Chemické hodnocení kvality vody potoka Raná

ČESKÁ ZEMĚDĚLSKÁ UNIVERZITA V PRAZE Fakulta životního prostředí Katedra vodního hospodářství a environmentálního modelování

Chemické hodnocení kvality vody potoka Raná Bakalářská práce

Vedoucí bakalářské práce: Ing. Petra Kubínová Autor bakalářské práce:

2009

Lenka Krčilová

Na místo této strany se veváže originál zadání diplomové práce do prvního (originálního) výtisku, do dalších dvou výtisků se vloží kopie.

Prohlášení

Prohlašuji, že jsem tuto bakalářskou práci vypracovala samostatně pod vedením Ing. Petry Kubínové a použila jsem pouze podklady uvedené v seznamu použité literatury.

V Praze

dne 25. 4. 2009

…………………………………………

Poděkování

Na tomto místě bych chtěla poděkovat všem, kdo mi pomohli se vznikem této práce. Ing. Petře Kubínové za odborné a vstřícné vedení práce, předání cenných zkušeností a velkou ochotu během spolupráce. Jindře Junové a doc. Mgr. Marku Vachovi, Ph.D. za pomoc při analýzách v laboratoři. Rovněž bych velmi ráda poděkovala mé rodině za morální a materiální podporu.

Abstrakt

Každý vodní tok je přírodní jedinečností. Lidé však poslední dobou toky pozměňují dle svých potřeb – mění jejich koryta i kvalitu vody. Proto se v této práci zabývám chemickým složením povrchových vod, samočistícími procesy ve vodě, klasifikací a monitoringem a případnými antropogenními vlivy. Dále jsem zhodnotila stav experimentálního toku Raná, jehož povodí o velikosti 19,78 m2 se nachází na Chrudimsku ve východních Čechách. Analyzovala jsem dusičnany, dusitany, amonné ionty, fosforečnany, železo a mangan, sledovala jsem reakci vody. Z provedeného pokusu jsem zjistila, že tok je ve stavu, kdy je ovlivňován lidskou činností, ale stále umožňuje existenci zdravého ekosystému. Největší antropogenní zátěž je promítnuta v koncentracích sledovaných ukazatelů zejména na třetím a šestém profilu.

Klíčová slova: chemismus, znečištění, povrchové vody.

Abstract

There are no doubts, that all watercourses in the whole world are important part of the uniqueness of the nature. Over the last years, the number of human altered flows has increased, which causes rapid change of the water quality. This bachelor thesis is focused on the chemical composition of surface water, water selfcleaning

processes,

classification,

monitoring

and

possible

anthropogenic

influences. Furthermore water quality of an experimental brook Raná has been studied. Raná catchment is situated in Chrudim region in Eastern Bohemia and covers an area of approximately 19.78 m2. In the samples of surface water the content of nitrates, nitrites, ammonia, phosphates, iron and manganese has been analyzed and simultaneously has been measured pH value. Obtained data indicate that the brook’s state is influenced by human activities, but still allows the existence of a healthy ecosystem. The biggest anthropogenic burden has been found at 3rd and 6th sampling profile, where has been detected highest concentration of studied chemical substances (especially in ammonia and phosphates content).

Keywords: chemism, pollution, surface water

Obsah 1

ÚVOD ............................................................................................................................... 7 1.1

2

CÍLE........................................................................................................................... 7

TEORETICKÁ ČÁST ....................................................................................................... 8 2.1

DRUHY VOD................................................................................................................ 8

2.1.1

Přírodní vody ........................................................................................................ 8

2.1.2

Odpadní vody ..................................................................................................... 10

2.2

CHARAKTERISTIKA POVRCHOVÝCH VOD ..................................................................... 11

2.2.1

Chemické složení tekoucích vod........................................................................ 12

2.2.2

Chemické složení stojatých povrchových vod ................................................... 13

2.3

CHEMISMUS ............................................................................................................. 13

2.3.1

Kovy a polokovy ................................................................................................. 13

2.3.2

Sloučeniny síry ................................................................................................... 17

2.3.3

Sloučeniny fosforu.............................................................................................. 18

2.3.4

Dusíkaté sloučeniny ........................................................................................... 19

2.3.5

pH ....................................................................................................................... 22

2.3.6

Plyny ve vodách ................................................................................................. 22

2.3.7

Organické látky................................................................................................... 23

2.4

TRENDY ................................................................................................................... 24

2.5

KLASIFIKACE VOD, MONITORING................................................................................. 26

2.5.1

Klasifikace vod podle čistoty .............................................................................. 26

2.5.2

Klasifikace vod z biologického hlediska ............................................................. 28

2.5.3

Monitoring........................................................................................................... 28

2.6

ANTROPOGENNÍ VLIVY .............................................................................................. 29

2.7

SAMOČISTÍCÍ PROCESY VE VODĚ ............................................................................... 32

3

POPIS SLEDOVANÉHO ÚZEMÍ ................................................................................... 35

4

METODIKA .................................................................................................................... 38 4.1

VÝBĚR ODBĚRNÝCH LOKALIT ..................................................................................... 38

4.2

ODBĚR VZORKŮ ........................................................................................................ 39

4.3

ANALÝZA VZORKŮ ..................................................................................................... 39

4.4

ZPRACOVÁNÍ DAT...................................................................................................... 41

5

VYHODNOCENÍ DAT .................................................................................................... 42

6

DISKUSE ....................................................................................................................... 44

7

ZÁVĚR ........................................................................................................................... 45

8

SEZNAM LITERATURY ................................................................................................ 48

9

PŘÍLOHY ....................................................................................................................... 51

1 Úvod Každý vodní tok je přírodní jedinečností, vznikající po tisíciletí. Je výsledkem působení mnoha faktorů, mezi něž patří geologické podloží, spád koryta, chemické složení a teplota vody, stejně jako biotičtí činitelé. Soubor ve vodě žijících organismů se dlouhodobě přizpůsoboval těmto podmínkám. Lidé v obydlených krajích však požadují od svého prostředí zcela jiné podmínky, než jaké jim poskytují přirozené poměry. Proto pozměňují vodní toky. Ekologická rovnováha a krása původní nedotčené přírody je běžně obětována požadavkům technického života s cílem zkvalitnit život lidí, jejich kulturu i pohodlí (Němec, Hladný, 2006). Hospodaření s vodou se na území dnešní České republiky formuje již po staletí. Nejvýznamnějším uživatelským systémem vodního hospodářství ČR je zásobování pitnou vodou veřejnými vodovody s následným odváděním odpadních vod a čištěním městských odpadních vod veřejnými kanalizacemi (Kvítek a kol., 2005). Voda již zdaleka není považována jen za surovinu, ale je chápána jako základní součást životního prostředí, na kterou je nutno pohlížet pouze v souvislosti s jeho ostatními složkami a kterou je nutno zachovat pro příští generace v co nejlepším množství a nejlepší kvalitě (Kvítek a kol., 2005). Jakost povrchových vod ovlivňují zásadním způsobem bodové zdroje znečištění (města, průmysl) a znečištění plošné (látkové odnosy infiltrací půdním profilem, erozní smyvy, atmosférické depozice, rozptýlené malé zdroje) (Kvítek a kol., 2005).

1.1 Cíle Na začátku mé práce jsem si stanovila základní cíle. Nejprve bych se chtěla seznámit s problematikou kvality vod zpracováním literatury. Zabývat bych se chtěla hlavně chemismem povrchových vod, zdroji znečištění a samočistícími procesy ve vodě. Dalším cílem je vyhodnocení kvality vody ve sledovaném toku. Ráda bych zjistila změny koncentrací jednotlivých ukazatelů za určité období roku. Z tohoto pokusu se budu snažit vysledovat případné antropogenní vlivy. Mým zájmovým tokem je potok Raná, jehož povodí o velikosti 19,78 m2 se nachází v okrese Chrudim. Sledovanými ukazateli jsou koncentrace dusičnanů, dusitanů, amoniaku, fosforečnanů, železa a manganu a reakce vody.

7

2 Teoretická část 2.1 Druhy vod Vody lze rozlišovat podle původu (přírodní a odpadní), výskytu a použití (voda pitná, užitková, provozní a odpadní) (Pitter, 1999).

2.1.1 Přírodní vody

2.1.1.1 Atmosférické vody Pod pojmem atmosférická voda se rozumí veškerá voda v ovzduší bez ohledu na skupenství. Srážky jsou výsledkem kondenzace vodních par v ovzduší nebo na různých površích. Rozeznávají se srážky kapalné a srážky tuhé (Pitter, 1999). Hrádek a Kuřík (2008) zmiňují ještě srážky smíšené a uvádějí další dělení na srážky atmosférické a horizontální. Chemické složení srážek se formuje dvojím způsobem: dochází jednak k vymývání aerosolů a ostatních látek v oblaku a jednak k jejich vymývání pod oblakem (Pitter, 1999). Sloučeniny síry V úvahu přichází zejména SO2. Je převážně původu antropogenního, v atmosféře je nestálý a podléhá oxidaci na SO3, který reakcí s vodou tvoří H2SO4. Po vyčerpání tlumivé kapacity atmosférické vody může být ve vzduchu přítomna i volná kyselina sírová (Pitter, 1999). Sloučeniny síry jsou spolu se sloučeninami dusíku hlavní škodlivinou způsobující acidifikaci přírodních vod (Kvítek, 2007). Sloučeniny dusíku Oxidy dusíku N2O, NO a NO2 jsou typickou součástí atmosféry velkoměst a průmyslových oblastí. Oxidy dusíku se fotochemickou reakcí transformují až na kyselinu dusičnou (Fabian, 1989). Jsou po síranech druhou hlavní škodlivinou z hlediska acidifikace atmosférických a povrchových vod (Pitter, 1999).

Chemické složení srážek závisí na složení a znečištění ovzduší ve spodní a střední vrstvě atmosféry. Nejvíce znečištěny jsou srážkové vody v okolí velkých průmyslových center a sídlišť a nejméně vody v horských oblastech, pokud zde není ovzduší znečištěné dálkovým přenosem. Jejich základní chemické složení odpovídá z kvalitativního hlediska základnímu složení podzemních a povrchových vod. Jsou zde však rozdíly kvantitativní. Z hlediska kationtů obvykle dominuje kation amonný a teprve na druhém místě je vápník, toto je zásadní rozdíl od složení podzemních 8

a povrchových vod. Z hlediska aniontů jsou hydrogenuhličitany na rozdíl od většiny podzemních a povrchových vod v minoritním zastoupení, případně nejsou vůbec analyticky dokazatelné (Pitter, 1999). Srážkové vody mohou být významným zdrojem nutrientů, toxických kovů a ostatních látek v povrchových vodách (Pitter, 1999).

2.1.1.2 Podzemní vody Podzemní vodou se rozumí voda přirozeně se vyskytující v horninovém prostředí, pokud není vázána kapilárními silami (Pitter, 1999). Jde o podpovrchovou vodu vyplňující průliny, pukliny a dutiny ve zvodnělých horninách. V přirozeném stavu je podzemní voda svými vlastnostmi nejblíže požadavkům na zdravotně nezávadnou a pro člověka biologicky hodnotnou vodu (Hrádek, Kuřík, 2008). Zásoby podzemní vody se dle Pittera (1999) doplňují trojím způsobem: o

Infiltrací srážkových a povrchových vod.

o

Kondenzací vodních par v půdě.

o

Vznikem a kondenzací vodních par z magmatu.

Chemické složení podzemních vod je výsledkem vzájemného působení srážkových a povrchových vod, podzemní atmosféry a horninového prostředí. Závisí především na složení půd a hornin, kterými při svém podzemním oběhu vody protékají. Kromě toho závisí také na složení srážkových a povrchových vod v dané oblasti (Pitter, 1999). Chemické složení podzemních vod může být velmi rozmanité. Dominujícím kationtem bývá především vápník, dále to může být sodík nebo i hořčík. Dominujícím aniontem bývají především hydrogenuhličitany, dále to mohou být sírany nebo i chloridy. Draslík, dusičnany a amoniakální dusík nejsou převládající složkou (na rozdíl od povrchových vod). Složení podzemních vod se mění během cirkulace v horninovém prostředí, přičemž dochází k vertikální a horizontální hydrochemické zonálnosti (Pitter, 1999).

2.1.1.3 Minerální vody Z prosté podzemní vody se stává minerální voda překročením limitních koncentrací vybraných složek. Z hlediska celkové mineralizace jde o hodnotu 1 000 mg l-1, resp. 20 mmol l-1. Hydrochemická klasifikace minerálních vod je obdobná jako u vod podzemních (Pitter, 1999).

9

2.1.2 Odpadní vody Odpadní vody jsou vody použité v obytných, průmyslových, zemědělských, zdravotnických a jiných stavbách, zařízeních nebo dopravních prostředcích, pokud mají po použití změněnou jakost (složení nebo teplotu), jakož i jiné vody z nich odtékající, pokud mohou ohrozit jakost povrchových nebo podzemních vod (§ 38, zákona č. 254 / 2001 Sb., o vodách, v platném znění). Odpadní vody se dělí na tři hlavní skupiny: odpadní vody splaškové, městské a průmyslové (Pitter, 1999).

2.1.2.1 Splaškové odpadní vody Hlavní podíl znečišťujících látek splaškových odpadních vod připadá na moč a fekálie. Z anorganických látek dominuje sodík a chloridy. Zvlášť koncentrace chloridů je velmi vysoká. V dalším pořadí lze uvést sírany a fosforečnany (Pitter, 1999). Dalším zdrojem látek ve splaškových vodách jsou zbytky živočišné a rostlinné

potravy

z

kuchyní.

