně zadávacího řízení na výběr zhotovitele).

Důležité je ale také zmínit, že příjemce dotace i orgány odpovědné za implementaci projektů čeká i mnoho dalších změn, které s poučením z minulosti přímo nesouvisí, ale musí být reflektovány. Administrace projektů by měla probíhat v novém informačním systému MS2014+, který se stále vyvíjí, chystají se významné legislativní změny v oblasti EIA, stavebního zákona nebo zákona o veřejných zakázkách – jistě se objeví nové podněty, se kterými se budeme muset ve vzájemné spolupráci snažit vypořádat.

Nedílnou součástí bude také snaha o průběžné vyhodnocování výzev s cílem eliminace případných identifikovaných problémů směrem k potenciálním dalším výzvám v dané oblasti. V tomto ohledu bude hrát důležitou roli i zpětná vazba od příjemců dotace a zainteresovaných partnerů – na základě vznesených podnětů jsme již například před první výzvou upravili způsobilost výdajů v oblasti kanalizačních přípojek.

Nastal zde nějaký posun v tom, co bylo podporováno a je podporováno? (čistírny odpadních vod, kanalizace apod.)

Operační program životního prostředí 2007–2013 byl v návaznosti na splnění legislativy zaměřen na výstavbu, rekonstrukci kanalizací a čistíren odpadních vod za účelem zlepšení stavu povrchových a podzemních vod převážně pro aglomerace nad 2 000 ekvivalentních obyvatel (EO). Projekty pod 2 000 EO byly podporovány pouze v případě, nacházejí­‑li se v územích vyžadujících zvláštní ochranu, jakou jsou např. národní parky, CHKO apod. V rámci nového operačního programu je potřeba se soustředit na přetrvávající problémy při vypouštění odpadních vod z volných výustí, z toho důvodu je nový OPŽP 2014–2020 otevřen všem aglomeracím bez specifického omezení.

Nový operační program s sebou nese i změny ve způsobilosti výdajů. Mezi nezpůsobilé výdaje budou patřit náklady na rekonstrukci kanalizace a s výjimkou řádně odůvodněných případů také náklady na výstavbu jednotné kanalizace, která není primárně podporována s ohledem na požadavky vyplývající z vodního zákona a další legislativy v souvislosti s problematikou hospodaření se srážkovými vodami. Naopak mezi specifické způsobilé výdaje jsou nově zařazeny výdaje na realizaci připojení jednotlivých nemovitostí, tedy výstavbu veřejné i soukromé části kanalizačních přípojek s cílem pozitivně ovlivnit počet skutečně napojených obyvatel.

Globálně je ale nutné brát v úvahu, že vzhledem k omezené alokaci nemohou být pokryty všechny případné požadavky na řešení existujících problémů v oblasti vodohospodářské infrastruktury a z pohledu OPŽP je prioritou podporovat co nejefektivnější opatření z hlediska životního prostředí.

Kolik činily alokace do oblastí spojených s vodou?

Oblasti spojené s vodou v rámci OPŽP 2007–2013 zahrnuje prioritní osa 1 a částečně prioritní osa 6. Prioritní osa 1 zahrnovala oblast podpory snížení znečištění vod, na kterou bylo vyčleněno přibližně 38,2 mld. Kč, oblast zlepšení jakosti pitné vody s alokací přibližně 4,7 mld. Kč a oblast omezování rizika povodní s alokací přibližně 2,3 mld. Kč. Pro úplnost je třeba zdůraznit, že nastaly jisté změny v názvech, tedy „staré“ oblasti podpory jsou nazývány v rámci nového programu jako specifické cíle, dříve podoblasti podpory jsou nově nazývány jako aktivity.

Dalším globálním cílem OPŽP 2007–2013 bylo zvýšení ekologické stability krajiny, kde prostřednictvím prioritní osy 6, podoblasti 6.4 – Optimalizace vodního režimu krajiny, bylo možné podpořit projekty řešící realizace opatření příznivých z hlediska krajinné a ekosystémové diverzity vedoucí ke zvyšování retenční schopnosti krajiny, ochraně a obnově přirozených odtokových poměrů a k omezování vzniku povodní. Realizací projektů došlo ke zlepšení stavu životního prostředí podpořením biodiverzity kvůli optimalizaci vodního režimu krajiny, revitalizací vodních toků, vytvořením mokřadních ekosystémů, realizací protierozních opatření a vytvořením studií revitalizací vodních toků. Na tuto oblast podpory bylo vyčleněno šest miliard korun.

Počítá nový operační program s problematikou sucha? Lze kromě dotací na povodně čerpat i dotace týkající se sucha?

Nový operační program s problematikou sucha určitě počítá. Je třeba poznamenat, že žádná z prioritních os není přímo zaměřena na problematiku zadržování vody v krajině. V rámci jednotlivých specifických cílů jsou však uvedena dílčí opatření, která jsou zaměřena na retenci vody v krajině a napomáhají tak eliminovat nepříznivé dopady sucha. Pokud bych měl být konkrétnější, jedná se o aktivity prioritní osy 4 a částečně do toho přispívá i prioritní osa 1.
Některé aktivity prioritní osy 4 jsou zaměřeny na vytváření a obnovu vodních prvků v krajině s ekostabilizační funkcí, jako jsou např. tůně, mokřady, malé vodní nádrže apod., opatření proti plošnému a soustředěnému povrchovému odtoku, realizaci přírodě blízkých doprovodných prvků v intravilánu a zakládání či obnovu mezí, remízů.

U prioritní osy 1 je problematika obnovy vodního režimu krajiny a s tím související problematika sucha v ČR v novém programovém období posílena o aktivitu 1. 3. 2. Tato aktivita je v rámci OPŽP novinkou a jejím hlavním cílem je zajištění šetrného hospodaření s vodou v sídelních útvarech, což výrazně snižuje výskyt sucha v intravilánu. Jako preventivní opatření proti předpokládaným problémům s množstvím vody a sucha na území ČR bude možné podpořit projekty prioritní osy 1, řešící vybudování či rekonstrukci nádrží (suché nádrže, poldry, akumulační nádrže, retenční nádrže).

V novém programovém období 2014–2020 je vyčleněno přibližně 6,2 mld. Kč na projekty, které jsou přímo zaměřeny na retenci vody v krajině, šetrné hospodaření se srážkovými vodami a posílení přirozeného oběhu vody v krajině. V rámci těchto projektů budou realizována opatření, která budou mít z pohledu boje proti suchu na území ČR sledovatelný efekt a do budoucna značný vliv na celkové zmírnění sucha v daném území.

Kromě výše zmíněných aktivit budou v rámci OPŽP 2014–2020 podporovány projekty, které s problematikou sucha v ČR souvisí a okrajově přispívají k potlačení tohoto problému. Příkladem jsou projekty prioritní osy 1, SC 1.1, kde budou podporovány projekty kanalizací, retenčních nádrží a čistíren odpadních vod. Díky této aktivitě dojde ke zlepšení stavu vyhovujících či nevyhovujících vodních toků a zlepšení kvality povrchových i podzemních vod. Dále budou podporována technická opatření s prokazatelným dlouhodobým efektem na snížení eutrofizace vod, a to zejména u vodárenských nádrží, nádrží koupacích vod a na přítocích do těchto nádrží.

Jak velkou míru spolufinancování lze očekávat u jednotlivých projektů?

Finanční podpora pro projekty prioritní osy 1, jejímž předmětem je zlepšování kvality vody a snižování rizika povodní, bude poskytována formou dotace EU, konkrétně z prostředků Fondu soudržnosti, ve výši maximálně 85 % celkových způsobilých výdajů projektu (s výjimkou vybudování varovných systémů,
kde bude podpora/dotace poskytována ve výši 70 % celkových způsobilých výdajů). Obecně způsobilým výdajem pro příspěvek z OPŽP 2014–2020 je z časového pohledu výdaj, který vznikl a byl/bude uhrazen příjemcem dotace v období od 1. 1. 2014 do 31. 12. 2023, pokud není stanoveno jinak.

U projektů prioritní osy 1, které po své realizaci vytvářejí čistý příjem, což v praxi znamená, že za užívání vodohospodářské infrastruktury vybudované z prostředků EU jsou uživateli hrazeny poplatky – vodné a stočné, bude výše způsobilých výdajů určena jejich jednorázovým snížením, tzv. paušální sazbou. Tato byla pro vodohospodářské projekty na úrovni Evropské komise stanovena jako 25%. Uplatnění paušální sazby znamená, že reálná výše dotace bude činit 63,75 %, což je v průměru o něco nižší částka než v období 2007–2013. S ohledem na již zmiňovaný nižší objem finančních prostředků alokovaných v OPŽP 2014–2020 a zároveň předpokládaný nárůst počtu potenciálních žadatelů z řad malých obcí vede takovýto postup k podpoře většího množství projektů. Současně předpokládáme, že bude motivovat žadatele k maximální efektivitě při návrhu technického řešení. Nelze opomíjet ani další podstatný pozitivní faktor uplatnění paušální sazby, a to zjednodušení administrace projektu na straně samotných žadatelů.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Pod záštitou Global Water Partnership střední a východní Evropa (GWP CEE) a mezinárodní komise pro ochranu Dunaje (MKOD) se uskutečnil další ročník výtvarné soutěže Danube Art Master – Mistr dunajského umění, letos na téma Největší dunajská maškarní. Poprvé byla soutěž, která od roku 2004 spojuje tisíce dětí z celého povodí Dunaje, pořádána VÚV TGM, v.v.i. Výzva k vlastní umělecké tvorbě inspirované životním prostředím mohutného Dunaje a jeho přítoky byla určena dětem ve věku 6–16 let, které měla povzbudit k bližšímu pohledu na místní řeky a vodní plochy a také k zamyšlení nad tím, co pro ně znamená životní prostředí. Krásnými výtvory zvítězili v národním kole žáci ze ZŠ Únanov pod vedením Mgr. Věry Jantošové, kteří k vytvoření svého uměleckého díla použili materiály nalezené přímo podél břehů toku Únanovky.

mlejnska-1
Jeden z výtvorů žáků ZŠ Únanov

Dunaj a jeho přítoky tvoří jeden z nejdůležitějších říčních systémů v Evropě. Napříč historií hrálo povodí Dunaje klíčovou roli v politickém, sociálně-ekonomickém a kulturním rozvoji střední a jihovýchodní Evropy. Povodí Dunaje je „nejmezinárodnější“ povodí na světě, pokrývá území 817 000 km2, tedy přibližně 10 % kontinentální Evropy. Od Černého lesa k Černému moři překonává tato řeka vzdálenost více než 2 850 km a spojuje více než 80 milionů lidí v Německu, Rakousku, České republice, Slovensku, Maďarsku, Slovinsku, Chorvatsku, Bosně a Hercegovině, Černé Hoře, Rumunsku, Bulharsku, Moldávii a Ukrajině. Dunaj je nanejvýš důležitý pro volně žijící živočichy, v samotné deltě bylo identifikováno ohromujících 320 druhů ptactva. Nicméně v průběhu minulého století došlo ke značným ztrátám v počtech i druzích volně žijících živočichů. Také člověkem produkované znečištění ničí některé oblasti, mnoho úseků bylo významně pozměněno. Dne 29. června 1994 byla za účelem řešení těchto problémů podepsána Úmluva o ochraně Dunaje, kterou byla stanovena Mezinárodní komise pro ochranu Dunaje (MKOD). Práce, která následovala, byla úspěšná a MKOD je vzorem pro mnoho dalších povodí.

mlejnska-2
Plakát z projektových hodin zaměřených na život v okolí veletoku Dunaje

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie, Informatika, kartografie ve vodním hospodářství.

Souhrn

Relativně přesné určení rozsahu povodňových rozlivů umožňuje matematické či fyzikální modelování, které se používá a rozvíjí po dlouhou řadu let. Ruku v ruce s růstem přesnosti, plynoucí z přesnějších měřicích zařízení, vzrůstají rovněž nároky na výpočetní kapacity a čas. Existuje však řada úseků vodních toků bez namodelovaných inundací, popř. by bylo žádoucí modelovat úseky vodních toků, pro něž by bylo možno odvodit rozsah zaplaveného území, a to na základě známé úrovně hladiny. Alternativním přístupem k vizualizaci inundací je model AIZM (Alternativní indikativní záplavový model). Jedná se o nástroj vytvořený zřetězením několika dílčích submodelů v prostředí ArcGIS ModelBuilderu umístěných v ArcToolboxu. AIZM je schopen při minimu požadovaných vstupních dat a v krátkém čase vygenerovat indikativní rozsah záplavy a pole hloubek ve formě rastru. Je však potřeba brát v potaz jisté nedostatky, kterými je tento model zatížen.

Předložený článek shrnuje první část výsledků analýzy vlivu různých charakteristik úseků třicítky různých vodních toků (např. šířky koryta, podélného sklonu či antropogenního ovlivnění průběhu koryta) na míru shody či neshody výstupů AIZM s referenčními výsledky vypočítanými v rámci tvorby map povodňového nebezpečí a rizik s využitím 1D či 2D numerického modelování. Díky tomu je možno identifikovat typy vodních toků, na nichž poskytuje AIZM dobré výsledky, resp. určit ty charakteristiky, které nejvíce ovlivňují přesnost výstupu.

Úvod

Technologie geografických informačních systémů (GIS) jsou v rámci hydrologického modelování používány pro zpracování velikých objemů prostorových dat. Výhodou GIS je, že umožňují získat, resp. odhadnout řadu charakteristik území vymezených povodí. Díky dobré analýze a popisu prostorové variability jednotlivých ukazatelů nabízí GIS možnost zlepšení kalibrace modelů [1]. V podmínkách České republiky se GIS systémy např. dobře osvědčují při stanovování parametrů hydrologických modelů [2]. Základní koncept používání GIS technologií v rámci hydrologického modelování může být charakterizován třemi kroky: 1. přípravou vstupních dat (tj. pre­‑processingem) a následným exportem do hydrologického modelu, 2. modelováním samým, 3. finálním exportem zpět do prostředí GIS s následným zpracováním, vizualizací a interpretací [3, 4].

Přístupy k vzájemnému propojení GIS nástrojů s hydrologickými modely mohou být různé: 1. přístup – jádro GIS je využito v modelu, 2. přístup – model je zakomponován přímo do GISu formou programovacího jazyka Python či ModelBuilderu, 3. přístup – GIS a model jsou odděleny a GIS slouží pro přípravu dat a zpracování výsledků, 4. přístup – úzké programové provázání GIS, hydrologického modelu a statistického softwaru [5]. Další modifikace uvedených přístupů jsou založeny na propojení s webovými aplikacemi [6].

Jedním z alternativních přístupů k určení a analýze rozlivů je model AIZM, který byl vyvinut na Přírodovědecké fakultě Univerzity Komenského v Bratislavě [7]. Byl vyvinut jako nástroj k analyzování relativních výšek nad terénem v okolí vodních toků. Možnost aproximace úrovně hladiny v oblastech, kde nejsou k dispozici výstupy hydraulických modelů, se jeví jako užitečná a žádoucí. Zde je však potřeba zdůraznit, že představovaný model v žádném případě neaspiruje na to, aby nahrazoval výstupy zavedených sofistikovaných postupů hydrologického modelování. V danou chvíli se jedná o nástroj, který je schopen na základě zadání základních vstupních údajů (jsou zmíněny níže) v krátkém čase simulovat rozsah inundace. Výsledky modelu AIZM je pak nutné náležitě interpretovat odborníkem se znalostí stanovení rozlivů a hloubek vody v inundačním území s vědomím určitých nevyhnutelných nedostatků.

Model AIZM pracuje na platformě ESRI ArcGIS for Desktop Advanced 10.x s extenzemi 3D Analyst a Spatial Analyst. Určité modifikace modelu formou zásahu do jeho struktury jsou v případě nižších verzí možné, ale s nutností instalace dalších nástrojů, např. sady ArcHydro.

ArcGIS nabízí grafické vývojové prostředí ModelBuilder, v němž je možné řetězit za sebe různé GIS nástroje a objekty. V ModelBuilderu tedy lze sestavovat komplexní nástroje a částečně automatizované pracovní postupy. Vytvořené modely mohou být uloženy v toolboxech, nebo ve formě toolsetů. Model AIZM se skládá ze tří základních částí a nástroje na vygenerování příčných profilů. Jednotlivé části jsou samostatnými toolboxy, které jsou sestaveny zřetězením základních nástrojů ArcGIS. Ve smyslu výše uvedeného rozdělení [5] je model AIZM založený na integraci modelu do systému GIS. Tyto řetězce fungují jako samostatné nástroje toolboxu s vlastními vstupy, výstupy a parametry. První toolset pracuje s povrchem TINu (Triangulated Interpolated Network), druhý zpracovává povrch ve formě rastru a třetí obsahuje analytické nástroje zpracovávající data z TINu i rastru.

Možnosti práce s modelem AIZM jsou různé. Jednak z hlediska příčných profilů, kdy jsou buď do výpočtu zahrnuty příčné profily generované automaticky pomocí vstupního digitálního modelu terénu, nebo je možné zadávat je také ručně. Jednak také z hlediska způsobu generování rozlivu s povolením či zakázáním průsaků podzemních vod mimo samotný rozliv.

K provedení všech výpočtů vyžaduje AIZM vstupní data (viz obr. 1). Konkrétně se jedná o linii vodního toku, centrální body ležící přesně uprostřed výpočetní masky, tabulku hloubek vody (pro každý rozliv jednu) v úrovni koryta, resp. centrálního bodu, dále data daného digitálního modelu terénu (rastr nebo povrch TIN) a také sadu příčných profilů, jež jsou generovány v rámci běhu modelu AIZM, nebo mohou být zadány ručně.

caletka-1
Obr. 1. Schéma výpočtu rozsahu rozlivu modelem AIZM – uprostřed středový bod, na okraji vymezeno území (výpočetní maska) o rozměru 2 000 × 2 000 m, na linii
vodního toku vyznačeny příčné profily, plocha rozlivu stanoveného modelem AIZM znázorněna šedým polygonem
Fig. 1. Scheme of flood extent computation by the AIZM model – the central point in the centre, the mask of 2 000 × 2 000 m is marked out at the edges, stream line drawn together with crossectional profiles, the flooded area computed by the AIZM model is represented by the grey polygon

Výpočet modelu AIZM probíhá od centrálního bodu, kolem něhož se vygeneruje čtvercová maska o rozměru 2 000 × 2 000 m (rozměr je možno i zmenšit, zvětšení by vyžadovalo zásah do algoritmu výpočtu). Veškeré výpočty se pak odehrávají v ploše masky. Je­‑li vstupní digitální model terénu v TIN (v případech, kdy sada bodů pro interpolaci digitálního modelu terénu je nepravidelně uspořádaná), je v ploše masky převeden do rastru a opětovně interpolován do podoby rastru s velikostí buňky 2 m (nastaveno implicitně).

Linie vodního toku je rovněž ořezána podle rozměru masky a poté je rozdělena na úseky tak, že vzdálenost dvou sousedních okrajových bodů těchto úseků je vždy maximálně 20 m. Následuje vykreslení příčných profilů založené na metodě Thiessenových polygonů. Zde je nutno zmínit skutečnost, že automatické vykreslování příčných profilů představuje jeden z největších problémů modelu AIZM, což je diskutováno dále.

Výpočet rozsahu inundace vychází ze známých hloubek vody pro danou masku. Na základě těchto známých hloubek z tabulky se určí úroveň hladiny vody pro daný příčný profil. Hodnota relativní hloubky platí vždy pro průsečík příčného profilu s linií vodního toku. Protnutí linie příčného profilu s modelovaným reliéfem definuje rozsah rozlivu ve směru příčného profilu. Rozliv mezi sousedními profily je odvozen na základě povrchu TIN, vzniklého převedením linií příčných profilů na body (vertexy), a na základě digitálního modelu terénu, který je v rámci běhu modelu převeden také na povrch TIN. Odečtením úrovní hladin v rozlivu a digitálního modelu terénu vzniká rastr hloubek jako jeden z výstupů. Opakování výpočtu probíhá podle počtu hodnot hloubek ve vstupní tabulce (každému rozlivu odpovídá jedna hodnota). Výstupy modelu jsou ukládány ve formě rastru i vektoru.

Metodika a data

Pro určení přesnosti výstupů modelu AIZM bylo vybráno celkem třicet různých úseků vodních toků České republiky v oblastech s významným povodňovým rizikem na základě směrnice 2007/60/ES o vyhodnocení a zvládání povodňových rizik. Pro tyto úseky jsou k dispozici hloubky ve formě rastrů a rozlivy ve formě vektorových polygonů pro povodňové průtoky Q5, Q20, Q100 a Q500. Tato data jsou považována za referenční a následné analýzy vycházejí z jejich porovnání s výstupy nástroje AIZM.

Vstupní údaje AIZM

Jako linie, resp. osa vodních toků posloužila vrstva z databáze DIBAVOD (Digitální báze vodohospodářských dat) spravované VÚV TGM, v.v.i.

Digitální model terénu byl interpolován s využitím příslušných mapových listů (klad listů je totožný s kladem listů Státní mapy 1 : 5 000 – odvozené) sady DMR 4G od ČÚZK, která byla pořízena leteckým laserovým skenováním. Je tvořena sítí bodů rovnoměrně rozmístěných po ploše České republiky ve vzdálenosti 5 m. Jednotlivé body přitom leží ve středu každého gridu, jemuž také přísluší hodnota nadmořské výšky daného bodu.

Pro zvolené centrální body všech úseků byly z referenčních modelů zjištěny hloubky pro rozlivy s dobou opakování 5, 20 a 100 let (tyto hloubky vstupují do tabulky hloubek pro daný úsek). Potřebné vrstvy byly poskytnuty Ministerstvem životního prostředí.

Porovnání rozlivů

Rozlivy vypočtené modelem AIZM byly porovnány s rozlivy stanovenými referenčními modely. Simulování a rozlivy na všech úsecích jsou rozděleny vždy na dvacet segmentů podle směru toku, resp. s ohledem na tvar záplavy (obr. 2). Každému segmentu pak jednoznačně odpovídá plocha rozlivu modelovaného Am a referenčního Ar. Vzájemné porovnání kvantitativních charakteristik toků různých parametrů (např. Rtyňka – Ohře) není smysluplné, a proto je míra shody vyjádřena relativní mírou, čili poměrem.

caletka-vzorec-1

Ze vztahu (1) je zřejmé, že pro S > 1 je rozliv modelovaný AIZM větší oproti modelu referenčnímu. Pro S < 1 je tomu naopak.

caletka-2
Obr. 2. Plocha rozlivu na úseku Cidliny rozdělená do dvaceti segmentů s vyznačením směru toku
Fig. 2. The flood extent on the Cidlina River cut into twenty segments with the flow direction

Porovnání rozlivů je provedeno v kontextu kvantitativních i kvalitativních charakteristik vodních toků, resp. všech vymezených segmentů. Z kvantitativních charakteristik se konkrétně jedná o šířku koryta vypočítanou s využitím břehových hran z databáze DIBAVOD a podélný sklon dna odvozený z digitálního modelu terénu. Sledovanými kvalitativními charakteristikami jsou antropogenní ovlivnění směru toku odvozená z leteckých snímků a dostupných historických map, průtočnost příbřežní zóny ve smyslu přítomnosti překážek (zástavba, souvislejší vegetace), charakter břehů a svahů blížící se přirozenému a přítomnost vodohospodářských objektů (např. jezů či stupňů). Metodika hodnocení je nastíněna v tabulce 1.

Tabulka 1. Klasifikace kvalitativních charakteristik úseků vodních toků
Table 1. Classification of qualitative characteristics for river sections
caletka-tabulka-1

Statistické zpracování za účelem zjištění popisných statistik a provedení následných analýz bylo uskutečněno s využitím softwaru PAST, Statistica a s pomocí programovacího jazyka R.

Prvotní průzkum dat prostřednictvím popisných statistik ukázal, že mezi třiceti vymezenými úseky vodních toků panuje značná variabilita hodnot poměrů S.
Patrné je to z krabicových grafů sestrojených pro každý úsek vodního toku tvořený vždy dvaceti dílčími segmenty (viz obr. 3). Bylo také zjišťováno, zda se výsledky liší s ohledem na vzdálenost od středového bodu. Jinými slovy, bylo ověřováno, zda se nejvzdálenější segmenty po směru toku podílejí na rozptylu hodnot poměru S. Proto byly analýzy provedeny pro úseky se všemi dvaceti segmenty a pro úseky s odebranými prvními a posledními pěti segmenty (po směru toku). V tabulce 2 je uvedeno percentuálně zastoupení hodnot S. Je evidentní, že pro všechny rozlivy je výrazně vyšší podíl S > 1 vyjadřující, že rozliv modelovaný pomocí AIZM je větší oproti referenčnímu a také že odstraněním zmíněných segmentů se tento podíl ještě zvyšuje.

Tabulka 2. Procentuální zastoupení hodnot poměru S > 1 a S < 1 pro celou sadu dat a data zkrácená při rozlivu Q5, Q20 a Q100
Table 2. Percentage of ratio S > 1 and S < 1 in both whole and shortened dataset for flood extents Q5, Q20 and Q100
caletka-tabulka-2

Značná variabilita jednotlivých úseků může souviset s některými problematickými aspekty interpolace digitálního modelu terénu. V úrovni koryta se mohou objevit „falešné“ elevace, které se výpočtem přenesou a projeví v nadhodnoceném rozsahu rozlivu. Stejně tak se mohou objevit i případy depresí, které analogicky vedou k podhodnocenému rozlivu. Tento problém však nastává méně často. Další chyby bývají spojeny s meandrujícími úseky toků. Na konvexních březích se linie příčných profilů radiálně rozbíhají, tedy roste jejich vzdálenost. Plocha inundace pak může být buď nadhodnocena, nebo se v některých případech mohou objevit i falešné přetržky. Tomuto problému bude věnován následující výzkum směřující k upravení algoritmů tak, aby k těmto chybám nedocházelo.

caletka-3
Obr. 3. Ukázka boxplotů hodnot poměrů S na úseku Ohře při rozlivech Q5, Q20 a Q100; data celá (A), zkrácená (B)
Fig. 3. Example of boxplots of ratios S on the Ohře River section for flood extents Q5, Q20 and Q100; whole dataset (A), shortened (B)

Vztah mezi vzorky poměrů S a ostatními již zmíněnými kvantitativními charakteristikami je vyjádřen hodnotami Pearsonova a Spearmanova korelačního koeficientu. Spearmanův koeficient se vyznačuje tím, že není tolik ovlivňován odlehlými hodnotami, jako tomu je u Pearsonova koeficientu. Z ukázky vypočítaných hodnot v tabulce 3 je zřejmé, že Pearsonův korelační koeficient ukazuje na vztah mezi průměrným podélným sklonem segmentu a odpovídajícím poměrem S. Obdobné výsledky vycházejí pro všechny zbylé rozlivy pro vzorek dat celý i zkrácený.

Tabulka 3. Hodnoty Spearmanova a Pearsonova korelačního koeficientu pro šířku koryta, podélný profil a poměr S rozlivu Q5, Q20, Q100
Table 3. Values of Spearman’s and Pearson’s correlation coefficient for width of channel, longitudinal profile and the ratio S of flood extent Q5, Q20, Q100
caletka-tabulka-3

Soubor všech proměnných byl podroben analýze hlavních koordinát PCoA (z angl. Principal Coordinates Analysis), která byla publikována v r. 1966 [8]. Umožňuje odhalit vliv jednotlivých proměnných na výsledky modelu. Analýza je vhodná i v těch případech, kdy zkoumané charakteristiky zahrnují vícestavové kvalitativní znaky či smíšená data. Grafy na obr. 4 ukazují výsledky analýzy hlavních koordinát provedené pomocí programovacího jazyka R. Z výsledků získaných pro celou sadu dat se zdá, že spolu souvisejí jednak charakteristiky ovlivnění břehů a směru koryta, jednak charakteristiky průtočností břehů.

caletka-4
Obr. 4. Výstupy analýzy hlavních koordinát pro celý (A) i zkrácený (B) vzorek segmentů; 1 = šířka koryta, 2 = podélný sklon, 3 = ovlivnění směru toku, 4 = přítomnost vodohospodářských objektů, 5 = ovlivnění levého břehu, 6 = ovlivnění levého břehu, 7 = průtočnost příbřežní zóny na pravém břehu, 8 = průtočnost příbřežní zóny na pravém břehu
Fig. 4. Outputs of the principal coordinates analysis for the entire (A) and shortened (B) sample of the river segments; 1 = channel width, 2 = longitudinal profile, 3 = influencing of the channel’s direction, 4 = presence of waterworks, 5 = influencing of the left bank, 6 = influencing of the left bank, 7 = flowage of the litoral zone on the right bank, 8 = flowage of the litoral zone on the right bank

Protože však směřují podél nulových os, není jejich vliv na výsledky modelu významný. Naproti tomu charakteristika podélného sklonu od ostatních poměrně vybočuje, což vypovídá o jejím větším vlivu a velikosti poměru S, což koresponduje i s vypočítanými korelačními koeficienty. Podobně je tomu rovněž u dat zkrácených.