Nezanedbatelným

zdrojem

anorganických

a organických látek jsou součásti namáčecích, pracích a čistících prostředků. Jde o různé typy tenzidů, polyfosforečnany, zeolity, boritany, aj. (Synáčková, 1996). Vychází-li se z potřeby vody asi 150 l na 1 obyvatele za 1 den, lze splaškové odpadní vody charakterizovat takto: BSK5 400 mg.l-1, CHSKCr 800 mg.l-1, Ncelk do 70 mg.l-1, Pcelk do 15 mg.l-1, veškeré látky 1 200 mg.l-1, rozpuštěné látky 830 mg.l-1, nerozpuštěné látky 370 mg.l-1. Poměr CHSK a BSK5 mívá obvyklou hodnotu 2. Veškeré látky jsou tvořeny asi 50 % organickými látkami a z 50 % anorganickými látkami. Převážná část sloučenin fosforu a dusíku je přítomna v rozpuštěné formě. Splaškové odpadní vody mají zpravidla šedou nebo šedohnědou barvu a bývají silně zakalené. Čerstvé splašky nemají příliš intenzivní zápach, avšak za několik hodin, když se vyčerpá rozpuštěný kyslík a začnou probíhat anaerobní pochody, začíná odpadní voda intenzivně páchnout a tmavnout, protože reakcí vznikající sulfidické síry se sloučeninami železa se vylučuje černý FeS (Pitter, 1999). Ohrožují přírodní vody především z hygienických a epidemiologických hledisek. Významně porušují životní prostředí ryb a ostatních organismů žijících nejen ve vodě, ale i ve styku s vodou (Hartman, 2005). Reakce splaškových vod bývá slabě alkalická. Hodnota pH se pohybuje od 6,5 do 8,5. Byly však naměřeny i hodnoty vyšší, které pravděpodobně souvisejí s vypouštěním některých průmyslových odpadních vod do kanalizace (Pitter, 1999).

10

2.1.2.2 Městské odpadní vody Jsou tvořeny směsí splašků a průmyslových odpadních vod, popř. vody dešťové a jiných vod odváděných veřejnou kanalizací (Pitter, 1999).

2.1.2.3 Průmyslové odpadní vody Průmyslové odpadní vody mají velmi rozmanitý charakter. Může dominovat jak anorganické, tak i organické znečištění. Jejich složení se posuzuje nejenom z hlediska jejich vypouštění do recipientu nebo z hlediska výpočtů poplatků za vypouštění odpadních vod, ale i z hlediska možnosti jejich chemického nebo biologického čištění. Rozmanitost anorganických a organických látek vyžaduje i posouzení acidobazických vlastností a zhodnocení toxicity a biodegradability organických komponent (Pitter, 1999)

2.2 Charakteristika povrchových vod Povrchové vody jsou všechny vody přirozeně se vyskytující na zemském povrchu. Dělí se na vody kontinentální a vodu mořskou. Kontinentální povrchové vody jsou jednak tekoucí a jednak stojaté. Podle užití tekoucích vod se rozlišují toky vodárenské a ostatní (Pitter, 1999). Složení kontinentálních povrchových vod je dle Pittra (1999) ovlivněno: 1. geologickou skladbou podloží a složením dnových sedimentů 2. hydrologicko – klimatickými poměry (srážkovými a teplotními poměry, ročním obdobím, dálkovým transportem škodlivin) 3. půdně – botanickými poměry (zalesněním, druhem půd) 4. antropogenní činností (průmyslem, zemědělstvím, komunálními odpady) 5. příronem podzemních vod.

Základním kvalitativním složením se povrchové vody od podzemních vod příliš neliší. Rozdíly jsou v poměrném zastoupení jednotlivých složek. Chemická rozmanitost je u většiny povrchových vod menší než u vod podzemních. Převažujícím hydrochemickým typem je typ HCO3-Ca, popř. SO4-Ca, který se však vyskytuje podstatně méně často než u vod podzemních. Zatímco podzemní vody jsou často v anoxickém stavu a obsahují větší koncentrace CO2, u povrchových vod je tomu opačně. Povrchové vody obsahují rozpuštěný kyslík a jen malé koncentrace oxidu uhličitého. Dále se liší obsahem organických látek. Podzemní vody bývají v důsledku infiltrace půdou a horninovým prostředím jen málo organicky znečištěny. 11

Naproti tomu povrchové vody nejsou před antropogenním znečištěním přirozeným způsobem chráněny (Pitter, 1999).

2.2.1 Chemické složení tekoucích vod Celková mineralizace vod bývá v rozmezí 100 mg.l-1 až 500 mg.l-1. Velmi malou mineralizaci mívají vody na horních částech toků, vody vzniklé táním sněhu nebo vody protékající oblastmi vyvřelých hornin (Pitter, 1999). Koncentrace nerozpuštěných látek se pohybuje u čistých toků obvykle v jednotkách mg.l-1, V období povodní se zvětšuje na desítky i stovky mg.l-1. Větší koncentrace se nacházejí ve vodách znečištěných městskými a průmyslovými odpady (Pitter, 1999). Koncentrace rozpuštěného kyslíku je funkcí teploty, koncentrace biologicky rozložitelných organických látek a fotosyntézy. U neznečištěných toků činí obvykle 85% až 95% nasycení (Pitter, 1999). Převládajícím tlumivým systémem tekoucích povrchových vod je uhličitanový systém. Avšak na tlumivé kapacitě se můžou podílet i heterogenní tlumivé systémy (plaveniny a dnové sedimenty obsahující hlinitokřemičitany a CaCO3) (Pitter, 1999). Hydrogenuhličitany jsou zpravidla dominujícím aniontem. Pocházejí zejména z geologického podloží (Pitter, 1999). Druhým nejběžnějším aniontem jsou sírany (Davis, 2001). Mohou být až z poloviny původu z atmosférických depozic, zbytek pochází z průmyslových odpadních vod a z dalších zdrojů. Na rozdíl od podzemních vod je v povrchových vodách koncentrace železa a manganu malá, protože za oxických podmínek dochází k jejich oxidaci na FeIII a MnIII-IV, k následující hydrolýze a k vylučování velmi málo rozpustných hydratovaných oxidů (Pitter, 1999). Vápník je dominujícím kationtem. Na druhém místě se vyskytuje hořčík nebo někdy i sodík, draslík je z kationů vždy na posledním místě. U vápníku a hořčíku převažuje přírodní původ (Pitter, 1999). Organické látky v povrchových vodách jsou jednak přírodního původu (humnové látky a produkty životní činnosti vodních organismů), jednak původu antropogenního (ze splaškových a průmyslových odpadních vod a ze zemědělství). V povrchových vodách mohou být závažným problémem specifické organické látky, které nelze běžnou vodárenskou technologií zcela odstranit (Pitter, 1999). Povrchové vody jsou zdrojem pitné a užitkové vody a slouží pro rekreační účely, chov ryb, aj. Současně jsou však recipientem splaškových a průmyslových odpadních vod. Vlivem nečistot se porušuje biologická rovnováha v recipientech a jejich schopnost samočištění. Vliv odpadních vod na jakost povrchové vody 12

se posuzuje podle chemických, biologických a estetických změn vod, kterými jsou poškozeny veřejné zájmy. Nejnápadnějším jevem je úhyn ryb (Pitter, 1999).

2.2.2 Chemické složení stojatých povrchových vod Tvorba chemického složení stojatých vod závisí na stejných faktorech jako u vod tekoucích. V některých případech hrají klimatické podmínky větší roli než u vod tekoucích. Chemické složení stojatých vod se mění zejména ve směru vertikálním a do určité míry i horizontálním v závislosti průtoku vody v nádrži. Mění se nejen během roku, ale i během dne. Změny závisí především na hodnotách oxidačně-redukčního

potenciálu

a

na

acidobazických

rovnováhách.

Charakteristickým obrazem je teplota a kyslíkový režim. Dále je také důležitá vertikální stratifikace sloučenin fosforu, železa a manganu, rovněž dochází ke stratifikaci sloučenin dusíku a organických látek (Pitter, 1999).

2.3 Chemismus Voda vyskytující se v přírodě není chemicky čistá. Vždy obsahuje rozpuštěné plyny a rozpuštěné a nerozpuštěné anorganické a organické látky. Některé látky již přijímá v atmosféře, ale k jejímu hlavnímu obohacování rozpuštěnými látkami dochází při infiltraci půdou a horninami. Antropogenním zdrojem anorganických a organických látek v přírodních vodách jsou průmyslové a splaškové odpadní vody a nečistoty z ovzduší (Novotny, 2003). Mezi iontově rozpuštěné látky patří z kationů zejména vápník, hořčík, sodík a draslík a z anionů zejména hydrogenuhličitany, sírany, chloridy a dusičnany. Všechny tyto látky patří do základního složení přírodních a užitkových vod a musí se s nimi počítat při všech hmotnostních a látkových bilancích. Mezi převážně neiontově rozpuštěné látky patří zejména sloučeniny křemíku dále rozpuštěné plyny, z nichž nejvýznamnější je kyslík a oxid uhličitý. Přírodní vody obsahují jen malé množství organických látek. Z dalších složek, které se v přírodních vodách stanovují, ale jsou přítomné v malých koncentracích, přicházejí v úvahu formy amoniakálního dusíku, některé kovy, dusitany, fosforečnany, fluoridy a případně formy sulfidické síry (Pitter, 1999).

2.3.1 Kovy a polokovy Obsah kovů ve vodách je ovlivněn nejenom chemickými, ale jak se zdá, především fyzikálně-chemickými procesy (adsorpcí). Proto jejich koncentrace ve vodách závisí jednak na chemické a jednak na adsorpční rovnováze. Změny 13

v koncentraci kovů ve vodě závisí na tzv. imobilizačních a remobilizačních procesech (tab. 1), kterými se kovy buď vážou do tuhých fází (sedimentů), nebo se z nich naopak uvolňují.

Tabulka 1. Přehled procesů ovlivňujících koncentraci kovů ve vodě.

imobilizační procesy

remobilizační procesy

▪ alkalizace vody ▪ oxidace ▪ adsorpce na tuhých fázích ▪ inkorporace do biomasy ▪ acidifikace vody ▪ redukce ▪ komplexace ▪ desorpce ▪ uvolňování z odumřelé biomasy

S výjimkou alkalických kovů a do určité míry i vápníku a hořčíku nelze udržet ve vodách vysoké koncentrace kovů, protože podléhají hydrolýze za vzniku málo rozpustných hydratovaných oxidů a mohou se dále podle celkového složení vody vylučovat jako málo rozpustné uhličitany, fosforečnany a sulfidy. Kovy se nacházejí ve

vodách

obvykle

v koncentracích

pod

1

mg.l-1

a

počítají

se

mezi

mikrokomponenty. Většina kovů má komplexotvorné vlastnosti (Pitter, 1999). Z hlediska vodních organismů je důležitý výskyt stopových koncentrací kovů, které se na jejich metabolismu podílejí převážně jako biokatalyzátory. Větší koncentrace těchto kovů však mohou působit toxicky (Pošta a kol., 2005). Mezi toxické kovy vyskytující se ve vodách patří zejména Hg, Cd, Pb, As, Se, Cr, Ni aj. Z hlediska toxicity má prioritní význam rtuť, kadmium, olovo a arsen. Inhibují růst organismů a činnost enzymů a nepříznivě tak ovlivňují samočistící pochody v přírodních vodách (Pitter, 1999). Pitter (1999) rozděluje kovy a polokovy podle hygienické závadnosti následujícím způsobem: · toxické: Hg, Cd, Pb, As, Se, Be, V, Ni, Ba, Ag, Zn · s karcinogenním nebo teratogenním účinkem: As, Cd, CrVI, Ni, Be · vykazující chronickou toxicitu: Hg, Cd, Pb, As · ovlivňující organoleptické vlastnosti vody: Mn, Fe, Cu, Zn.

Toxicita kovů závisí na teplotě, hodnotě pH a celkovém složení vody, které ovlivňují jejich speciaci. Toxicky většinou působí především jednoduché iontové formy. Anorganické a organické komplexy jsou většinou méně toxické. U směsí 14

kovů se mohou jejich toxické účinky sčítat, zesilovat i zeslabovat. Toxičtěji se projevují jednotlivé složky například ve směsích Cd+Zn, Ni+Zn nebo Hg+Cu. Hg, Pb, Se, Cu, Zn a další kovy mají významnou bioakumulační schopnost, což znamená, že se snadno hromadí v sedimentech a ve vodní flóře a fauně. Buňky se o tyto kovy obohacují tzv. aktivním přestupem (proti koncentračnímu gradientu), který je nevratný (Pitter, 1999).

2.3.1.1 Geneze a výskyt jednotlivých kovů v povrchových vodách Hliník V přírodě je hliník rozšířen ve formě hlinitokřemičitanů. Antropogenním zdrojem hliníku jsou odpadní vody z povrchové úpravy hliníku a jeho slitin, z výroby papíru, kůže, barviv aj. Do vody přechází při její úpravě koagulací síranem hlinitým. Vlivem kyselých dešťů se zvětšuje migrace hliníku v půdě, což je také jedna z příčin vzrůstu koncentrace hliníku v podzemních vodách. U hliníku byla prokázána fytotoxicita, a proto je jeho koncentrace ve vodách pro závlahy limitována. Pro pitnou vodu je mezná hodnota obsahu hliníku 0,2 mg.l-1 (Synáčková, 1996). Železo Pouhým vyluhováním z železných rud (pyrit, magnetovec, hněděl, siderit) se vody obohacují železem jen málo. Antropogenním zdrojem železa mohou být některé průmyslové odpadní vody. Železo se vyskytuje ve vodách ve dvojmocné nebo trojmocné formě. V malých koncentracích je železo běžnou součástí vod. V povrchových vodách se vyskytuje obvykle v setinách až desetinách mg/l. Více železa je ve vodách z rašelinišť. Koncentrace železa vyskytující se v povrchových a prostých podzemních vodách, je hygienicky nevýznamná. Ovlivňuje však organoleptické vlastnosti vody a to barvu, chuť i zákal. I malé koncentrace železa ve vodě mohou být příčinou nadměrného rozvoje železitých bakterií, které při nadměrném rozvoji způsobují ucpávání potrubí a při jejichž odumírání voda zapáchá. Ve vodárenských tocích nemá koncentrace železa přestoupit 0,5 mg.l-1 a v ostatních tocích 2 mg.l-1. Pro pitnou vodu je mezná hodnota obsahu železa 0,3 mg.l-1 (Synáčková, 1996). Mangan Mangan doprovází železné rudy. Do vod se dostává i z půd, sedimentů a z některých odumřelých částí rostlin. Antropogenními zdroji manganu mohou být některé průmyslové odpadní vody. Manganu bývá méně než železa, ale existují i podzemní vody s obráceným poměrem. Mangan je nezbytný pro rostliny i živočichy. V koncentracích, vyskytujících se v přírodních vodách, je nezávadný, ale významně ovlivňuje organoleptické vlastnosti vody (Pitter, 1999). 15