Další představu o struktuře dat a chování modelu v různých úsecích zřejmě poskytne precizní vyhodnocení provedené shlukové analýzy. Byla využita Wardova shlukovací metoda založená na analýze rozptylu. Vyznačuje se tím, že není zatížena efektem řetězení [9]. Hodnota kofenetického koeficientu CC je pro celou sadu dat 0,716 a pro zkrácená data 0,826. Tyto hodnoty značí, že použitou shlukovací metodu je možno považovat za vhodnou.

Závěr

Pro třicítku vybraných úseků vodních toků na území České republiky bylo sledováno, zda se modelované rozlivy podle AIZM shodují s výstupy z referenčních modelů. Automatizovaným výpočtem v prostředí ArcGIS byly určeny hodnoty kvantitativních charakteristik jednotlivých segmentů úseků vodních toků. Posouzením leteckých snímků a historických map byly určeny také kategorie charakteristik kvalitativních. Tyto charakteristiky společně s poměrnými hodnotami modelových a referenčních rozlivů prošly analýzou hlavních koordinát za účelem zjištění vlivu jednotlivých charakteristik na výsledky modelu. Z analýzy vyplynulo, že jak pro data úplná, tak i pro data zkrácená je nejdominantnější charakteristikou zejména podélný profil linie vodního toku, méně také šířka koryta. Toto zjištění koresponduje i s výsledky výpočtů korelačních koeficientů. Zkrácením úseků toků vzdálenějších od středového bodu s odečtenou hloubkou se rozptyly hodnot poměru S, resp. chyba stanoveného rozlivu zmenšily jen u některých z vybraných úseků. K přesnější interpretaci této skutečnosti však bude nutné dokončit další analýzy.

Uvedené výsledky představují pouze dílčí část rozsáhlejší analýzy. V následujících analýzách bude dokončeno důkladné vyhodnocení výsledků shlukové analýzy provedené Wardovou metodou a výsledky modelu AIZM vypočítané na podkladu DMR 4G budou porovnány s výpočty na podkladu DMR 5G.

Cílem analýz do budoucna je na základě objektivních výsledků statistických analýz identifikovat typy toků (s určitými charakteristikami), pro něž je užití modelu AIZM vhodné, či nikoli. Pokud to bude možné, budou také testovány modifikované verze modelu AIZM, zejména ve vztahu k interpolaci digitálního modelu terénu.

Poděkování

Na tomto místě bych rád poděkoval především Mgr. Martinu Kolimu za spolupráci. Dále bych velmi rád poděkoval Výzkumnému ústavu vodohospodářskému TGM., v.v.i., za poskytnutí potřebných podkladových dat digitálního modelu reliéfu a N­‑letých rozlivů, bez nichž by tato práce nemohla vzniknout.

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

Souhrn

Článek se zabývá zahušťováním odpadních vod s využitím odpadního tepla z přidružených průmyslových procesů. V České republice je ročně průmyslem vyprodukováno více než 280 mil. m3 odpadní vody a ještě větší množství vody průmysl spotřebuje. Zároveň je toto odvětví výrazným konzumentem energetických zdrojů, které však zpravidla nejsou důsledně využity. Ročně z průmyslu odchází více než 17,5 TWh odpadního tepla. Jedním z řešení, které má potenciál k redukci odpadních vod při současném využití přebytečného tepla, je odpařování odpadních vod. Za tímto účelem je možné uvažovat o uplatnění osvědčených technologií používaných při odsolování mořské vody (MED, MSF), jejichž základní provozní parametry jsou v textu popsány. Z mnoha výhod těchto zařízení lze jmenovat jednoduchou konstrukci, spolehlivý chod a ekonomiku provozu výrazně podpořenou dostupným odpadním teplem. Při zamyšlení nad konkrétními možnostmi aplikace uvedených metod lze vycházet z četných studií, které se zabývaly odpařováním vody ze širokého spektra odpadních vod. Předkládaný text prezentuje výsledky ze zahušťování vod z kovodělného, koksárenského a farmaceutického průmyslu či z provozů na zpracování biomasy. Potenciál k úpravě odpadních vod zahušťováním v České republice je pak součástí úvah a výpočtů v poslední části textu. Z výsledků plyne, že při využití pouhého zlomku (0,94 %) průmyslového odpadního tepla lze odpařováním ušetřit až 8,5 mil. m3 vody ročně. Možnosti zkoumaného přístupu jsou tedy obrovské.

Úvod

Ochrana životního prostředí a snižování spotřeby přírodních zdrojů jsou v dnešní době všudypřítomnými požadavky národních i mezinárodních politik a dokumentů. Tento trend má přispět k udržitelnému rozvoji společnosti a zajištění odpovídajících životních podmínek pro současné i budoucí generace. Organizace spojených národů představila ve svém strategickém dokumentu [1] společné cíle v oblasti udržitelného rozvoje po roce 2015. Patří mezi ně snaha zefektivnit hospodaření s vodními a energetickými zdroji tak, aby byly všeobecně dostupné a nedocházelo k jejich zbytečnému plýtvání. Tyto priority vycházejí z odhadů, podle kterých více než miliarda světové populace trpí nedostatkem vody a pro další stamiliony je znečištěná voda příčinou zdravotních problémů [2]. Nedostatek dostupných energetických zdrojů pak může být jedním z důvodů, proč více než 80 % světově použité vody není před vypuštěním žádným způsobem upravováno [3].

Průmyslové odpadní vody

Na úrovni Evropské unie je vodohospodářská politika harmonizována směrnicí 2000/60/ES, jejímiž prioritami jsou mimo jiné snižování objemu odpadních vod a množství znečišťujících látek vypouštěných do vod či zajištění dostatečných vodních zásob pro období sucha [4]. V České republice jsou tyto požadavky promítnuty do příslušných právních předpisů a dlouhodobých koncepcí, např. [5, 6].
Přestože je v ČR dlouhodobě monitorován pokles odběrů vody a zvyšování podílu čištěných odpadních vod, zasluhuje si tato problematika zvýšenou pozornost. Podle údajů MŽP bylo v roce 2013 odebráno celkem 1 649,8 mil. m3 vody, přičemž mezi hlavní odběratele patřila energetika (43,2 %), vodovody pro veřejnou potřebu (37,5 %) a průmysl (15,1 %) [7]. V evropských statistikách jsou energetika a průmysl zodpovědné za odběr přibližně 40 % veškeré vody [8]. V některých zemích (např. Německo, Nizozemí, Maďarsko) toto číslo přesahuje hranici 80 % [9]. Oba sektory jsou zároveň významnými znečišťovateli vody. Podle zdroje [8] je pouze 60 % odpadní vody z energetiky a průmyslu před vypuštěním upravováno. Nutno ovšem podotknout, že velkou část této odpadní vody tvoří chladicí voda pro účely výroby elektřiny, jejímž dominantním znečišťujícím prvkem je zvýšená teplota. V ČR je zastoupení hlavních emitentů odpadní vody srovnatelné s odběrateli. Konkrétní čísla lze nalézt ve zdroji [7]. Množství vody vypouštěné z energetických závodů kolísá v závislosti na aktuálně připojených provozech a v roce 2013 představovalo 31,9 % všech odpadních vod. Průmyslové odpadní vody bylo ve stejném období registrováno 282,4 mil. m3, tedy zhruba 15,3 % z celku. Hlavními sektorovými znečišťovateli jsou chemický, papírenský, těžební a potravinářský průmysl. Tato odvětví zatěžují vodní zdroje zejména organickými látkami a těžkými kovy. Objemově méně významným (0,4 % odpadních vod), ale přesto výrazným emitentem znečišťujících látek je zemědělství. Hlavním problémem tohoto odvětví není vypouštění z bodových zdrojů, ale vliv zemědělské činnosti na tzv. plošné znečištění, které se do povrchových a podzemních vod dostává splachem hnojiv a pesticidů ze zemědělské půdy. Obecně lze konstatovat, že jakost vody ve vodních tocích se v posledních dvaceti letech výrazně zvýšila. Přesto existují oblasti, kde redukce znečištění bude v příštích letech prioritou [10]. Konkrétní problémy jednotlivých povodí jsou mapovány Ministerstvem zemědělství v rámci příslušných přípravných dokumentů [11].

Odpadní teplo z průmyslu a jeho využití

Snaha o účinnější využívání primárních energetických zdrojů, která by měla omezit závislost Evropy na jejich importu a přispět ke snížení ekologické zátěže, se projevuje v řadě evropských dokumentů a směrnic. V rámci strategie Evropa 2020 a přijatého Energetického balíčku 20-20-20 se Evropská unie zavázala k redukci

emisí oxidu uhličitého o 20 % (oproti úrovni v roce 1990), poklesu spotřeby primárních energetických zdrojů o 20 % (v porovnání s projekcemi z roku 2007) a k navýšení podílu obnovitelných zdrojů v energetickém mixu na 20 % [12]. Všechny tři požadavky jsou úzce provázané. Spálení menšího množství primárních zdrojů znamená méně CO2 uvolněného do atmosféry, zároveň se automaticky zvedá relativní zastoupení obnovitelných zdrojů. K úsporám primárních paliv nedochází pouze zvyšováním efektivity jednotlivých technologií či nahrazováním konvenčních energetických zdrojů za obnovitelné. Výrazných úspor lze dosáhnout integrací dílčích výrobních či zpracovatelských operací, tedy komplexním přístupem, jehož cílem je snižování energetické náročnosti procesů jako celku. Záměrem tohoto přístupu je obvykle maximální využití dostupného odpadního tepla, respektive odpadních proudů obecně. Pod pojmem odpadní teplo lze rozumět energii obsaženou v jakémkoliv typu odpadního proudu (spaliny, chladicí voda, horký vzduch), který má teplotu převyšující teplotu okolního prostředí a jenž by za běžných podmínek odcházel z procesu bez využití. Odborná veřejnost se v definicích odpadního tepla rozchází, a to zejména ve vymezení jeho teplotních rozsahů. Podle [13] lze za vysokopotenciální odpadní teplo považovat zdroje o teplotě přesahující 500 °C, v oblasti od 150 do 500 °C pak mluví o teple se středním energetickým potenciálem. Nejčastěji přítomným zdrojem odpadního tepla je teplo nízkopotenciální (pod 150 °C), které je z logiky věci součástí jakéhokoli odpadního proudu přesahujícího teplotu okolí. Přestože je zastoupení nízkopotenciálního tepla výsadní, zůstává problémem jeho účelné využití, neboť energii o takto nízké teplotě lze uplatnit jen v omezeném množství průmyslových procesů. Tento fakt je jedním z důvodů, proč jsou v praxi velké objemy odpadního tepla mařeny. Tím dochází nejen k tepelnému znečištění okolního prostředí, ale i k plýtvání se zdroji energie [14]. Hlavními zdroji odpadního tepla jsou kombinovaná výroba elektřiny a tepla, spalovny odpadů, energeticky náročná průmyslová odvětví (chemický a petrochemický průmysl, hutnictví železa a neželezných kovů, průmysl stavebních hmot, papírenství apod.), geotermální pole, zařízení na energetické využití biomasy a sluneční záření [15].

Průmyslová výroba je kromě vody také významným konzumentem energií. V EU se na konečné spotřebě energií podílí 25 %, v ČR pak téměř 1/3, což odpovídá 3 217 TWh, respektive 87,6 TWh [16]. Jaké celkové množství energie odchází z průmyslových procesů ve formě odpadního tepla je však obtížné určit. Do mezinárodních statistik nejsou údaje o odpadním teple zahrnovány [15]. Podobná je situace v ČR, kde neexistuje subjekt, který by celostátní bilance tepelných energií zpracovával [17]. Dostupné jsou pouze dílčí statistiky zahrnující specifický okruh průmyslových podniků. Podle publikace [18] vydané ČSÚ bylo v roce 2013 v rámci transformačních procesů v energetice uvolněno zhruba 7,5 PJ (2,1 TWh) chemického a odpadního tepla. Toto číslo však nepostihuje veškeré teplo v jednotlivých provozech uvolněné a týká se převážně větších technologických jednotek. Navíc jde o statistiku vycházející z výkazů omezeného okruhu podnikatelských subjektů, které jsou registrovány k výrobě elektrické energie či tepla nebo mají za tímto účelem registrovanou jednotku. Uvedená hodnota tedy nezahrnuje velké množství průmyslových provozů, které teplo v rámci své činnosti produkují, ale nejsou za tímto účelem patřičně registrovány. Částečnou informaci o využití odpadní energie v průmyslových procesech nabízí analytický materiál MPO [19]. Podle tohoto dokumentu byly v rámci dotačních programů mezi roky 2007–2013 v průmyslových procesech upotřebeny téměř 2 PJ (0,66 TWh) odpadního tepla. Uvedená hodnota sice neodhaluje celý potenciál odpadního tepla v průmyslu, ale naznačuje, že dosažení výrazných úspor je v tomto směru reálné. Studie [15], jejímž cílem bylo mimo jiné podrobně zmapovat nejvýznamnější zdroje tepla v EU za účelem dalšího plánování v oblasti teplárenství, předpokládá minimálně 64 PJ (17,8 TWh) odpadního tepla dostupného z průmyslových procesů v ČR. V měřítku celé EU se pak jedná o číslo 10 287 PJ (2 857,5 TWh). Zmíněné hodnoty odpovídají odhadům uvedeným ve zprávě [20], podle které 20 až 50 % vstupní energie odchází z průmyslových procesů nevyužito. Vezmeme­‑li v potaz dolní hranici 20 % a vztáhneme­‑li
tento údaj na průmyslem v ČR ročně spotřebovaných 87,6 TWh, dostaneme hodnotu 17,5 TWh, která je v souladu se studií [15]. Volbu dolní procentní hranice ospravedlňuje fakt, že studie [15] zahrnuje pouze velké tepelné zdroje.

Odpařování odpadních vod

Z uvedených faktů je zřejmé, že odpadního tepla odchází z průmyslových procesů velké množství. Zásadní otázkou zůstává, jakým způsobem ho využít. Při hledání vhodného řešení je třeba brát v úvahu skutečnost, že většinu odpadního tepla představuje teplo nízkopotenciální, tedy do 150 °C. Podle autorů textu má vysoký potenciál využití odpadního tepla k odpařování (zahušťování) průmyslových odpadních vod. Ačkoliv je proces odpařování notoricky známým jevem, který nalézá uplatnění v širokém spektru lidské činnosti, jeví se jeho využití v kontextu současných okolností a environmentálních požadavků jako dostatečně zajímavá možnost, která by neměla být přehlížena. Odpařování odpadních vod s využitím přebytečného odpadního tepla může být jedním ze způsobů, jak naplnit závazky ČR ke snižování objemu odpadních vod a dosažení úspory 191,8 PJ primárních energetických zdrojů mezi lety 2014 a 2020 [19].

Tabulka 1. Výhody a nevýhody odpařování průmyslových odpadních vod
Table 1. The pros and cons of evaporation technologies for industrial wastewater treatment
vondra-tabulka-1

Aplikace odpařování na úpravu odpadních vod se může ve světle moderních a progresivních technologií jevit jako krok zpět. Při hlubším zamyšlení se však nabízí řada výhod, které mohou z odpařování učinit zajímavé řešení mnoha problémů. Přehled kladů a záporů nabízí tabulka 1.

Hlavní devízou odpařování je schopnost vytěžit maximum z odpadních proudů, které by jinak zůstaly nevyužity. Teoreticky je tímto způsobem možné nejen snížit objem odpadního tepla a vod odcházejících z průmyslové výroby, ale zároveň se nabízí příležitost zpětného využití získaných produktů – vody (destilátu) a látek zahuštěných v koncentrátu (schematicky na obr. 1). Využitelnost těchto zdrojů bude samozřejmě závislá na jejich vlastnostech a charakteru daného průmyslového procesu. Nelze proto vyloučit potřebu dodatečné úpravy produktů před jejich recyklací (např. sušením). Zajímavou alternativou je možnost energetického využití koncentrátu jeho spalováním. Ekonomická smysluplnost takového řešení bude vázána na dostupnost vhodného spalovacího zařízení, výhřevnost obsažených látek a na zbytkovou vlhkost koncentrátu.

vondra-1
Obr. 1. Zjednodušené schéma hlavních toků spojených se zahušťováním odpadních vod
Fig. 1. Simplified flow diagram of the main process streams connected to wastewater thickening

Odpařovací technologie

Proces odpařování se využívá v celé řadě aplikací. V zařízeních zvaných odparky dochází k odlučování nejtěkavější složky z roztoku, suspenze nebo emulze. Tímto způsobem se buďto získává nejtěkavější složka směsi (nejčastěji voda), nebo je cílem zahuštění roztoku. Odparky mohou být jedno- či vícečlenné, s cirkulací směsi nebo bez, pracující za atmosférických podmínek i za sníženého tlaku, s kontinuálním nebo vsádkovým provozem. Používají se např. k zahušťování mléka, ovocných šťáv nebo k výrobě koncentrovaných kapalných hnojiv [21]. Nejrozšířenější aplikací odparek je však odsolování mořské vody.

Odsolování slaných vod je oborem, jenž neustále nabývá na významu. V roce 2013 překročila celosvětově instalovaná kapacita odsolovacích jednotek hranici 80 mil. m3 čerstvé vody za den [22]. Přestože vůbec nejrozšířenější technologií je v současnosti reverzní osmóza, zaujímají tepelné metody (využívající principu odpařování) v odsolovacím průmyslu nezastupitelnou roli. Patří mezi ně vícestupňová mžiková destilace (MSF), vícestupňové odpařování (MED) a komprese páry (VCD). Posledně jmenovaná technologie však není schopná efektivního využití odpadního tepla, proto jí dále nebude věnována pozornost. MSF a MED jsou dlouhodobě osvědčenými metodami, které jsou využívány zejména k vysokokapacitnímu odsolování (desítky tisíc m3 vyprodukované vody denně) slaných a brakických vod. Právě dlouhodobé provozní zkušenosti s vysoce agresivní slanou vodou dělají z těchto technologií vážné kandidáty na odpařování mnoha typů odpadních vod.

Vícestupňové destilace

Technologie MED (Multi­‑effect distillation) je považována za termodynamicky vysoce efektivní. MED jednotka se obvykle skládá z několika stupňů (komor), ve kterých je postupně snižován tlak, a tím i bod varu. Slaná napájecí voda je ohřívána vodní parou vně nebo uvnitř kondenzačního potrubí, které prochází skrze komoru. Voda odpařená v jednom stupni je zdrojem tepla (páry) pro stupeň následující. Počet stupňů se volí s ohledem na dostupný teplotní spád a minimální přípustnou teplotní diferenci mezi sousedními komorami. Vstupní teplota napájecí vody se běžně pohybuje kolem 70 °C, čímž se technologie chrání před korozí [23]. Energetická náročnost metody se pohybuje kolem 3,8 kWhe a 16,4 kWht na m3 destilované vody [24]. Příklad vícestupňové MED technologie je na obr. 2.

Vícestupňová mžiková destilace

Také technologie MSF (Multi­‑stage flash distillation) je vysoce náročná na spotřebu tepelné energie a pracuje v několika stupních (obvykle více než 20) s postupně klesajícím tlakem (až 0,07 bar). Zpravidla nasycenou párou předehřátá slaná voda vstupuje do odpařovací komory. Zde dochází k prudkému mžikovému odpaření (tzv. flash) vlivem nerovnováhy mezi teplotou slané vody a rovnovážnou teplotou, která odpovídá podtlaku v komoře. Odpařená voda je přes odlučovače kapek (demistery) odváděna na teplosměnnou plochu, kde zkondenzuje a předá výparné teplo slané vodě, která nově vstupuje do procesu. Destilát je odváděn pryč z komory, zkoncentrovaná slaná voda postupuje do dalšího stupně. V konvenčních velkokapacitních závodech se teplota vstupní slané vody pohybuje od 90 do 120 °C, výstupní potom kolem 30 °C v závislosti na ročním období a teplotě okolí [26]. S vyšší teplotou roste výtěžnost technologie, ale zároveň s ní i míra usazování a koroze. Energetická náročnost procesu se uvádí kolem 5,2 kWhe a 19,4 kWht na m3 destilované vody. Hlavními výhodami jsou jednoduchá konstrukce a provozní spolehlivost, vysoká kvalita destilátu a nízké nároky na předúpravu vstupní vody. Nevýhodami jsou problémy s korozí a vysoká spotřeba energií [23]. Jedná se v podstatě o tytéž přednosti a slabiny jako u metody MED. Příklad uspořádání MSF jednotky s recirkulací koncentrátu je na obr. 3.

Využitelnost odsolovacích technologií

Obě představené technologie disponují schopností zahušťovat vstupující procesní kapalinu a z odpařené vody produkovat destilát o určité kvalitě. Jakost destilátu se bude samozřejmě lišit v závislosti na zvolených provozních podmínkách a složení napájecí vody, zejména na zastoupení těkavých látek, které se budou odpařovat při stejné či nižší teplotě než voda. Výhodou uvedených metod je kontinuální provoz a možnost pracovat při nízkých teplotách. Pakliže by se k jejich provozu využilo odpadní teplo z průmyslových procesů, jež je k dispozici de facto zadarmo, snížila by se výrazně energetická náročnost procesu, která je největší nevýhodou obou technologií.

vondra-2
Obr. 2. Schéma 4stupňové MED technologie [25]
Fig. 2. Schematics of the MED technology with 4 evaporating chambers [25]

Kritickou hodnotou, jež bude omezena konstrukčním řešením odsolovacích zařízení, je stupeň zahuštění výstupního koncentrátu. S rostoucím obsahem sušiny ve zpracovávané odpadní vodě se zhoršují tokové vlastnosti kapaliny, zvyšují se požadavky na odolnost a výkon použitých čerpadel a prohlubuje se riziko sedimentace či dokonce ucpání celé technologie. Za nepumpovatelný se z tohoto pohledu označuje koncentrát s obsahem sušiny 16 % obj. a více [28]. Teoreticky je možné spekulovat o vhodné úpravě technologií a zapojení jiných typů čerpadel (pístová, plunžrová), která jsou schopná přečerpávat suspenze až s 40% koncentrací sušiny. Prakticky a ekonomicky však bude pravděpodobně lepší zapojení jiného typu odparek (např. vsádkové s míchadlem), mechanických separátorů (odstředivky, lisy) nebo sušáren (pro vyšší koncentrace).

vondra-3
Obr. 3. Schéma MSF jednotky s recirkulací a předehřevem vstupní kapaliny [27]
Fig. 3. Schematics of the MSF technology with brine recirculation and preheater [27]

Teoretická výtěžnost vody odpařováním v závislosti na obsahu sušiny a hydraulických vlastnostech použité technologie je znázorněna na obr. 4. Omezení technologií z pohledu koncentrace sušiny vycházejí ze zkušeností autorů s kontinuálním odpařováním odpadních vod (8 %), z teoretické hranice pumpovatelnosti běžnými odstředivými čerpadly (16 %), z provozních možností objemových čerpadel (30 %) a z ideálního stavu, který nezohledňuje limity dostupných technologií (bez omezení). Z grafu je mimo jiné zřejmé, že odpadní vody s minimálním obsahem sušiny mohou být zahušťovány s výrazně vyšší výtěžností. Dále je patrné, že zahušťování odpadních vod s vyšším obsahem sušiny bude spíše než recyklací vody motivováno požadavkem na redukci objemu nebo zbytkové vlhkosti. Volba vhodné výstupní koncentrace znečišťujících látek by však neměla být ovlivněna pouze množstvím získané vody a objemem koncentrátu. V potaz je třeba brát i výslednou kvalitu destilátu, která se s rostoucí koncentrací některých látek v odpadní vodě může zhoršovat.

 

vondra-4
Obr. 4. Teoretická výtěžnost vody odpařováním v závislosti na obsahu sušiny v odpadní vodě
Fig. 4. Theoretical distillate yield as a function of a total solids content

Pro další úvahy nad využitím odsolovacího zařízení pro zahušťování odpadních vod byla zvolena technologie MSF. Důvodem je zejména fakt, že zařízení MED jsou konstrukčně složitější a náročnější na použité materiály. Při provozu s odpadní vodou se lze navíc obávat zanášení kondenzačního potrubí, jež je s odpařovanou kapalinou v neustálém kontaktu. Metoda MSF dostala přednost také proto, že je v současné době předmětem výzkumu na Fakultě strojního inženýrství Vysokého učení technického v Brně. Zkušenosti získané s provozem experimentální MSF jednotky se slanou i odpadní vodou tak mohou být promítnuty do dalších úvah.

 

Možnosti aplikace

Základním kritériem využitelnosti odpařování k zahušťování procesních vod je kvalita jeho produktů – destilátu a koncentrátu. Těžko lze předjímat požadavky konkrétních provozovatelů na jakost výstupních proudů a předkládat v tomto směru nějaká zásadní hodnocení. Některé průmyslové podniky mohou mít zájem na zpětném využití v koncentrátu obsažených látek či na jeho spalování, v takovém případě bude hlavním cílem důkladné odvodnění koncentrátu a nebudou sledovány zákonné limity znečištění, jak by tomu bylo při vypouštění do kanalizace nebo povrchových vod. Podobně rozdílné požadavky budou souviset s jakostí destilátu. Pokud bude záměrem provozovatele pouhé zahuštění odpadních vod a získaná voda bude vypouštěna mimo průmyslový závod, bude pravděpodobně nutné dodržení stanovených limitů. Naopak zpětné využití destilátu v technologii s nízkými nároky na kvalitu vody bude znamenat snížení požadavků na separační schopnosti odpařovacího zařízení. Přes uvedené je zřejmé, že odpařování nelze použít pro úpravu jakékoliv odpadní vody. Následující příklady provedených experimentů nicméně naznačují, že jeho uplatnění může být vskutku široké. V představených studiích byly sledovány nejen úspěchy se separací konkrétních látek, ale i charakter využitých odpařovacích technologií.

Kovodělný průmysl

Autoři studie [29] se zabývali zahušťováním procesních vod z kovodělného průmyslu, který je výrazným producentem odpadní vody a při výrobě spotřebovává velké množství emulzí pro lubrikační a chladicí účely. Populární je v poslední době využívání tzv. vodou ředitelných emulzí, které mají nízký obsah oleje. Odstraňování oleje z těchto typů vod klasickými mechanickými metodami (usazování, odstřeďování, filtrace, ultrafiltrace) je podle autorů neefektivní, neboť emulze obsahují jen velmi malé (semisyntetické emulze) nebo vůbec žádné (syntetické emulze) kapičky oleje. Mechanické metody zároveň nezaručí nízké obsahy organických látek (CHSK) v upravené vodě. Studie dále konstatuje, že provozní vlastnosti odparek využívaných v průmyslu k zahušťování emulzí nebyly důkladně zkoumány a literatura se jim téměř nevěnuje. Přestože je odpařování v porovnání s jinými metodami energeticky náročnější, vykazuje voda získaná tímto způsobem z emulze mnohem lepší vlastnosti (nižší obsah organických látek) a možnosti jejího zpětného využití jsou tak širší. Zbytkový olejový koncentrát navíc disponuje poměrně malým obsahem vody, a je tedy vhodný pro spalování a výrobu energií. Experimenty probíhající v rotační vakuové odparce laboratorních rozměrů a v průmyslové odparce s padajícím filmem ukázaly, že vakuovým odpařováním lze ze semisyntetických a syntetických odpadních olejových emulzí získat vodu s obsahem organických látek nižších o 99 %. Zároveň se potvrdilo, že při vyšším přehřátí odpadní vody je efektivita vypařování vyšší, ale klesá kvalita získané vody.

K zahušťování vody z procesu moření mědi byla využita odparka s kompresí páry o kapacitě 350 m3 odpadní vody za den. Zpráva [30] hodnotící provedené experimenty konstatovala schopnost technologie získat až 96,7 % vody obsažené v původním objemu při celkové energetické náročnosti 13,9 kWh na m3 kondenzátu. Denně tak bylo ušetřeno zhruba 338 m3 vody, zároveň došlo k výrazné úspoře nákladů na skladování vody odpadní. V následném procesu je ročně z koncentrátu získáváno 23 900 kg mědi a 170 700 kg sulfátů. Kvalitu produktů jednoho z proběhnuvších experimentů shrnuje tabulka 2.

Koksárenský průmysl

Zdroj [31] popisuje experimenty s odpařováním odpadních vod z koksáren. Testování probíhalo na laboratorní vakuové odparce. Získaný destilát byl v porovnání s výchozí odpadní vodou bez kyanidů, došlo k výraznému snížení obsahu NH3-N (z 408 mg/L na cca 5 mg/L), pH a vodivosti (ze 17 110 μS/cm na cca 80). Naopak zastoupení organických látek (především fenolů) se odstranit nepodařilo a místy byla jejich koncentrace větší než v koncentrátu. Ke snížení CHSK pod zákonný limit (ze 7 045 mg/L na cca 50) došlo až použitím podpůrného činidla v podobě sodného louhu, který snížil volatilitu fenolu jeho přeměnou na fenolátové ionty.