Měď V přírodě se měď nejčastěji vyskytuje ve formě sulfidů, ze kterých se může dostávat do podzemních vod v důsledku rozkladu sulfidických rud. Antropogenním zdrojem mědi v povrchových vodách mohou být odpadní vody z povrchové úpravy kovů a aplikace algicidních preparátů. Měď patří mezi esenciální prvky pro lidský organismus, pro vodní organismy je však značně toxická a to už od koncentrace 0,05 mg.l-1 (Synáčková, 1996). Zinek Zinek je běžnou součástí hornin, půd a sedimentů. Antropogenním zdrojem zinku v přírodních vodách je zejména atmosferický spad. Dalším zdrojem jsou nádoby ze zinku nebo nádoby pozinkované, se kterými voda přichází do styku. Zinek patří mezi esenciální stopové prvky pro lidi, zvířata i rostliny. Jeho nedostatek může být příčinou řady zdravotních problémů, proto je jeho přítomnost ve vodách z hygienického hlediska málo závadná. Ve větších koncentracích (nad 5 mg.l-1) ovšem ovlivňuje chuť vody. Zinek je značně toxický pro ryby a jiné vodní organismy a to už od koncentrací řádově desetin mg.l-1. Míra toxicity závisí na formách výskytu ve vodě a přípustná koncentrace pro jednotlivé organismy se může značně lišit v závislosti na celkovém složení vody (Pitter, 1999). Kadmium Kadmium

doprovází

zinek

ve

vodách,

avšak

v podstatně menších

koncentracích. Významným antropogenním zdrojem jsou fosforečnanová hnojiva, aplikace čistírenských kalů a odpadní vody z galvanického pokovování a z výroby baterií (Pitter, 1999). Kadmium patří mezi velmi nebezpečné jedy, značně se kumuluje v biomase (ukládá se do nadledvinek), zesiluje toxické účinky jiných kovů. Ve vodních tocích se připouští max. 15 µg.l-1 (Synáčková, 1996). Rtuť Hlavní rudou je rumělka, v okolí jejich nalezišť se může rtuť dostat do okolních vod. Sloučeniny rtuti jsou obsaženy v odpadních vodách z elektrolýzy, organických syntéz, rudných úpraven a ze zemědělských hnojiv. Rtuť má jeden z nejvyšších kumulačních koeficientů. Mimořádně silně se kumuluje v sedimentech a ve vodní floře a fauně. Ve vodních tocích se připouští malá koncentrace (vodárenské toky 0,5 µg.l-1, ostatní 1 µg.l-1) (Synáčková, 1996). Olovo Olovo se pouze nepatrně hromadí v důlních vodách, protože nepodléhá chemické a biochemické oxidaci. Stále významnějším zdrojem olova jsou výfukové plyny motorových vozidel, usiluje se proto o náhradu tetraethylolova jiným přípravkem. V této době se stále hromadí na vegetaci v okolí komunikací a dostává 16

se do atmosférických vod a následně i do vod povrchových. Olovo patří mezi látky toxické a ve vodách je velmi nebezpečné. Akutní otravy vodou s obsahem olova nejsou známy, způsobuje však otravy chronické, protože se hromadí v některých organismech. Ve vodárenských tocích se koncentrace olova limituje hodnotou 0,05 mg.l-1, v ostatních tocích 0,1 mg.l-1 (Synáčková, 1996). Sodík a draslík Kationty těchto kovů jsou přítomny ve všech přírodních vodách, patří mezi čtyři základní kationty přírodních a užitkových vod. Koncentrace sodíku je ve vodách až na výjimky větší než koncentrace draslíku. Sodík a draslík nejsou hygienicky významné a jejich koncentrace není limitována. Sodík a draslík mají významnou úlohu při klasifikaci chemického složení vod (Pitter, 1999). Vápník a hořčík Vápník a hořčík jsou v přírodě dosti rozšířeny. Hořčík je ve vodách obvykle méně zastoupen než vápník. Dostávají se do vody rozkladem hlinitokřemičitanů vápenatých

a

hořečnatých

a

rozpouštěním

vápence

a

jiných

minerálů.

Antropogenním zdrojem mohou být průmyslové odpadní vody z provozů, ve kterých se kyseliny neutralizují vápnem, vápencem, magnezitem nebo dolomitem. Z hygienického hlediska jsou vápník a hořčík méně významné. U vodárenských toků by neměly být překročeny koncentrace Ca 200 mg.l-1 a Mg 100 mg.l-1, u ostatních povrchových vod Ca 300 mg.l-1 a Mg 200 mg.l-1 (Pitter, 1999).

2.3.2 Sloučeniny síry Ve vodách se vyskytuje síra anorganicky a organicky vázaná. Anorganické sloučeniny síry mohou být přítomné v oxidačním stupni –II, 0, II, IV a VI. Jde o sulfan, a jeho iontové formy, thiokyanatany, elementární síru, thiosírany, siřičitany a sírany. Z organických sloučenin síry přicházejí v úvahu některé bílkoviny, aminokyseliny, trioly a sulfosloučeniny (Pitter, 1999). Koloběh sloučenin síry v přírodě, tedy i ve vodách, je založen především na jejich biochemických přeměnách. Redukce síranů ve vodách je převážně biochemický proces, naopak oxidace sulfidické síry může být jak biochemická, tak i chemická. Ve vodách se redukují dusičnany na elementární dusík dříve než sírany na sulfidy, protože sírany se redukují teprve v anaerobním prostředí při značně záporných hodnotách oxidačně-redukčního potenciálu. Konečným produktem oxidace sloučenin síry ve vodách jsou sírany a konečným produktem redukce je sulfan a jeho iontové formy (Pitter, 1999).

17

← převážně biochemická redukce S-II ↔ S ↔ S2IIO32- ↔ SIVO32- ↔ SVIO42→ biochemická nebo i chemická oxidace 0

Sírany Sírany se vyskytují ve velkých koncentracích v důlních vodách. Sírany v koncentracích, vyskytujících se v povrchových a prostých podzemních vodách, nemají hygienický význam (Synáčková, 1996). Siřičitany V přírodních vodách se siřičitany téměř nevyskytují. Přirozeného původu jsou ve vulkanických exhalacích a ve vodách sopečných jezer. Do atmosférických vod se dostávají z městských a průmyslových exhalací, zejména při spalování fosilních paliv. Jsou závadné tím, že vyčerpávají z povrchových vod rozpuštěný kyslík a působí toxicky na vodní faunu a floru (Synáčková, 1996). Sulfany Sulfan a jeho iontové formy mohou být ve vodách anorganického (vzniká rozkladem sulfidických rud, biologickou redukcí síranů a vulkanické exhalace), tak i organického původu (biologický rozklad organických sirných látek v anaerobním prostředí). Antropogenním zdrojem mohou být průmyslové odpadní vody. V povrchových vodách se sulfan a jeho iontové formy vyskytují jen zřídka a v malých koncentracích, protože jsou oxidovány rozpuštěným kyslíkem. Sulfan ovlivňuje pach vody, pro ryby je jedovatý (Synáčková, 1996).

2.3.3 Sloučeniny fosforu Přírodním zdrojem fosforu ve vodách je rozpouštění a vyluhování některých minerálů a zvětralých hornin. Fosfor organického původu se vyskytuje v živočišném odpadu nebo v rozkládající se vodní floře a fauně (Pitter, 1999). Celkový fosfor (Pcelk) ve vodách se dělí na rozpuštěný (Prozp) a nerozpuštěný (Pneropz), který se dále dělí na anorganicky (Panorg) a organicky (Porg) vázaný (Pitter, 1999). Vzhledem k tvorbě málo rozpustných fosforečnanů s Ca, Mg, Fe, Al apod. a vzhledem k jejich významné chemisorpci na tuhých fázích se fosforečnany vyskytují ve vodách jen ve velmi malých koncentracích (Pitter, 1999). V povrchových vodách se pohybují v desetinách mg.l-1 (Synáčková, 1996). Podstatně větší koncentrace fosforu se nacházejí ve splaškových odpadních vodách, kde fosfor pochází jednak z fekálií a jednak z pracích prostředků. Dalším antropogenním zdrojem je využívání fosforečných hnojiv v zemědělství (Pitter, 1999). Organického původu je fosfor, obsažený v živočišných odpadech (např. člověk vylučuje denně 18

1,5 g fosforu), který přechází do odpadních vod (Synáčková, 1996). Koncentrace celkového fosforu se v těchto pohybují obvykle v jednotkách mg.l -1, avšak při nízké specifické produkci odpadních vod mohou překročit i hodnotu 10 mg.l-1. (Pitter, 1999). V podzemních vodách mají fosforečnany indikační význam. Pokud jejich koncentrace v těchto vodách náhle vzroste, svědčí to o možnosti fekálního znečištění (pokud lze vyloučit znečištění způsobené fosforečnanovými hnojivy). Protože se snadno zadržují v půdě chemickými procesy a adsorpcí, má vzrůst jejich koncentrace značnou indikační hodnotu (Pitter, 1999). Sloučeniny fosforu mají významnou úlohu v přírodním koloběhu látek. Jsou nezbytné pro pro nižší i vyšší organismy, které je přeměňují na organicky vázaný fosfor. Po uhynutí a rozkladu se uvolňují zpět do prostředí. Zvlášť významně se fosforečnany uplatňují při růstu zelených organismů ve vodě. Proto bývá v zimním období jejich obsah v povrchových vodách největší a v letním období, probíhá-li intenzivní fotosyntetická asimilace, nejmenší. Na syntézu 100 mg biomasy se spotřebuje asi 1 mg fosforu (Synáčková, 1996). Ve srovnání s jinými biogenními prvky má fosfor mimořádný význam jako prvek často limitující produkční procesy ve vodních ekosystémech. Je to mimo jiné dáno rozdílem mezi jeho poměrným zastoupením v živých organismech a jeho zdroji v prostředí. V organismech je podíl fosforu vyšší a stálý, v prostředí nižší a proměnlivý, což způsobuje jeho sedimentární cyklus a proměnná intenzita využití rostlinami (Lellák, Kubíček, 1991).

2.3.4 Dusíkaté sloučeniny Dusík spolu s fosforem patří mezi nejdůležitější makrobiogenní prvky. Patří do tzv. skupiny nutrietů, které jsou nezbytné pro rozvoj mikroorganismů. Uplatňuje se při všech biologických procesech probíhajících ve vodách a při biologických procesech čištění a úpravy vody (Pitter, 1999). Dusík se vyskytuje ve vodách v různých oxidačních stupních (–III, -I, 0, +I, +III a +V). Sloučeniny dusíku jsou ve vodách málo stabilní a podléhají ve vodách četným biochemickým přeměnám, z nichž nejdůležitější je biologická oxidace a redukce (nitrifikace a denitrifikace) (Pitter, 1999). Koloběh dusíku ve vodách lze znázornit schématem na obr. 1. Schopnost redukovat trojnou vazbu vzdušného dusíku mají jen některé bakterie a sinice. Anorganický dusík, přijímaný producenty ve

formě

dusičnanů,

je

přeměňován

na

organickou

formu

v bílkovinách

a nukleových kyselinách. Biomasou živočichů se část dusíku vrací zpět do prostředí ve formě exkrečních produktů a rozkladem tkání uhynulých živočichů. Organicky 19

vázaný dusík je mineralizován během procesu amonifikace. Amoniak může být využit jako zdroj dusíku, nebo dochází k jeho oxidaci činností nitrifikačních bakterií na dusitany, dále na dusičnany. Během denitrifikace probíhá proces opačný – bakterie redukují dusičnany částečně na amoniak a částečně na plynný dusík (Lellák, Kubíček, 1991).

Obr. 1. Cyklus dusíku v životním prostředí (Chudoba a kol., 1991)

Splaškové vody jsou jedním ze zdrojů organického dusíku. Člověk denně vylučuje asi 12 g dusíku. Organického původu jsou i sloučeniny dusíku v odpadech ze zemědělských výrob. Dalším zdrojem je rozkládající se biomasa odumřelých organismů. Anorganickým zdrojem jsou plachy ze zemědělsky obdělávané půdy, hnojené minerálními dusíkatými hnojivy, atmosférické vody a některé průmyslové odpadní vody (Synáčková, 1996).

2.3.4.1 Amoniakální dusík Amoniakální dusík se vyskytuje téměř ve všech typech vod. Stanovení patří mezi ta nejběžnější. Poměr disociovaného iontu NH4+ a nedisociovaného NH3 (ve skutečnosti hydrátu amoniaku NH3.H2O) ve vodě závisí na hodnotě pH. Při teplotě 20 °C se v neutrálním a kyselém prost ředí vyskytuje pouze amonný kation, při pH vyšším než 10,5 převažuje nedisociovaný hydrát. Běžně prováděnými analytickými postupy nelze obě formy rozlišit (Pošta a kol., 2005). Amoniakální dusík je z hygienického hlediska velmi významný, protože je jedním z primárních produktů rozkladu organických dusíkatých látek. Je proto důležitým chemickým indikátorem znečištění podzemních vod živočišnými odpady. Toxický vliv amoniakálního dusíku na ryby je značný a závisí na pH vody. 20

Ve vodních tocích se připouští malá koncentrace (vodárenské toky 0,5 mg.l-1, ostatní 2,5 mg.l-1) (Synáčková, 1996). Amoniakální dusík se váže na půdní částice, a proto se nevyluhuje dále do podzemních vod. V teplé, dobře provzdušněné půdě bakterie rychle přemění amoniakální dusík nejprve na dusitany a poté na dusičnany. Rostliny ochotně přijímají dusičnany stejně jako amoniakální dusík. Ale na rozdíl od amonia jsou dusičnany vysoce rozpustné ve vodě, protože se neváží na půdní částice (Kvítek, 2003).