Farmaceutický průmysl

Ve studii [32] popisují autoři destilaci odpadní vody z farmaceutického průmyslu. Použitou destilační kolonu laboratorních rozměrů (průměr 4 cm, výška 1,2 m, 9 pater, vyplněná Raschigovými kroužky) sice nelze označit za odparku, principiálně však dosažené výsledky za relevantní označit lze. Odpadní voda s vysokým obsahem organických látek (CHSK až 300 000 mg/L) a halogenových organických sloučenin (AOX až 7 850 ppm) byla v koloně dělena na destilát (s koncentrovaným množstvím škodlivin) a destilační zbytek, který byl o tyto těkavé látky ochuzen a hromadil se v dolní části kolony. Přestože byl obsah CHSK na dně kolony snížen až o 95 %, nepodařilo se koncentraci dostat pod zákonný limit 1 000 mg/L. Zbytkový obsah organických látek se nepodařilo dostatečně odstranit ani některou z membránových metod (ultrafiltrace, nanofiltrace, reverzní osmóza), které autoři zhodnotili jako nevhodné pro odstraňování nevolatilních organických látek. Obsah halogenových sloučenin byl touto metodou úspěšně redukován až na 8 ppm.

 

Tabulka 2. Shrnutí analýzy koncentrace vybraných chemických prvků sledovaných ve studii [30]
Table 2. Summary of analytical results for the chemical parameters controlled in the study [30]
vondra-tabulka-2

Zpracování biomasy

S cílem redukovat odpařováním objem digestátu (odpadní vody) z bioplynových stanic, a tím snížit náklady na jeho skladování a využití v zemědělské činnosti, byly provedeny experimenty popsané ve zdroji [33]. Zahušťování probíhalo v jedno- nebo dvoustupňové vakuové odparce. Klíčovým ukazatelem byla, vedle obsahu sušiny, přítomnost dusíku podle Kjeldhala. Zákonných limitů dusíku v destilátu, jež by v praxi umožnily vypouštění do povrchových vod, bylo dosaženo až aplikací vhodné kyseliny. Nižší pH digestátu eliminovalo volatilní formy dusíku a umožnilo snížení jeho koncentrace až na úroveň 10 mg/kg z původních 4 550 mg/kg.

Potenciál odpařování v ČR

Zmíněné studie potvrzují potenciálně širokou využitelnost odpařování v průmyslových provozech a ukazují, že se může často jednat o smysluplné řešení problému. Zároveň ale naznačují určité slabé stránky přístupu. Tou bude zejména neschopnost vypořádat se s některými druhy volatilních látek, především dusíkatých a organických sloučenin. Základním typem řešení bude použití chemikálie snižující těkavost kritických látek nebo dodatečná úprava destilátu.

Nyní se pokusme alespoň rámcově kvantifikovat potenciál k odpařování odpadních vod v ČR. Při konstrukci tohoto odhadu budeme vycházet z údajů o průmyslově produkované odpadní vodě, dostupném odpadním teple (17,5 TWh) a ze známých provozních charakteristik konvenčních MSF odparek. Maximální možné množství odpadních vod, které mohou být upravovány v zahušťovacích zařízeních, se rovná roční produkci odpadních vod průmyslovými procesy, tj. 282,4 mil. m3. Jde samozřejmě o čistě teoretickou hodnotu, která nebude nikdy dosažena. Vytváří nám ale určitou horní hranici využitelnosti odpadního tepla ke sledovanému účelu. Optimální specifická spotřeba tepla MSF technologie na výrobu m3 destilátu P_dest^min = 19,4 kWh. Uvažujeme­‑li běžnou účinnost odpařování ηmax (poměr mezi množstvím získaného destilátu a množstvím vstupující odpadní vody) 30 %, pak lze podle vztahu (1) stanovit specifickou tepelnou spotřebu = 5,82 kWh na m3 zpracované odpadní vody. Vztáhneme­‑li tuto hodnotu na celkově dostupnou odpadní vodu Vind, pak podle (2) získáme maximální množství spotřebovaného odpadního tepla Qwh,max = 1,64 TWh.
Dostáváme se tak k důležitému závěru, tedy že k zahušťování průmyslových odpadních vod může být ročně využito nejvíce 1,64 TWh, tj. zhruba 9,4 % průmyslového odpadního tepla.

vondra-vzorec-1 vondra-vzorec-2

V dalším kroku se pokusme zbavit dvou zjednodušení. Za prvé je to předpoklad, že by v průmyslových provozech instalované odparky dosahovaly stejných účinností (měly stejnou specifickou spotřebu tepla) jako velkoobjemové odsolovací MSF jednotky. V praxi lze očekávat výstavbu spíše menších MSF jednotek s nižším počtem odpařovacích komor (stupňů), a tedy s nižší účinností. Dalším zjednodušením je představa provozu zahušťovací MSF jednotky bez recirkulace. Ta bude nezbytná tam, kde bude požadováno zahuštění koncentrátu nad úroveň odpovídající jednorázovému průchodu odpadní vody technologií. Obecné schéma s recirkulací části koncentrátu je naznačeno na obr. 5. Jak účinnost, tak míra zahuštění budou individuálními parametry konkrétních zařízení. Spíše než volit konkrétní hodnoty se proto pokusíme odvodit obecné vztahy, které naznačí, jakým způsobem mohou tyto veličiny ovlivnit ekonomiku provozu odparek.

vondra-5

 

Obr. 5. Obecné schéma zapojení zahušťovací technologie s částečnou recirkulací koncentrátu
Fig. 5. General schematics of the thickening technology arrangement with a partial recirculation of the concentrate

Legenda: Vin je objemový průtok odpadní vody; Vdest objemový průtok destilátu; Vin+rec objemový průtok na vstupu do odparky; Vrec objemový průtok v recirkulační větvi; Vout objemový průtok koncentrátu; x, y a z jsou objemové koncentrace, η je účinnost odpařování technologie a P značí specifickou spotřebu tepla proudu

vondra-6
Obr. 6. Potenciální produkce destilátu v závislosti na využitém množství odpadního tepla pro různé hodnoty účinnosti odpařovací technologie (η)
Fig. 6. A potential distillate production as a function of waste heat utilized by an evaporation technology with a different level of efficiency (η)
vondra-7
Obr. 7. Množství odpadní vody potenciálně upravitelné zahuštěním v závislosti na množství využitého odpadního tepla a zahušťovacím poměru (x/y), při 30% účinnosti odpařovací technologie (η)
Fig. 7. An amount of potentially treatable wastewater by the means of evaporation as a function of waste heat utilized and a thickening ratio (x/y), at the efficiency level of 0.3

Základními parametry, které bude provozovatel volit při návrhu MSF jednotky, budou nejspíše objemový průtok zpracovaných odpadních vod Vin, objemová koncentrace sledované látky ve vstupující odpadní vodě x, objemová koncentrace sledované látky na výstupu y (v koncentrátu i v recirkulační větvi) a účinnost odpařování η. Nyní jsme schopni dopočítat objemový průtok koncentrátu Vout podle (3), objemový průtok v recirkulační větvi Vrec podle (4),
objemový průtok na vstupu do odparky Vin+rec podle (5), objemovou koncentraci sledované látky na vstupu do odparky z podle (6) a konečně objemovou produkci destilátu Vdest podle (7). Nárůst specifických tepelných spotřeb pak bude přímo úměrný poklesu účinnosti zařízení u Pdest (8). Spotřebu Pin vztaženou k objemu zpracované odpadní vody bude ovlivňovat také zahušťovací poměr (9).

vondra-vzorec-3 vondra-vzorec-4 vondra-vzorec-5 vondra-vzorec-6 vondra-vzorec-7 vondra-vzorec-8 vondra-vzorec-9

Nyní je možné postupovat ve výpočtu opačným směrem a určit, jaké množství destilátu bude vyprodukováno a jaký objem odpadní vody bude zpracován při zadání konkrétního množství odpadního tepla Qwh, účinnosti odpařovacího zařízení η a zahušťovacího poměru x/y. Výsledky ve vybraných bodech prezentují obr. 69. Ze zobrazených dat je zřejmé, že poměrně malý zlomek odpadního tepla z průmyslových procesů může přispět k úpravě a redukci značné části odpadních vod, nemluvě o zpětném využití odpařené vody ve výrobních procesech. Při využití 164 GWh, jež představují pouhých 0,94 % dostupného odpadního tepla, lze ročně ušetřit miliony m3 vody a o toto množství zredukovat objem vypouštěných odpadních vod. Prezentovaná čísla samozřejmě nerespektují řadu reálných problémů a zahrnují spoustu zjednodušení, zejména pak to, že odpařování bude (s ohledem na kvalitu jeho produktů) vhodné k úpravě všech typů odpadních vod. Přesto lze konstatovat, že potenciál k zahušťování odpadních vod odpařováním (s využitím MSF či jiné vhodné technologie) je v ČR obrovský a zaslouží si bližší studium.

vondra-8
Obr. 8. Množství odpadní vody potenciálně upravitelné zahuštěním v závislosti na množství využitého odpadního tepla a zahušťovacím poměru (x/y), při 20% účinnosti odpařovací technologie (η)
Fig. 8. An amount of potentially treatable wastewater by the means of evaporation as a function of waste heat utilized and a thickening ratio (x/y), at the efficiency level of 0.2

vondra-9

Obr. 9. Množství odpadní vody potenciálně upravitelné zahuštěním v závislosti na množství využitého odpadního tepla a zahušťovacím poměru (x/y), při 10% účinnosti odpařovací technologie (η)
Fig. 9. An amount of potentially treatable wastewater by the means of evaporation as a function of waste heat utilized and a thickening ratio (x/y), at the efficiency level of 0.1

 

Závěr

Cílem předložené studie nebylo hodnocení problémů spojených s odpařováním odpadních vod v konkrétních průmyslových provozech, ale spíše obecné nastínění potenciálu a příležitostí, které se pro odpařovací technologie (metodu MSF) v tomto směru nabízejí. Úspěšnost a účelnost odpařování bude vždy záviset na celé řadě faktorů, zejména pak na složení odpadní vody a termofyzikálních vlastnostech jejích složek, ekonomických okolnostech konkrétního průmyslového provozu, zákonných či jiných požadavcích na kvalitu výstupů a specifických místních podmínkách. Hlavními motivy pro provozovatele nebudou jistě environmentální a společenské výhody odpařování, ale spíše ekonomické benefity. Hospodářská smysluplnost integrace odpařovacích technologií do průmyslové praxe by měla být navazujícím předmětem studia, ke kterému předkládaná práce nabízí některé podklady. Prezentované výsledky ukazují, že při využití pouhých 0,94 % (164 GWh) odpadního tepla, jež vychází ročně bez využití z průmyslové výroby, může být zahušťováním upraveno až 16,9 mil. m3 odpadních vod a zpětně do procesů dodáno až 8,5 mil. m3 destilátu.

Poděkování

Tento článek vznikl v rámci projektu LO1202 za finanční podpory Ministerstva školství, mládeže a tělovýchovy v rámci Národního programu udržitelnosti I.

 

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie.

Souhrn

V rámci projektu QJ1520268 Nové postupy optimalizace systémů integrované ochrany území v kontextu jejich ekonomické udržitelnosti realizovaného na brněnské pobočce VÚV TGM, v.v.i., s počátkem řešení v roce 2015 byla vyžadována prvotní analýza dostupných dat a podkladů jednoho z pilotních povodí, povodí Litavy. Na jednotlivých pobočkách Státního pozemkového úřadu (SPÚ) byl proveden sběr dat – projektů komplexních pozemkových úprav (KoPÚ), zejména navržených či realizovaných prvků plánů společných zařízení, které tvoří kostru pozemkové úpravy. Z těchto projektů vznikla ucelená databáze, aktuální k datu 30. 6. 2015. Cílem příspěvku je komplexní analýza získaných dat a vyhodnocení účinnosti stávajícího krajinného pokryvu při ochraně proti vodní erozi na zemědělských půdách podle dnes platných podmínek, ze kterého bude dále vycházet doplňující návrh ochranných opatření v ploše povodí.

Úvod

Pozemkové úpravy jsou v České republice (ČR) za posledních téměř již 25 let stále častěji využívaným nástrojem pro uspořádání vlastnických vztahů k zemědělským a lesním pozemkům s ohledem na hospodaření a na potřeby krajiny. Zejména v rámci komplexních pozemkových úprav se na území řeší nejen vlastnické vztahy, ale v posledních letech mnohem častěji i ochrana před erozí a povodněmi, zpřístupnění pozemků i ochrana a tvorba životního prostředí. Takto fungující opatření tvoří společně tzv. plán společných zařízení (PSZ).

Návrh a následná realizace PSZ, který tvoří kostru uspořádání zemědělské krajiny, je jedním z vhodných řešení dvou extrémů počasí, které v posledních několika letech sužují střední Evropu – sucho a přívalové deště. Ty způsobují, že půda po dlouhém období sucha není schopna při příchodu větších srážkových úhrnů vodu dostatečně infiltrovat, většina srážkových vod tak odtéká povrchovým odtokem rychle z povodí, čímž způsobuje velké materiální škody. Je nutné utvořit takové podmínky, aby se voda v krajině zadržela co nejdéle a zpomalil se povrchový odtok. Toho lze docílit komplexním systémem organizačních, agrotechnických, technických i ekologických opatření, tedy i opatřeními plánu společných zařízení.

Zasáhnout a pozitivně ovlivnit stávající výše popsané problémy, a nejen ty, má právě proces pozemkových úprav, který v České republice vychází z platné legislativy zákona č. 139/2002 Sb., o pozemkových úpravách a pozemkových úřadech a o změně zákona č. 229/1991 Sb., o úpravě vlastnických vztahů k půdě a jinému zemědělskému majetku. V rámci projektu QJ1520268 Nové postupy optimalizace systémů integrované ochrany území v kontextu jejich ekonomické udržitelnosti realizovaného na brněnské pobočce VÚV TGM, v.v.i., s počátkem řešení v roce 2015 byla vyžadována prvotní analýza dostupných dat a podkladů jednoho z pilotních povodí, a to povodí Litavy. Sběrem projektů KoPÚ z jednotlivých poboček Státního pozemkového úřadu (SPÚ), zejména pak navržených či realizovaných prvků plánů společných zařízení, vznikla ucelená databáze těchto dat, aktuální k 30. 6. 2015. Článek popisuje způsob získání těchto dat, jejich postup zpracování, následnou analýzu i posouzení vlivu stávajícího krajinného pokryvu na ochranu zemědělsky využívané části krajiny v povodí Litavy před projevy vodní eroze na půdě.

Materiály a metoda vektorizace PSZ

Projekty KoPÚ byly brněnské pobočce VÚV TGM, v.v.i., poskytnuty jednotlivými pobočkami Státního pozemkového úřadu a byly podle zvoleného, dále popsaného postupu zpracovány. Následně byla provedena podrobná analýza těchto prvků, to vše s využitím nástrojů GIS.

Veškeré prvky plánu společných zařízení v rozdílných formátech byly následně jednotně vektorizovány v GIS systémech, čímž byla vytvořena databáze navržených či realizovaných PSZ. Každý typ dat vyžadoval individuální přístup, a to jak z důvodu rozdílných zdrojových formátů (shp, dgn, dwg, pdf, jpg), ve kterých byly získány, tak i z důvodu odlišných kvalit, podrobnosti nebo způsobu tvorby výsledných map.

Všechna opatření byla převedena ze získaných typů dokumentací do shapefilů tak, aby nedošlo ke geometrické deformaci, a následně nadefinována v atributové tabulce. Nejméně přesný převod a zákres ochranných prvků PSZ nastal při převodu nafotografovaných dokumentací. Jako hlavní podklad pro vytvoření shapefilu byla použita digitální katastrální mapa (dále jen DKM). DKM se rozumí mapa ve tvaru číselného záznamu svého obsahu, který je možno prostřednictvím výpočetní a zobrazovací techniky znázornit a jinak účelově využít; záznam se pořizuje početním zpracováním měřických údajů a číselným záznamem nového uspořádání pozemků podle schváleného návrhu pozemkových úprav. Souřadnicový systém DKM je S­‑JTSK. Zásadním kritériem pro zákres daného prvku PSZ bylo jeho parcelní vymezení, jelikož všechna ochranná opatření by měla být parcelně vymezena (technická opatření), a to na obecních pozemcích. Není­‑li ochranný prvek parcelně vymezen, je jen malá pravděpodobnost, že bude v budoucnu realizován. Byla­‑li například polní cesta v projektovaném výkresu zakreslena jinak, než bylo její parcelní vymezení, prvek se zakreslil právě podle DKM. K některým katastrálním územím nebyla DKM k dispozici, zejména u projektů ukončených v roce 2015. Neproběhl tedy ještě záznam nového uspořádání pozemků podle návrhu pozemkových úprav. V tomto případě byly prvky PSZ zakresleny podle mapy PSZ (mapa s označením G5 podle Technického standardu dokumentace plánu společných zařízení) a skutečnost, že byl shapefile vytvořen bez DKM, byla zapsaná do atributové tabulky.

uhrova-1
Obr. 1. Lokalizace ukončených KoPÚ v povodí Litavy
Fig. 1. The localization of completeted land consolidations in the Litava basin

V atributové tabulce bylo u každého prvku zaznamenáno, zda se jedná o stávající opatření (opatření, která se nacházejí v území již před zahájením KoPÚ), o návrh opatření v rámci KoPÚ, nebo zda stav prvku není specifikován. V některých případech došlo u prvků PSZ k překrytí (dochází k překryvu územním systémem ekologické stability – ÚSES s prvky protierozní ochrany – PEO nebo vodohospodářskými opatřeními – VHO; nedochází k překryvu VHO s PEO) – např. navržená retenční nádrž je zároveň i biocentrem apod. V tomto případě byl prvek zařazen do více shapefilů podle konkrétního zařazení. Liniové prvky podél polních cest, jako například liniová zeleň nebo cestní příkop, které nemají svá parcelní vymezení, byly popsány a přiřazeny k dané cestě.

Vektorizovaná opatření byla zakreslena v typu geometrie polygon, aby bylo možné vypočítat jejich plošné vymezení (výjimku tvoří propustky, které byly zakresleny bodově). Jednotlivé návrhy opatření, popřípadě objekty plánu společných zařízení byly rozděleny do osmi typů. Byl zvolen systém zápisu prvků jednoho typu vždy do samostatných shapefilů:

 

  • technická ochranná opatření liniového typu – větrolamy, průlehy, meze, příkopy, hrázky, zasakovací pásy a stabilizace údolnic;
  • ochranná opatření plošného typu – organizační a agrotechnická opatření, ochranné zatravnění (TTP) a zalesnění;
  • nádrže – suché retenční nádrže, nádrže se stálým nadržením a mokřady;
  • terasy;
  • meliorace – odvodněné plochy;
  • ÚSES – interakční prvky, krajinná zeleň, biocentra a biokoridory;
  • polní cesty – hlavní, vedlejší a doplňkové polní cesty;
  • propustky.

 

Celkem 57 % ploch povodí Litavy zaujímají pozemky zemědělsky využívané. Tato plocha je potencionálně ohrožena výskytem vodní eroze půdy, která může způsobit velké škody na samotné půdě, ale i okolní zástavbě. Proto bylo hodnocení protierozní ochrany území provedeno na zájmovém území pomocí pro podmínky ČR verifikovaného stanovení průměrné dlouhodobé ztráty půdy, tzv. univerzální rovnicí ztráty půdy (USLE) [1, 2]. Při stanovování LS faktoru bylo využito programu USLE 2D [3] při algoritmu podle McCoola [4]. U faktorů R a P jsou použity konstantní hodnoty (R = 40 MJ.ha-1.cm.h-1 a P = 1,0). Pro stanovení K faktoru bylo využito údajů z celostátní databáze BPEJ. Na základě hlavní půdní jednotky je přiřazena každému elementu vektorové vrstvy BPEJ hodnota K faktoru [2]. Při stanovení C faktoru byl využit jako podklad celostátně dostupný registr půdních bloků LPIS (Land parcel identification system). Jednotlivé hodnoty C faktoru byly stanoveny v závislosti na klimatickém regionu, který je vyjádřen prvním číslem kódu BPEJ [5].

Vyhodnocení komplexních pozemkových úprav

Jak již bylo výše uvedeno, vybraným zájmovým územím pro vyhodnocení komplexních pozemkových úprav je povodí Litavy. Litava je významný levostranný přítok Svratky pramenící ve Chřibech, s délkou toku 58,55 km, jejíž povodí zaujímá plochu 788,36 km2 o průměrném sklonu povrchu 14,01 %. V této ploše se nachází nebo do ní jen minimálně zasahuje 144 katastrálních území. Z celkového počtu katastrálních území proběhly KoPÚ ve třiceti z nich a ve třech aktuálně probíhají, což odpovídá 20,8 % (obr. 1). V plošném vyjádření prošlo procesem pozemkových úprav 139,32 km2 plochy, tedy zhruba 17,7 % plochy povodí. Protože je proces KoPÚ zaměřen na zemědělsky využívané plochy, je tedy třeba se zabývat zemědělsky využívanými plochami, které jsou v povodí Litavy na necelých 57 % (447,18 km2), z toho prošlo procesem KoPÚ téměř 23 % (101,29 km2) zemědělsky využívaných ploch [6].

uhrova-2
Obr. 2. Časový trend počtu ukončených KoPÚ v povodí Litavy
Fig. 2. Time­‑trend in the number of completed land consolidations in the Litava basin

Z časového trendu získaných dokumentací KoPÚ pro povodí Litavy (obr. 2) byl zaznamenán nejvyšší počet ukončených komplexních pozemkových úprav v povodí v letech 2003–2005, a to převážně v okresech Vyškov a Brno­‑venkov. Podíl úspěšně ukončených KoPÚ v povodí v jednotlivých okresech uvádí obr. 3.

 

 

uhrova-3
Obr. 3. Počty ukončených KoPÚ na jednotlivých pobočkách SPÚ
Fig. 3. Numbers of completed land consolidations in each branch of the State Land Office

Skladba prvků plánu společných zařízení

Vyhodnocení jednotlivých prvků zaznamenaných plánů společných zařízení vzniklých při KoPÚ bylo provedeno na základě dat poskytnutých Státním pozemkovým úřadem. Počet identifikovaných prvků výše popsanou vektorizací i jejich plošnou výměru ukazuje tabulka 1, kde jsou započítány i prvky z právě probíhajících KoPÚ.

Počty prvků jednotlivých opatření bylo velice obtížné určit, zejména proto, že zásadním kritériem pro zákres daného prvku PSZ bylo jeho parcelní vymezení, a ne vždy je splněna podmínka 1 prvek = 1 parcela. Zejména u prvků územního systému ekologické stability (ÚSES), kde biocentra zaujímají velkou plochu v řádu až několika desítek hektarů a biokoridory dosahují délky několika kilometrů a zároveň protínají ostatní prvky PSZ, není možné, aby každý prvek měl pouze jednu parcelu. Nastaly také situace, kdy nebyla DKM k dispozici – jednalo se o nejnovější projekty KoPÚ, které ještě nebyly digitálně zakresleny do katastrální mapy. Podle analýzy zhruba jedna třetina navržených prvků nemá parcelní vymezení, jedná se zejména o prvky ÚSES. Počty jsou tedy pouze orientační. Vyšší vypovídací hodnotu má proto plošná výměra prvků. V tabulce jsou rozlišeny prvky „stávající“ – prvky, které byly zjištěny v rámci analýzy současného stavu a v zájmovém území se nacházely před zahájením KoPÚ, prvky „navržené“ – prvky, které byly navržené v rámci KoPÚ a „nespecifikováno“ – prvky, jejichž stav nebylo možné ze získaných dat vyčíst.

Tabulka 1. Sumarizace prvků plánu společných zařízení z podkladů KoPÚ
Table 1. Sumarization of plans of collective equipment from completeted land consolidations
uhrova-tabulka-1

Mezi nejčastěji navrhované prvky patří bezesporu opatření sloužící ke zpřístupnění pozemků – polní cesty. Polní cesty byly navrženy ve všech k. ú., kde byly zpracovány KoPÚ. Celkově se jednalo o rozšíření stávající cestní sítě asi o 331 polních cest o celkové výměře téměř 85 ha, z nichž bylo 53 navrhovaných jako hlavních a 278 vedlejších či doplňkových. V třiceti katastrálních územích se tak v rámci KoPÚ různou měrou řešilo přibližně 700 polních cest zaujímajících zhruba 232 ha plochy řešených katastrů obcí. Cestní síť polních cest dotvářelo 223 propustků, z nichž je 121 nově navrhovaných. Asi v 53 % proběhlých KoPÚ v povodí Litavy byla navržena technická protierozní opatření (TPEO) na ochranu zemědělského půdního fondu. Nejčastěji navrhovaným ochranným prvkem byly protierozní příkopy v počtu 82 návrhů. Ochrannou protierozní funkci, ale i funkci ochrany před případným odtokem z plochy povodí mohou jako druhotnou mít ale i navržené polní cesty doplněné příkopy. Velmi pozitivním doprovodným efektem realizace ochranných opatření (navržené liniové biotechnické prvky jsou navrhovány s doprovodným ozeleněním) je zvýšení ekologické stability území. Opatření určená výhradně ke zvýšení ekologické stability krajiny na plochách řešených v ukončených KoPÚ zaujímají rozlohu asi 1 023 ha. Hydrologická opatření v podobě suchých nádrží nebo nádrží se stálým nadržením se v projektech na sledovaném území objevují v počtu 25, z toho jde u devíti nádrží o nové návrhy.

Opatření jako jsou plošná opatření proti vodní erozi (organizační, agrotechnická apod.) nebo odvodněné plochy (meliorace) většinou parcelní vymezení nemají, výjimku mohou tvořit trvalé travní porosty (TTP), které znamenají změny druhu pozemku. Stanovení počtů těchto opatření nemá tedy dostatečnou vypovídající hodnotu, vhodnější je jejich plošné vymezení (tabulka 2). Ochranná opatření plošného typu na zemědělsky využívaných pozemcích zaujímají dle získaných podkladů celkovou rozlohu téměř 2 750 ha.

S povodněmi a erozními jevy v povodí, kdy vlivem vzniklého povrchového odtoku dochází k odnosu úrodné části půdního horizontu do nižších poloh, často vznikají materiální škody v zastavěné části obce či dojde k újmě na zdraví obyvatel [7]. Nežádoucí účinky těchto povodní lze eliminovat vhodně navrženým komplexním systémem protipovodňových a protierozních opatření, který vychází z podrobné analýzy erozních a odtokových poměrů. Řadu vhodných opatření lze realizovat správnou zemědělskou praxí, na kterou je v rámci dotační politiky státu a EU kladen stále větší důraz dodržováním zákonných opatření stanovených v Kontrole podmíněnosti (crosscompliance) a zejména jejích standardů GAEC. Vymezené standardy hospodaření jsou definovány členskými státy Evropské unie v souvislosti se zachováním kvality půdy, minimální úrovní péče a ochrany vody a hospodaření s ní (na základě rámce stanoveného v příloze č. III nařízení Rady (ES) č. 73/2009). S účinností od 1. 7. 2011 došlo k dalšímu zpřísnění podmínek hospodaření, zemědělci musí chránit i tzv. mírně erozně ohrožené půdy. Další opatření se realizují prostřednictvím komplexních pozemkových úprav, především pak budováním společných zařízení.

Tabulka 2. Výměra ochranných opatření plošného typu
Table 2. Acreage of erosion control measures in the area with soil
uhrova-tabulka-2

Vyhodnocení ohroženosti území

V povodí Litavy je v současné době podle našich analýz téměř 60 % zemědělské půdy potencionálně ohroženo nadlimitním odnosem půdy. Pokud se zaměříme na k. ú. s ukončenými KoPÚ, tak v těchto katastrech je zemědělské využití plochy průměrně vyšší než je průměr v celém povodí Litavy. Obděláváno je až 72 % ploch katastrů a k dnešnímu stavu povodí je v k. ú. obcí s ukončenými KoPÚ stále ohroženo, podle dnes platných limitů v ČR (4 t/ha/rok), až 57 % ploch zemědělsky využívané půdy odnosem půdy způsobeným plošnou erozí půdy.

Je třeba vzít v úvahu, že se jedná o stav v době, kdy nejsou realizovány všechny navržené protierozní prvky. Protože ale v průběhu let trvání KoPÚ došlo k vývoji způsobu stanovení jednotlivých vstupních charakteristik pro výpočet hodnoty ztráty půdy i výše limitních odnosů, nebude území dostatečně chráněno ani po realizaci všech v rámci KoPÚ navržených ochranných protierozních opatření. Zásadní změnu při stanovení erozního ohrožení zaznamenalo navýšení hodnoty R faktoru z původních 20 MJ.ha-1.cm.h-1 na dnešních 40 MJ.ha-1.cm.h-1, které tak navyšuje stanovenou erozní ohroženost na dvojnásobek. Nejen z těchto zmíněných důvodů ani nemůže být dnešní stav území z pohledu protierozní ochrany vyhovující. Je však velice málo pravděpodobné, že již proběhlé KoPÚ budou revidovány a doplněny o nové návrhy TPEO, a to zejména proto, že zde jsou již vyřešeny vlastnické vztahy a jen těžko by se vyčleňovaly nové pozemky pro prvky PSZ. Snížení erozního smyvu by se však dalo docílit dodržováním vhodných organizačních a agrotechnických opatření.