2.3.4.2 Dusitanový dusík V čistých podzemních a povrchových vodách nejsou dusitany přítomny vůbec, nebo jen ve stopových koncentracích. Větší množství, řádově asi desetiny mg/l, lze zjistit např. v železnatých a rašelinných vodách. Ve znečištěných podzemních a zejména v povrchových vodách se může dusitanový dusík vyskytovat i v koncentracích přes 1 mg.l-1, stejně jako ve vodách splaškových. Působí toxicky na ryby,

kde se pohybuje prahová koncentrace řádově v setinách mg.l-1

(Synáčková, 1996). Jako přechodný člen v dusíkovém cyklu vznikají dusitany ve vodách zpravidla při biochemické redukci dusičnanů nebo při biochemické oxidaci amoniakálního dusíku. Z tohoto důvodu patří dusitany mezi významné indikátory fekálního znečištění vod. Mohou vznikat i fotochemickou reakcí dusičnanů. Dusitany jsou ve vodě velmi nestabilní, a proto stejně jako dusičnany je nutno je stanovit v den odběru (Pošta a kol., 2005).

2.3.4.3 Dusičnanový dusík Dusičnany, konečné produkty biochemické oxidace organicky vázaného dusíku, se vyskytují ve všech typech vod (Pošta a kol., 2005). Při biologických přeměnách podléhají ve vodách redukci na dusitany až elementární dusík (denitrifikace) (Synáčková, 1996). Dalším zdrojem je hnojení zemědělsky obdělávané půdy dusíkatými hnojivy. Vyskytují se také v atmosférických vodách. V přírodních vodách se koncentrace dusičnanů mění v závislosti na vegetačním období (Synáčková, 1996). Dusičnany jsou samy o sobě pro člověka málo škodlivé. Mohou však škodit nepřímo tím, že se mohou v zažívacím ústrojí redukovat na toxičtější dusitany, ty reagují s hemoglobinem za vzniku methemoglobinu, který v krvi nemá schopnost přenášet kyslík. Nebezpečnou dávkou pro dospělého člověka je asi 500 mg.l-1, pro kojence už 1 – 10 mg.l-1 (Synáčková, 1996). 21

2.3.5 pH Podle Brönstedovy teorie kyselin a zásad považujeme za kyseliny látky, které mohou uvolňovat proton, a za zásady látky, které mohou proton vázat. Voda patří

k amfiprotním

rozpouštědlům,

které

se

vyznačují

tím,

že

podléhají

autoprotolýze, tj. reakci, při níž ze dvou molekul rozpouštědla vzniká kyselina a zásada podle reakčního schématu: 2 H2O ↔ H3O+ + OH- (Horáková, 1986). Hodnota pH je definována jako záporně vzatý dekadický logaritmus aktivity oxoniových kationtů a pak platí pH = - log (a(H3O+)), kde a značí aktivitu iontu (H3O+). pH nabývá hodnot od 0 do 14. Chemicky čistá voda má při pokojové teplotě pH 7 (při 100 °C zhruba 6), kyseliny od 0 do 7, zásady od 7 do 14 (Pitter, 1999). Hodnota pH a oxidačně-redukční potenciál významně ovlivňují chemické a biochemické procesy ve vodách a z tohoto hlediska mají u vod mimořádnou důležitost. Proto je stanovení hodnoty pH nezbytnou součástí každého chemického rozboru vody. Umožňuje rozlišit jednotlivé formy výskytu některých prvků ve vodách, je jedním z hledisek pro posuzování agresivity vody a ovlivňuje účinnost většiny chemických, fyzikálně chemických a biologických procesů používaných při úpravě a čištění vod (Pošta a kol., 2005). Hodnotu pH vody a její neutralizační a tlumivou kapacitu mohou výrazně ovlivnit některé chemické a biologické pochody v ní probíhající. Jde buď o přímo uvolňování nebo spotřebu iontů H+, resp. OH-, nebo nepřímo o uvolňování nebo spotřebu volného oxidu uhličitého (Pošta a kol., 2005). V čistých přírodních vodách je hodnota pH v rozmezí asi 4,5 do 9,5 dána obvykle uhličitanovou rovnováhou. Povrchové vody s výjimkou vod z rašelinišť a acidifikovaných vod nádrží a jezer (obsahují huminové látky), mívají hodnoty pH v rozmezí asi od 6,0 do 8,5. Posun do alkalické oblasti, nad 8, bývá způsoben intenzivní fotosyntetickou asimilací zelených organismů, kdy dochází k vyčerpání volného oxidu uhličitého (Pitter, 1999).

2.3.6 Plyny ve vodách Plyny ve vodách mohou být obecně původu přírodního nebo antropogenního a specificky atmosférického, chemického (resp. radiochemického) a biochemického. Některé plyny s vodou nereagují, nebo jen omezeně, jiné s vodou částečně reagují v závislosti na hodnotě pH a oxidačně-redukčním potenciálu a ustavuje se chemická rovnováha (Pitter, 1999).

22

2.3.6.1 CO2 Oxid uhličitý je součástí vod všeho druhu. Vyskytuje se ve třech formách. Jednak je oxid uhličitý rozpuštěn převážně v molekulární formě jako volně hydratovaný CO2, další dvě formy jsou iontové (hydrogenuhličitany a uhličitany) (Horáková a kol., 1986). Do vody se dostává z atmosféry, přitékající vodou, zejména pak rozkladem organických látek a dýcháním živočichů a rostlin (Hartman a kol., 2005). Nejdůležitějším systémem v přírodních a užitkových vodách je uhličitanový systém, který výrazně ovlivňuje složení a vlastnosti vod (pH, tlumivou kapacitu, agresivitu, inkrustační účinky) a téměř všechny procesy jejich úpravy (Synáčková, 1996).

2.3.6.2 O2 Kyslík je nejvýznamnější z rozpuštěných plynů ve vodě, které s ní netvoří iontové sloučeniny. U povrchových vod patří stanovení kyslíku k nejdůležitějším stanovením. Koncentrace kyslíku je totiž jedním z důležitých ukazatelů kyslíkového režimu vod a indikátorem čistoty toků (Horáková a kol., 1986). Část kyslíku rozpuštěného ve vodě je zajišťována difuzí z atmosféry (7 %). Dalším zdrojem kyslíku je fotosyntetická asimilace vodních rostlin (89 %) a přítok (4 %). Obsah kyslíku je ve vodě proměnlivý. Je-li v rovnováze se vzdušným kyslíkem, pohybuje se koncentrace podle teploty mezi 7 až 14 mg.l-1. V důsledku intenzivní asimilace může dojít k přesycení až na 40 mg.l-1 a naopak vlivem respirace může rozpuštěný kyslík z vody zcela vymizet (Hartman, 2005).

2.3.7 Organické látky Původ organických látek v přírodních vodách může být buď přirozený, nebo antropogenní (Synáčková, 1996). Mezi přirozené organické znečištění lze zařadit výluhy z půdy a sedimentů (půdní humus, rašelinný humus, výluhy z listí a výluhy z tlejícího dřeva) a produkty životní činnosti rostlinných a živočišných organismů, žijících ve vodě (Synáčková, 1996). Organické

látky

antropogenního

původu

pocházejí

ze

splaškových

a průmyslových odpadních vod, z odpadů ze zemědělství a mohou vznikat i při úpravě

vody.

Z biologického

hlediska

může

jít

buď

o

látky

podléhající

biochemickému rozkladu, nebo o látky biochemicky rezistentní, které se mohou hromadit v hydrosféře (Synáčková, 1996). 23

Protože vody mohou obsahovat i několik set různých druhů organických látek (a to obvykle ve velmi malých koncentracích), je separace a identifikace individuálních látek velice složitá. Především je nutno identifikovat látky, které jsou toxické a biologicky těžko rozložitelné. Hledaly se proto metody, které by umožnily vystihnout celkovou koncentraci organických látek ve vodě a vyjádřit tak míru celkového znečištění vody. Nejvíce se rozšířily metody nepřímé, založené na chemické nebo biologické oxidaci organických látek (Synáčková, 1996). Chemická spotřeba kyslíku – CHSK (mg.l-1) je definována jako množství kyslíku, které se za přesně vymezených uzančních podmínek spotřebuje na oxidaci organických látek ve vodě silným oxidačním činidlem. Udává se jako hmotnost kyslíku, která je ekvivalentní spotřebě oxidačního činidla na jeden litr vody a je důležitým ukazatelem organického znečištění vody. Dnes se používají ke stanovení dvě metody, které se liší použitým oxidačním činidlem. Jedna metoda využívá jako oxidační činidlo manganistan draselný (CHSKMn), druhá dichroman draselný (CHSKCr). Dichroman je za podmínek stanovení silnější oxidační činidlo, a proto hodnoty CHSKCr jsou u všech typů vod vyšší než hodnoty CHSKMn. Výpočet hodnoty CHSK je vždy součástí konkrétní používané metody (Pošta a kol., 2005). Biochemická spotřeba kyslíku – BSK (mg.l-1) je definována jako množství kyslíku spotřebovaného mikroorganismy při biochemických pochodech na rozklad organických látek ve vodě při aerobních podmínkách. Organické látky stanovené jako BSK hrají důležitou úlohu při odčerpávání rozpuštěného kyslíku z vody, a proto je i BSK důležitým ukazatelem kyslíkového režimu. Nejběžnější a v celém světě používané je standardizovaná zřeďovací metoda pro stanovení pětidenní BSK – BSK5. Metoda spočívá ve stanovení obsahu rozpuštěného kyslíku v předem upraveném vzorku vody nultého a pátého dne inkubace. Při inkubaci se vzorek vody obsahující aerobní mikroorganismy ponechá v uzavřené lahvi v klidu při teplotě 20 °C bez p řístupu vzduchu a světla. Koncentrace rozpuštěného kyslíku se stanoví modifikovanou odměrnou jodometrickou metodou (Pošta a kol., 2005).

2.4 Trendy Změny ve složení povrchových vod mohou být buď krátkodobé, nebo dlouhodobé. Krátkodobé změny jsou způsobeny převážně hydrologickými nebo klimatickými poměry. Dlouhodobější, trvalejší změny jsou způsobeny zejména antropogenní

činností,

spočívající

v chemizaci

a industrializaci (Pitter, 1999).

24

zemědělství,

urbanizaci

V důsledku postupné reakce vody s horninami geologického podloží a postupného znečišťování městskými, průmyslovými a zemědělskými odpady se během roku zvětšuje celková mineralizace i obsah organických látek. Tento obecný trend může být narušen vlivem samočisticích procesů (Pitter, 1999). Dusičnany Změny koncentrací dusičnanů v odtoku vody můžeme rozdělit na změny periodické, náhlé a dlouhodobé (Kvítek, Tippl, 2003). Změny periodické souvisejí s meteorologickým a astronomickým cyklem a jsou krátkodobé (denní a sezonní roční) a střednědobé (kvazistacionární – sedmiroční). Náhlé změny jsou způsobovány zásadními antropogenními zásahy do krajiny

(odlesnění,

rušení

trvalých

travních

porostů)

a

nevhodnými

agrotechnickými operacemi (aplikace nadměrných dávek kejdy). Dlouhodobé změny indikují trendy ve vývoji hydrosféry, a to jak ve vazbě na geologický vývoj země, tak na rozvoj lidské společnosti (Kvítek, Tippl, 2003). Naměřené hodnoty koncentrací dusičnanů mají obvykle sinusoidní průběh. Maximálních hodnot dosahují na jaře, což představuje 20 – 40 % celkového ročního odnosu dusíku, a minim na podzim. Tento jev naznačuje, že kolísání koncentrací nenavazuje bezprostředně na období aplikace minerálních hnojiv, živiny se v půdě během podzimu a zimy hromadí a jsou vyplavovány až při zrychlení průsaku vody, které nastává v době tání a bezprostředně po tání sněhu (vyplavování je tedy zpožděno cca o 5 – 12 měsíců) (Kvítek, Doležal, 2003; Kvítek, 2007). V letním období jsou naopak odčerpávány vegetací, včetně lesních porostů, případné extrémní

koncentrace

dusičnanů

v letním

období

mohou

být

výsledkem

i povrchového odtoku a eroze (Kvítek, Tippl, 2003). Fosforečnany Koncentrace fosforečnanů v povrchových vodách vzrůstá v období podzimní cirkulace (periodické změny během roku, stratifikace v nádržích a jezerech) (Synáčková, 1996). Rozpuštěný kyslík V letním období se nacházejí koncentrace rozpuštěného kyslíku asi od 8 mg.l-1 do 12 mg.l-1 a v zimním období asi od 6 mg.l-1 do 8 mg.l-1 Avšak u toků s organickým znečištěním může koncentrace v extrémním případě klesnout až na nulovou hodnotu nebo se voda mlže přesytit (Pitter, 1999).

25

2.5 Klasifikace vod, monitoring 2.5.1 Klasifikace vod podle čistoty Klasifikací toků se rozumí normované roztřídění toků podle jakosti vody. Ukazatele (indikátory) vyjadřují fyzikální stav, chemické složení a biologické osídlení vody. Dělí se na individuální a skupinové (Pitter, 1999). Nařízení vlády č. 82/1999 Sb. stanovuje ukazatele přípustného znečištění povrchových vod. Hodnoty ukazatelů vyjadřují znečištění povrchových vod při 355denním průtoku. Je uvedeno celkem 80 ukazatelů chemických, radiologických, mikrobiologických a hydrobiologických. Počet ukazatelů je značný, není však nutné a ekonomické určovat současně všechny ukazatele. Hodnocení jakosti vody se v praxi zakládá na stanovení reprezentativních ukazatelů, jejichž výběr závisí na způsobu využití sledovaných povrchových vod a na předpokládaném znečištění. Podle ČSN 75 7221 „Klasifikace jakosti povrchových vod“ používáme klasifikační systém, který slouží ke srovnání jakosti povrchových vod z různých míst v různém čase. Tekoucí povrchové vody se řadí do tříd podle jakosti pomocí soustavy mezních hodnot charakteristických ukazatelů: I. třída:

neznečištěná voda

Stav povrchové vody, který nebyl významně ovlivněn lidskou činností, při kterém ukazatele jakosti vody nepřesahují hodnoty odpovídající běžnému přirozenému pozadí v tocích. II. třída:

mírně znečištěná voda

Stav povrchové vody, který byl ovlivněn lidskou činností tak, že ukazatele jakosti vody dosahují hodnot, které umožňují existenci bohatého, vyváženého a udržitelného ekosystému. III. třída:

znečištěná voda

Stav povrchové vody, který byl ovlivněn lidskou činností tak, že ukazatele jakosti vody dosahují hodnot, které umožňují existenci bohatého, vyváženého a udržitelného ekosystému. IV. třída:

silně znečištěná voda

Stav povrchové vody, který byl ovlivněn lidskou činností tak, že ukazatele jakosti vody dosahují hodnot, které vytvářejí podmínky, umožňující existenci pouze nevyváženého ekosystému. V. třída:

velmi silně znečištěná voda

26

Stav povrchové vody, který byl ovlivněn lidskou činností tak, že ukazatele jakosti vody dosahují hodnot, které vytvářejí podmínky, umožňující existenci pouze silně nevyváženého ekosystému.

Výsledná třída se určí podle nejnepříznivějšího zařazení zjištěného u jednotlivých vybraných ukazatelů (tab. 2). Klasifikovat lze vody při nejmenším počtu odběru 11 za období (zpravidla rok), je-li k dispozici méně než 11 hodnot (výsledků), nelze jakost vody podle této normy klasifikovat (Pitter, 1999). Jednou z věcí, kterou se může naše republika pochlubit, je trvalé zlepšování kvality vody v tocích. Srovnáním stavů v letech 1991-92 (obr. 2) a 2003-04 (obr. 3) vidíme, že výrazně ubylo velmi silně znečištěné vody (třída V.). Kromě změn v průmyslu a zemědělství je to způsobeno především výstavbou nebo intenzifikací rozhodujících čistíren odpadních vod (Němec, Hladný, 2006).

Obr. 2. Jakost vody v tocích ČR v letech 1991 – 1992 (Pokorný a kol., 2008 )

Obr. 3. Jakost vody v tocích ČR v letech 2006 – 2007 (Pokorný a kol., 2008) 27

Dalším hlediskem při posuzování jakosti povrchových vod je jejich upravitelnost na vodu pitnou. Požadavky jsou z tohoto hlediska dány ČSN 75 7214 „Surová voda pro úpravu na vodu pitnou“. Vody jsou rozděleny dle upravitelnosti do 4 kategorií (A, B, C, D) (Pitter, 1999).

2.5.2 Klasifikace vod z biologického hlediska Pro vyjádření čistoty vody slouží kromě ukazatelů fyzikálních, chemických a bakteriologických i biologické osídlení sledované povrchové vody. Provádí se popis organismů přítomných ve vodě, oživení či nárůst na březích, dně toku a v sedimentu, usazeném na dně. Vodní prostředí je ovlivňováno teplotou, turbulencí, koncentrací rozpuštěného kyslíku ve vodě, chemismem atd. Z provedené analýzy tohoto životního prostředí lze zpětně odvodit závěry o vlastnostech a kvalitě vody, což je vlastně hodnocení biologické čistoty vody. Liebmann, Kolkwitz a Marsson rozlišují čtyři stupně znečištění (Synáčková, 1996): I.

oligosaprobní, tj. velmi mírně znečištěná voda

II.

beta – mezosaprobní, tj. mírně silně znečištěná voda

III.

alfa – mezosaprobní, tj. silně znečištěná voda

IV.

polysaprobní, tj. mimořádně silně znečištěná voda.

2.5.3 Monitoring Jedním ze základních předpokladů hospodaření s vodou v ČR je nepřetržité sledování, ukládání a vyhodnocování hydrologických prvků, které charakterizují stav vodních zdrojů. Monitorované údaje slouží jednak jako podklad pro rozhodování v reálném čase a jednak k režimovému hodnocení pro koncepční účely. Monitoringem povrchových a podzemních vod v celostátním rozsahu je podle zákona č. 254 / 2001 Sb., o vodách ve znění pozdějších předpisů pověřen podle § 21 Český hydrometeorologický ústav (ČHMÚ) (Něměc, 2006). ČHMÚ zabezpečuje monitoring jakosti vody ve státních monitorovacích sítích povrchových a podzemních vod. Současná podoba monitorovací sítě jakosti povrchových vod je důsledkem historického vývoje od počátku monitoringu v roce 1963. Na území ČR je na významných tocích rovnoměrně rozmístěno 257 profilů, ve kterých se 12x ročně odebírají vzorky vody pro analýzy základních fyzikálněchemických

parametrů,

těžkých

kovů,

specifických

organických

sloučenin,

biologických a mikrobiologických ukazatelů. Součástí státní sítě monitorování jakosti povrchových vod je také síť 85 profilů pro provádění radiochemických rozborů. Do státní sítě je pilotně zahrnuto 44 profilů komplexního monitoringu jakosti vody,

28

kde jsou sledovány jednotlivé polutanty ve vodě, plaveninách, sedimentech a biomase (Rieder, 2002). ČHMÚ však není jediným odpovědným subjektem, který tyto činnosti zabezpečuje. Další monitorovací systémy provozují pro své potřeby správci povodí (dispečerské řízení, provoz vodních děl a vodohospodářských soustav aj.), tzn. státní podniky Povodí. V povodí drobných vodních toků zajišťují monitorovací činnost jejich správci, tzn. Zemědělská vodohospodářská správa a státní podnik Lesy ČR (Němec, Hladný, 2006). Zemědělská vodohospodářská správa provádí monitoring na drobných vodních tocích. Je zaměřen především na identifikaci a podchycení vlivu difúzního znečištění ze zemědělské výroby. V současné době existuje dohoda uzavřená mezi ČHMÚ a ZVHS o vzájemné výměně dat (Rieder, 2002). Státní monitorovací síť

jakosti podzemních

vod obsahuje tři typy

pozorovacích objektů: prameny, mělké vrty a hluboké vrty. Monitoring jakosti podzemních vod byl postupně zaváděn od roku 1984. V roce 2001 bylo z hlediska jakosti monitorováno 463 objektů podzemních vod, z toho 136 pramenů, 145 mělkých vrtů a 182 hlubokých vrtů. Všechny objekty monitorovací sítě jakosti podzemních vod jsou vzorkovány 2x ročně v cyklu jaro-podzim (Rieder, 2002). Podrobné údaje o stavu povrchových a podzemních vod vždy za uplynulý rok obsahuje Hydrologická ročenka ČR, kterou ČHMÚ vydává od roku 1993 (Němec, Hladný, 2006).

2.6 Antropogenní vlivy Za přírodní zhoršování jakosti vody lze označit zejména smyvy látek z terénního povrchu (zvýšená eroze je také následkem antropogenní činnosti). Všechny ostatní změny v jakosti jsou způsobeny především užíváním odebrané vody a vypouštění odpadních vod do vod povrchových a je třeba je hodnotit jako produkt antropogenní činnosti (Němec, Hladný, 2006). Rozeznáváme znečišťování z bodových zdrojů (vypouštění odpadních vod), z difúzních zdrojů (drobné bodové zdroje rozptýlené po ploše povodí) a z plošných zdrojů znečištění (smyvy z terénního povrchu, půdní eroze apod.) (Němec, Hladný, 2006).

29

Znečištění dusičnany Mezi nejzávažnější typy plošného znečištění patří již delší dobu znečištění vod dusíkatými látkami, zejména dusičnany. Zvýšené koncentrace dusičnanů ve vodních zdrojích jsou velkým problémem po celém světě. Tuto situaci zapříčiňuje především přehnojování a kontaminace zvířecími a lidskými odpady. Zvýšené koncentrace dusičnanů jsou totiž velmi nebezpečné pro lidské zdraví, zvláště pak u dětí (Kvítek, 2007). Dusičnany ve vodách v důsledku vyplavování půdním profilem nebo erozí a povrchovým odtokem způsobující kontaminaci hydrosféry a spolu s fosforem zapříčiňují vznik eutrofizace (Kvítek, 2003). Zvýšený přísun antropogenních kyselin síry a dusíku způsobuje acidifikaci vodních toků (Kvítek, 2007). Eroze Eroze je proces, při kterém je půda rozrušována a odnášena vodou nebo větrem a je obnažována, často až na horninový podklad. Zároveň však erozní produkty zanášejí mimo jiné vodní toky a nádrže. Přítomnost chemických látek v půdě a jejich snadný transport vodou při erozních procesech výrazně zvyšují možnost kontaminace vod (Tlapák a kol., 1992). Eutrofizace Eutrofizace je proces obohacování stojatých a tekoucích vod živinami, zejména dusíkem a fosforem. Přirozená eutrofizace je způsobena zejména přísunem sloučenin dusíku a fosforu vyluhovaných z půdy a z rozkladu odumřelých vodních organismů (Kvítek, 2003). Působením lidské činnosti tento přírodní děj přesáhl přirozené meze (Kočí, 2000). Antropogenní eutrofizace vod vzniká především smýváním dusíkatých a fosforečných hnojiv z polí, splaškovými vodami a fekáliemi. V eutrofizované vodě dochází k masovému rozvoji řas a sinic, jejichž hromadění při hladině se označuje jako vodní květ (Kvítek, 2003). Jedním z důsledků je pak i snížená samočisticí schopnost řek a jezer, dalším negativním faktorem zvýšeného výskytu řas a sinic je narušení kyslíkového režimu, produkce toxických látek, špatná upravitelnost pro vodárenské účely či narušení ekologické rovnováhy (Kočí, 2000). Hnojení Známým, ale ne jediným zdrojem živin pro obdělávanou půdu jsou hnojiva. Hnojiva mají dvojí účinek. Dochází-li k povrchovému odtoku a erozi, může dojít k obohacování smývaných půdních částic dusíkem a fosforem. Jestliže se však pomocí hnojiv dosáhne lepšího porostu, může to znamenat snížení povrchového

30

odtoku a eroze. Je ale zřejmé, že vysoké dávky hnojiv na ornou půdu bez protierozní ochrany znamenají nebezpečí pro znečištění vody (Kvítek, 2003). V 60. letech 20. století nastoupila ve světě tzv. „zelená revoluce“ podnícená populační explozí na jedné straně a pokrokem v mechanizaci zemědělských prací, genetice rostlin a agrochemií na straně druhé (Follett, 2001). I na území ČR ve snaze o zvyšování rostlinné výroby se začaly používat často mnohokráte vyšší dávky hnojiv, insekticidů, herbicidů a dalších pesticidů než dříve (Němec, Hladný, 2006). Používání hnojiv se v ČR zvýšilo z přibližně 180kg/ha v roce 1975 na 250kg/ha v letech 85-89. Po sametové revoluci výrazně pokleslo používání hnojiv (Novotny, 2003). Na mnoha profilech povodí nedošlo ke snížení koncentrací dusičnanů ve vodách, přestože je v obecné rovině konstatováno snížení dávek dusíku (Kvítek, Tippl, 2003). Z grafu (obr. 7.) můžeme pozorovat, že i přes pokles používání hnojiv se trend dusičnanů ve vodách po nějakou dobu zvyšoval (Novotny, 2003). Acidifikace Důležitá skupina reakcí vody souvisí s jejím okyselováním. Přirozená kyselost, reakce vody, vyjadřovaná jako pH byla u srážek v před-industriálním období kolem 5,6. Následkem spalování zejména hnědého uhlí nízké kvality se ve druhé polovině 20. století posunulo pH na velmi kyselou úroveň 4,2 až 4,4. Od šedesátých let pak dochází v ČR k acidifikaci prostředí, neutralizaci půdních karbonátů, vymývání alkálií. Acidifikace podpovrchových vod je pravděpodobně základním faktorem oslabení středoevropských lesů, který přispívá k různým typům kalamit (Vančura a kol., 2007). Odolnost povrchových vod vůči acidifikaci závisí především na hodnotě alkalinity (KNK), dané koncentrací vápníku, respektive sumou vápníku a hořčíku ve vodě. Nejcitlivější vůči acidifikaci jsou malá a mělká jezera s nízkou KNK ležící na nedostatečně pufrovaném, pomalu zvětrávajícím geologickém podloží, jejichž povodí jsou malá, s chudým půdním pokryvem a vegetací (Vančura a kol., 2007). Na

území

České

republiky

dosahovala

kyselá

depozice

maxima

v osmdesátých letech minulého století. Od roku 1989 intenzivně poklesla atmosférická depozice síry – v roce 1999 se celkové emise síry v České republice snížily na úroveň 10% stavu z poloviny osmdesátých let; emise NOx klesly v průběhu 90. let na polovinu. Na chemismu povrchových vod se od počátku 90. let pozitivně projevuje pokles množství okyselujících imisí v atmosféře a smýcení smrkových porostů (Vančura a kol., 2007).

31

Průmysl a energetika Průmysl a energetika jsou největšími odběrateli vody. Proto se i vodní toky jako zdroje vody staly významným faktorem určujícím polohu průmyslových a energetických komplexů. Protože se voda z průmyslu a energetiky z větší části vypouští zpět do vodních toků, jsou tyto výpusti nejvýznamnějšími bodovými zdroji znečištění (Vančura a kol., 2007). Jejich vliv na kvalitu vody v našich tocích byl velmi negativní především v minulosti, kdy neexistoval odpovídající systém čištění odpadních vod. S postupným omezováním vypouštění průmyslových odpadních vod a zaváděním účinnějších čistírenských technologií se od 90. let minulého století zlepšuje (Němec, Hladný, 2006). Při realizaci projektu Morava IV se zlepšení stavu potvrdilo. Zpracované trendy vypouštěného znečištění v základních ukazatelích (CHSK, BSK, NL, N-NH4+, a Pcelk) pro 31 dlouhodobě sledovaných průmyslových zdrojů znečištění podávají přehled o přínosu realizovaných nápravných opatření, kdy se za desetileté období při zhruba stejném množství vypouštěných odpadních vod snížilo množství vypouštěného znečištění (Šunka a kol., 2007).