Závěr a diskuze

Prvky PSZ analyzované v rámci příspěvku jsou analýzou projektů KoPÚ. Nejde tedy o zaznamenání všech prvků, které se dnes skutečně nacházejí nebo jsou navrhovány v oblasti povodí Litavy.

Celkem 18 % plochy celé ČR (16 % katastrálních území) prošlo procesem komplexních pozemkových úprav. V rámci JMK prošlo tímto procesem 27 % plochy z celkové rozlohy kraje (23 % katastrálních území v kraji) a v povodí Litavy toto procento činí jen 17,7 %. Nižší procento pokrytí plochy povodí KoPÚ je způsobeno zalesněním severní části povodí. Při zaměření na zemědělsky využívané plochy prošlo v povodí procesem KoPÚ 23 % těchto ploch. S ohledem na skoro 25leté trvání tohoto procesu se zdá, že vidina zpracování celého území není příliš blízkou budoucností. Je třeba ale brát v úvahu urychlení procesu v posledních letech a také jeho stále se zvyšující pozitivní přístup k ochraně krajiny.

Ochrana zastavěných území obcí před dopady zejména povodní z přívalových srážek a s nimi související projevy eroze půdy jsou dlouho akcentovanými problémy, které představují rozsáhlou problematiku. Povodně z přívalových srážek, které charakterizují vysoké srážkové úhrny a doby trvání deště do 180 minut [8], jsou v poslední době vzhledem k častému výskytu výrazným problémem. Souvislosti jsou spatřovány ve změnách extremit klimatických jevů v rámci hydrologického roku, na jedné straně jde o nebývale suchá období způsobená zvýšenými teplotami vzduchu a nedostatkem srážek, na druhé straně jsou zaznamenávány intenzivní srážky spadlé v krátkém časovém intervalu. Tyto skutečnosti poukazují na potřebu navýšení protierozní ochrany navržené obzvláště v začátcích vzniku procesů KoPÚ.

I přes ukončené návrhy komplexních pozemkových úprav je z pohledu erozní i hydrologické ochrany území nejdůležitější samotná realizace navržených prvků. Tisková zpráva Nejvyššího kontrolního úřadu ze dne 1. 6. 2015 z kontrolní akce proběhlé na Ministerstvu zemědělství, Státním pozemkovém úřadě v Praze a na Státním zemědělském intervenčním fondu v Praze v rámci již ukončeného Programu rozvoje venkova České republiky na období 2007–2013 uvádí, že od roku 1995 bylo realizováno pouze 9 % ze všech navrhovaných opatření. Z navrhovaných protierozních opatření bylo realizováno jen 7 % a z navrhovaných vodohospodářských opatření pouze 10 %. Zde hraje největší roli financování prvků PSZ, které v České republice, na rozdíl od okolních států, kde jsou opatření částečně hrazena obcemi i vlastníky pozemků, hradí v plné výši stát. V letech 2007–2014 vynaložilo MZe na pozemkové úpravy z různých zdrojů celkem 13 miliard Kč [9].

Poděkování

Příspěvek vznikl za podpory projektu QJ1520268 Nové postupy optimalizace systémů integrované ochrany území v kontextu jejich ekonomické udržitelnosti řešeného v rámci programu KUS Ministerstva zemědělství ČR.

Posted by & filed under Odpadové hospodářství.

Souhrn

Cílem článku je představit dílčí části řešení projektů TA02020128 a TA02021032. Tyto části řešení zpracovávaly problematiku kvality kalů a dalších odpadů z domovních a malých čistíren (do přibližně 1 000 EO) využívajících aktivační, anaerobní a extenzivní (tzv. přírodní, nebo také přírodě blízké) procesy čištění, zahrnující i kořenové čistírny s vertikálními nebo horizontálními filtry a stabilizační nádrže. Tyto čistírny se uplatňují pro čištění komunálních odpadních vod také v České republice, a to pro zdroje velikosti od jednotlivých domů až po obce do 2 000 EO. Výzkumné práce zahrnovaly monitoring, vzorkování a analýzy kalů různě odvodněných a stabilizovaných. Dále monitoring a analýzy ostatních odpadů produkovaných na sledovaných ČOV, z objektů mechanického předčištění, kořenových filtrů (vegetace makrofyt, filtrační materiál kolmatovaný kalem) a ze stabilizačních nádrží (sedimenty, vegetace makrofyt). Prezentovány jsou výsledky analýz vzorků kalů a dalších materiálů z několika ČOV velikosti do přibližně 800 EO z období 2006 až 2014 a výsledky pokusného kompostování těchto materiálů.

Úvod

Cílem článku je představit dílčí části řešení projektů TA02020128 a TA02021032 (informace o projektech jsou dostupné na webových stránkách např. www.vuv.cz). Prezentovaná část řešení zpracovává problematiku kvality kalů a dalších odpadů z domovních a malých čistíren (do přibližně 1 000 EO) využívajících aktivační, anaerobní a extenzivní (tzv. přírodní nebo také přírodě blízké) procesy čištění, zahrnující i kořenové čistírny s vertikálními nebo horizontálními filtry a stabilizační nádrže. Tyto čistírny se uplatňují pro čištění komunálních odpadních vod také v České republice, a to pro zdroje velikosti od jednotlivých domů až po obce do 2 000 EO. Prezentovány jsou výsledky analýz vzorků kalů a dalších materiálů z ČOV z období 2006 až 2014 a výsledky pokusného kompostování těchto materiálů.

Při použití kalu ke hnojení půdy je třeba věnovat pozornost možné kontaminaci půdy, podzemní, popř. povrchové vody a ovzduší. Vyloučení kontaminace půdy a rostlin na ní pěstovaných lze dosáhnout dodržením koncentračních limitů kontaminujících látek v kalu. V České republice je v platnosti vyhláška č. 382/2001 Sb., kde vedle technických a organizačních podmínek aplikace jsou vymezeny kvalitativní ukazatele, jejichž dodržení je nezbytné pro eliminování negativních účinků kalu vlivem přítomnosti kontaminantů. Důležitým ukazatelem pro případnou aplikaci, zejména kvůli okamžité možnosti kontaminace, je mikrobiální kontaminace kalů. Proto jsou zmíněnou vyhláškou stanoveny i dvě kategorie kalů z hlediska jejich mikrobiální kontaminace a použitelnosti v zemědělství. Přípustné pro zemědělskou aplikaci jsou jen stabilizované kaly.

rozkosny-1
Obr. 1. Pohled na jednotlivé sekce anaerobně­‑aerobních ČOV (vlevo pro 5 EO, vpravo pro 200 EO)
Fig. 1. View of individual sections of anaerobic­‑aerobic WWTP (left WWTP 5 p. e., right WWTP 200 p. e.)

Stabilizace kalů, anaerobní i aerobní, vychází z technických parametrů při tomto zpracování – u anaerobní stabilizace z doby zdržení kalu ve fermentoru a teploty, přičemž technický stupeň vyhnití lze hodnotit z úbytku organické hmoty. Je všeobecně známo, že hygienické vlastnosti kalu se jeho stabilizací výrazně zlepšují, přesto však ani dokonale stabilizovaný kal není materiálem zcela nezávadným [1]. Na úrovni Evropské unie je platná směrnice pro použití kalů v zemědělství [2]. Z hlediska procesu hygienizace patří mezi důležité místní předpisy technická norma TNV 758090 [3].

Metodika

V období 2006 až 2014 proběhlo vzorkování kalů objektů mechanického předčištění extenzivních (kořenových) ČOV, sedimentů dočišťovacích nádrží extenzivních ČOV, kolmatovaných filtračních materiálů kořenových filtrů a biomasy makrofyt.

Z extenzivních ČOV byly sledovány dvě domovní kořenové čistírny, projektované pro zatížení 4 EO a 20 EO, a dvě komunální čistírny s projektovým zatížením 200 a 800 EO, napojené na jednotné kanalizační sítě [4].

rozkosny-2
Obr. 2. Štěrbinová usazovací nádrž komunální kořenové ČOV
Fig. 2. Slot (Imhoff) settling tank used as a part of municipal constructed wetland WWTP

Technologická linka kořenových ČOV:

  1. ČOV 800 EO – štěrbinová nádrž (obr. 2) jako objekt mechanického předčištění, navazující kořenové filtry horizontální s podpovrchovým kontinuálním prouděním a dočišťovací stabilizační nádrž;
  2. ČOV 200 EO – usazovací nádrž podélnou prizmatického tvaru s boční vyhnívací komorou (obr. 3), navazující kořenové filtry horizontální s podpovrchovým kontinuálním prouděním a dočišťovací stabilizační nádrž. Návrhové parametry jsou obvyklé těmto systémům [5]. Napojení ČOV na jednotné kanalizační sítě znamená vnos smyvů ze střešních konstrukcí, z komunikací a dalších zpevněných ploch. Tyto smyvy obsahují určité množství prachu a dalších pevných částic a mohou být zatíženy těžkými kovy a dalšími polutanty [6–8].

Technologická linka obou domovních kořenových ČOV zahrnuje biologický septik (obr. 4) jako objekt mechanického předčištění a navazující kořenový filtr horizontální s podpovrchovým kontinuálním prouděním. Na obě čistírny jsou napojeny pouze splaškové vody produkované čtyřmi obyvateli v prvním případě (ČOV pro 4 EO) a deseti obyvateli ve druhém případě (ČOV pro 20 EO).

rozkosny-3
Obr. 3. Štěrbinový lapák písku (vlevo) a pohled na usazovací nádrž s boční vyhnívací komorou (vpravo) komunální kořenové ČOV
Fig. 3. Slot sand trap (left) and a view of settling tank with lateral digestion chamber (right) used as a part of municipal constructed wetland WWTP

Druhá čistírna byla dimenzována na průměrné zatížení až 20 EO, z důvodu víkendových a prázdninových společenských a kulturních akcí v areálu objektu. V rámci projektu TA02021032 byl vyvinutý inovovaný septik (obr. 5), který byl také sledován v poloprovozním režimu. Druhou skupinu sledovaných čistíren odpadních vod tvořily čistírny anaerobně­‑aerobní typu Anacomb s návrhovým zatížením od 5 EO do 200 EO [9, 10] (obr. 1). Jedná se o typ tzv. „balených“ (vestavných) čistíren kombinujících sekci čištění vody v anaerobních podmínkách a sekci čištění vody s provzdušováním, tedy sekci typickou pro aktivační čistírny (obr. 1).

rozkosny-4
Obr. 4. Příklad sledovaného biologického vícekomorového septiku domovní kořenové ČOV – umístění na pozemku, přístupové otvory
Fig. 4. An example of multi­‑compartment biological septic tank of a household constructed wetland WWTP – situation at the land, access holes

Vzorky kalů byly odebírány časově jako bodové, ale prostorově směsné. Vzorky byly odebírány z kalové sekce anaerobních a aktivačních ČOV. U extenzivních ČOV byly odebírány z objektů mechanického předčištění (vyhnívacích prostor štěrbinových usazovacích nádrží, prostor septiků a akumulačních prostor lapáků písku). Vzorky sedimentů z nádrží byly odebírány také jako časově bodové, ale prostorově směsné, a to pomocí pístového odběráku. Vzorky byly umístěny do vzorkovnice z PE a v chladnu přepraveny do laboratoře. V laboratoři byly vzorky homogenizovány, lyofilizovány a dále zpracovány k analýzám – stanovení sušiny, ztráty žíháním, makroelementy (Ca, Mg, K, Na, Mn, Fe), těžké kovy (tabulka 2 a 4), ukazatele mikrobiálního znečištění fekální koliformní bakterie a enterokoky, obsah dusíku a fosforu. Analýzy byly prováděny podle akreditovaných postupů. Vzorky materiálu kolmatovaného uniklým kalem byly odebírány z kořenových filtrů jako časově a prostorově bodové. Vzorky byly odebírány z povrchu (vrstva 0–10 cm) a z hloubky (vrstva 30–40 cm) vždy v hlavní čistící zóně, mimo rozdělovací a sběrné zóny s hrubším kamenivem. Pro stanovení nutrientů, makroelementů a rizikových prvků byla separována frakce pod 0,063 mm. Vzorky biomasy byly sbírány v případě makrofyt kosením ze čtverce 0,25 × 0,25 m v průběhu celého roku. Po odběru byla biomasa vysušena a dále analyzována.

rozkosny-5
Obr. 5. Příklad sledovaného biologického vícekomorového septiku vyvinutého v rámci projektu TA02021032 Anasep – umístění na pozemku, pohled do jednotlivých sekcí během provozu
Fig. 5. An example of multi­‑compartment biological septic tank developed within the research project TA02021032 Anasep – situation at the land, view of individual compartments during operation

Výsledky

Vyhodnocení vzorků kalů a sedimentů z extenzivních (kořenových) ČOV

S výjimkou jednoho vzorku se zvýšeným obsahem mědi nebylo v celém období sledování 2006 až 2014 zjištěno překročení obsahu rizikových prvků (těžkých kovů) a látek (PCB, AOX) z hlediska vyhlášky č. 382/2001 Sb. (limity pro těžké kovy jsou uvedeny v tabulce 2). Obsah rizikových prvků ve vzorcích kalů z usazovacích nádrží kořenových čistíren byl následující: 5–9 mg/kg As, 0,1–0,9 mg/kg Cd, 32–54 mg/kg Cr, 62–586 mg/kg Cu, 0,1–0,7 mg/kg Hg, 24–36 mg/kg Ni, 18–55 mg/kg Pb, 165–1 120 mg/kg Zn. Rozsah obsahu AOX byl zjištěn v rozmezí 10–152 mg/kg (limit dle vyhlášky č. 382/2001 Sb. je 500 mg/kg). Rozsah obsahu PCB byl zjištěn v rozmezí 0,01–0,28 mg/kg (limit dle vyhlášky č. 382/2001 Sb. je 0,6 mg/kg). Ve vzorcích sedimentů z dočišťovacích nádrží byl zjištěn menší podíl organických spalitelných látek (o přibližně 50 až 70 %) než v kalech z předčištění. Také je patrný úbytek obsahu mědi, zinku a PCB zřejmě v souvislosti s jejich dobrou akumulací nejen do kalu, ale i do makrofytní vegetace kořenových filtrů [11]. Sediment nádrže za ČOV pro 200 EO byl výrazně méně zatížený než sediment z nádrže za ČOV pro 800 EO. Detailní údaje k obsahu rizikových prvků obou nádrží publikovali Rozkošný a Sedláček [4]. Analýzy mikrobiálního znečištění kalů a sedimentů (enterokoky, termotolerantní koliformní bakterie) neprokázaly nadlimitní zatížení, vzorky vyhovovaly limitům stanoveným vyhláškou č. 382/2001 Sb. Množství fekálních koliformních bakterií bylo zjištěno v kalech v rozpětí hodnot 1 × 103–1 × 105 KTJ/g sušiny. Množství enterokoků bylo zjištěno v rozmezí 1 × 105–9 × 105 KTJ/g sušiny. Přítomnost salmonel nebyla zjištěna. Ve vzorcích sedimentů dočišťovací nádrže ČOV pro 800 EO bylo zjištěno množství fekálních koliformních bakterií v rozmezí 0–6 × 102 KTJ/g sušiny, enterokoků 0–1 × 103 KTJ/g sušiny. Mikrobiální koncentrace je tedy výrazně nižší než v případě kalů z předčištění a prakticky splňuje limity I. kategorie kalů podle zmíněné vyhlášky a v případě těžby je možné je aplikovat obecně na zemědělské pozemky.

Tabulka 1. Obsah makroelementů a nutrientů ve vzorcích pevných matric anaerobně­‑aerobních ČOV Anacomb (hodnoty uvedeny jako: min–max/průměr)
Table 1. Contents of macroelements and nutrients in samples of solid matrices of the anaerobic­‑aerobic WWTPs Anacomb (range of min–max values/average value of the whole data set)
rozkosny-tabulka-1

Vyhodnocení vzorků kalů ze septiků domovních extenzivních (kořenových) ČOV

Obsah rizikových prvků ve vzorcích kalů ze septiků domovních kořenových čistíren byl následující: 2–4 mg/kg As, 1–1,5 mg/kg Cd, 8–43 mg/kg Cr, 128–161 mg/kg Cu, 0,3–0,6 mg/kg Hg, 10–28 mg/kg Ni, 8–14 mg/kg Pb, 550–1 100 mg/kg Zn. Vzorky měly sušinu 3–6 % a ztrátu žíháním 60–85 %. Obsah dusíku byl v rozmezí 20–30 g/kg
sušiny a obsah fosforu 5–14 g/kg sušiny. Složením tedy kaly ze septiků prakticky řádově odpovídají složení kalů z balených ČOV kategorie do 10 EO (tabulky 1 a 2). Mikrobiální znečištění nebylo z důvodu finančních prostředků provedeno.

Vyhodnocení vzorků kalů z aktivačních a anaerobních ČOV typu Anacomb

Obsahy těžkých kovů ve všech vzorcích kalů z uvedených ČOV nepřekračovaly limitní hodnoty stanovené pro využití kalů v zemědělství (tabulka 2). Výjimkou byl kal z jedné ČOV kategorie do 200 EO s nadlimitním obsahem zinku (tabulka 2). Kal z jiné ČOV do 200 EO se v koncentraci zinku blížil stanovenému limitu. Množství kovů a makroelementů v kalech se lišilo také podle typu vod napojených na jednotlivé ČOV, protože do části z nich byly napojeny také menší průmyslové provozovny. U kalů ČOV kategorie do 10 EO byly zjištěny menší obsahy chromu, arsenu, rtuti, niklu, olova a zinku. V tabulce 1 jsou uvedeny obsahy dusíku, fosforu a makroelementů. Sušina kalů a obsah spalitelných organických látek se u obou kategorií ČOV pohybovaly v prakticky stejném rozmezí. Oproti kalům anaerobně stabilizovaným z objektů mechanického předčištění extenzivních ČOV obsahovaly kaly všech balených čistíren kategorie do 10 EO výrazně vyšší množství mikroorganismů (ukazatele enterokoky a fekální koliformní bakterie). Množství fekálně koliformních bakterií se pohybovalo v rozpětí 1 × 105–3,7 × 107 KTJ/g sušiny a množství enterokoků v rozpětí 2,5 × 104–1,6 × 107 KTJ/g sušiny. Pro případné využití kalů v zemědělství by bylo nutné jejich další zpracování, nebo odvoz ke zpracování v rámci kalového hospodářství větší ČOV, což se u všech sledovaných lokalit provádí.

Filtrační materiál kořenových filtrů

Změny filtračních materiálů kořenových filtrů podrobně zkoumala např. Hyán-ková [12], Švehla a kol. [11], Suchý a kol. [13] apod. Autoři uvádí změny pórovitost a hydraulické vodivosti filtračních materiálů v důsledku kolmatace v čase. Procentní podíl kalu v sušině filtračního materiálu se pohyboval v jednotkách procent. V částech kořenových filtrů několika ČOV nejvíce zasažených kolmatací byly zjištěny hodnoty 10 až 16 % kalu v sušině materiálu. Se vzdáleností od nátoku vod do kořenových filtrů podíl kalu klesal, a to u všech ČOV sledovaných v mnoha studiích výše uvedenými autory. Tyto poznatky potvrzují také průzkumy filtračních materiálů kořenových filtrů ČOV Dražovice, Hostětín, Myslibořice, Olší nad Oslavou a Pavlínov prováděné VÚV TGM, v.v.i., Brno v letech 2008 až 2012. Podíl spalitelných organických látek (ztráta žíháním) v sušině filtračních materiálů obsahujících jednotky procent kalu byl zjištěn do 3 %. V roce 2012 byly odebrány vzorky z kořenových filtrů ČOV Dražovice pro zjištění obsahu nutrientů, makroelementů a rizikových prvků. Ztráta žíháním vzorků z oblasti nátokových zón činila 13 až 19 %, z oblasti odtokových zón do 5 %. Obsah vybraných prvků ve frakci pod 0,063 mm byl následující: celkový dusík 19–36,4 g/kg sušiny, celkový fosfor 2,5–8,5 g/kg, Na 0,5–1,1 g/kg, K 3–10 g/kg, Ca 19–85 g/kg, Mg 4,9–8,6 g/kg, Al 12,6–35,2 g/kg, Fe 8–27 g/kg, Mn 0,27–0,37 g/kg sušiny. Obsah rizikových prvků ve stejné frakci byl v následujících rozmezích: As 4,9–9,9 mg/kg, Cd 0,5–1,1 mg/kg, Cr 20,3–95,3 mg/kg, Cu 123–453 mg/kg, Hg 0,18–0,64 mg/kg, Ni 26,9–37,2 mg/kg, Pb 13,6–42,7 mg/kg, Zn 679–310 mg/kg sušiny. Množství rizikových prvků tedy opět nepřekračuje limitní hodnoty dané vyhláškou o použití kalů v zemědělství a všechny zjištěné údaje odpovídají složení vzorků kalu z let 2006 až 2012 odebraných z usazovací nádrže, což bylo možné předpokládat. Suchý a kol. [13] uvádí ve vzorcích separovaných kalů z kolmatovaných filtračních materiálů kořenových filtrů sedmi kořenových čistíren stáří 2–6 let následující průměrné hodnoty: celkový fosfor 3 g/kg sušiny, Na 0,6 g/kg, K 2,1 g/kg, Mg 3,7 g/kg, Ca 77 g/kg, Al 6 g/kg, Fe 5 g/kg, Mn 0,08 g/kg, As 2 mg/kg, Cd 0,2 mg/kg, Cr 40,2 mg/kg, Cu 18,5 mg/kg, Hg 0,08 mg/kg, Ni 14,9 mg/kg, Pb 15,5 mg/kg a Zn 273 mg/kg. Zjištěné hodnoty tedy řádově odpovídají námi provedeným rozborům. Mikrobiální zatížení kolmatovaných materiálů bylo zjištěno nižší než v případě vlastních kalů z mechanického předčištění, obsah fekálních koliformních bakterií byl v rozpětí 4,4 × 104–1 × 106 KTJ/g sušiny, obsah enterokoků 7,6 × 103–9 × 105 KTJ/g sušiny. Lze předpokládat, že po vyplavení kalu objektů mechanického předčištění a jejich sedimentace ve filtračních materiálech kořenových filtrů dochází k jejich stabilizaci, a to v aerobních až anaerobních podmínkách podle tloušťky vrstvy naplaveného materiálu.

Tabulka 2. Obsah rizikových prvků a sloučenin ve vzorcích pevných matric anaerobně­‑aerobních ČOV Anacomb (hodnoty uvedeny jako: min–max/průměr)
Table 2. The content of hazardous elements and compounds in samples of solid matrices of the anaerobic­‑aerobic WWTPs Anacomb (range of min–max values/average value of the whole data set)
rozkosny-tabulka-2

Biomasa makrofyt z povrchu kořenových filtrů

Dalším odpadem produkovaným provozem kořenových čistíren odpadních vod je biomasa makrofytní vegetace, kterou jsou osázeny tzv. kořenové filtry. Provozní přístupy k údržbě této vegetace jsou různé, od stavu, kdy není biomasa sklízena prakticky od začátku provozu čistírny, přes každoroční spalování v jarních obdobích přímo na povrchu filtrů, až po kosení a sklízení v různých obdobích roku (během vegetačních sezon, na podzim, ke konci zimy) v různém časovém intervalu (každoročně, jednou za několik let). S vývojem aplikace této čistírenské technologie v České republice je možné konstatovat, že pravidelné sklízení vegetace makrofyt vede k její lepší regeneraci (bez sklízení postupem času vegetace řídne, mění se její složení, dochází k náletu a rozvoji druhotné vegetace druhů náročných na živiny), lepší kontrole povrchu filtrů a nedochází k akumulaci biomasy z rozkladu staré vegetace na povrchu filtrů. Množství akumulované hmoty bylo zjištěno u kořenových filtrů bez sklízení vegetace po dobu cca 10 let v rozmezí 2 až 4 cm. Charakter materiálu se blíží kompostu (vlastní pozorování autorského týmu). Výsledky rozborů vzorků biomasy rákosu (Phragmites australis) a chrastice (Phalaris arundinacea), tedy dvou základních druhů využívaných při realizaci kořenových ČOV v České republice, uvádí podrobně Vymazal a kol. [14] a Vymazal a kol. [15].

Tabulka 3. Obsah vybraných nutrientů ve vzorcích kompostů z extenzivní (kořenové) ČOV (hodnoty uvedeny jako: 1. série / 2. série)
Table 3. Content of nutrients in samples of composts from constructed wetland WWTP (1st batch / 2nd batch)
rozkosny-tabulka-3

Nakládání se sledovanými materiály

V roce 2012 bylo zahájeno pokusné zpracování odpadů z extenzivních ČOV (kaly, kolmatovaný filtrační materiál, makrofytní vegetace kořenových filtrů) kompostováním. Postupně bylo připraveno několik sad pokusných kompostů s využitím odpadních materiálů extenzivních ČOV (stabilizovaný kal, filtrační materiál kolmatovaný uniklým kalem a obohacený zbytky po rozkladu biomasy vegetace, sklizená makrofytní vegetace z kořenových filtrů a biomasa z kosení trávníků v areálu ČOV). V roce 2014 tyto pokusy zaměřené na extenzivní ČOV byly rozšířeny o další typy ČOV a jimi produkované odpady (kaly z procesu čištění) u zdrojů do 1 000 EO.

Tabulka 4. Obsah těžkých kovů ve vzorcích kompostů z extenzivní (kořenové) ČOV (hodnoty uvedeny jako: 1. série / 2. série)
Table 4. Content of heavy metals in samples of composts from constructed wetland WWTP (1st batch / 2nd batch)

rozkosny-tabulka-4

tabulce 35 jsou uvedeny výsledky analýz konečných produktů (kompostů) z procesu kompostování odpadů a kalů produkovaných komunální kořenovou ČOV pro 800 EO po ukončení dvou sérií pokusů.

Legenda k označení vzorků K5 až K8

K5 – biomasa + filtrační materiál s kalem uniklým z usazovací nádrže (akumulace
kalu po dobu cca 13 let) – horní polovina kompostéru

K6 – biomasa + filtrační materiál s kalem uniklým z usazovací nádrže (akumulace
kalu po dobu cca 13 let) – dolní polovina kompostéru

K7 – biomasa + kaly z objektů mechanického předčištění – horní polovina kom-
postéru

K8 – biomasa + kaly z objektů mechanického předčištění – dolní polovina kom-
postéru

Jak vyplývá z dlouhodobých sledování kalů z objektů mechanického předčištění extenzivních ČOV, nepřekračuje jejich kontaminace rizikovými prvky a látkami a mikrobiální znečištění limitní hodnoty dané vyhláškou pro použití kalů v zemědělství. Mikrobiální znečištění kalů je však poměrně proměnlivé v závislosti na míře stabilizace. Pro dosažení větší stability míry kontaminace by bylo dobré více hlídat probíhající procesy, případně zvolit mezistupeň stabilizace kalů před jejich použitím v zemědělství. Podobné zkušenosti ze zahraničí uvádí např. Oleszkiewicz [16] a Uggetti [17]. Jednou z možností je kompostování [17, 18]. Tento proces přináší pozitivní změny vstupních materiálů a jejich nižší kontaminaci. Možnost uplatnění kalů v zemědělství se však vyvíjí v období, kdy provádíme sledování podle dohody mezi provozovateli a zemědělsky hospodařícími subjekty. V obdobích, kdy není zájem ze strany těchto subjektů o kaly, je nutné jejich vyvážení na jiné komunální ČOV s kalovým hospodářstvím, což je i pro provozovatele finančně náročnější.

Kaly z balených ČOV všech kategorií do 200 EO, které byly sledovány, jsou vyváženy obvykle dodavateli ČOV k dalšímu zpracování v rámci kalového hospodářství větších komunálních ČOV. Kaly ze septiků domovních extenzivních (kořenových) ČOV nebyly od zahájení jejich provozu (roky 2010 a 2011) prozatím vyváženy. Prakticky hlavním problémem pro přímou aplikaci kalů z tzv. „balených“ ČOV (sledovány vybrané typy ČOV a anaerobními a aerobními sekcemi) v zemědělství je jejich zjištěná mikrobiální kontaminace. Je tedy nutné kaly odvážet k další stabilizaci a snížení mikrobiální kontaminace.