2.7 Samočistící procesy ve vodě Samočištění je souhrn přirozeně probíhajících fyzikálních, chemických, biologických a biochemických pochodů, kterými se povrchové vody v přírodě zbavují znečišťujících látek (Pošta, 2005). K nejdůležitějším

jevům

fyzikálního

samočištění

je

sedimentace

nerozpuštěných látek, odplavování usazenin při velkých vodách a přestup kyslíku ze vzduchu do vody. Při rozptylování znečišťujících látek a kyslíku ve vodě se uplatňuje difuse (Pošta, 2005). Během chemických pochodů látky obsažené v odpadních vodách reagují s látkami obsaženými v říční vodě. Dochází k reakcím neutralizačním, srážecím a oxidačně redukčním (Synáčková, 1996). Biochemické a biologické procesy probíhají v několika fázích. Přítomné organické látky jsou potravou nižších i vyšších vodních organismů. Prvním článkem řetězu jsou nejnižší organismy, kterým organické látky slouží jednak jako zdroj energie pro životní pochody, jednak jako zdroj pro chemické sloučeniny, potřebné k výstavbě buněčné hmoty. Nejnižší organismy jsou pak potravou vyšším organismům. Tím se mrtvá hmota přeměňuje ve stále výše organickou živou hmotu. Současně probíhá pochod opačný. Organismy odumírají, dochází k rozkladným procesům, kterých se opět zúčastňují nižší organismy. V přírodních podmínkách bývá mezi oběma pochody rovnováha. Popsané děje jsou většinou aerobní. 32

Anaerobní děje probíhají u dna v bahně. Sekundárně však mají rovněž nároky na kyslík, neboť produkty anaerobního rozkladu přecházejí do vody a vstupují tam do aerobních procesů. Kyslík pro všechny aerobní procesy v řece je čerpán ze zásoby rozpuštěného kyslíku (Synáčková, 1996). Z čehož vyplývá, že množství rozpuštěného kyslíku ve vodě je nejdůležitější podmínkou samočištění (Hartman a kol., 2005). Je-li nárok na kyslík veliký a nestačí-li se zásoba kyslíku doplňovat, pak koncentrace rozpuštěného kyslíku klesá, aerobní pochody přestávají probíhat a rovnováha v řece je vážně porušena (Synáčková, 1996). Příznaky znečištění a probíhajícího samočištění lze pozorovat v potoce, do něhož ústí znečištěné nebo nedostatečně čištěné odpadní vody z obce, šedo mléčné odpadní vody se pod výústí mísí s vodami potoka. Pod výústí se usazují nejhrubší plavené nečistoty. Pokud jde o nečištěné komunální vody, lze pozorovat útržky papírů, na povrchu černého, hnilobného sedimentu prosvítají kusy zeleniny z kuchyní (Pošta, 2005). Po několika metrech se v korytě objevují bohatě zřasené bělavé, šedé či narůžovělé vatovité potahy. Jedná se o destruentní mikroorganismy, hlavně baktérie, rozkládající organické látky. Jejich masivní přítomnost je známkou intenzivního

odbourávání

organického

znečištění.

Po

několika

desítkách

až stovkách metrů bakteriálních porostů v korytě ubývá, zůstávají méně nápadné slizovité potahy na kamenech. Dále po proudu jsou destruenti postupně nahrazováni zelenými producenty. Znečištění vody se postupně dostává na úroveň odpovídající dobře vyčištěným splaškovým vodám. Značná část organického znečištění již byla mineralizována (Pošta, 2005). Sloučeniny dusíku a fosforu a další minerální látky jsou živinami pro zelené organismy, které dále po proudu nahrazují destruenty. V korytech toků podporují růst zelených nebo hnědých sinicových a řasových povlaků, v nádržích a rybnících pak především bujení fytoplanktonu (Just, 2004). Praktický význam samočištění je obrovský jak pro obnovu a udržování ekologicky příznivých poměrů ve vodních tocích, tak pro zajišťování kvality vody odebírané pro vodárenské a podobné účely. Nenahraditelné je zmenšování nízkých a zbytkových obsahů znečištění, které by v podmínkách provozních zařízení, chránících vodní toky před znečištěním, bylo technologicky velmi náročné a ekonomicky zcela neúnosné (Pošta, 2005). Výčet procesů, které se zapojují do samočištění, by mohl být velmi široký a sotva by byl úplný. Uvedeme jen některé důležité procesy: Usazování primárních znečišťujících látek a rozklad jejich organických složek procesy, probíhajícími v sedimentech. Vázání chemických látek na usaditelné částice (významné 33

je chemické vázání fosforu hlavně na jílové částice, díky němuž je fosfor - oproti dusíku z vody poměrně dobře odstranitelný). Rozklad organického znečištěni působením destruentních organismů (zejména bakterií, hub a bezbarvých prvoků). Biochemická transformace sloučenin dusíku - nitrifikace a denitrifikace. Usazování částečně mineralizovaného detritu; v usazenině pokračuje rozklad organických látek. Spotřebovávání uvolněných minerálních živin producenty (rostlinným planktonem nebo vyššími rostlinami). Spotřebovávání biomasy destruentních organismů konzumenty. Za součást samočištění ale můžeme označit také ulpívání plovoucích nečistot na stéblech vodních rostlin nebo slepování plovoucích a mastných nečistot do hrudek, které voda vyvrhuje na břehu silně znečištěného vodního toku (Pošta, 2005). Samočisticí pochody urychluje také zřeďování vody v znečištěném toku přítokem čisté vody z úseku vlastního koryta nad zdrojem znečištění i z bočních přítoků (Hartman a kol., 2005). Ředění mění aktuální koncentrace znečišťujících látek, a tím jejich dostupnost pro různé samočisticí procesy. Samotné zmenšení koncentrace znečištění ředěním však ještě nelze pokládat za čištění. Dalším významným faktorem je míšení vody, na jehož intenzitě závisí intenzita kontaktu mezi částicemi nebo různými vrstvami ve vodě a mezi vodou a biologicky aktivním povrchem koryta. Intenzitu samočištění ovlivňuje z vnějších faktorů zejména teplota; s nástupem zimních teplot se zejména biologické procesy zpomalují (Pošta, 2005).

34

3 Popis sledovaného území Území sledovaného povodí toku Raná se nachází v okrese Chrudim. Jedná se o plošně rozsáhlý okres v jihozápadní části pardubického kraje s pahorkatinným až vrchovinným povrchem. Území okresu se dělí na plochou severní část tvořenou Chrudimskou tabulí a jihozápadní a jižní vyšší část okresu příslušnou k Železným horám a severnímu okraji Žďárských vrchů (Faltysová a kol., 2002). Z hlediska regionálně geologického třídění náleží území okresu k Českému masivu. Nejstarší jsou krystalinické horniny a horniny prevariského paleozoika fundamentu Českého masivu, které vystupují na povrch v Železných horách a Žďárských vrších. Převážně náležejí ke středočeské oblasti. V jihovýchodní části Železných hor se nachází komplex silně diferencovaných hlubinných vyvřelin zvaný železnohorský pluton. Na jihovýchodě na něj navazují horniny hlineckého paleozoika a proterozoika (Faltysová a kol., 2002). Podle geologické mapy se sledované povodí nachází na podloží proterozoických hornin assyntsky zvrásněných, s různě silným variským přepracováním (břidlice, fylity, svory až pararuly) (ČGS, 2004). Z hlediska regionálního geomorfologického třídění náleží území okresu ke geomorfologické provincii Česká vysočina. Vyšší jihozápadní a jižní část území patří do česko-moravské soustavy a podsoustavy Českomoravská vrchovina (Faltysová a kol., 2002). Jedná se o mírně zvlněnou plošinu s nadmořskou výškou stoupající od severu k jihu (Zuna, 1997). Podnebí v severní části okresu je poměrně teplé a suché, v jižní části je výrazně chladnější a vlhčí. Oblast Hlinecka má průměrnou roční teplotu vzduchu 6-7 °C a ve vegeta čním období 12 °C. Období bez mraz ů trvá na Hlinecku průměrně 260 dnů v roce. Průměrné roční úhrny srážek na Hlinecku dosahují 700800 mm, na vegetační období připadá z tohoto množství 450-500 mm. Počet dnů se sněhovou pokrývkou je poměrně vysoký, pohybuje se v průměru kolem 100 dnů (Faltysová a kol., 2002). Dle Quitta (1971) náleží tato oblast do klimatických regionů MT2 a MT3 – mírně teplá oblast (severní část) a do oblasti chladné - CH7 (jižní část povodí). Faltysová a kol. (2002) uvádějí, že plošně nejrozsáhlejším půdním typem okresu jsou kambizemě, především kambizem modální a její kyselá varieta, což se potvrzuje i ve sledovaném povodí (Geoportal, 2009). Tyto půdy vznikly na svahovinách opuk, kyselých a neutrálních intruzív, drob i břidlic Českomoravské vysočiny.

35

Na území okresu Chrudim zasahují dvě chráněné krajinné oblasti - Železné hory a Žďárské vrchy, na jejichž území je dále vyhlášena řada maloplošných chráněných území. Mimo ně je zřízeno ještě sedm maloplošných chráněných území (Faltysová a kol., 2002). V chráněné krajinné oblasti Žďárské vrchy se nachází i část sledovaného povodí. Hranice je tvořena silnicí 1. tř. č. 34 ve směru V – Z. Příznivé podmínky

z

hlediska

hydrologické

bilance

území,

dané

vyššími

úhrny

atmosférických srážek a vysokými hodnotami součinitele odtoku, byly důvodem pro vyhlášení Žďárských vrchů za chráněnou oblast přirozené akumulace vody (vládním nařízením č. 40 / 1978) (CHKO Žďárské vrchy, 2009). Práce je řešena v oblasti povodí potoka Raná (číslo hydrologického pořadí 1-03-03-070, 1-03-03-071 a 1-03-03-072) (obr. 4 a 5). Jeho přibližná plocha je 19,78 m2. Toto povodí náleží toku Žejbro, do kterého se zleva vlévá v obci Žďárec u Skutče, dále Novohradce, Chrudimce a Labi. Nejvyšší místo v povodí se nachází ve výšce 680 m n.m. Nejnižší místo (429 m n.m.) je v jeho severní části. Jedná se o tok V. třídy (Geoportal, 2009; ČHMÚ, 2009; HEIS, 2009).

36

Obr. 4. Povodí sledovaného toku I (upraveno dle ČHMÚ, 2009; Geoportal, 2009)

37

4 Metodika Při výběru odběrných míst, způsobu odběru a analýzách vzorků jsem se řídila odbornou literaturou (Fuchsa, 1995; Krajča, 1983; Horáková a kol., 1986;

Vach a kol., 2009).

4.1 Výběr odběrných lokalit Odběrná místa jsem vybírala s vědomím dobré dostupnosti po celou dobu sledování – tedy jak v zimě, za špatného počasí, ale i v době bujného růstu břehového porostu. Také jsem zohledňovala vypovídající možnost zvolených profilů (možné vlivy splachů, smyvů ze zemědělské půdy, …). Respektovala jsem, že odběrová místa je vhodné umísťovat v terénu jednoznačně u významných orientačních bodů. Samotné odběrové místo je třeba zvolit tak, aby se při vlastním odběru nevířily sedimenty nebo nárosty na dně, nejlépe v proudnici toku. Zvolila jsem 6 odběrových míst po celé délce toku (obr. 6).

První odběrné místo se nachází pod soutokem s bezejmenným přítokem. Můžeme zde očekávat vodu bez většího antropogenního znečištění, poněvadž tok od pramene protéká převážně lesem. Od prvního odběrného místa protéká sledovaný tok stále lesním prostředím, dále polem, kde je doprovázen břehovou vegetací. Profil č. 2 byl zvolen záměrně nad dvěma vesnicemi bez kanalizace (Vojtěchov a Raná), aby mohla být porovnávána kvalita toku se třetím odběrným místem, kde se nejspíš projeví případné znečištění ze splašků. Na začátku obce Raná se zleva vlévá přítok. Od třetího odběrného místa teče potok Raná pouze zemědělskou krajinou až k obci Oldřetice, kde se nachází čtvrté odběrné místo. Tok doprovází břehová vegetace. Zleva přibírá jeden malý přítok. Zde je možný vliv eroze a zemědělství. Dalo by se také uvažovat o samočisticích procesech, zlepšení kvality oproti předcházejícímu profilu ovlivněnému splašky. Tok pokračuje svoji cestu obcí Oldřetice a následně zemědělskou krajinou. Zprava přibírá významný tok povodí - Dolský potok. Páté odběrové místo se nachází pod tímto soutokem, před obcí Radčice. Poslední odběrové místo se nachází těsně před ústím do toku Žejbro. Stav vody zde může být ovlivněn pravým přítokem Kotelského potoka, či smyvy z pole, kterým sledovaný tok protéká nebo i splašky z obce Radčice a části obce Žďárec u Skutče. 38

4.2 Odběr vzorků Vzorek se odebírá do skleněných nebo polyethylenových lahví – vzorkovnic. Typ a počet vzorkovnic musí odpovídat požadavkům na rozbor. Vzorkovnice musí být řádně označeny, aby nebylo možné vzorky zaměnit. Pro většinu ukazatelů rozboru vody lze k odběru vzorků použít obou typů vzorkovnic. Pro některé ukazatele je však nutno použít jen jednoho druhu vzorkovnic, druhý je nevhodný. Při odběru vzorků je nutno zachovávat zásadní podmínky. Způsob a také metodika odběru se řídí druhem odebírané vody, místem a bodem odběru, druhem vodního útvaru, místními podmínkami nebo i jinými okolnostmi. Základní požadavky na metody vzorkování jsou: reprezentativnost vzorku (fyzikální a chemické vlastnosti) pro původní stav vzorkovaného celku, dostatečné množství vzorku, reprodukovatelnost odběru vzorku a v neposlední řadě také ekonomické hledisko. Dále se vyžaduje dodržování způsobu skladování a dopravy vzorků.

Vzorky jsem odebírala v neděli dopoledne vždy po 28 dnech, čímž jsem dodržela doporučený měsíční interval a časovou stálost. K přepravě jsem používala 0,5 l polyethylenové lahve, které jsem udržovala při nízké teplotě v přenosné „lednici“ od chvíle odběru do druhého dne. Před samotným odběrem vzorku jsem láhev vypláchla vodou a následně naplnila vodou z proudnice ve sledovaném profilu. Přímo na místě jsem změřila hodnotu pH.

4.3 Analýza vzorků Vzorky byly analyzovány druhý den po odběru v Analytické laboratoři KVHEM FŽP. Stanovovala jsem koncentraci dusičnanů, dusitanů, amoniaku, fosforečnanů, železa a manganu. Amoniakální dusík Pro přímé stanovení amoniakálního dusíku se požívá klasická absorpční spektrofotometrická metoda s Nesekerovým činidlem. Vedle této metody se používá absorpční spektrofotometrická metoda s fenolem (salicylan sodný) a chlornanem, kterou jsem zvolila i já. Nevýhodou Nesslerovy metody je práce s jedem a méně výhodná žlutá barva reakčního produktu stanovení. Při indofenolové metodě vzniká modré zbarvení, absorbance se měří při 655 nm.