Tabulka 5. Mikrobiologické ukazatele ve vzorcích kompostů z extenzivní ČOV (hodnoty uvedeny jako: 1. série / 2. série)
Table 5. Microbial contamination of the samples of composts from constructed wetland WWTP (1st batch /2nd batch)
rozkosny-tabulka-5

Výskyt kalů na povrchu kořenových filtrů souvisí s jejich vyplavováním při hydraulickém přetížení ČOV a nebo s jejich bytněním a vyplouváním k hladině, odkud jsou vodou unášeny dále na filtry, v případě, že v usazovacím prostoru nejsou dostatečně navržené norné stěny. Vyplavování kalů v obou případech je u štěrbinových nádrží spojeno zřejmě s tím, že nejsou dostatečně prostupné štěrbiny (také v důsledku bakteriálních nárostů) a dochází k usazování kalů v prostoru nad štěrbinami, odkud jsou následně vyplavovány, nebo unikají při bytnění. U jiných typů nádrží a u septiků je příčinou nevhodný návrh konstrukcí objektů, nebo obtížné a nedostatečné odkalování pozorované u nádrží s bočními vyhnívacími komorami, kdy je kal přepouštěn do komor ode dna.

Biomasu makrofyt je možné využít pro kompostování. Naprosto nevhodným způsobem údržby je spalování této vegetace, zejména přímo na povrchu biofiltrů.

Kontaminace sedimentů dočišťovacích nádrží nepřekračuje limity pro jejich využití v zemědělství. Mikrobiální kontaminace odebraných vzorků byla velmi nízká. Zjištěné hodnoty umožňují přímé využití v případě těžby těchto sedimentů.

Závěr

Průzkum způsobů hospodaření s produkovanými odpady sledovaných ČOV ukázal, že zatím nejsou zpracovávány jako surovina, pouze stabilizované kaly jsou v některých případech využívány pro hnojení zemědělských pozemků. Z tohoto důvodu byly práce zaměřeny na ověření možností kompostování odpadových materiálů a ověření jejich aplikace při pěstování vybraných plodin (výsledky pokusů nebyly k datu zpracování příspěvku kompletní). Prozatímní výsledky kompostování prokázaly výrazné snížení mikrobiálního zatížení odpadů z ČOV a obsah poměrně velkého množství makroelementů využitelných vegetací při aplikaci výsledného produktu kompostování. Pozornost je však nutné věnovat obsahu těžkých kovů, protože ke snížení jejich obsahu kompostováním prakticky nedochází, výsledný obsah je výsledkem poměru míchání jednotlivých složek a při aplikaci je nutné mít informace o obsahu těchto kovů v půdě, kde se předpokládá aplikace kompostů. Je nutné zdůraznit, že biologicky dostupná bude pouze část těchto rizikových prvků. Pro praktickou aplikaci je nutné porovnání s požadavky a limitními hodnotami danými technickou normou k průmyslovým kompostům [19].

Poděkování

Prezentace byla vytvořena za podpory projektů TA02020128 Výzkum možností optimalizace provozu a zvýšení účinnosti čištění odpadních vod z malých obcí pomocí extenzivních technologií a TA02021032 Anaerobní separátor nerozpuštěných látek a nutrientů.

Posted by & filed under Aplikovaná ekologie.

Souhrn

Pro Českou republiku byla navržena kategorizace území z hlediska rizika vysychání drobných vodních toků (I. až IV. řád podle Strahlera). Byly stanoveny tři stupně rizika (malé, střední a velké) pro detailní plošky povodí (povodí IV. řádu). Stupně rizika byly definovány na základě hodnot vybraných abiotických charakteristik povodí a jejich kombinací. Výběr charakteristik a jejich hraniční hodnoty byly odvozeny metodou klasifikačních stromů. Klasifikovány byly lokality, které byly rozděleny do skupin podle toho, zda na nich bylo zjištěno vysychání. Vysychání bylo detekováno metodou retrospektivní biologické indikace. Tato nová metoda, založená na analýze makrozoobentosu, byla vyvinuta na základě komplexního výzkumu vysychajících i permanentních toků v období 2012–2015. Pomocí uvedené metody bylo vyhodnoceno 332 lokalit (1 362 vzorků), sledovaných na drobných vodních tocích ČR v rozmezí let 1997 až 2015. Výsledný stupeň rizika vysychání drobných vodních toků pro vytvoření mapy byl odvozen pomocí metody klasifikačních stromů z deficitu srážek, typu krajinného pokryvu, podílu hornin s obsahem jílovců, parametrů geomorfologických a z podílu stojatých vod v povodí. Území s malým rizikem vysychání představuje 45,3 %, se středním 23,3 % a s velkým rizikem 31,3 % rozlohy ČR. Vysoce riziková jsou povodí s převahou orné půdy a podílem vodních ploch větším než 1 ‰. Kategorizace má sloužit jako podklad pro rozhodovací procesy zejména pro management vodního hospodářství, zemědělství a ochrany přírody.

Úvod

Sucho je fenomén, který je obtížné jednoznačně definovat, přestože je mu věnována značná pozornost i mimo oblasti s typicky aridním klimatem. Dopady sucha se v posledních letech zabývá i řada projektů ve střední Evropě. Na problematiku sucha lze nahlížet z různých hledisek, komplexní pohled s akcentem na ekologické aspekty v akvatických systémech nabízí v mezinárodním měřítku monografie Drought and aquatic ecosystems [1]. Sucho v českých zemích je všestranně vyhodnoceno v aktuálně vydané monografii zpracované týmem odborníků pod vedením profesorů Brázdila a Trnky [2]. Česká republika nebyla v minulosti považována za zemi bezprostředně ohroženou suchem, ačkoliv se období sucha s nezanedbatelnými důsledky vyskytovala i v minulosti [2–6]. Situace se změnila na přelomu tisíciletí, zejména po extrémním průběhu počasí v roce 2003 [7] a také v roce 2015, kdy byla např. na řadě toků zaznamenána historická minima za období celého přístrojového sledování [8]. Fenomén sucha se tak dostal do popředí zájmu řady resortů státní správy, zejména Ministerstva zemědělství a Ministerstva životního prostředí. Oba resorty byly na základě Usnesení k přípravě realizace opatření pro zmírnění negativních dopadů sucha a nedostatku vody vládou ČR pověřeny zpracovat během dvou let koncepci ochrany před následky sucha [9].

Pro tvorbu koncepce budou důležitými vstupy jak identifikace příčin výskytu sucha, tak kategorizace území z hlediska míry rizika výskytu sucha, protože do oblastí s vysokým rizikem by měla být směřována jednotlivá opatření k omezení následků sucha. Zásadním vstupem by také měla být znalost účinnosti jednotlivých typů opatření.

K vymezení rizikových území lze přistupovat různě podle toho, zda je sledováno sucho meteorologické, hydrologické, zemědělské nebo socioekonomické. Základním přístupem pro toto vymezení je využívání indexů sucha různého typu; přehled a hodnocení jejich předností a slabin viz [2, 10]. Často jsou používány indexy založené na meteorologických datech, např. v evropském měřítku byla navržena klasifikace území na úrovni kombinovaných územních celků NUTS (Nomenclature of Units for Territorial Statistics), založená na využití indexu SPEI (Standardized Precipitation Evapotranspiation Index) [11]. V ČR jsou z pohledu sucha meteorologická data také intenzivně analyzována (viz
www.chmi.cz a [8]). Kategorizace území na základě hodnocení pomocí několika klimatických indexů je uvedena v Atlasu podnebí Česka [12]. Hodnocením sucha zemědělského s důrazem na jeho krátkodobou predikci se intenzivně věnuje Ústav agrosystémů a bioklimatologie na Mendelově univerzitě v Brně (www.intersucho.cz). Identifikaci zranitelných oblastí z hlediska nedostatku vodních zdrojů pro současnost i budoucí období provedli např. Beran a Hanel [13], početné další přístupy k hodnocení rizik spojených se suchem jsou uvedeny v monografii o suchu [2].

zahradkova-1
Obr. 1. Rozmístění lokalit na malých vodních tocích klasifikovaných metodou retrospektivní bioindikace do tříd podle permanence průtoku: PER – toky stále tekoucí, VUL – toky vysychající nepravidelně, INT – toky vysychající pravidelně
Fig. 1. The distribution of sites used in the analyses, classified by the retrospective bioindication method into groups according to the permanence of flow: PER (permanent) – a constant flow, VUL (vulnerable) – an irregular drying up, INT (intermittent) – a regular drying up

Jedním z nejnápadnějších projevů epizod sucha je pokles hladin vodních toků. Toto tzv. hydrologické sucho je intenzivně studováno na základě hodnocení údajů z hydrologických stanic, které jsou obvykle umístěny na větších tocích. Sucho je pro tento účel definováno určitou hranicí zabezpečeného průtoku (zpravidla hranice Q95, ale např. i Q355 apod.). Velmi nízké průtoky, a zejména průtoky nulové, mají závažné dopady na přežití živých organismů (bioty) s konsekvencemi nejen pro jakost vod, ale i pro jednotlivé ekosystémy v krajině, pro které je voda jedním z předpokladů samotné existence. Problematice nízkých, nulových a takzvaně minimálně přípustných průtoků byla věnována pozornost již v minulosti, v ČR viz např. práce M. Zelinky [14]. V období implementace směrnice 2000/60/ES (Rámcová směrnice o vodách) [15] je akcentována problematika ekologického stavu vodních útvarů povrchových vod a díky tomu jsou koncepty optimálního stanovení minimálních zůstatkových průtoků dále rozvíjeny. Kategorizaci území České republiky do čtyř typů oblastí v závislosti na charakteru hydrologického režimu a na klíčových procesech, které se v dané oblasti podílejí na tvorbě odtoku, navrhli Mrkvičková a Balvín v souvislosti s návrhem postupu stanovení minimálních zůstatkových průtoků [16].

Z hlediska typu toků, na kterých dochází v obdobích sucha k nejmarkantnějším změnám, patří k nejohroženějším toky menší, I. až IV. řádu podle Strahlera [17]. Jejich hydrologický režim více závisí na lokálních podmínkách v konkrétním malém povodí, než je tomu u toků větších. Na většině malých toků zpravidla nejsou umístěny měřicí stanice a exaktní údaje o jejich průtocích chybí. K výskytu nízkých průtoků až k vyschnutí toků však objektivně dochází, to lze doložit údaji z informačního systému (IS) SALAMANDER (www.is2ms.monsms.cz) bývalé Zemědělské vodohospodářské správy (ZVHS), v němž jsou uložena data z monitoringu drobných vodních toků. Informace o vyschnutí pochází také z terénních průzkumů autorů.

zahradkova-2
Obr. 2. Mapa deficitu srážek: kvantily rozdílů úhrnů srážek a evapotranspirace pro povodí IV. řádu; hodnota 0,1 odpovídá situaci, kdy evapontraspirace převládá nad
srážkami v povodí v 0–10 % případů, tedy jen v nejsušších letech; hodnota 1 odpovídá situaci, kdy evapontraspirace převládá nad srážkami v povodí v 91–100 % případů
Fig. 2. Map of the rainfall deficit: quantiles of the differences between precipitation and evapotranspiration in the 4th order catchments (the smallest hydrological units); the value 0.1 corresponds to a situation when evapotranspiration prevails over precipitation in the catchment in 0–10% of cases, i.e. in the driest years; the value 1 corresponds to a situation when evapotranspiration prevails over precipitation in the catchment in 91–100% of cases

Pojmem vyschnutí toku je v kontextu této publikace míněno úplné vymizení povrchového průtoku z koryta toku (mohou zbývat pouze izolované tůně bez propojení s povrchovým tokem). Tento jev, zejména pokud nastane na delším úseku toku po delší dobu (dny až měsíce), má dalekosáhlé dopady na ekologický stav toku i chemické vlastnosti vody. Dalším významným negativním důsledkem vyschnutí toku je narušení jeho funkce jako významného krajinného prvku, neboť toky slouží jako biokoridory. To pak vede ke zvýšení fragmentace říční sítě a degradaci jejích funkcí v krajině. Průtoky ve větších tocích jsou i v podmínkách kulturní krajiny do značné míry závislé na vodnosti toků nižších řádů. Posuzujeme­­‑li říční síť v ČR podle délky toků, pak podíl toků I. až IV. řádu činí téměř 92 %. Jejich stav do značné míry odráží stav krajiny jako celku. Znalost konkrétní míry rizika vyschnutí menších toků je důležitá přinejmenším pro management vodního hospodářství, zemědělství a ochrany přírody.

Výzkumem vysychání drobných vodních toků, jeho důsledky pro vodní biotu a možnostmi zpětné (retrospektivní) indikace epizody vyschnutí toku bioindikačními metodami se zabývá tým pracovníků Výzkumného ústavu vodohospodářského T. G. Masaryka, v.v.i., Mendelovy univerzity a firmy WELL Consulting, s. r. o., v projektu podporovaném Technologickou agenturou ČR: Vysychání toků v období klimatické změny: predikce rizika a biologická indikace epizod vyschnutí jako nové metody pro management vodního hospodářství a údržby krajiny (projekt č. TA02020395, akronym BIOSUCHO).

zahradkova-3
Obr. 3. Mapa podílu jílovců v podloží v povodích IV. řádu
Fig. 3. Map of the share of claystone bedrock in the 4th order catchments

Retrospektivní indikace vysychání toků je založena na analýzách makrozoobentosu. Makrozoobentos, čili makroskopičtí bezobratlí živočichové obývající dno vodních biotopů, citlivě reagují na epizody vyschnutí toku. Dochází ke kvalitativním i kvantitativním změnám ve struktuře společenstev, které jsou identifikovatelné při hodnocení standardně odebíraných vzorků makrozoobentosu, a to po dobu nejméně jednoho roku po vyschnutí. Uvedenou metodou byly vyhodnoceny vzorky makrozoobentosu nejen z projektu BIOSUCHO, ale i vhodné vzorky uložené v databázi IS SALAMANDER, vytvořeného v letech 1997 až 2010.

Jedním z cílů projektu BIOSUCHO je také vymezení oblastí, v nichž je zvýšené riziko vysychání drobných vodních toků (DVT). V tomto příspěvku se proto zabýváme kategorizací území ČR podle míry rizika vysychání drobných vodních toků. Kategorizace je provedena na základě abiotických charakteristik povodí, zpracovatelných do vrstev GIS, a výsledků hodnocení makrozoobentosu z obou uvedených zdrojů.

Průtoky v tocích obecně jsou ovlivňovány řadou faktorů se synergickým nebo antagonistickým účinkem. Jedná se o jevy klimatické, které jsou v čase proměnlivé a člověkem minimálně ovlivnitelné, o převážně stabilní charakteristiky geologické a geomorfologické, o složitě hydrogeologicky podmíněné poměry v podzemních vodách a v neposlední řadě o vlivy lidské činnosti, které je možné korigovat (odběry povrchových a podzemních vod, manipulace s průtoky, údržba krajiny, renaturace či revitalizace toků).

zahradkova-4
Obr. 4. Mapa výskytu významných geomorfologických hranic v povodích IV. řádu
Fig. 4. Map of the occurrence of important geomorphological boundaries within 4th order catchments

Vstupní výběr abiotických charakteristik pro tuto studii byl proveden podle výsledků předchozích výzkumů. Z literárních údajů byla převzata informace o tom, že povodí na jílovcích vykazují signifikantně vyšší hodnoty nedostatkových objemů než povodí s jinou litologií [18]. V rámci vlastních předběžných analýz v projektu BIOSUCHO bylo provedeno podrobné hydrogeologické posouzení situace na 87 úsecích toků (lokalitách), z nichž 32 bylo vysychavých a 55 nevysychavých [19]. Jako nejvýznamnější důvod vysychání byl uveden odběr podzemní vody v povodí, zvětšení mocnosti kvartérních náplavových uloženin spojené se změnou spádu toku a výskyt řádově propustnějších vložek hornin v povodí. Jako potenciálně riziková byla na základě této studie hodnocena povodí drobných toků, kterými procházejí hranice mezi geomorfologickými podcelky s poklesem střední výšky terénu větším než 200 m a/nebo změnou sklonu svahů. Pro některé z uvedených charakteristik však bylo problematické získat kompletní a konzistentní údaje pro vrstvy GIS v přiměřené podrobnosti. Pro další hodnocení byla proto jako použitelná dále zpracována charakteristika výskytu významných tektonických linií a vyhodnocen podíl krasových a pseudokrasových jevů jako určitý zástupný ukazatel k propustnosti podloží v povodí. Hranice mezi geomorfologickými jednotkami byly dále zpracovány podrobněji – na úrovni okrsků (viz Metodiku).

zahradkova-5
Obr. 5. Mapa podílu krasů a pseudokrasů v povodích IV. řádu
Fig. 5. Map of the share of the karstic and pseudo­‑karstic areas in the 4th order catchments

Z antropogenních vlivů byl jako dále využitelný vyhodnocen ukazatel typu krajinného pokryvu. Vliv různých typů povrchů na toky z hlediska kvalitativního i kvantitativního byl prokázán [20]. Na průtoky v tocích mají objektivně vliv také nádrže různého typu v jejich povodí, proto byl zařazen také podíl ploch stojatých vod v hodnoceném povodí.

Výstižnost klasifikace území, tedy i výběr jednotlivých mapových vrstev a poté jejich kombinací, byla posuzována pomocí informací o reálném vyschnutí toků (pozorování anebo měření v terénu) a podle výsledků hodnocení biologických vzorků nově vyvinutou metodou retrospektivní indikace vyschnutí toku podle makrozoobentosu [21].

Cílem studie tedy byla kategorizace území ČR z hlediska rizika vysychání drobných vodních toků v podobě mapy v měřítku 1 : 200 000. Dílčími cíli bylo: (i) posouzení významnosti abiotických charakteristik územních jednotek na úrovni povodí IV. řádu z hlediska rizika vysychání drobných vodních toků, a to na základě informací získaných přímými (pozorování, měření) i nepřímými (retrospektivní bioindikace) metodami a (ii) konstrukce mapy rizika na základě kombinace vybraných vrstev, tj. kategorizace území. Kategorizace území bude od r. 2016 k dispozici v portálu Hydroekologického informačního systému HEIS (www.heisvuv.cz).

Metodika

Zdroje dat

Za drobné vodní toky pro účel této studie považujeme toky od I. do IV. řádu podle Strahlera. Rámcově se toto vymezení shoduje s pojetím drobných vodních toků, které byly v gesci bývalé ZVHS. Data použitá pro konstrukci map lze rozdělit na informace o živé složce – makrozoobentosu (data biotická) a na informace o abiotických charakteristikách. Vzorky makrozoobentosu, odebírané pomocí ruční sítě v jarní a podzimní sezoně semikvantitativní metodou PERLA [22], pocházely ze sledování modelových lokalit v projektu BIOSUCHO (celkem 23 lokalit, sledované období 2012–2014, celkový počet vzorků 110). Dalším zdrojem dat byla databáze IS SALAMANDER, která obsahuje údaje o odběrech makrozoobentosu na 900 lokalitách, a to jak antropogenně ovlivněných, tak v přírodě blízkém stavu, na kterých bylo provedeno téměř 5 000 odběrů. Data z tohoto zdroje byla pro analýzy, jejichž výsledky jsou prezentované v tomto článku, očištěna od údajů z lokalit vykazujících známky organického znečištění (hodnoceno přednostně podle hodnot saprobního indexu, rutinně užívané bioindikační metody [23]) s ohledem na velikost toku na hranici oligo- a beta­‑mezosaprobity, resp. středu beta­‑mezosaprobity. Dále byly vyřazeny lokality, na nichž byly zjištěny nízké hodnoty pH (s výskytem minimálních hodnot < 6, nebo mediánových hodnot < 7). Vzorky makrozoobentosu z takto ovlivněných lokalit mohou vykazovat změny podobné těm, které jsou vyvolány vysycháním, a to by vedlo k chybným výsledkům prováděných analýz. Do dalšího hodnocení byly zařazeny lokality sledované nejméně jeden rok v jarním a podzimním aspektu v případě minimálně antropogenně ovlivněných toků, což byly lokality systému PERLA, tzv. referenční [24], které byly téměř výlučně nevysychající. V případě dat z takzvaného standardního monitoringu ZVHS, mezi nimiž byly ponechány i toky s ovlivněným hydrologickým režimem nebo s úpravami koryt, byly hodnoceny lokality sledované minimálně dva roky. Z uvedených zdrojů pocházela také část dat abiotických, vztahujících se k lokalitám a vzorkům, další údaje pocházely z vrstev geografických informačních systémů (GIS), jejichž původ je popsán níže.

zahradkova-6
Obr. 6. Mapa výskytu významných geologických poruch a zlomů v povodích IV. řádu
Fig. 6. Map of the occurrence of important geological faults in the 4th order catchments

Klasifikace lokalit

Jednotlivé vzorky byly vyhodnoceny metodou rektrospektivní bioindikace [21] do tří tříd:

INT – intermitentní (intermittent) – vysychající řádově na týdny na úseku toku delším než 1 km;

VUL – zranitelné (vulnerable) – vysychající nepravidelně, řádově na stovkách metrů pouze na několik dní;

PER – permanentní (permanent) – trvale tekoucí.

Hodnocení vzorků na základě analýzy makrozoobentosu podle uvedené metodiky bylo převedeno na klasifikaci lokalit následujícím způsobem: jako INT byla vyhodnocena lokalita v případě dvou a více vzorků makrozoobentosu hodnocených jako INT, nebo jednoho vzorku INT a jednoho či více vzorků hodnocených jako VUL. Jako VUL byla lokalita hodnocena v případě výskytu nejméně dvou vzorků hodnocených jako VUL, výjimečně také při kombinaci vzorků PER a jednoho vzorku INT. V případě poměru výsledků VUL : PER = 1 : 3 a vyšším ve prospěch PER byla lokalita hodnocena jako PER. Pokud nebylo možné vzorek odebrat z důvodu vyschnutí, byla daná sezona hodnocena jako INT.

Kategorizace území

Územní jednotky pro hodnocení

Kategorizace území byla provedena na úrovni hydrologického povodí IV. řádu, tedy detailních plošek povodí (http://www.dibavod.cz/data/text_charakteristiky_toku.pdf). Pokud je v textu použit pojem „povodí“ bez dalšího upřesnění (povodí Odry, povodí nad lokalitou apod.), jsou vždy míněna povodí IV. řádu. Vyšší úrovní pro hodnocení byly útvary povrchových vod (http://heis.vuv.cz/data/spusteni/identchk.asp?typ=96 & oblast=isvs_utv), tj. významné územní celky pro vodohospodářský management, které je možné agregovat do dalších vyšších jednotek.

zahradkova-7
Obr. 7. Mapa podílu nepříznivého druhu povrchu (typ 2) v povodích IV. řádu; prezentován je podíl nejvíce ovlivněných ploch (CORINE: orná půda, urbanizovaná území a komplexní systémy kultur a parcel)
Fig. 7. Map of the share of adverse type of land cover (artificial areas, arable land, complex cultivation patterns after CORINE) in the 4th order catchments

Vrstvy GIS testované pro konstrukci mapy rizika vysychání drobných vodních toků

Na základě výsledků předběžných výzkumů bylo pro hodnocení připraveno sedm níže uvedených vrstev GIS. První z nich je mapa deficitu srážek, která vymezuje oblasti, v nichž převládá výpar nad srážkami. Mapa byla konstruována na základě dat ze 131 bodů pravidelné čtvercové sítě o velikosti gridu 25 × 25 km. Pro výpočet byly použity časové řady teplot vzduchu a úhrnů srážek z období let 1961–2011 (které poskytl Český hydrometeorologický ústav – data byla odvozena v rámci projektu s názvem Zpřesnění dosavadních odhadů dopadů klimatické změny v sektorech vodního hospodářství, zemědělství a lesnictví a návrhy adaptačních opatření [25] (metodika odvození gridových dat je popsána v Štěpánkovi a kol. [26], chybějící novější data pak dopočítána). Z časových řad teplot vzduchu byla pro každý den vypočtena evapotranspirace podle vztahu Oudina [27]. Z časových řad evapotranspirace a srážek byl pro každý bod gridové sítě 25 × 25 km stanoven deficit srážek (úhrn srážek, který chybí v daném bodě k rovnováze mezi výparem a srážkami) podle vzorce:

zahradkova-vzorec-1

kde Rd je rozdíl mezi vypočtenými hodnotami evapotranspirace a úhrnů srážek za jeden den v mm, EPd je vypočtená hodnota evapotranspirace pro konkrétní den a SRAd je denní úhrn srážek v mm. Pro každý gridový bod byly z rozdílu úhrnů srážek a evapotranspirace vypočteny kvantily rozdílů úhrnů srážek a evapotranspirace po 10 %. Pro tyto kvantily byly pomocí plošné interpolace (užívající interpolační metody IDW a digitálního modelu reliéfu) vytvořeny mapy znázorňující oblasti, v nichž u daného kvantilu převládá evapotranspirace nad srážkami.

Hodnoty kvantilů byly převedeny do škály 0–1, přičemž 0 znamená minimální rizikovost z hlediska vysychání DVT.

Jako další vhodné vrstvy pro doplnění klimatického modelu deficitu srážek byly pro tvorbu výsledné mapy rizika vysychání DVT vybrány nebo vytvořeny de novo níže uvedené vrstvy pro GIS a převedeny na škálu o rozsahu 0–1.

Vrstvy přírodních podmínek

Výskyt hornin s obsahem jílovců v povodí (http://www.geology.cz/extranet/mapy) (0 = žádné jílovce v podloží, 1 = 100 % jílovců v podloží).

Výskyt významných hranic mezi geomorfologickými okrsky [28] v povodí. Postup odvození: linie je hranice mezi geomorfologickými okrsky X a Y; absolutní hodnota rozdílu průměrné nadmořské výšky X a průměrné nadmořské výšky Y dělená stem je koeficient nadmořské výšky; absolutní hodnota rozdílu průměrného sklonu svahu X a průměrného sklonu svahu Y dělená dvěma je koeficient sklonu svahu; součtem těchto dvou koeficientů je dán celkový koeficient výšky a sklonu pro každou hraniční linii. Každému povodí je přiřazena hodnota vypočtená jako délka všech linií (hranic mezi geomorfologickými okrsky) procházejících povodím, přičemž délka každé linie byla vynásobena svým koeficientem. Převod na škálu 0–1 byl odvozen od maximální hodnoty zjištěné pro ČR.

zahradkova-8
Obr. 8. Mapa podílu ploch vybraných stojatých vod v povodích IV. řádu; do stojatých vod nejsou zahrnuty velké vodní nádrže (se základním objemem větším než 2 mil. m2), z menších nádrží jsou zařazeny nádrže s rekreačním, závlahovým a rybochovným účelem, včetně rybníků
Fig. 8. Map of the share of stagnant water surfaces in the 4th order catchments; large reservoirs (with a basic capacity of more than 2 mil. cubic meters) are not included in the calculation; smaller reservoirs are included only if they serve for recreation, irrigation or fish farming, while fish­‑ponds are included all

Výskyt oblasti krasů a pseudokrasů, podchycující oblasti s krasovým typem propustnosti, a tedy specifickým hydrologickým režimem; mapa byla založena na informacích AOPK (http://jeso.nature.cz/) [29], (0 = žádné krasy či pseudokrasy, 1 = 100 % plochy povodí tvořeno krasy nebo pseudokrasy).

Výskyt významných tektonických jevů – poruch, zlomů v povodí (http://www.geology.cz/extranet/mapy) byl hodnocen pro jednotlivá povodí IV. řádu podle geologické mapy GeoČR 500 tak, že bylo individuálně posuzováno, zda jde o jev, který může mít zřetelný vliv na vodní režim toku, nebo tento vliv není pravděpodobný (např. krátký zlom ležící v okrajové části povodí nebyl dále zvažován), výsledkem je binární hodnocení (0/1).

Vrstvy antropogenních vlivů

Typ krajinného pokryvu (landuse): jednotky definované podle manuálu (http://www.eea.europa.eu/publications/tech40add) byly expertně spojeny do tří skupin z hlediska jejich očekávaného vlivu na průtoky hodnocených toků Hodnocen byl podíl typu 2 (0 = absence v povodí, 1 = 100 % v povodí) s ohledem na minoritní podíl typu 1 a z toho plynoucí komplementarity typů 0 a 2:

  • typ 0 – žádný nebo nepatrný negativní vliv: třída 4 (humidní území),
    část třídy 3 – 3.1, 3.2, 321, 322, 324, tj. převážně lesy a křoviny);
  • typ 1 – mírně negativní nebo nevyhraněný typ – části tříd 2
    (2.2, 2.3, 221, 222, 231, 241, 243 a 3.3 mimo výše uvedené v typu 0);
  • typ 2 – zřetelně negativní vliv (třída 1 – urbanizovaná území,
    část třídy 2 – orná půda (2.1) a komplexní systémy kultur a parcel (242).

Podíl plochy stojatých vod v povodí: hodnoceno na základě dat z databáze DIBAVOD [30] (www.dibavod.cz). Vyloučeny byly všechny nádrže označené jako vodní nádrže (v. n.) se základním objemem větším než 2 000 000 m3 (což je jeden z důležitých parametrů pro definici tzv. malé vodní nádrže podle ČSN 75 2410 [31]), z vodních nádrží pod tímto limitem pak byly vyloučeny i další, pokud neměly účel rybochovný, rekreační anebo závlahový. Nádrže označené jako rybník byly vždy ponechány. Cílem bylo, aby ukazatel v maximální možné míře postihoval vliv rybníků, resp. malých vodních nádrží. Hodnota 0 = povodí bez hodnocených nádrží, 0,001 = 0,1 % plochy povodí tvoří stojaté vody; tedy v povodí o 100 km2 se nachází 10 hektarů vodních ploch.

zahradkova-9
Obr. 9. Klasifikace lokalit PER (toky stále tekoucí), VUL (toky vysychající nepravidelně) a INT (toky vysychající pravidelně) pomocí abiotických charakteristik metodou klasifikačního stromu; N = počet hodnocených lokalit, R_0 nízké riziko vysychání, R_1 střední riziko vysychání, R_2 velké riziko vysychání
Fig. 9. The classification of sites as predicted by the classification tree; site’s classification PER, VUL, INT was predicted using abiotic characteristics; PER (permanent) – sites with a constant flow, VUL (vulnerable) – sites with irregular drying up, INT (intermittent) – sites with regular drying up, N = number of evaluated sites, R_0 low risk of drying up, R_1 medium risk of drying up, R_2 high risk of drying up

Pro většinu lokalit (314) bylo možno na základě údajů z terénních protokolů, fotografické dokumentace a mapových podkladů odvodit zjednodušené hodnocení míry ovlivnění morfologie toku. Tato charakteristika byla použita pro doplňkové hodnocení, protože není zpracovatelná v podobě vrstvy GIS. Byly stanoveny tři typy:

  • typ 0 – žádné nebo nepatrné negativní ovlivnění (přirozené koryto i břeh, nanejvýše staré směrové úpravy a fixace břehů stromy);
  • typ 1 – středně negativní ovlivnění (napřímené toky, obvykle s pomístně opevněnými břehy, s břehovými porosty stromů a keřů);
  • typ 2 – zřetelné negativní ovlivnění (napřímené toky s opevněnými břehy a často i dnem, bez souvislých břehových porostů.

Výběr a kategorizace abiotických charakteristik území pro konstrukci mapy rizika vysychání

Byly vybírány abiotické charakteristiky povodí podchytitelné ve vrstvách GIS, jejichž kombinace nejlépe rozlišovaly územní jednotky z hlediska výskytu lokalit typu PER, VUL a INT a na jejichž základě lze území ČR klasifikovat podle rizika vysychání drobných vodních toků do tří kategorií: riziko malé (R_0), střední (R_1) a velké (R_2).

Výběr charakteristik a identifikace jejich hraničních hodnot pro jednotlivé úrovně dělení byl proveden pomocí metody klasifikačních stromů v programu Statistica for Windows 12 [32]. Do analýzy vstupovalo sedm výše uvedených abiotických charakteristik (mimo hodnocení změn morfologie toků) a 332 lokalit neovlivněných znečištěním nebo nízkými hodnotami pH, z toho bylo 187 lokalit vyhodnoceno jako PER, 86 jako VUL a 59 jako INT.

Tabulka 1. Základní charakteristiky 332 lokalit použitých pro analýzy vedoucí ke kategorizaci území ČR z hlediska rizika vysychání drobných vodních toků
Table 1. The basic characteristics of the 332 sites that were used in the analyses resulting in the categorization of the area of the Czech Republic in terms of the risk
of drying up of small streams
zahradkova-tabulka-1

V analýze byla nastavena krosvalidace a bylo penalizováno chybné přiřazení lokalit hodnocených podle bioindikační metody jako VUL a INT k lokalitám PER (tzv. misclassification cost byla zvýšena na dvojnásobek a čtyřnásobek). Byl také nastaven dotaz na existenci alternativních charakteristik (surrogates) pro jednotlivé úrovně dělení. Úroveň klasifikačního stromu, tedy podrobnost dělení, byla vybrána podle označení optimálního stromu ve výsledku analýzy. Výsledky byly hodnoceny podle podílu lokalit jednotlivých typů (PER, VUL, INT) správně zařazených do příslušných skupin a celkové vysvětlené variability v datech. Koncové uzly klasifikace byly analýzou označeny podle nejpočetněji zastoupeného typu lokality. Průkaznost rozdílů v rozložení hodnot charakteristik mezi skupinami lokalit byla testována pomocí Kruskal­‑Wallisova testu.

Odvození stupně rizikovosti povodí IV. řádu z hlediska vysychání drobných vodních toků

Jednotlivá povodí IV. řádu byla kategorizována pomocí kombinace abiotických charakteristik a jejich hraničních hodnot ve výsledném klasifikačním stromu v dané hierarchii. Bylo tedy postupováno po jednotlivých větvích stromu podle hraničních hodnot a povodí bylo zařazeno do kategorie rizika podle převažujícího typu lokalit v koncovém uzlu (R_0 pro převažující PER, R_1 pro převažující VUL a R_2 pro převažující INT). Výsledná kategorizace území byla zobrazena v mapě na úrovni povodí IV. řádu. Byla též vyhodnocena celková homogenita jednotlivých vodních útvarů (vymezených pro ČR pro plánování v oblasti vod) z hlediska zastoupení tří vyhodnocených typů rizika vysychání DVT pro každý útvar.

Výsledky

Klasifikace lokalit

Celkem bylo na základě analýz 1 368 vzorků makrozoobentosu hodnoceno 332 lokalit. Rozmístění lokalit s odběrem makrozoobentosu je na obr. 1 a jejich základní charakteristiky v tabulce 1. Hodnocené lokality jsou rozmístěny víceméně rovnoměrně po území celého státu s výjimkou oblastí nejníže položených, kde byla značná část lokalit z výchozího souboru IS SALAMANDER vyloučena pro účely zde prezentovaného hodnocení kvůli znečištění. Pomocí bioindikační metody bylo vyhodnoceno 187 lokalit jako PER (56,3 %), 86 jako VUL (25,9 %) a 59 jako INT (17,8 %). Hodnoceny byly lokality na tocích I. až V. řádu podle Strahlera, naprostou většinou však II. až IV. řádu. Podíl lokalit INT na tocích I. až III. řádu se pohyboval kolem 20 % (18 až 23 %), na tocích IV. řádu pak méně (12 %).

Byly porovnávány skupiny lokalit vyhraněných vůči fenoménu vysychavosti – INT a PER (Kruskal­‑Wallis test); nebyly zjištěny průkazné rozdíly v hodnotách řádu toku, plochy povodí nad lokalitou, stejně ani u výskytu tektonických poruch v povodí, výskytu krasů či pseudokrasů v povodí nebo významných geomorfologických hranic. Průkazný rozdíl mezi těmito skupinami lokalit naopak byl zjištěn pro ukazatele deficitu srážek (H = 45,33; p = 0,000) – větší deficit u INT, podílu jílovců (H = 27,33; p = 0,000) – větší podíl u INT, typu krajinného pokryvu 2 (H = 56,33; p = 0,000) – větší podíl u INT a podílu plochy stojatých vod v povodí IV. řádu (H = 14,66; p = 0,000) – větší podíl u INT. Morfologický stav lokalit INT byl prokazatelně horší než lokalit PER (H = 66,19; p = 0,000).

V případě 36 lokalit byla doložena epizoda vyschnutí přímo pozorováním a/nebo měřením průtoku v průběhu terénních prací. Z těchto lokalit bylo hodnoceno pomocí bioindikační metody 47,2 % jako INT, 50 % jako VUL a 2,8 % (tedy pouze jedna lokalita) jako PER. Vyplývá z toho, že použitá metoda retrospektivní bioindikace vysychání toku na základě makrozoobentosu měla ve srovnání s reálným výskytem vyschnutí vysokou úspěšnost detekce vyschnutí.

Abiotické charakteristiky pro kategorizaci území

Kategorizace území byly zpracovány a hodnoceny na úrovni povodí IV. řádu. Pro porovnání rozložení charakteristiky pro celou republiku a v hodnoceném souboru lokalit je u výsledků každé charakteristiky nejprve komentován stav pro celou ČR a vzápětí pouze pro povodí IV. řádu, v nichž se nalézají hodnocené lokality.

Pro potřeby kategorizace ČR z hlediska ohrožení deficitem srážek byla vytvořena mapa, na níž je území rozděleno podle deficitu srážek (převládající evapotranspirace nad srážkami vyjádřené pomocí jednotlivých kvantilů) do deseti kategorií podle četnosti jednotlivých let, v nichž převládá evapotranspirace nad srážkami. Na obr. 2 je zobrazena výsledná kategorizace území, kde oblast tmavě červená (0,9 až 1,0) představuje území, kde ve více než 90 % jednotlivých let hodnoceného období 1961–2011 převládala evapotranspirace nad srážkami, naopak v oblastech s tmavě zelenou barvou (0–0,1) buď převládají srážky ve všech letech, popř. evapotranspirace převládá nad srážkami maximálně do 10 % případů, tzn. jen v nejsušších letech.

V rámci ČR náležela zhruba třetina (35 %) z celkového počtu povodí IV. řádu do oblasti s nejpříznivějšími klimatickými podmínkami (< 0,2). Do oblastí, kde jsou častější roky s převažující evapotranspirací (> 0,5), spadala také třetina (33 %) hodnocených povodí. Hodnocené lokality se v povodích s nejpříznivějšími klimatickými podmínkami (< 0,2) vyskytovaly ve 47 % případů, poněkud méně se vyskytovaly v povodích s vyšším deficitem srážek (23 %).

Výskyt jílovců v podloží je geograficky vymezen, vyskytují se především v povodí Labe v oblasti České tabule a jihočeských pánví (obr. 3). Nevyskytují se v 72 % povodí v ČR, ve 14 % je pak jejich podíl nadpoloviční. Pro hodnocené lokality byl nadpoloviční podíl jílovců zjištěn ve 20 % povodí a zhruba dvě třetiny z nich (67,5 %) přítomnost jílovců nevykazují, což se blíží situaci v celé ČR.

Výskyt významných hranic mezi geomorfologickými okrsky v povodí (obr. 4) nebyl zjištěn ve více než čtvrtině povodí IV. řádu (29 %), v další čtvrtině (26 %) povodí byla zjištěna hodnota větší než 0,25. Mimořádně vysoké hodnoty (> 0,50) se týkaly necelých 2 % povodí. Pro hodnocené lokality bylo v uvedených kategoriích zjištěno zastoupení 17 %, 41 % a 8 %, lokality se tedy častěji vyskytovaly v povodích s vyššími hodnotami této charakteristiky, než odpovídalo rozložení v rámci republiky.

zahradkova-10
Obr. 10. Mapa podílu nepříznivého druhu povrchu kategorie 2 v povodích IV. řádu; zobrazuje hodnoty hraniční pro kategorizaci území (obr. 9)
Fig. 10. Map of the share of adverse type of land cover (artificial areas, arable land, complex cultivation patterns after CORINE) in the 4th order catchments; borderline values used in the classification tree are displayed (fig. 9)

Výskyt krasových a pseudokrasových oblastí (obr. 5) nebyl zjištěn u 69 % povodí IV. řádu v ČR, nadpoloviční podíl se vyskytoval u 18 % povodí v různých částech republiky. Hodnocené lokality se vyskytují v povodích bez krasových nebo pseudokrasových jevů v 59 % případů, nadpoloviční podíl byl zjištěn v 15 % případů, zastoupení je tedy přibližně srovnatelné se situací v ČR.

Výskyt významných tektonických jevů (poruch, zlomů v povodí) byl na území ČR detekován ve třetině povodí (34,6 %), více v povodí Moravy a Odry, zejména v oblasti Jeseníků a Beskyd (obr. 6). Tyto jevy byly zjištěny v povodích hodnocených lokalit ve 49 % případů, tedy častěji než odpovídalo situaci na celém území ČR.

Typ nepříznivého krajinného pokryvu (2) se podle očekávání vyskytoval v ČR především v oblastech nížin (obr. 7). Nadpoloviční podíl tohoto typu byl zjištěn pro 45 % povodí IV. řádu a 34 % povodí hodnocených lokalit. Důvodem nižšího zastoupení hodnocených lokalit v povodích s méně příznivým krajinným pokryvem bylo to, že lokality zde se vyskytující nebyly vhodné pro zařazení do analyzovaného souboru kvůli svému znečištění.

Z hlediska podílu ploch uvažovaných stojatých vod (obr. 8), tedy zejména malých vodních nádrží včetně rybníků, bylo zjištěno, že se v ČR nevyskytují v 19,2 % povodí IV. řádu (týká se většinou horských oblastí). V necelé třetině (30 %) povodí tvoří stojaté vody maximálně 0,001 % plochy. Zhruba 14 % povodí má zastoupení ploch stojatých vod vyšší než 0,01 %. Hodnocené lokality se ve 20 % případů nacházely v povodích bez uvažovaných stojatých vod, častěji (40 % případů) byly v povodích s jejich podílem do 0,001 %, málo (7,5 %) byly zastoupené v kategorii nejvyšší, kde podíl ploch stojatých vod je větší než 0,01 %.

Klasifikace lokalit jako podklad pro kategorizaci území ČR

Lokality zatříděné do kategorií INT, VUL a PER byly vyhodnoceny pomocí klasifikačního stromu na základě vybraných charakteristik prostředí. Koncové uzly klasifikace pak byly označeny podle převažujícího typu zařazených lokalit: malé riziko vysychání R_0 pro lokality PER, střední riziko R_1 pro lokality VUL a velké riziko R_2 pro lokality INT). Výsledný klasifikační strom viz obr. 9.

Poměr správně klasifikovaných lokalit byl v případě lokalit na obou pólech gradientu vysychavosti (tj. PER a INT) poměrně vysoký (81 % lokalit PER a 78 % lokalit INT). Lokality k vysychání vyhraněné méně (VUL) se však do příslušné kategorie řadily pouze v 38 % případů. Menší přesnost hodnocení lokalit typu VUL pak ovlivnila nižší procento celkové vysvětlené variability v datech (62,8 %). Nižší spolehlivost klasifikace u střední kategorie je vcelku logická, neboť se jedná o přechodný typ mezi dvěma extrémy (permanentní a intermitentní toky), který se v různých sezonách může chovat rozdílně v závislosti na klimatických poměrech.

Při výsledné klasifikaci se uplatnily následující charakteristiky povodí: krajinný pokryv, deficit srážek, podíl stojatých vod, podíl jílovců a výskyt významné geomorfologické hranice. Dvě z charakteristik vstupujících do analýzy (podíl krasů a pseudokrasů a výskyt významných tektonických poruch) vykazovaly nízkou importanci a ve výsledné klasifikaci se neprojevily jako proměnné vysvětlující výraznou část variability. Rozložení charakteristik na území ČR podle hraničních hodnot klasifikace je zřejmé z obr. 10–14.

Hlavní charakteristikou prostředí (na úrovni základního dělení), za kterou nebyla v analýze uvedena zástupná charakteristika, byl typ krajinného pokryvu, respektive podíl námi definované kategorie 2 v povodí IV. řádu.

Pokud podíl půdního pokryvu typu 2 (s dominantním podílem orné půdy) nebyl výrazněji převažující (≤ 0,568, obr. 10, tj. levá strana stromu), jevil se jako významná charakteristika povodí deficit srážek (hraniční hodnota 0,195), přičemž alternativou pro deficit srážek je podíl typu 2 krajinného pokryvu s hraniční hodnotou 0,220. Náleží­­‑li povodí do této klimaticky nejpříznivější oblasti
(≤ 0,195, obr. 11), naprosto převažují lokality PER (121 ze 142 v tomto koncovém uzlu č. 1). Znamená to, že dvě třetiny všech lokalit vyhodnocených jako PER jsou zařazeny do této větve klasifikace, převážně se jedná o lokality ve vyšších polohách (cf. obr. 1). Koncový uzel č. 1 reprezentuje malé riziko R_0. Do této skupiny však byly zařazeny také některé lokality INT se specifickým charakterem, například potok Obloučník (přítok Vidnávky) poblíž obce Vápenná v Jeseníkách, který leží v krasovém území, ovlivňujícím jeho hydrologický režim.

Pro levou stranu stromu dále platí, že v povodích, jež spadají do oblastí, v nichž byl deficit srážek již častější (> 0,195), jevil se významným podíl jílovců v podloží (obr. 12). Pokud tento přesahoval hodnotu 0,610, v koncovém uzlu č. 2 převažovaly lokality INT (11 ze 17) a riziko je hodnoceno jako velké (R_2). Příkladem může být Očihovecký potok (přítok Blšanky) u obce Strojetice na Rakovnicku. Pokud byl deficit srážek častější (> 0,195), ale podíl jílovců nižší (≤ 0,610), oddělilo se několik lokalit v povodích s významnou geomorfologickou hranicí (> 0,470, obr. 13) do koncového uzlu č. 3, který reprezentoval velké riziko (R_2). Do tohoto uzlu náleží např. lokalita na potoce Rakovec poblíž obce Bukovinka na pomezí Moravského krasu a Drahanské vrchoviny, na níž vysychá úsek v délce několika km právě v oblasti této hranice.

Ve zbývající části této levé větve klasifikačního stromu zůstává 79 lokalit, které se pak dělí podle deficitu srážek (hraniční hodnota 0,450) na téměř stejně početné části (41 a 38 lokalit), přičemž v oblastech s nižšími srážkovými deficity převažují lokality PER a tento uzel č. 4 reprezentuje malé riziko (R_0). Příkladem mohou být např. permanentní toky Ohrozima poblíž obce Hrabyně v povodí Opavy nebo Pašínovický potok nad obcí Pašínovice v povodí Stropnice, oba v zalesněných povodích bez nádrží. Uzel č. 5 s vyššími deficity srážek a s vyšším počtem lokalit VUL pak představuje riziko střední (R_1). Do této skupiny lokalit patří např. Podhrázský potok u obce Zdemyslice (přítok Úslavy), v jehož povodí je nadpoloviční podíl nepříznivého krajinného pokryvu (0,560), což je hodnota, která se blíží hodnotě základního dělení.

zahradkova-11
Obr. 11. Mapa deficitu srážek v povodích IV. řádu; zobrazuje hodnoty hraniční pro kategorizaci území (obr. 9)
Fig. 11. Map of the rainfall deficit; for explanation see fig. 2.; borderline values used in the classification tree are displayed (fig. 9)

Na pravé straně základního dělení klasifikačního stromu v povodí IV. řádu převažovala (> 0,568) v ploše povodí orná půda, popřípadě urbanizované území anebo komplexní systémy pozemků a parcel. V koncových uzlech této pravé strany stromu se nacházely větve s převahou lokalit typu VUL a INT. Další charakteristikou v této větvi dělení byl podíl ploch stojatých vod v povodí (obr. 14). Pokud byl podíl těchto ploch menší než 0,001 (uzel č. 6), převažovaly lokality VUL a uzel reprezentoval riziko střední (R_1), příkladem může být lokalita na Sloupnickém potoce (přítok Loučné) pod obcí Tisová. V tomto případě se jedná o větší tok a ve vyšších částech jeho povodí je rybniční soustava.

Pokud byl podíl ploch stojatých vod v povodí vyšší (≥ 0,001, tedy 1 ‰), byla již polovina lokalit (31 z 61) řazených do tohoto koncového uzlu č. 7 označena jako INT, lokalit VUL bylo 18. Tento koncový uzel reprezentoval riziko velké (R_2). Nepatřily sem však pouze lokality v povodích v nížinách a s velkým deficitem srážek, jak by se dalo předpokládat, ale i lokality na tocích v nadmořských výškách blížících se 500 m n. m., v oblastech chladnějších a bez výrazných srážkových deficitů, jako je např. Doberský potok (přítok Sázavy) u Přibyslavi.

Kategorizace území ČR podle rizika vysychání drobných vodních toků

Kategorizace území byla provedena pro 8 286 povodí IV. řádu (celá ČR) postupem uvedeným v metodice. Bylo tedy postupováno po jednotlivých větvích klasifikačního stromu a podle kombinací hraničních hodnot charakteristik prostředí bylo každé povodí zařazeno do kategorie rizika stanoveného pro koncový uzel klasifikace. Riziko bylo odvozeno podle převažujícího typu lokalit (R_0 pro PER, R_1 pro VUL a R_2 pro INT).

Výsledná klasifikace území je zobrazena v mapě na úrovni povodí IV. řádu (obr. 15). Podle této kategorizace je 44,5 % z celkového počtu povodí IV. řádu hodnoceno jako území s malým rizikem vysychání DVT (R_0), pro 29,4 % povodí bylo stanoveno riziko střední (R_1). Zbývajících 26,1 % je pak označeno jako území s rizikem velkým (R_2). Z hlediska plochy to pak představuje 45,3 %, 23,3 % a 31,3 % rozlohy ČR.

Byla též vyhodnocena homogenita vodních útvarů povrchových vod tekoucích z hlediska rizika vysychání DVT. Přibližně polovina (53,4 %) vodních útvarů má jednoznačné zařazení do kategorie rizika, je však třeba uvést, že téměř třetina vodních útvarů je tvořena jen jedním povodím IV. řádu. Z těchto jednoznačně kategorizovaných vodních útvarů bylo 42,9 % z celkového počtu vodních útvarů v kategorii R_0, 7 % v R_1 a 3,5 % v R_2. Zbývající útvary pak byly tvořeny povodími, klasifikovanými do dvou nebo do všech tří kategorií rizika (cca 28 % a 18 %).

Diskuse

Kategorizace území ČR byla založena na analýze vstupního souboru dat o biotické složce toků – makrozoobentosu. Tato skupina organismů je považována za vhodnou pro indikaci různých typů vlivů v tocích [1, 33]. Nově vyvinutá metoda retrospektivní indikace vykazovala při použití na souboru dat z projektu BIOSUCHO spolehlivost téměř 90 % správné klasifikace při zařazení vzorků do kategorií permanentní (PER) nebo vysychavý (INT) tok. Při zařazení do přechodné kategorie vysycháním zranitelný tok (VUL) pak cca 70 % [34], přičemž u všech hodnocených odběrů bylo možné ověřit rozsah a trvání epizody vyschnutí exaktně měřenými daty z terénu. Spolehlivost detekce vyschnutí toků pomocí této bioindikační metody je tedy vysoká.

Soubor dat z IS SALAMANDER nebyl původně určen pro hodnocení frekvence vysychání a přesně změřená a soustavná data o délce trvání a rozsahu vyschnutí nejsou pro tuto databázi k dispozici. Nicméně se jedná o unikátní soubor výsledků analýz, měření a pozorování na velkém počtu lokalit v období druhé poloviny 90. let 20. století (v případě většiny minimálně ovlivněných lokalit) a s převážně víceletým sledováním dalších lokalit během první dekády tohoto století. Jedná se tedy o období, kdy se již začaly výrazněji projevovat klimatické změny. Hodnocení vzorků makrozoobentosu z odběrů provedených ZVHS bylo možno ověřovat pomocí srovnání se záznamy o reálném průtoku od vzorkařů, kteří většinu lokalit navštěvovali v měsíčních intervalech. Pozorované epizody vyschnutí tedy nemusely být zaznamenány vždy, pokud šlo o epizody kratší než měsíc, tedy v případě vzorků, které poté byly pravděpodobně vyhodnoceny jako VUL. Detekce kratších epizod vyschnutí pomocí bioindikace je také poněkud obtížnější, proto byl převod hodnocení jednotlivých vzorků na hodnocení lokalit nastaven s určitou obezřetností ve smyslu eliminace falešně pozitivních výsledků (tj. indikace vyschnutí, které však ve skutečnosti nenastalo). Jako VUL byla lokalita hodnocena, jestliže tento stav byl detekován nejméně u dvou vzorků (tj. sezon) za období sledování (popř. byl jednorázově zjištěn stav INT a ostatní vzorky byly hodnoceny jako PER). Lze tedy předpokládat, že pokud už byla lokalita klasifikována jako VUL, k určité, byť kratší epizodě vyschnutí na ní došlo. Při analýze v klasifikačním stromu bylo na druhou stranu penalizováno chybné zařazení lokalit INT i VUL: jestliže již byla lokalita označena jako více či méně vysychavá, neměla by být řazena do koncových uzlů klasifikace, reprezentujících malé riziko (R_0) ve smyslu falešně negativního výsledku. Tato dvě opatření měla vést k objektivizaci výsledné kategorizace území z hlediska rizika vysychání.

Podle výsledků navržené kategorizace je téměř na polovině území ČR (45,3 %) riziko vysychání toků malé a na čtvrtině střední (23,3 %). Pro téměř třetinu území (31,3 %) je však riziko odhadováno jako velké. Míra rizika daného území jednoznačně souvisí s podílem nepříznivého typu krajinného pokryvu 2, většinově reprezentovaném podílem orné půdy. Podíl orné půdy v ČR souvisí s klimatickými podmínkami a ty zase s nadmořskou výškou. Není tedy překvapivé, že malé riziko vysychání toků je převážně v územích nad hranicí 500 m n. m. Typ krajinného pokryvu 2 souvisí také s morfologickým stavem toků – v zemědělsky intenzivně využívaných i v urbanizovaných oblastech je napřimování a i opevňování toků mnohem častější než v ostatních územích. V hodnoceném souboru byl podíl významně morfologicky ovlivněných toků v oblastech s nižším podílem krajinného pokryvu typu 2 (≤ 0,568, cf. obr. 9) jen 3,3 %, zatímco v oblastech s jeho vyšším podílem to bylo 27 %. Vliv regulace toků na zvýšení náchylnosti toků k vysychání je mnohokrát doložen [1] a je již všeobecně akceptován [9].

Vliv klimatických jevů na riziko vysychání je zřejmý – výskyt a množství srážek a míra evapotranspirace jsou standardně užívány při hodnocení sucha za použití různých metod [2]. Námi zvolený přístup odvození mapy deficitu srážek má výhodu v tom, že bude možné (i) mapu jednoduše aktualizovat na základě novějších dat z řad údajů v gridové síti a (ii) nastavovat míru podrobnosti kategorizace.

zahradkova-12
Obr. 12. Mapa podílu jílovců v podloží v povodích IV. řádu; zobrazuje hodnoty hraniční pro kategorizaci území (obr. 9)
Fig. 12. Map of the share of claystone bedrock in the 4th order catchments; borderline values used in the classification tree are displayed (fig. 9)

Vztah průtoků včetně nulových k dalším charakteristikám prostředí je již komplikovanější. Při hodnocení nedostatkových průtoků na základě dat z hydrologických stanic [18] autoři citované studie nenalezli, s výjimkou vazby k podílu jílovců v podloží, průkaznou vazbu ke sledovaným charakteristikám prostředí (krajinný pokryv, další typy podloží). Možným důvodem je to, že hodnoceny byly větší toky, které si z hlediska průtokových režimů uchovávají hydrologický režim z vyšších částí povodí [16], zatímco toky nižších řádů jsou závislejší na lokálních podmínkách, a vazbu tedy lze snáze detekovat. Například pokud povodím prochází významná hranice mezi okrsky geomorfologického členění, znamená to obvykle, že toky jednak mění spád, jednak se často dostávají na hranice geologických jednotek, což může být spojeno například se změnou propustnosti. Typickou situací je jakési zanoření určitého úseku toku, například do kvartérních sedimentů o vyšší mocnosti nebo podloží z různých příčin propustnějšího, např. na hranici krasových oblastí. Na hranicích okrsků se v řadě případů vyskytují také tektonické poruchy, které vedou k tomu, že povrchový průtok na určitém úseku vymizí. Příkladem může být úsek toku Luha nad obcí Sloup na hranici Moravského krasu.

Výskyt oblastí s krasovou propustností a existence tektonických poruch jsou důležitými přírodními podmínkami ovlivňujícími vodnost DVT. Obojí úzce souvisí se ztrátou vody z povrchového toku, ale i s její dotací z podzemní vody – v krasových oblastech jsou propadání i vývěry, také tektonické poruchy mohou působit obousměrně. Nejednoznačné byly z tohoto pohledu i výsledky hodnocení těchto charakteristik v použitém souboru dat. I z těchto důvodů nebyly charakteristiky podíl krasů a pseudokrasu a výskyt tektonických poruch zohledněny ve výsledné zobecněné mapě rizika. Z hlediska předběžné opatrnosti je však třeba při posuzování situace v povodí přihlédnout i k výskytu těchto jevů. Zejména v oblastech krasových, ale i pseudokrasových, kterých je v ČR poměrně dost (obr. 5), jedná se např. o oblasti pískovcových skalních měst, dochází k vysychání toků často [35]. Příkladem intermitentního toku v oblasti, kde nepůsobí jiné negativní vlivy než krasové podloží a existence tektonické poruchy, je již zmiňovaný potok Obloučník poblíž Vápenné.