39

Dusitany Metody stanovení dusitanů ve vodách využívají schopnosti kyseliny dusité diazotovat aromatické aminokyseliny. Při této reakci vznikají diazoniové soli, které jsou kopulovány s jiným arylaminem za vzniku azobarviva. Toto barvivo je vhodné pro spektrofotometrické vyhodnocení. Koncem 19. století navrhl Griess a Ilosvay metodu, při níž je diazotována sulfanilová kyselina a vzniklá diazoniová sůl kopulovaná α-naftylaminem. Tato metoda byla dále několikrát modifikována. Nejrozšířenější a nejběžněji používanou metodou je dnes metoda absorpční spektrometrie

po

reakci

ethylendiamindidihydrochloridem

s kyselinou

sulfanilovou

(NED-hydrochloridem).

a

N-(1-naftyl)-

Absorbance

zbarvení

se měří při 540 nm. Tuto metodu jsem též používala. Dusičnany Pro stanovení dusičnanů ve vodách existuj mnoho metod. Žádnou z doposud navrhovaných však nelze označit za nejsprávnější a za univerzální. Při různých metodách se totiž rušivě uplatňují různé složky vod. V praxi tvoří největší skupinu používaných metod na stanovení dusičnanů ve vodách metody spektrofotometrické s přímým nebo nepřímým stanovením. Já jsem pro toto stanovení použila metodu absorpční spektrometrie po reakci se salicylanem sodným. Podstatou je reakce dusičnanových anionů v prostředí koncentrované kyseliny sírové s kyselinou salicylovou za vzniku žlutě zbarvené kyseliny nitrosalicylové. Absorbance se měří při vlnové délce 410 nm. Fosforečnany Metodami, které jsou k dispozici k běžnému laboratornímu stanovení jednotlivých skupin sloučenin fosforu ve vodách, nelze dosáhnout zcela exaktního rozdělení. Všechny skupiny sloučenin fosforu stanovujeme tak, že je převádíme na rozpuštěné anorganické ortofosforečnany, které pak stanovujeme absorpční spektrofotometrií v mém případě po reakci s molybdenanem amonným a kyselinou askorbovou. Železo, mangan Ke stanovení železa a manganu se používají spektroskopické metody AAS, AES ICP nebo ICP MS, metody spektrofotometrické nebo se využívá polarografie. Metoda AAS (mnou používaná) spočívá v atomizaci okyseleného vzorku vody. Základní metodou atomizace je zamlžování kapalného vzorku do plamene vzniklého

40

hořením směsi plynů. Měří se absorpce paprsku specifické vlnové délky (v případě železa 248,3 nm, manganu 279,5 nm), který prochází plamenem. pH Hodnota pH se určuje jednak kolorimetricky, jednak potenciometricky. Ke kolorimetrickým metodám patří orientační stanovení univerzálním indikátorem a přesnější stanovení tlumivými roztoky a jednotlivými acidobazickými indikátory. Orientační stanovení nepodávají přesné informace, slouží jako předběžné zjištění. K přesnému stanovení pH slouží potenciometrické stanovení, což spočívá v měření rozdílu potenciálů dvou elektrod, ponořených do měřené vody. Jedna z nich je referenční a k ní vztahujeme potenciál druhé elektrody měrné. Správný chod přístroje je nutno často kontrolovat standardními tlumivými roztoky. Některé potenciometry jsou vhodné i pro měření přímo v terénu, čehož jsem využila i v mém případě.

4.4 Zpracování dat Získané absorbance jsem v případě NO3-, NO2-, NH4+ a PO43+ pomocí kalibračních křivek

převedla na koncentrace v mg.l-1.

Koncentrace železa

a manganu jsou přímo výsledkem AAS. Musím podotknout, že výsledky koncentrací železa a manganu z 8. 6. 2008 chybí. Z naměřených koncentrací a hodnot pH jsem sestavila v programu MS Excel tabulky a následně i přehledné grafy (obr. 8 – 19).

41

5 Vyhodnocení dat První profil (obr. 8 a 9) bych hodnotila jako odběrné místo s nejmenším obsahem mnou sledovaných látek a nejnižší průměrnou hodnotou pH. Zmínila bych prudký

nárůst

koncentrace

fosforečnanů

začátkem

srpna

(0,99

mg.l-1),

v následujícím odběru koncem srpna zde byla nejzásaditější reakce vody. Dále je zvláštní extrémní výkyv koncentrace železa (0,89 mg.l-1) naměřený v květnu, jedná se o vůbec nejvyšší naměřenou koncentraci za celé období, na všech odběrných místech. Koncentrace fosforečnanů, železa a manganu se na druhém profilu (obr. 10 a 11) oproti předchozímu v průměru snížily, dusitany se zde stejně jako v minulém případě téměř nevyskytují. Koncentrace amonných iontů byla většinou pod mezí detekce nebo byla velmi nízká, pouze v listopadovém odběru hodnota stoupla na 0,29 mg.l-1. Dusičnany se pohybují v rozmezí hodnot 7,37 – 24,94 mg.l-1. Ve třetím profilu (obr. 12 a 13) se zvýšil obsah všech sledovaných látek, pH vody je zásaditější. Zde se poprvé objevují dusitany, hlavně tedy v květnovém (0,36 mg.l-1) a červencovém (0,22 mg.l-1) odběru. Amonné ionty zde dosahují v průměru jedny z nejvyšších koncentrací za celé sledované období, zvýšený obsah je zejména v odběru z května (0,52 mg.l-1) a listopadu (0,84 mg.l-1), naopak odběry začátku srpna a září nevykazovaly téměř žádné hodnoty. Dusičnany se na tomto místě objevují v průměru (19,7 mg.l-1) v největším množství za sledované období. Fosforečnany se pohybují v koncentracích od 0,4 do 0,6 mg.l-1 ve vzorcích odebíraných od začátku srpna do konce října, v ostatních měsících jsou koncentrace nižší. Železo zde téměř není, nárůst koncentrace byl zaznamenán koncem srpna a v listopadu. Obsah sledovaných látek na čtvrtém profilu (obr. 14 a 15) vykazuje mírné zlepšení proti předchozímu odběrnému místu. Amonné ionty se od dubna do října vyskytovaly pouze v setinách mg.l-1. Vyšší průměrnou hodnotu (0,09 mg.l-1) má však koncentrace železa, jeho maximum je na tomto profilu 0,29 mg.l-1. V pátém odběrném místě (obr. 16 a 17) se mění trend hodnot pH, dosud byly hodnoty mírně kolísavé v průběhu období s maximem v srpnu, na tomto profilu byla voda nejzásaditější v květnu (7,43), dále se okyselovala až na lednovou hodnotu 6,55. Na tomto místě jsem analyzovala nejvyšší koncentraci dusičnanů (duben 36,46 mg.l-1). Poslední, šesté odběrné místo (obr. 18 a 19) bych hodnotila jako nejvíce znečištěné, koncentrace sledovaných látek zde byly nejvyšší, pH vody bylo

42

nejzásaditější. Jen obsah dusičnanů byl v průměru horší pouze na třetím profilu (na tomto profilu je průměrná hodnota koncentrace 18,43 mg.l-1). Koncentrace amonných iontů se pohybovala od 0,15 mg.l-1 dubnového odběru do hodně vysoké hodnoty 1,28 mg.l-1 ve vzorku z konce srpna. Další překvapivá hodnota (2,09 mg.l-1) se vyskytuje v koncentraci fosforečnanů ve vzorku z prosince.

43

6 Diskuse Z výsledků vyplývá, že kvalita vody potoka Raná se liší v různých úsecích toku. Koncentrace sledovaných látek se zvyšují s délkou toku, vlivem člověka může být nárůst ještě markantnější. S délkou toku se voda stává zásaditější. Předpoklad, že první profil nebude ovlivněný antropogenní činností, se potvrdil. Jednorázový extrémní výkyv železa a fosforečnanů koncem srpna bych nehodnotila jako nějak zásadní, v průměru kvalitu vody v tomto profilu téměř neovlivnily.

Dusičnany se vyskytují v povrchových vodách v jednotkách

až desítkách mg.l-1, průměrnou hodnotu 7,08 mg.l-1 beru jako přirozenou koncentraci. Ani druhé odběrné místo není ovlivněno lidskou činností, průtok polem nemá na kvalitu vody vliv. Na třetím odběrném místě se již projevuje vliv antropogenní činnosti. Jak už bylo zmíněno, nad tímto profilem se nachází dvě vesnice (Vojtěchov a Raná) bez kanalizace. Ve zmiňovaných vesnicích se dá předpokládat riziko uvolnění odpadní vody z přepadů septiků přímo do toku. Z výsledků vyplývá, že se tomu tak děje, kvalita vody se zhoršuje. Samozřejmě se to odráží i na koncentracích sledovaných látek, hlavně amoniaku, fosforečnanů a dusičnanů. I přítomnost dusitanů potvrzuje fekální znečištění. Čtvrtý profil vykazuje zlepšení stavu, samočistící procesy ve vodě mají velký význam. Dokonce bych řekla, že větší než možné smyvy z polí, kterými tok protéká. Nejzřetelnější změna je u amonných iontů, jejichž koncentrace je o poznání nižší hlavně v letních měsících. Obsah dusičnanů ve vodě i jejich trend však zůstává téměř stejný. To je nejspíš dané dlouhodobě vlivem nesprávného hospodaření na zemědělské půdě. Na druhou stranu jako příznivý aspekt vidím břehový doprovod, jenž může vliv eroze a smyvů mírnit. Přítomnost dusitanů ukazuje na fekální znečištění i na pátém profilu, ale podle snížené koncentrace amonných iontů je vliv splašků menší. Tok protéká od čtvrtého odběrného místa jednou malou vesnicí a dále zemědělskou krajinou, od splašků se nejspíš mírně vyčistí. V průměru stejná koncentrace dusičnanů a navýšení fosforečnanů však napovídá o ovlivnění kvality vody zemědělstvím. Určitě tyto živiny přináší také Dolský potok, který sbírá drenážní vodu z odvodněných polí. Největší koncentraci všech sledovaných látek vidíme na šestém odběrném místě. Je přirozené, že se tok v průběhu jeho trasy obohacuje, avšak v tomto případě jsou koncentrace mnohem vyšší než v přírodních vodách. Odlišné

44

od předchozích profilů jsou výskyty maximálních hodnot amonných iontů (zde jsem maximum 1,28 mg.l-1 naměřila koncem srpna), fosforečnanů (maximum 2,09 mg.l-1 v prosinci) a dusitanů (maximum 0,43 mg.l-1 na konci srpna). Tyto koncentrace jsou opravdu vysoké, dalo by se říci, že v době odběru charakterizovaly vlastnosti odpadních vod. Proč tomu tak je, nedokáži přesně říct. Myslím si však, že převažuje vliv zemědělství (hnojení, možná únik kejdy či močůvky přímo do toku a smyvy živin) nad vlivem splašků. Tok protéká malou obcí Radčice a částí obce Žďárec u Skutče, které podle mě neznečistí tok v takové míře (porovnejme se třetím profilem, který se nachází pod dvěma většími vesnicemi, a přesto tam nebyly naměřeny tak vysoké koncentrace sledovaných ukazatelů). Další možný zdroj znečištění je přítok Kotelského potoka, který protéká pouze zemědělskou krajinou a jistě se to v jeho kvalitě také ukazuje.

V další části diskuse bych se chtěla věnovat trendům jednotlivých ukazatelů za sledované období. Dusičnany vykazují sezonní tendence. Od dubna do června jsem je analyzovala ve větších koncentracích. Jsou velmi slabě zadržovány půdním komplexem, se zvýšeným odtokem se během tání a po něm vyluhují z půd a dostávají se do vod, což způsobuje právě zvýšení koncentrací v jarních měsících. V dalších měsících následoval pokles k nejnižším hodnotám naměřených začátkem nebo koncem srpna, od těchto odběrů koncentrace narůstala k druhému maximu zjištěného většinou v prosinci. Přes vegetační dobu jsou dusičnany odčerpávány vegetací, proto se v létě vyskytují v minimálních hodnotách. Tento trend však úplně neplatí pro první profil, kde koncentrace dusičnanů spíše kolísají během sledovaného období. Průběh koncentrace dusitanů je na každém profilu během sledovaného období jiný, nelze z toho vyvodit jednotný trend. Dusitany se vždy vyskytují v malých koncentracích (vždy v menších než dusičnany a amonné ionty), jsou meziproduktem nitrifikace. Určitý trend lze vysledovat z koncentrací amonných iontů. Nejnižší hodnoty byly analyzovány v letních měsících, což může být způsobeno dobrými podmínkami pro nitrifikaci na dusitany a dusičnany. Ta probíhá nejlépe při teplotě 20 – 30°C, p ři hodnotách pH v rozmezí od 7 do 8,5 a za dobrých oxických podmínek. Od listopadu do ledna byla koncentrace nejvyšší. Tento popsaný trend ovšem neplatí pro šesté odběrné místo, kde je průběh koncentrací naprosto odlišný - zde byla maxima naměřena naopak v letních měsících.

45

Koncentrace fosforečnanů jsou vyšší v letních měsících. Fosforečnany se uplatňují při růstu zelených organismů, ve vegetačním období by jimi měly být spotřebovány. Avšak v létě je menší průtok vody v toku, koncentrace tak narůstá. Průběh koncentrací železa narůstá v letních měsících, následuje pokles k minimálním hodnotám říjnových odběrů a následně se obsah mírně navyšuje v odběrech z listopadu, aby v dalších měsících zase mírně poklesl. Mangan doprovází železo, avšak v menších koncentracích. Jeho trend během sledovaného období je shodný. Hodnoty pH vykazují od dubna do začátku srpna stagnující průběh, koncem srpna se hodnoty mírně navýší a v dalších odběrech sledovaného období se voda mírně okyseluje. Celkově lze říci, že voda v experimentálním toku je neutrální (průměrná hodnota 7,07) s výkyvy do kyselé i do zásadité oblasti.