Z antropogenních vlivů mimo výše uvedený typ krajinného pokryvu má zcela jistě závažný vliv intenzita odběrů vody jak přímo z toků, tak z vod podzemních. Informace o odběrech a vypouštění vod jsou však centrálně evidovány až od určitého objemu. V databázi HEIS jsou podchyceny odběry od objemu přesahujícího 6 000 m3 za rok, resp. 500 m3 za měsíc a data z této databáze testovaná autory v předchozích výzkumech nevykazovala souvislost s vysycháním DVT. Vliv centrálně neevidovaných odběrů vody, ať již například z potoků pro závlahy zahrad, nebo vrty zásobujícími pitnou vodou jednotlivé obce, zemědělské podniky či rekreační objekty, byl však zjevný jak při podrobném hydrogeologickém hodnocení vybraných lokalit [19], tak při terénních průzkumech. Tento jev, navíc značně proměnlivý v čase, však nelze objektivně hodnotit tak, aby vznikla vrstva GIS použitelná pro kategorizaci území, zčásti je však velmi pravděpodobně podchycen při kategorizaci krajinného pokryvu v položkách urbanizovaná území a komplexní systémy kultur a parcel.

zahradkova-13
Obr. 13. Mapa výskytu významných geomorfologických hranic v povodích IV. řádu; zobrazuje hodnoty hraniční pro kategorizaci území (obr. 9)
Fig. 13. Map of the occurrence of important geomorphological boundaries within 4th order catchments; borderline values used in the classification tree are displayed (fig. 9)

Jako situace vedoucí k častému výskytu vysychání DVT byla vyhodnocena kombinace vysokého podílu typu 2 krajinného pokryvu a relativně vysokého podílu ploch stojatých vod v povodí IV. řádu. Do koncového uzlu č. 7 (cf. obr. 9), který tuto kombinaci podmínek představuje, byla zařazena více než polovina (31 z 59) lokalit klasifikovaných pomocí bioindikační metody jako INT.

Pokud hodnotíme celý soubor 332 lokalit, pak z celkového počtu 59 lokalit klasifikovaných jako INT se nacházelo 43 v povodích s podílem ploch stojatých vod v průměru cca 7 ‰ (průměrný podíl nepříznivého krajinného pokryvu typu 2 byl 59 % plochy povodí pro lokality INT). Pro lokality PER tyto hodnoty odpovídaly 3 ‰ a 26 %. Pro obě charakteristiky byl zjištěn průkazný rozdíl mezi PER a INT lokalitami (viz Výsledky).

Tento výsledek, možná překvapivý, je však logicky vysvětlitelný. Pro drobné vodní toky jsou z hlediska ovlivnění průtokového režimu významné malé vodní nádrže (MVN), budované především pro účely závlah, rekreace a chovu ryb. Vlivu MVN, zejména rybničního typu, na hydrologický režim drobných toků nebyla v ČR věnována příliš velká pozornost, ačkoliv jejich počet je v naší zemi velmi vysoký, jen rybníků je v různých zdrojích udáváno kolem 20 000 [36]. V běžných typech MVN jde primárně o zadržení vody v nádrži pro nějaký ekonomický účel a z toho důvodu obvykle také o udržení určité kóty hladiny, popřípadě o nárazové vypouštění v podzimních měsících (výlovy rybníků). V teplých a suchých obdobích dochází, zejména z důvodu zachování dostatečného objemu vody např. pro přežití ryb, k zadržování vody v nádržích, v tomto období dochází také zajisté k nezanedbatelnému odparu z hladiny [37], který může i převýšit přítok. Pokles hladiny vody v nádrži vede také k většímu prohřívání vody s dopady na jakost vody nejen v samotné nádrži, ale následně i v toku pod hrází. Zajištění stálého průtoku pod nádrží zjevně nebývá v praxi při manipulaci prioritou, což odpovídá zkušenostem z terénních pozorování autorů. K situacím, že voda zadržená v nádržích není v období sucha vypouštěna, dochází nejen ve vzdálených aridních oblastech nebo bližším evropském mediteránu [38], ale i v podmínkách ČR. Dokladem toho může být mimo jiné i reakce na extrémní sucho v roce 2015 ve smyslu zvýšení kontrol zaměřených na dodržování manipulačních řádů a zajištění minimálních zůstatkových průtoků v tocích (viz např. www.cizp.cz).

Srovnání map kategorizací území ČR ve vztahu k vysychání

Výslednou kategorizaci území, předkládanou v této práci, je možno srovnávat s řadou kategorizací ČR ve vztahu k jevům klimatickým, hydrologickým a zemědělským i socioekonomickým rizikům spojeným se suchem, které jsou k dispozici v mapové podobě. Pro konkrétní srovnání jsou pak nejvhodnější mapy zobecněné, postihující dlouhodobý stav nebo rizika.

Ve srovnání s mapami klimatickými, např. průměrných ročních nebo červencových teplot vzduchu či průměrného ročního úhrnu srážek, vykazuje mapa rizika vysychání DVT rámcovou shodu ve vymezení malého rizika v oblastech srážkově příznivějších, stejně jako ve vymezení velkého rizika na jihu Moravy, České tabule a Podkrušnohorské oblasti. Rozdílné je však hodnocení v oblasti Západobeskydského podhůří (výrazné změny reliéfu, častější tektonické poruchy, nepříznivější krajinný pokryv) a/nebo i chladnějších (část Českomoravské vrchoviny s vyšším podílem orné půdy a vodních ploch), které podle námi navrhované kategorizace patří k oblastem s velkým rizikem vysychání DVT. Převážně velké riziko vysychání DVT bylo námi stanoveno také pro část oblasti Jihočeských pánví a části Středočeské pahorkatiny, které jsou např. podle podílu hodnot odvozených od významné metriky pro hodnocení zemědělského sucha, Palmerova Z­‑indexu [2, 12] klasifikovány většinou do středních nebo nižších hodnot z hlediska frekvence výskytu sucha.

Pro srovnání s výsledky hydrologických hodnocení jsme použili mapu trendů ročních standardizovaných nedostatkových objemů vymezených prahovým průtokem Q95 v období 1961–2007 (varianta pro přirozené průtoky) [18]. Rostoucí trend, tedy silnější tendence ke zvětšování sucha, byl zjištěn na některých stanicích v horní části povodí Vltavy, střední části povodí Sázavy, v povodí Orlice a početněji také u řeky Moravy. To je ve shodě s námi navrhovanou kategorizací, ačkoliv hydrologická hodnocení se týkají větších toků. Jako stanice bez trendu byly hodnoceny ty, které se nacházejí v povodí Berounky a Dyje, tam se mapa kategorizace pro DVT odlišuje.

zahradkova-14
Obr. 14. Mapa podílu vybraných stojatých vod v povodích IV. řádu; zobrazuje hodnoty hraniční pro kategorizaci území (obr. 9)
Fig. 14. Map of the share of selected stagnant surface waters in the 4th order catchments (for explanation see Fig. 8); borderline values used in the classification tree are displayed (fig. 9)

Mrkvičková a Balvín [16] navrhli kategorizaci území ČR do čtyř typů oblastí v závislosti na charakteru hydrologického režimu a na klíčových procesech, které se v dané oblasti podílejí na tvorbě odtoku. Toto členění bylo vytvořeno pro návrh variantního postupu stanovení minimálních zůstatkových průtoků v tocích. Zohledňuje mimo hydrologické charakteristiky také hydrogeologické poměry a nadmořskou výšku a zavádí parametr v podstatě vystihující vyrovnanost (rozkolísanost) průtoků v tocích. Z našeho hlediska to lze chápat jako určité měřítko náchylnosti toků k vysychání. Kategorie 4 navržená citovanými autory, tedy s průtoky nejvíce rozkolísanými, do značné míry odpovídá oblastem s velkým či středním rizikem vysychání DVT podle kategorizace předkládané v naší studii. Rozdílné je hodnocení v území hydrogeologického rajonu 4710, 4720 a 4730 bazálních křídových kolektorů a také některých základních rajonů, obvykle také ve vazbě na křídu, které jsou v práci Mrkvičkové a Balvína [16] hodnoceny jako příznivé, nicméně z hlediska naší kategorizace jsou hodnoceny odlišně. V oblasti bazálních křídových kolektorů je objektivně nízká hustota říční sítě a vysoká propustnost podloží, má zčásti pseudokrasový charakter. Na DVT zde dochází k epizodám vyschnutí (např. Olešnička, přítok Kamenice, u obce Stará Oleška, srpen 2003 a 2004).

Pro hodnocení socioekonomického sucha existuje řada postupů, používané ukazatele však vedou k tomu, že s kategorizací DVT podle rizika jejich vysychání souvisí jen zčásti. Zajímavé je srovnání s výsledky multikriteriální analýzy definující katastry nejvíce ohrožené suchem a přívalovými srážkami, zpracované pro Generel vodního hospodářství v ČR [2], kdy se námi navrhovaná kategorizace podobá mapě prezentující hodnoty průměrného z­‑skóre, které v tomto generelu udává míru ohrožení území suchem.

Jako kategorizace nejbližší námi vytvořené variantě se jeví mapa zranitelnosti území ČR vůči suchu v závislosti na ročním výskytu stresu suchem [2], která je mimo jiné založena na schopnosti ekosystémů poskytovat ekosystémové služby v závislosti na ročním výskytu stresu suchem. Podobnost obou návrhů může být dána mimo jiné tím, že v ekosystémovém pojetí je zahrnuta i fragmentace krajiny.

Výstižnost a možnosti využití navrhované kategorizace drobných vodních toků

Navrhovaná kategorizace je založena na analýze společenstev živých organismů, což vždy přináší určitou míru variability v datech. Spolehlivost vymezení oblastí je přibližně 80 % z hlediska výskytu úseků toků permanentních nebo intermitentních. Nutno říci, že vzhledem k významné roli lokálních podmínek není reálné postihnout všechny faktory, vedoucí k faktickému vyschnutí určitého, v některých případech jen relativně krátkého úseku toku. Kategorizaci území proto nelze brát zcela striktně v tom smyslu, že všechny toky v území s velkým rizikem v období sucha vyschnou a naopak, že v oblastech s malým rizikem nemůže vyschnutí toků nikdy nastat. I tam může například při souběhu nepříznivých klimatických podmínek a nevhodných zásahů člověka docházet k vysychání toků, jak tomu bylo právě v roce 2015 [8].

Navrhovaná kategorizace bude v podobě interaktivní mapy k dispozici na webových stránkách HEIS. Pro každé povodí IV. řádu bude zobrazen stupeň rizika vysychání DVT a uvedeny charakteristiky, které riziko definují, včetně upozornění na to, zda se na území povodí vyskytují krasy, pseudokrasy a významné tektonické poruchy jako potenciálně rizikové faktory, které mohou spolupůsobit při vyschnutí koryta na konkrétním úseku.

Výsledná mapa má za cíl doplnit různé náhledy na rizika spojená s výskytem sucha, a to pro DVT, což bylo téma dosud opomíjené, ačkoliv ČR je zemí s jejich relativně vysokým podílem v říční síti. Podklad je využitelný při rozhodování v různých resortech, zejména při rozhodování o nakládání s vodami a o prioritách při alokacích prostředků pro boj se suchem, stejně jako pro územní plánování či ochranu ekosystémů.

zahradkova-15

 

Obr. 15. Kategorizace území České republiky podle míry rizika vysychání drobných vodních toků; odvozeno od výsledků klasifikace lokalit metodou klasifikačního
stromu; R_0 malé riziko, R_1 střední riziko, R_2 velké riziko vysychání drobných vodních toků
Fig. 15. The categorization of the Czech Republic area according to the risk of drying up of small streams as predicted by the classification tree (see Fig. 9); R_0 low risk, R_1 medium risk, R_2 high risk of drying up of small streams

V tomto kontextu je třeba zdůraznit, že jako hlavní faktor, vedoucí k vysychání DVT, byla detekována kombinace převažujícího nepříznivého typu krajinného pokryvu a vyššího podílu vodních ploch – malých vodních nádrží. Pokud se týká nádrží, nejedná se o překvapivý výsledek, který by nebyl z odborné literatury znám. Jev je doložen z oblastí s aridním klimatem, jako je jižní Austrálie a jižní Afrika [1], ale i z evropské temperátní zóny – povodí Loiry [39]. Kumulativní vliv malých nádrží v povodí může vést ke snížení průměrných ročních průtoků zhruba o 20 % v aridních oblastech a o cca 7 % v mírném pásmu [39]. Lake [1] uvádí, že omezení objemu vody zadržované v těchto nádržích může být důležitým opatřením ke zmírnění negativních vlivů sucha. Je tedy třeba pečlivě zvažovat výběr opatření v boji proti suchu, zejména těch, která mají vést k zadržování vody v krajině. Existence nádrží sice pomůže vytvořit disponibilní zásobu vody, nicméně z hlediska vodního režimu samotného toku i okolní krajiny to však může situaci zhoršit [40]. Lapidárně řečeno, voda zadržená v malé nádrži je vodou zadrženou v nádrži, nikoliv v komplexní struktuře krajiny, která ji může postupně uvolňovat a omezovat tak rizika úplného vyschnutí koryta toku i půdy v povodí. Při využívání malých nádrží je dalším problémem snaha o víceúčelovost. Sladit například požadavky pro chov ryb a zachování minimálního zůstatkového průtoku se v období sucha může snadno stát nemožným.

Lake [1] uvádí jako postup vedoucí ke zvýšení rezilience a rezistence akvatických ekosystémů vůči suchu návrat k přirozeným průtokovým režimům nebo alespoň zajištění tzv. environmentálních průtoků (tj. minimální zůstatkové průtoky), obnovu podélné i příčné konektivity toku, umožnění povodňových rozlivů k doplnění zásob podzemní vody a samozřejmě renaturaci či revitalizaci toků a vhodný management využití krajiny. Je zřejmé, že se jedná o procesy, které jsou z hlediska realizace jednak poměrně obtížné, jednak obvykle časově náročné. Usnesení vlády k přípravě realizace opatření pro zmírnění negativních dopadů sucha a nedostatku vody, které má vést k vytvoření koncepce ochrany před následky sucha, dává prostor pro racionální výběr těchto opatření. V povodích drobných vodních toků s převažující ornou půdou jsou zřejmě zásadní opatření v krajině, zejména ve způsobu hospodaření. Na prvním místě by tedy mělo být zhodnocení současného stavu se zohledněním rizika vysychání toků a ekonomicky odůvodněný propočet přínosů navrhovaných opatření ve vztahu k nákladům. Přírodě bližší a často levnější opatření jako renaturace, popř. revitalizace toků, obnova mokřadů a vhodné pozemkové úpravy tak mohou být výrazně přínosnějším a ekonomičtějším opatřením než masivní výstavba dalších menších nádrží. Ty v období sucha průtoky v našich drobných vysychajících tocích nadlepšovat zřejmě nebudou, spíše naopak.

Poděkování

Autoři děkují podniku Povodí Moravy, s. p., za zpřístupnění dat z informačního systému SALAMANDER, bez kterých by tato studie nemohla vzniknout. Českému hydrometeorologickému ústavu děkují za souhlas s využitím klimatických dat zpracovaných do údajů v gridové síti. V neposlední řadě patří dík početnému týmu pracovníků a spolupracovníků bývalé Zemědělské vodohospodářské správy, kteří nashromáždili a zpracovali velké množství údajů o drobných vodních tocích České republiky. Článek vznikl s podporou Technologické agentury ČR, v rámci projektu č. TA02020395.

Posted by & filed under Hydraulika, hydrologie a hydrogeologie.

Souhrn

V rámci České republiky existuje dlouhodobá ochrana lokalit vhodných pro akumulaci povrchových vod (LAPV), kterých je v současnosti 65, v blízké budoucnosti je plánována aktualizace. Ochrana těchto území s sebou však nese dopady na sociální a hospodářský vývoj obcí a obyvatelstva i krajiny jako takové. Na základě provedeného průzkumu v okolí několika stávajících nádrží, terénních šetření i dotazníkového průzkumu v obcích dotčených územní rezervou LAPV byla sestavena metodika zaměřená na přípravu podkladů k územnímu plánování a využívání území v těchto lokalitách. Její součástí je rovněž definování zásad, které je třeba dodržovat, aby nedošlo k nenávratnému poškození a znehodnocení území z pohledu účelu jeho ochrany.

Úvod

Česká republika leží na rozhraní tří evropských povodí, a proto je nutné velmi dobře hospodařit s veškerou vodou, která k nám přichází ve formě srážek. V posledních dvaceti letech dochází k častějším hydrologickým extrémům: v letech 1997, 2002, 2010 a 2013 naše území zasáhly významné povodně, zatímco v roce 2003, 2014 a zejména v roce 2015 vedlo dlouhodobé sucho k potížím v zásobování obyvatelstva pitnou vodou a i v zemědělství byly hlášeny značné ztráty. V nadcházejících desetiletích je očekáváno další stupňování těchto negativních hydrologických situací [1].

Ke zmírnění dopadů těchto hydrologických výkyvů je nutné přijmout celou řadu opatření, která povedou k vyššímu zadržování vody v krajině. Technickou stránkou řešení se zabývají různé projekty, jejichž výstupy a závěry jsou publikovány na odborných akcích a v odborných časopisech (např. [2]). Z technického hlediska se pak jeví jako nejvhodnější kombinace tzv. „měkkých opatření“ v krajině s výstavbou údolních nádrží s dostatečně velkým zásobním objemem, který umožní zachytit povodňové vody, ochránit osídlení níže po toku a naopak poskytovat vodu pro obyvatele i pro závlahy zemědělských pozemků nalepšováním nízkých průtoků v době sucha.

Výstavba těchto nádrží je časově a finančně náročná, ale také politicky citlivá. Obyvatelé obcí, kterých by se nová výstavba nádrží dotkla, se obávají negativních dopadů na svůj dosavadní život. Benefity, které výstavbou velkých nádrží vznikají, jsou přínosem pro celou společnost, ale nejvíce se projevují v lokalitách značně vzdálených, zatímco místní lidé vnímají zejména negativa spojená s výstavbou. Působení těchto společenských jevů můžeme pak pozorovat např. při projednávání výstavby nádrže Nové Heřmínovy, které intenzivně probíhá od povodní v roce 1997 [3].

forejtnikova-1
Obr. 1. Lokality chráněné pro akumulaci povrchových vod podle Generelu (2011)
Fig. 1. Localities suitable for surface water accumulation, according to “Generel” (2011)

V současné době řešený projekt Analýzy a hodnocení sociálně­‑ekonomických dopadů na rozvoj společnosti v územích chráněných pro akumulaci povrchových vod má přispět, vedle projektů zaměřených na technické řešení, k snadnějšímu pochopení společenských problémů vznikajících v souvislosti s ochranou a výstavbou ve výhledových lokalitách akumulace povrchových vod.

Seznam takto chráněných lokalit (vizualizovány jsou na obr. 1), které by byly z geologického i hydrologického hlediska vhodné pro výstavbu, je jmenovitě uveden v Generelu území chráněných pro akumulaci povrchových vod a základních zásad využití těchto území (dále jen Generel) [4], připraveném ve spolupráci MZe a MŽP v roce 2011. K 22. prosinci 2015 má být tento materiál aktualizován, jak je uvedeno přímo v jeho vstupní části. Lokality zahrnuté v současné době do Generelu jsou výběrem z více než 400 studijně zpracovaných míst na tocích v celé České republice, kde přírodní podmínky umožňují vytvoření akumulací povrchové vody [5].

Jeden z kroků k aktualizaci Generelu podpořila v letošním roce i vláda České republiky formou Usnesení k přípravě realizace opatření pro zmírnění negativních dopadů sucha a nedostatku vody ze dne 29. července 2015 [6].

Plánování v oblasti vod a územní plánování ve vztahu k LAPV

Ochrana lokalit chráněných pro akumulaci povrchových vod (LAPV) je dlouhodobá, již od 60. let 20. století [5], a výhledově bude trvat několik dalších desetiletí, než dojde ke skutečné výstavbě nebo k případnému vyřazení některé lokality z tohoto seznamu. Z tohoto pohledu nejsou LAPV předmětem vodního plánování probíhajícího v současné době v intencích Rámcové směrnice pro vodní politiku [7], ale určitým výhledem pro budoucí využití území. V případě údolních nádrží není rozhodování jen v rukou Ministerstva zemědělství a Ministerstva životního prostředí, velkou roli mají i nástroje územního plánování, a tím Ministerstvo pro místní rozvoj.

Dlouhodobá územní ochrana lokalit vhodných pro akumulaci povrchových vod je zakotvena i v dokumentech územního plánování. Na základě dokumentu Politika územního rozvoje ČR [8], ve znění Aktualizace č. 1, který je určen zejména pro koordinaci územního rozvoje na celostátní úrovni a pro koordinaci územně plánovací činnosti krajů, mají kraje za povinnost v Zásadách územního rozvoje (ZÚR) vymezit jako územní rezervy plochy pro vodní nádrže uvedené v Generelu [4]. Na základě stavebního zákona [9] s ohledem na ustanovení § 28a odst. 1 zákona o vodách [10], byly v Generelu stanoveny základní zásady využití těchto územních rezerv a stanoveny podmínky jejich využití v územně plánovací dokumentaci. V těchto lokalitách není možné navrhovat záměry na umístění zejména [4]: nových staveb technické a dopravní infrastruktury mezinárodního, republikového a jiného nadmístního významu s výjimkou staveb, kde bude prokázáno projektovou dokumentací, že jejich umístění nebo provedení anebo užívání neztíží budoucí využití území dotčené předmětnou stavbou pro akumulaci povrchových vod; změny dokončených staveb technické a dopravní infrastruktury mezi-národního, republikového a jiného nadmístního významu s výjimkou staveb, kde bude prokázáno projektovou dokumentací, že jejich umístění nebo provedení anebo užívání neztíží budoucí využití území dotčené předmětnou stavbou pro akumulaci povrchových vod; staveb a zařízení pro průmysl, energetiku, zemědělství, těžbu nerostů a dalších staveb, zařízení a činností, které by mohly narušit geologické a morfologické poměry v území předpokládaného profilu přehrady nebo jinak nepříznivě ovlivnit budoucí vodohospodářské využití plochy zátopy vodní nádrže, a to jak samotným rozsahem staveb ve vymezeném území (např. sídelní útvary), velkými plochami pro podnikání s investičně náročnými vedeními technické infrastruktury, tak jejich následným provozem (např. sklady zvláštních a nebezpečných odpadů, odkališť, sklady pohonných hmot).

forejtnikova-2
Obr. 2. Schéma vazeb základních dokumentů v oblasti územního plánování
Fig. 2. Diagram of links of basic documents in the field of spatial planning

Vymezení územních rezerv pro LAPV v ZÚR se odráží i v dalších nástrojích územního plánování, a to zejména v územních plánech pořizovaných na úrovni obcí. Vazby mezi uvedenými územně plánovacími nástroji jsou přiblíženy ve schématu na obr. 2.

Hodnocení vybraných stávajících nádrží

Ve Výzkumném ústavu vodohospodářském T. G. Masaryka, v.v.i., je nyní řešen projekt, který hodnotí sociálně­‑ekonomické a společenské dopady a dopady na životní prostředí spojené s využitím a ochranou území určených pro budoucí akumulaci povrchových vod. V rámci řešení jsou analyzovány faktory ovlivňující sociální a hospodářský vývoj obcí a obyvatelstva, kterých se přímo dotýká hájení a budoucí využití těchto lokalit. Dále jsou posuzovány kladné i negativní dopady rozhodnutí o další ochraně těchto území nebo o výstavbě, a také míra omezení rozvoje místních komunit tímto nadregionálním rozhodnutím.

Metodika řešení projektu zahrnovala nejprve průzkum a posouzení již postavených nádrží a jejich dopad na místní komunity. Tato analýza poskytla představu o problémových až kritických místech v chránění lokalit, plánování a projektování velkých nádrží. Pozornost při tomto rozboru byla zaměřena zejména na nádrže Vranov, Šance a Slezská Harta.

Za účelem postihnutí změn ve využití území před a po výstavbě nádrže byl ve spolupráci s VÚKOZ, v.v.i., hodnocen vývoj využití krajiny v různých časových obdobích. Pro sledované lokality byla vytvořena obalová zóna (buffer) tak, aby bylo zachyceno okolí nádrže včetně blízkých zastavěných ploch, ve kterých došlo k významným změnám v důsledku výstavby nádrže.

forejtnikova-3
Obr. 3. Využití krajiny před výstavbou nádrže v lokalitě Slezská Harta
Fig. 3. Land use before the construction of reservoir in the area of Slezska Harta

Na základě starých topografických map v měřítku 1 : 10 000 nebo 1 : 25 000 a starých základních map 1 : 10 000, vždy časově nejblíže před termínem budování vodního díla, byly zpracovány historické mapy využití krajiny. Pro nejstarší sledovanou nádrž VD Vranov, vybudovanou v letech 1930–1933, byly jako základ použity Digitalizované mapy reambulovaného vojenského mapování v měřítku 1 : 25 000 z roku 1933. V té době však již část nádrže byla do map zakreslena, proto byla plocha zátopy doplněna z nejbližších starších dat, a to z Digitalizovaných map III. vojenského mapování v měřítku 1 : 25 000 (z roku 1876). Vojenské topografické mapy 1 : 10 000 z roku 1962 se staly zdrojem dat pro zpracování využití krajiny VD Šance, která byla vybudovaná v letech 1964–1969, Základní mapy ČR 1 : 10 000 z let 1994–1995 pak zdrojem dat pro lokalitu VD Slezská Harta, vybudovanou v letech 1987–1997.

Aktuální mapa využití krajiny byla vytvořena nad současnými základními mapami 1 : 10 000 z mapového serveru ČÚZK. Celkem bylo vymezeno 10 kategorií
(tříd) využití krajiny: 1 – orná půda, 2 – trvalý travní porost, 3 – sad a zahrada, 4 – vinice a chmelnice, 5 – les, 6 – vodní plocha, 7 – souvislá zástavba, 8 – rekreační plocha, 9 – roztroušená zástavba, 0 – ostatní. Změny ve využití krajiny byly stanoveny na základě provedené prostorové analýzy s využitím nástrojů GIS. Zjištěné výsledky dokumentuje tabulka 1.

forejtnikova-4
Obr. 4. Současné využití krajiny v lokalitě Slezská Harta
Fig. 4. Current land use in the area of Slezska Harta

Nejvýznamnější změna ve využití půdy mezi dobou před výstavbou nádrže a v současnosti byla zaznamenána u VD Slezská Harta, kdy ubylo 35,6 % orné půdy, většinou se jednalo o změnu v trvalý travní porost, jak je patrné z obr. 34.

Součástí této fáze projektu bylo rovněž dotazníkové šetření prováděné Fakultou sociálních studií MU v Brně [11]. Toto šetření, realizované pomocí kvantitativně­‑kvalitativních metod na reprezentativním vzorku domácností v lokalitách dotčených výstavbou, poskytlo unikátní data týkající se názorů, postojů a zkušeností veřejnosti s výstavbou velkých vodních děl. Díky nim mohla být formulována některá doporučení, která by měla minimalizovat socio-
ekonomická rizika spojená s přípravou i realizací takovýchto staveb.

 

forejtnikova-5

Obr. 5. Vývoj počtu obyvatel v obcích zasažených stavbou VD Slezská Harta (rok 1987 – začátek výstavby)
Fig. 5. Number of inhabitans in the municipalities affected by the construction of reservoirs (the year 1987 – start of construction)

Z Databáze demografických údajů za obce ČR Českého statistického úřadu [12] byla získána základní statistická data. Graf na obr. 5 dokumentuje vývoj migračního přírůstku v oblasti VD Slezská Harta, kde je patrná změna v počtu obyvatel v důsledku zaplavení části obcí v době výstavby nádrže a vývoj tohoto osídlení v následujících letech.

Výsledky šetření u stávajících nádrží

Projednávání žádné ze sledovaných nádrží neprobíhalo v nových společenských podmínkách, tzn. po roce 1989. U nejnovější z nádrží – Slezské Harty, byly získány nejcennější poznatky, využitelné pro budoucí činnost ve státní správě a územním plánování.

Ukazuje se, že do budoucna bude potřebná větší komunikace s veřejností v širším území, dotčeným ochranou lokality a výstavbou nádrže. V místních komunitách dlouho přetrvávají subjektivní pocity křivdy i negativní nálady z nedodržení slibů o kompenzačních opatřeních (zejména Slezská Harta). Tyto postoje se přenášejí i do další generace a i v případech, kdy se lidé zcela odstěhují z obcí postižených výstavbou (Šance). Lze však dokladovat, že se objektivně zhoršily podmínky pro běžný život v dotčených obcích, jedná se zejména o zhoršenou dopravní obslužnost, přerušení historických komunikačních koridorů a v návaznosti na to zhoršení dostupnosti zdravotní péče, dojíždění do zaměstnání apod. V případě Slezské Harty jsou tyto dopady, vyvolané výstavbou, řešeny až nyní územní studií [13].

Tabulka 1. Změna ve využití půdy před a po výstavbě sledovaných vodních děl
Table 1. The land use change, status before and after construction of the water reservoir
forejtnikova-tabulka-1

Lze předpokládat, že tyto negativní zkušenosti místních lidí se promítly i do postojů veřejnosti při záměru výstavby nádrže Nové Heřmínovy a při ochraně dalších území určených pro případnou budoucí výstavbu. Vzniká otázka, jakým legislativním nástrojem lze zajistit splnění všech plánovaných doprovodných a kompenzačních opatření, aby nebyly jen na úrovni politických slibů a nedocházelo k jejich následnému škrtání z projektu z důvodů nedostatku finančních prostředků, což je častá obava místních obyvatel.

Šetření v lokalitách vhodných pro akumulaci povrchových vod (LAPV)

V rámci dalšího řešení projektu byly zkoumány a posuzovány socioekonomické a demografické údaje a vztahy, včetně názorů a postojů laické veřejnosti ve vztahu k LAPV. Tyto údaje byly porovnávány na druhé straně s objektivními technickými údaji o území, jeho ochraně a stávajícím i budoucím využitím. Do výzkumu byly také zahrnuty prokázané i předpokládané dopady na životní prostředí.

Kromě objektivních i subjektivně vnímaných potíží místních obyvatel vstupují do jednání nadregionální nevládní organizace, případně i oficiální odbory ochrany přírody. Názor části těchto profesních ekologů i části veřejnosti je, že výstavba velkých nádrží je zbytečná a že všechny požadované funkce lze zajistit jinými, méně viditelnými zásahy v krajině. Zkušenost však ukazuje a hydrologické výpočty dokládají, že protierozní opatření, dobře provedená pozemková úprava, výstavba a obnovování rybníků a mokřadů jsou důležité a nenahraditelné i v povodích výhledových LAPV. Samy o sobě však tato opatření v případě postupujícího sucha nebudou dostačující.

Situace na toku Jevišovka, LAPV Plaveč

Významnější pozornost byla věnována toku Jevišovka a lokalitě Plaveč, která byla při řešení projektu vybrána jako pilotní území. Povodí této řeky není velké – 779 km², avšak rozkolísanost průtoků je značná (tabulka 2).

To již v minulosti vedlo postupně k výstavbě dvou nádrží, a to nádrže Jevišovice v roce 1896 (nejstarší přehrada na Moravě) se zásobním objemem 0,131 mil. m³ a nádrže Výrovice v roce 1983 se zásobním objemem 2,984 mil. m³ [15]. Přes tato opatření přetrvávají problémy jak s povodňovými stavy, tak zejména s nízkými stavy v období sucha, jak je patrné z obr. 6. V letošním suchém roce 2015 byl přítok do nádrže Jevišovice po dlouhé období téměř neměřitelný (oficiálně 2 l.s-1), zatímco z nádrže odtékal požadovaný minimální průtok 20 l.s-1.

forejtnikova-6

Obr. 6. Dolní tok Jevišovky u obce Jevišovka, povodeň v roce 2006 a nízké průtoky v roce 2015
Fig. 6. The lower course of the Jevišovka river by Jevišovka village, flood in 2006 and low water flow in 2015

Na této řece je chráněna další výhledová lokalita Plaveč, která by zvětšila celkový zásobní i retenční prostor. Při její případné realizaci by se jednalo o hledání kompromisu mezi různými variantami. V současné době je hájena varianta s menším rozsahem nádrže (celkový potenciální objem až 8,2 mil. m³) [4], ovšem také s menším účinkem na ovladatelnost průtoků.

Také v případě této nádrže by se její přínos neprojevil v místě výstavby, ale zejména na dolním toku, kde by Jevišovka poskytovala v obdobích sucha více vody pro závlahy a dostatek technologické vody pro cukrovar v Hrušovanech nad Jevišovkou.

Dotazníkové šetření v obcích dotčených LAPV

V rámci řešeného projektu bylo provedeno dotazníkové šetření mezi starosty všech obcí, do jejichž katastru zasahuje některá z 65 lokalit vhodných pro akumulaci povrchových vod. Dotazníkové šetření proběhlo formou e­‑mailu s přiloženým elektronickým dotazníkem (obr. 7). Ten byl odeslán na oficiální e­‑mailové adresy obcí. Vyplněné dotazníky jsou k dispozici na pracovišti řešitelů a budou dále zpracovány v rámci řešení.

forejtnikova-7
Obr. 7. Dotazník určený zástupcům obcí dotčených vymezením LAPV
Fig. 7. Questionnaire addressed to the mayors of municipalities affected by LASW delimitation

Z celkového počtu 205 oslovených starostů odpovědělo 84 (úspěšnost 41 %). Dotazník byl ve valné většině vyplněn přímo starostou dané obce (89 %), ve zbylých případech místostarostou nebo vedoucím některého odboru dané obce. Podrobnost odpovědí byla velmi různorodá, od podrobného rozepsání postojů obce po vyjádření, že nemohou posoudit. Z výsledků vyplývá, že dostatečně informováno o problematice LAPV je 30 % obcí, 48 % pociťuje nedostatek informací k této problematice a 12 % dokonce nevědělo, že jejich katastrální území je dotčeno záměrem LAPV.

Na otázku „Jaký je postoj obce k záměru LAPV?“ uvedlo 37 % respondentů, že kladný, a 20 %, že záporný, zbývající reakce nebyly jednoznačné. Zajímavá je rovněž existence vymezení LAPV v územních plánech obcí. Z 84 sledovaných obcí má územní plán 89 %. Podle vedení obcí je LAPV vymezena v územních plánech 38 % obcí. Dalších 8 % připravuje takový územní plán, kde bude LAPV zanesena. Pozemkové úpravy, které zasahují do LAPV, byly projektovány pouze v 6 % obcí, ani tady však s případnou budoucí nádrží při řešení nebylo uvažováno, žádná z pozemkových úprav se záměrem LAPV nepočítá.

Tabulka 2. Hydrologická data z profilů na řece Jevišovce [14]
Table 2. Hydrological data from profiles on the Jevišovka river [14]
forejtnikova-tabulka-2

Výsledky a diskuse

Z provedených rozborů a výzkumů vyplývá, že postoje obcí a veřejnosti nejsou již jednoznačně negativní k záměrům ochrany lokalit a budoucí výstavby nových nádrží. Přispělo k tomu pravděpodobně i probíhající období sucha. Dotčené obce se o problematiku většinou aktivně zajímají a v případě, že jim to bude umožněno, budou aktivní i při hledání řešení dílčích problémů spojených s ochranou LAPV. Přetrvává pocit, že užitek z výstavby je jinde než v dotčených obcích a že by tyto obce měly mít určité kompenzace již v době hájení a také záruky, že v případě realizace stavby nebudou jejich zájmy opomíjeny.

Obecně se soudí, že ze strany úřadů a investorů nebude problém s náhradou za ztracené obytné budovy. Již nyní se však projevují individuální námitky proti záměrům výstavby nádrží, další se dají předpokládat i do budoucna. V případě realizace výstavby nádrže se tedy nabízejí otázky např. jak nahradit individuální i komerční rekreaci vázanou na prostředí vodního toku (např. Čučice nebo Horní Lomná, obr. 8) nebo jak kompenzovat ztrátu živnosti vázanou na vodní tok – malá vodní elektrárna, mlýn (např. Plaveč, Podolí), rybářské rekreační zařízení se pstruhovými rybníčky (např. Rajnochovice, Juhyně) apod.

forejtnikova-8
Obr. 8. Moravskoslezské Beskydy, údolí LAPV Horní Lomná
Fig. 8. Moravskoslezske Beskydy Mountains, LAPV Valley Horní Lomná

Předložený článek se orientuje zejména na postoje a problémy jednotlivých obyvatel a celých místních komunit, avšak v řešeném projektu byly v hájených lokalitách sledovány i zájmy jiných resortů. Z řešení vyplynulo, že v dokumentaci LAPV by byla potřebná podrobnější inventarizace památek i drobného kulturního dědictví. Podobná je situace s ochranou přírody. V pasportech v rámci Generelu jsou zaznamenány výskyty chráněných rostlin a živočichů, bylo by však potřebné provést inventarizační průzkumy a posouzení i z pohledu jedinečnosti a dalšího časového výhledu.

Závěr

Nové poznatky a výsledky řešení projektu se promítají do návrhu metodiky zaměřené na přípravu podkladů k územnímu plánování a využívání území v lokalitách chráněných pro akumulaci povrchových vod. Tato navrhovaná metodika je jedním z výstupů projektu a je připravována pro Ministerstvo pro místní rozvoj a pro státní správu v oblasti územního plánování. Ukazuje se, že zařazení LAPV do ZÚR formou územní rezervy byl dobrý vstupní krok, avšak pro úspěšný rozvoj dotčených území je potřeba tyto lokality v rámci územního plánování podrobněji rozpracovat. Podklady připravené podle metodiky umožní zapracování návrhů LAPV do celé struktury územně plánovacích podkladů (územně analytické podklady, územní studie), do aktualizace strategického dokumentu Politika územního rozvoje ČR, do územně plánovací dokumentace různých stupňů (zásady územního rozvoje, územní plány) a napomohou optimalizovat řešení těchto lokalit při odborném rozhodování orgánů na dotčených úrovních řízení.

Dotažení celého procesu územního plánování až k územním plánům jednotlivých dotčených obcí při respektování potřeb ochrany LAPV umožní plynulý rozvoj těchto obcí včetně jejich oprávněných požadavků na podporu z regionu. Současně bude rozvoj probíhat tak, aby nedošlo k poškození a znehodnocení území z pohledu účelu, pro který je hájeno.

Poděkování

Tento příspěvek vznikl v rámci projektu TD020084 Analýzy a hodnocení sociálně­‑ekonomických dopadů na rozvoj společnosti v územích chráněných pro akumulaci povrchových vod, který je řešen s finanční podporou Technologické agentury České republiky v rámci programu OMEGA.

 

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Náprava nevhodného stavu krajiny je již dlouhodobě podporována prostřednictvím dotačních programů Ministerstva životního prostředí. Nejvýznamnějším programem v gesci MŽP, co do objemu finančních prostředků, je Operační program životní prostředí. V programovém období 2007–2013 bylo z OPŽP v rámci Prioritní osy 6, oblasti podpory 6.3 – Obnova krajinných struktur a 6.4 – Optimalizace vodního režimu krajiny podpořeno přes 2 000 projektů v objemu cca 8 mld. Kč a dále byly podporovány realizace protipovodňových opatření v rámci oblasti podpory 1.3 v celkové finanční alokaci 3,3 mld Kč. V rámci těchto oblastí podpory byla podpořena opatření směřující k zvyšování ekologické stability krajiny, jakými jsou realizace prvků územních systémů ekologické stability, zakládání a obnova krajinných prvků, břehových porostů a historických krajinných struktur, opatření k zachování a celkovému zlepšení přírodních poměrů v lesích, rekonstrukce, obnova a odbahnění vodních nádrží a rybníků včetně rekonstrukce výpustných zařízení a bezpečnostních přelivů, dále opatření proti vodní erozi, obnova území pro přirozený rozliv povodní, obnova mokřadů a revitalizace vodních toků a niv atd. V novém programovém období – OPŽP 2014–2020 budou tato opatření nadále podporována v Prioritní ose 4 – Ochrana a péče o přírodu a krajinu, s alokací na specifický cíl 4.3 – Posílit přirozené funkce krajiny cca 4 mld. Kč. Podpora menších, finančně méně náročných projektů (řádově do set tisíc Kč) s obdobným tematickým zaměřením je možná z národních programů – Programu péče o krajinu a programu Podpora obnovy přirozených funkcí krajiny. Žadateli mohou být fyzické i právnické osoby. Příjmem žádostí o podporu a administrací žádostí o podporu zmíněných typů opatření v rámci všech tří uvedených programů je pověřena Agentura ochrany přírody a krajiny ČR.

Dále v rámci nového programového období OPŽP 2014–2020, i v prioritní ose 1 budou v rámci specifického cíle 3 podporována opatření pro zajištění povodňové ochrany intravilánu, v rámci specifického cíle 4 preventivní protipovodňová opatření. Konkrétně se jedná v rámci SC 1.3 o zprůtočnění nebo zvýšení retenčního potenciálu koryt vodních toků a přilehlých niv, zlepšení přirozených rozlivů, hospodaření se srážkovými vodami v intravilánu a jejich dalšího využití namísto jejich urychleného odvádění kanalizací do toků, obnova, výstavba a rekonstrukce, popř. modernizace vodních děl sloužící povodňové ochraně, v rámci SC 1.4 o analýzu odtokových poměrů včetně návrhů možných protipovodňových opatření, budování, rozšíření a zkvalitnění varovných, hlásných, předpovědních a výstražných systémů na lokální i celostátní úrovni a digitální povodňové plány.

Řešení již vzniklých staveb urychlujících odtok intravilánových srážkových vod nabízí Operační program Životní prostředí 2014–2020, který umožňuje čerpání finančních prostředků na hospodaření se srážkovými vodami v intravilánu a jejich další využití namísto jejich urychleného odvádění kanalizací do toků. Podporována budou opatření na odpojení srážkových vod, jejich retenci v intravilánu, znovuvyužití srážkových vod či řízené manipulace a jejich odvádění do toku. Jedná se například o přírodě blízké retenční nádrže v intravilánu obce či podzemní zasakovací nádrže.

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Dne 13. května 2015 proběhlo zasedání valné hromady České vědeckotechnické vodohospodářské společnosti. Zápis z této valné hromady je uveden níže.

Zápis jednání valné hromady ČVTVHS, z.s.

Místo konání: sál č. 417, Klub techniků, Novotného lávka 5, Praha 1
Datum zasedání: 13. května 2015, 10.00 hod.
Jednání zahájil: předseda společnosti prof. Ing. Vojtěch Broža, DrSc.
Jednání řídil: místopředseda společnosti Mgr. Mark Rieder
Přílohy: Usnesení valné hromady, text upravených stanov a Pravidel pro správu ČVTVHS, z.s.

Program valné hromady:

1. Zahájení

Po formálním zahájení předsedající Mgr. Mark Rieder přivítal kromě přítomných členů ČVTVHS, z.s., kandidátů voleb do výboru i kontrolní komise i hosty: prof. Ing. Jaromíra Volfa, DrSc., předsedu ČSVTS, Ing. Danu Lídlovou z MZe, zastupující ředitelku odboru vodohospodářské politiky a protipovodňových opatření MZe Ing. Binhackovou, Ing. Evžena Zavadila, zástupce ředitele odboru Ochrany vod MŽP a posléze i Ing. Václava Stránského, šéfredaktora časopisu Vodní hospodářství.

2. Volba mandátové a návrhové komise

Do společné mandátové a volební komise byli navrženi a zvoleni Ing. Josef Bucek, Ing. Petr Kuba, Ph.D., Ing. Miroslav Tesař, CSc., Dr. Ing. Antonín Tůma. Do návrhové komise byli navrženi a zvoleni Ing. Zdeněk Barták, Ing. Radomír Muzikář, CSc., a Ing. Jan Vašátko.

3. Zpráva o činnosti ČVTVHS, z.s., v roce 2014

Zprávu přednesl předseda společnosti prof. Ing. Vojtěch Broža, DrSc. Informoval v ní o pozici a možnostech společnosti v rámci celkové situace ve vodním hospodářství, o odborné činnosti i činnosti výboru zvlášť a o zahraničních vztazích společnosti. Kromě toho předseda společnosti sdělil, že výbor v létě loňského roku kooptoval Mgr. Marka Riedera, ředitele VÚV TGM, v. v. i., který byl pak v listopadu 2014 zvolen místopředsedou výboru.

4. Zpráva o hospodaření v roce 2014 a návrh rozpočtu
na rok 2015

V materiálech valné hromady dostali účastníci tabelární přehled hospodaření a návrh rozpočtu, který byl tajemníkem společnosti Ing. Václavem Bečvářem, CSc. komentován.

Hospodaření v roce 2014 namísto v rozpočtu předpokládané ztráty 431 tis. Kč skončilo ztrátou pouhých 11 615 Kč. Bylo to důsledkem zejména finančně úspěšné většiny uspořádaných odborných akcí a do značné míry i pokračujícího trendu šetření.

Rozpočet na rok 2015 se navrhuje jako deficitní s předpokládanou ztrátou 144 tis. Kč, která by měla být pokryta přebytky z minulých let. Téměř všechny položky rozpočtu jsou předpokládány ve výši srovnatelné s rokem 2014, pouze Ostatní výnosy a Přijaté příspěvky zohledňují optimistický odhad finančních výsledků odborných akcí a zvýšený příjem členských příspěvků v souladu s jejich schválenou úpravou.

Po loňském schválení finančního vypořádání s ČPV po jeho osamostatnění byla splněna povinnost převést do konce srpna 2014 celkem 522 tis. Kč na účet ČPV, v březnu 2015 pak bylo převedeno dalších 500 tis. Kč spolu s odpovídajícími úroky 3 252 Kč. Do konce ledna 2016 bude převedeno i zbývajících 500 tis. Kč, opět s odpovídajícími úroky.

5. Zpráva kontrolní komise

Zprávu přednesl člen komise Ing. Vladimír Pytl. Konstatoval souhlas KK se způsobem řízení společnosti výborem, s výsledky hospodaření v roce 2014 a s návrhem rozpočtu na rok 2015 a doporučil valné hromadě, aby předložené zprávy schválila.

6. Zpráva mandátové komise

Valné hromady se zúčastnilo 25 účastníků s jedním hlasem a 20 pověřených zástupců kolektivních členů původně s vahou pěti hlasů, což tvoří celkovou váhu hlasů 125 ze 170 možných. Valná hromada byla v celém svém průběhu usnášeníschopná a všechna hlasování byla schválena většinou s abstencí 3 až 6 hlasů, popř. jednomyslně.

7. Rozšíření programu valné hromady

Tajemník Ing. Bečvář, CSc., seznámil účastníky s návrhem rozšířit program o souhlas s ukončením činnosti pobočných spolků při Slováckých vodárnách a kanalizacích, a.s., Uherské Hradiště, Vodárenské akciové společnosti a. s., Třebíč a Vodovodech a kanalizacích Přerov, a. s., a to s účinností od 1. 1. 2016. Požádal také o souhlas se jmenováním likvidátorů zmíněných pobočných spolků. Rozšíření programu i oba zmíněné návrhy byly schváleny, podrobné údaje jsou uvedeny v usnesení valné hromady.

8. Návrh a schválení úpravy stanov ČVTVHS, z.s.

Návrh úpravy stanov byl v předběžné podobě distribuován členům ČVTVHS elektronicky. Vysvětlení přístupu výboru k těmto úpravám vesměs technického či zpřesňujícího charakteru přednesl člen výboru Ing. Jan Plechatý, který také odpovídal na dotazy a návrhy z pléna. Na závěr požádal valnou hromadu, aby navržené úpravy stanov schválila, a to s okamžitou účinností.

9. Návrh a schválení Pravidel pro správu ČVTVHS, z.s.

V souladu s usnesením valné hromady v roce 2014 připravil výbor návrh vnitřního předpisu, který umožní měnit se souhlasem valné hromady operativně obecně proměnlivé parametry členských příspěvků, hlasování, povinností členů výboru, kontrolní komise, odborných skupin, tajemníka apod., aniž by bylo nutné měnit stanovy. Vysvětlení jednotlivých ustanovení tohoto předpisu opět přednesl člen výboru Ing. Jan Plechatý a také v tomto případě odpovídal na dotazy a návrhy z pléna. V závěru požádal valnou hromadu, aby Pravidla pro správu ČVTVHS, z.s., schválila, a to s okamžitou účinností. Díky tomu se při dalším hlasování a při volbách používala rozdílná váha hlasů kolektivních členů, odvozená od počtu zaměstnanců, resp. přidružených osob.

10. Volby výboru a kontrolní komise

Se způsobem volby seznámil účastníky předseda společné mandátové a volební komise Ing. Miroslav Tesař, CSc. Voleb se zúčastnili všichni přítomní individuální a čestní členové společnosti a pověření zástupci kolektivních členů. Volební lístky byly s ohledem na rozdílnou váhu odlišeny barvou.

11. Čestné členství

Návrh na udělení čestného členství v České vědeckotechnické vodohospodářské společnosti dosavadnímu předsedovi ČVTVHS, z.s., prof. Ing. Vojtěchu Brožovi, DrSc., a dlouholetému tajemníkovi a dosavadnímu členu výboru Ing. Bohumilu Müllerovi, přednesl místopředseda výboru Mgr. Mark Rieder. Využil této příležitosti a novým čestným členům poděkoval za jejich dosavadní práci pro ČVTVHS, z.s. Návrh byl schválen a diplomy čestného členství byly pak předány.

12. Udělení diplomu akademika Ježdíka

Na svém 39. zasedání dne 19. března 2015 projednal výbor návrhy na udělení Diplomu ak. Ježdíka. Doporučení valné hromadě udělit první cenu RNDr. P. Soldánovi, Ph.D., za práci nazvanou „Vývoj komplexní strategie včasného varování a reakce v oblasti ochrany vod“ a druhou cenu RNDr. Jaroslavu Hrabalovi za práci „Vývoj a použití reaktivních bariér na bázi nanoželeza pro sanace kontaminovaných podzemních vod in situ“ přednesli Ing. Müller a Ing. Muzikář, CSc. Návrhy výboru byly schváleny, diplomy a ceny předali společně předseda výboru prof. Ing. V. Broža, DrSc., místopředseda výboru Mgr. M. Rieder a tajemník Ing. Václav Bečvář, CSc.

13. Vyhlášení výsledků voleb

Předseda společné mandátové a volební komise seznámil valnou hromadu s výsledky voleb. Bylo odevzdáno celkem 44 volebních lístků, z toho 20 od kolektivních členů s rozdílnou vahou 3, 5 a 7 hlasů a 24 od individuálních nebo čestných členů s vahou jedna. Jmenovitý výsledek voleb je součástí usnesení.

14. Diskuse

Diskuse byla vedena zejména k návrhu usnesení, návrhu úpravy stanov a návrhu Pravidel pro správu ČVTVHS, z.s. Bylo vzneseno a následně vysvětleno několik připomínek a přijato několik doplnění a oprav. Součástí diskuse byly i informace o konání připravovaných seminářů a konferencí ČVTVHS, z.s., i dalších souvisejících akcí, přípravě s valnou hromadou souvisejících právních předpisů apod.

15. Návrh a schválení usnesení

Návrh usnesení přednesl předseda návrhové komise Ing. Zdeněk Barták. Na žádost předsedajícího Mgr. Marka Riedera bylo pak usnesení schváleno.

16. Závěr

Dosavadní předseda společnosti prof. Ing. Vojtěch Broža, DrSc., poděkoval dosavadním členům výboru i kontrolní komise za přípravu valné hromady a zejména za práci odváděnou v celém uplynulém období, přítomným za aktivní účast a nově zvolenému výboru i kontrolní komise popřál úspěšné řízení ČVTVHS, z.s.,
v následujících letech.

Předsedající Mgr. Mark Rieder pak všechny účastníky valné hromady pozval na oběd do restaurace Klubu techniků a členům výboru připomněl, že po obědě se uskutení v sekretariátu společnosti první jednání výboru, ke kterému byli přizváni i členové dosavadního výboru a dosavadní kontrolní komise.

V Praze dne 13. května 2015

Zapsal: Ing. Václav Bečvář, CSc., tajemník společnosti
Schválil: prof. Ing. Vojtěch Broža, DrSc., předseda společnosti

Posted by & filed under Ze světa vodního hospodářství.

Úvod

Global Water Partnership (GWP) bylo založeno společně Švédskou agenturou pro mezinárodní rozvoj (SIDA; Swedish International Development Agency), Rozvojovým programem OSN (UNDP; United Nations Development Programme) a Světovou bankou roku 1996, jako mezinárodní síť za účelem vytvoření sjednoceného přístupu k využívání vodních zdrojů (IWRM; Integrated Water Resources Management), jenž definuje jako proces, který prosazuje sjednocený rozvoj a využívání vody, krajiny a souvisejících zdrojů k maximalizaci ekonomického a sociálního blahobytu s ohledem na udržitelnost ekosystémů a životního prostředí. Hlavní sídlo organizace je ve Stockholmu (www.gwp.org).

global-water-partnership
Mapa regionálních subdivizí Global Water Partnership

GWP je strukturalizováno jako síť otevřená všem organizacím zabývajícím se využíváním vodních zdrojů, kam spadají vládní organizace rozvojových i rozvinutých zemí, nevládní a mezinárodní organizace (agentury OSN, rozvojové banky), výzkumné a vzdělávací instituce, profesní sdružení i soukromý sektor. Nyní se GWP síť skládá z více než 3 000 partnerských organizací ve 173 zemích, 85 státních partnerství a 13 regionálních subdivizí (západní Afrika, východní Afrika, jižní Afrika, centrální Afrika, jihovýchodní Asie, jižní Asie, centrální Asie a Kavkaz, Čína, Středomoří, Karibik, Jižní Amerika, střední Amerika a střední a východní Evropa).

Česká Republika spadá do regionální subdivize pro střední a východní Evropu (GWP CEE) společně s Estonskem, Lotyšskem, Litvou, Maďarskem, Moldávií, Bulharskem, Rumunskem, Polskem, Ukrajinou, Slovenskem a Slovin-skem. Partnerem za Českou republiku je Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, na řešení projektu IDMP se podílí Výzkumný ústav meliorací a ochrany půdy.

Strategie Towards 2020

Dne 21. března 2014 představila GWP v rámci oslav Světového dne vody OSN v Tokiu novou strategii plnění do roku 2020. Tato strategie je podložená dialogy a konzultacemi v rozsáhlé síti partnerů a předchozími úspěchy a prací sítě GWP. Podle předsedkyně řídicí komise GWP Dr. Ursuly Schaefer-Preussi, se tato nová strategie zaměřuje na potřebu nových multisektorových přístupů, které mohou poukázat nejen na možné příležitosti, ale také na rizika spojená s udržitelným hospodařením s vodními zdroji v kontextu klimatické změny, dynamického rozvoje urbanizace a narůstajících nerovností ve společnosti.

Tato nová strategie tematicky dělí problematiku do šesti kategorií – klimatická změna, mezinárodní spolupráce, produkce potravin, urbanizace, energetika a ekosystémy. K jejich řešení stanovuje tři strategické cíle:

Urychlení změny správní politiky a praxe

Vývoj efektivní správy, založený na komplexních a vzájemně podpůrných přístupech, nařízeních, partnerstvích, procesech a sdílení informací. Pro Českou republiku bude tento cíl prosazován regionálními dialogy o plánech povodí a přeshraničních povodích, národními dialogy o významných problémech hospodaření s vodou, integrovaným programem řízení sucha a programem udržitelná sanitace.

Vytváření a sdílení znalostí

Vývoj partnerské kapacity ke sdílení znalostí rozvoje spravování a využívání vodních zdrojů. Pro ČR to představuje posílení rozvoje a vytváření kapacit, rozvoje venkova, programů pro mládež a integrovaného programu řízení sucha.

Posílení partnerství

Zlepšení efektivity a životaschopnosti sítě GWP upevňováním partnerství, rozšiřováním řad partnerských organizací k urychlení změny, prohloubení vzdělávání a zajištění finanční udržitelnosti. Pro ČR jde zejména o zapojení klíčových regionálních organizací a zviditelnění regionální subdivize pro střední a východní Evropu (GWP CEE).

Integrovaný program řízení sucha (IDMP; Integrated Drought Management Programme)

Ideou tohoto programu je v širším hledisku flexibilně reagovat na dopady sucha, snížit ekonomické a sociální ztráty a zmírnit chudobu v suchem zasažených regionech světa, a to pomocí integrovaného přístupu k řízení sucha, jež propojuje všechny sektory, disciplíny a právní nařízení a odpovídá specifickým regionálním a státním potřebám a požadavkům.

Cílem plnění této idey je podpora všech zájmových stran na všech úrovních, a to pomocí poradenství ve správě a využívání, sdílení vědeckých informací, vědomostí a nejlepších praktik pro integrované řízení sucha. Díky zlepšování vědeckého porozumění a vkladů pro řízení sucha, monitoringu, předpovědi a včasného varování a legislativních opatření chce tento integrovaný program snižovat rizika vzniku sucha a dosáhnout změny z reaktivního přístupu na přístup proaktivní (http://www.droughtmanagement.info/).

Integrovaný program řízení sucha (IDMP) zahrnuje tři regionální programy (Central and Eastern Europe – IDMP CEE, the Horn of Africa – IDMP HoA, West Africa – IDMP WAF). Vlastní idea programu se rozvíjí od roku 2011, v roce 2013 byl program potom GWP a Světovou meteorologickou organizací (WMO) zahájen. Za regionální subdivizi pro střední a východní Evropu (CEE) se na jeho realizaci podílí deset zemí, Českou republiku zastupuje Výzkumný ústav meliorací a ochrany půdy, který v rámci tohoto programu mimo jiné řeší demonstrační projekt zaměřený na zvýšení zadržovací kapacity půdy v zemědělství. V rámci programu jsou také organizovány mezinárodní workshopy a národní konzultační dialogy. V rámci řešení tohoto programu vznikla publikace National Drought Management Policy Guidelines – A Template for Action. Ukončení řešení první části tohoto programu se předpokládá na konci roku 2015.