46

7 Závěr Tato práce se zabývá kvalitou vody z chemického hlediska. V rešeršní části jsem zmínila rozdělení vod, každý druh jsem stručně charakterizovala s důrazem na chemické složení. Podrobněji jsem se zabývala povrchovými vodami – rozebírala jsem rozdíl chemismu tekoucích a povrchových vod, konkrétně jsem popsala nejčastěji se vyskytující složky povrchových vod. Koncentrace některých látek vykazují specifický průběh během roku, o těchto trendech jsem se v mé práci také zmínila. Dále jsem se zabývala klasifikací vod, jak z chemického, tak biologického pohledu, a monitoringem vod v České republice. Vyhodnotila jsem jednotlivé možné antropogenní vlivy. V poslední části rešerše jsem neopomněla velice důležitý proces – samočištění vody. V druhé, praktické, části mé práce jsem vyhodnotila a diskutovala naměřená data. Měření probíhalo pravidelně po 28 dnech každou neděli od 13. dubna 2008 na experimentálním toku Raná. Údaje byly vyhodnoceny do 18. ledna 2009. Nicméně monitoring probíhá dále, data použiji v budoucnu v diplomové práci. Od dubna 2008 do ledna 2009 jsem uskutečnila 11 měření, analyzovala jsem 66 vzorků. Analýzou dusičnanů, dusitanů, amoniaku, fosforečnanů, železa a manganu a reakcí vody se potvrdilo, že experimentální tok Raná je ovlivňován lidskou činností. Největší vliv mají splaškové vody obyvatelstva vesnic, kterými potok protéká, a zemědělská činnost na přilehlých polích v povodí. Samočistící schopnost se projevila zejména v úseku mezi třetím a čtvrtým odběrným místem. Nejčistší tok dle sledovaných ukazatelů je na prvních dvou profilech, nejvíce znečištěný je tok na posledním profilu, oproti předchozím odběrným místům jsou zde koncentrace amonných iontů a fosforečnanů několikrát vyšší. Studiem této problematiky bych ráda pokračovala v mé budoucí diplomové práci, kde využiji poznatky zjištěné při vypracovávání této práce a naměřená data. V další práci bych také chtěla získaná data výstižněji zpracovat. Vhodné by bylo určit charakteristické hodnoty a podle nich tok zařadit do tříd kvality dle ČSN 75 7221. Po konzultaci se starostkou obce Vojtěchov jsem se dozvěděla, že obec má do budoucna v plánu vybudovat kanalizační síť. Také prý spolupracuje s obcí Raná – společně chtějí zažádat o dotaci na výstavbu čistírny odpadních vod. Ze zákona to zatím povinné pro obce takovéto velikosti není, dělají to z vlastní iniciativy. Takový návrh bych jistě doporučila i obci Žďárec u Skutče, kde je kvalita vody mnohem horší než pod vesnicemi Vojtěchov a Raná.

47

8 Seznam literatury •

Davis, J. C. a kol. 2001. Monitoring wilderness stream ecosystems. Gen. Tech. Rep. RMRS-GTR-70. Ogden, UT: U. S. Department of Agriculture, Forest Service, Rocky Mountain Research Station. 137 s.

•

Fabian, P. 1989. Atmösphäre und Umwelt - Chemische Prozesse, Menschliche Eingriffe, Ozon-Schicht, Luftverschumtzung, Smog, Saurer regen. Springer-Verlag, Berlin, 141 s.

•

Faltysová. H., Bárta. F. a kol. 2002. Pardubicko. In: Mackovčin P. a Sedláček M. (eds.). Chráněné území ČR, Svazek IV. Agentura ochrany přírody a krajiny ČR a EkoCentrum Brno, Praha, 316 s.

•

Follett, R. F., Hatfield, J. L. 2001. Nitrogen in the environment: sources, problems and management. Elsevier, Amsterdam, 520 s.

•

Fuksa, J. K. 1995. Doporučené techniky odběru vzorků a jejich transportu do laboratoří: Metodická příručka. Výzkumný ústav vodohospodářský T.G. Masaryka, Praha, 56 s.

•

Hartman, P., Přikryl, I., Štědronský, E. 2005. Hydrobiologie. Informatorium, Praha, 359 s.

•

Hrádek, F., Kuřík, P. 2008. Hydrologie. ČZU v Praze. Fakulta životního prostředí, Praha, 280 s.

•

Horáková, M., Lischke, P., Grünwald, A. 1986. Chemické a fyzikální metody analýzy vod. SNTL, Praha, 389 s.

•

Chudoba, J., Dohányos, M., Wanner, J. 1991. Biologické čištění odpadních vod. SNTL, Praha, 468 s.

•

Just, T., Fuchs, P., Písařová, M. 2004. Odpadní vody v malých obcích. Ústav pro ekopolitiku, Praha, 118 s.

•

Kočí, V., Burkhard, J., Maršálek, B. 2000. Eutrofizace na přelomu tisíciletí. In: Kočí, V. (ed.). Eutrofizace 2000. Sborník VŠCHT, Praha, 3 - 13 s.

•

Krajča, J. a kol. 1983. Vzorkování přírodních vod. SNTL, Praha, 211 s.

•

Kvítek, T. 2007. Zatravňování orné půdy s vysokým rizikem infiltrace – opatření pro cílené snižování koncentrací dusičnanů ve vodách. Výzkumný ústav meliorací a ochrany půdy, v. v. i., Praha, 110 s.

•

Kvítek, T., Doležal, F. 2003. Vodní a živinný režim povodí Kopaninského toku na Českomoravské vrchovině. Acta Hydrologica Slovaca, č. 2, s. 255264.

48

•

Kvítek, T., Tippl, M. 2003. Ochrana povrchových vod před dusičnany z vodní eroze a hlavní zásady protierozní ochrany v krajině. Ústav zemědělských a potravinářských informací, Praha, 47 s.

•

Kvítek, T., Gergel, J., Kvítková, G. 2005. Využití a ochrana vodních zdrojů. JČU v Českých Budějovicích. Zemědělská fakulta, České Budějovice, 170 s.

•

Lellák, J., Kubíček, F. 1992. Hydrobiologie. Karolinum, Praha, 260 s.

•

Němec, J., Hladný, J. 2006. Voda v České republice. Mze, Praha, 258 s.

•

Novotny, V. 2003. Water Quality: diffuse pollution and watershed management. Wiley, Hobojken, 864 s.

•

Pitter, P. 1999. Hydrochemie. Vydavatelství VŠCHT, Praha, 568 s.

•

Pokorný, D. a kol. 2008. Zpráva o stavu vodního hospodářství České republiky v roce 2007. Mze, Praha, 94 s.

•

Pošta, J. a kol. 2005. Čistírny odpadních vod. Česká zemědělská univerzita, Praha, 208 s.

•

Quitt, E. 1971. Klimatické oblasti Československa. GÚ ČSAV, Brno, 80 s.

•

Rieder, M. 2002. Strategie monitoringu jakosti vod v ČR. In: Monitoring jakosti vod v České republice: sborník. ČVTVHS, Praha, 28 – 38 s.

•

Synáčková, M. 1996. Čistota vod. Vydavatelství ČVUT, Praha, 207 s.

•

Šunka, Z. a kol. 2007. Projekt Morava IV. In: Kalinová, M. (ed.). Sborník prací VÚV T.G.M. Výzkumný ústav vodohospodářský T.G.M., Praha, 63-72 s.

•

Tlapák, V., Šálek, J., Legát, V. 1992. Voda v zemědělské krajině. Zemědělské nakladatelství Brázda ve spolupráci s MŽP ČR, Praha, 320 s.

•

Vach, M., Heřmanovský, M., Kubínová, P. 2009. Cvičení z environmentální chemie I. ČZU v Praze. Fakulta životního prostředí, Praha, 44 s.

•

Vančura, K. a kol. 2007. Les a voda v srdci Evropy. Ministerstvo zemědělství ČR, Praha, 317 s.

•

Zuna, J. 1997. Studie Revitalizace Žebra. Atelier CIFA, Praha, 30 s.

•

Zákon č. 254 / 2001 Sb., o vodách, v platném znění.

•

ČSN 75 7221 - Jakost vod - Klasifikace jakosti povrchových vod, Český normalizační institut, 1998.

49

•

ČHMU. 2009. Český hydrometeorologický ústav, oddělení hydrologie, úsek povrchové vody, Praha. Online: http://www.chmi.cz/hydro/opv/index.html, cit. 3.3. 2009.

•

Geoportal. 2009. Portál veřejné správy České republiky, Praha. Online: http://geoportal.cenia.cz/mapsphere/MapWin.aspx?M_Site=cenia&M_Lang= cs, cit. 3.3. 2009

•

HEIS.

2009.

Hydro-ekologický

informační

systém,

Praha.

Online:

http://heis.vuv.cz/data/isapi.dll?map=vtu&, cit. 3.3. 2009 •

ČGS.

2004.

Česká

geologická

služba,

Praha.

Online:

http://nts5.cgu.cz/website/geoinfo/viewer2.htm, cit: 3.3.2009 •

CHKO

Žďárské

vrchy.

2009.

Žďár

nad

Sázavou.

http://www.zdarskevrchy.ochranaprirody.cz, cit: 3.3. 2009

50

Online:

9 Přílohy

Obr. 5. Povodí sledovaného toku II (upraveno dle ČHMÚ, 2009)

51

Obr. 6. Odběrná místa (upraveno dle Geoportal, 2009) 52

Obr. 7. Vztah koncentrace dusičnanů ve Vltavě a používání hnojiv v jejím povodí (Novotny, 2003)

PROFIL 1 7,40 7,20 7,00 6,80 6,60 6,40 6,20 6,00

1,00 mg/l

0,80 0,60 0,40 0,20

PO4(3-) NH4 Fe Mn pH

13 .4 . 11 08 .5 .0 8. 8 6. 0 6. 8 7. 0 3. 8 8. 31 08 .8 . 28 08 .9 26 .08 .1 0 23 .08 .1 1 21 .08 .1 2. 0 18 8 .1 .0 9

0,00

NO2hodnota pH

1,20

Obr. 8. Koncentrace NO2-, NH4+, PO43-, Fe, Mn ve vodě a reakce vody za sledované období na profilu č. 1

mg/l

15,00

7,40 7,20 7,00 6,80 6,60 6,40 6,20 6,00

10,00 5,00

NO3pH

3. 8. 08 31 .8 .0 8 28 .9 .0 8 26 .1 0. 08 23 .1 1. 08 21 .1 2. 08 18 .1 .0 9

6. 7. 08

13 .4 .0 8 11 .5 .0 8 8. 6. 08

0,00

hodnota pH

PROFIL 1

Obr. 9. Koncentrace NO3- ve vodě a reakce vody za sledované období na profilu č. 1 53

0,30

7,20

0,25

7,00

0,20

6,80

0,15

6,60

0,10

6,40

0,05

6,20

0,00

6,00

NO2hodnota pH

7,40

PO43NH4+ Fe Mn pH

6. 7. 08 3. 8. 08 31 .8 .0 8 28 .9 .0 8 26 .1 0. 08 23 .1 1. 08 21 .1 2. 08 18 .1 .0 9

0,35

13 .4 .0 8 11 .5 .0 8 8. 6. 08

mg/l

PROFIL 2

Obr. 10. Koncentrace NO2-, NH4+, PO43-, Fe, Mn ve vodě a reakce vody za sledované období na profilu č. 2

NO3pH

6. 7. 08 3. 8. 08 31 .8 .0 8 28 .9 .0 8 26 .1 0. 08 23 .1 1. 08 21 .1 2. 08 18 .1 .0 9

hodnota pH

7,40 7,20 7,00 6,80 6,60 6,40 6,20 6,00

30,00 25,00 20,00 15,00 10,00 5,00 0,00

13 .4 .0 8 11 .5 .0 8 8. 6. 08

mg/l

PROFIL 2

Obr. 11. Koncentrace NO3- ve vodě a reakce vody za sledované období na profilu č. 2

54

7,60

0,80 0,70

7,40 7,20

0,60 0,50

7,00 6,80

0,40 0,30

6,60 6,40

0,20 0,10

6,20 6,00

0,00

5,80

NO2- (mg/l) PO4(3-)

hodnota pH

0,90

NH4+ Fe Mn pH

13 .4 .0 8 11 .5 .0 8 8. 6. 08 6. 7. 08 3. 8. 08 31 .8 .0 8 28 .9 .0 8 26 .1 0. 08 23 .1 1. 08 21 .1 2. 08 18 .1 .0 9

mg/l

PROFIL 3

Obr. 12. Koncentrace NO2-, NH4+, PO43-, Fe, Mn ve vodě a reakce vody za sledované období na profilu č. 3

hodnota pH

8,00 7,50 7,00 6,50 6,00 5,50

NO3pH

6. 7. 08 3. 8. 08 31 .8 .0 8 28 .9 .0 8 26 .1 0. 08 23 .1 1. 08 21 .1 2. 08 18 .1 .0 9

35,00 30,00 25,00 20,00 15,00 10,00 5,00 0,00

13 .4 .0 8 11 .5 .0 8 8. 6. 08

mg/l

PROFIL 3

Obr. 13. Koncentrace NO3- ve vodě a reakce vody za sledované období na profilu č. 3

55

0,70

7,40

0,60

7,20

0,50

7,00

0,40

6,80

0,30

6,60

0,20

6,40

0,10

6,20

0,00

6,00

NO2- (mg/l) hodnota pH

mg/l

PROFIL 4

PO4(3-) NH4+ Fe Mn

13 .4 .0 8 11 .5 .0 8 8. 6. 08 6. 7. 08 3. 8. 08 31 .8 .0 8 28 .9 .0 8 26 .1 0. 08 23 .1 1. 08 21 .1 2. 08 18 .1 .0 9

pH

Obr. 14. Koncentrace NO2-, NH4+, PO43-, Fe, Mn ve vodě a reakce vody za sledované období na profilu č. 4

hodnota pH

7,40 7,20 7,00 6,80 6,60 6,40 6,20 6,00

35,00 30,00 25,00 20,00 15,00 10,00 5,00 0,00

NO3pH

13 .4 .2 00 11 .5 8 .2 00 8 8. 6. 20 08 6. 7. 20 3. 08 8. 2 31 008 .8 .2 28 008 .9 . 26 200 8 .1 0. 23 200 8 .1 1. 2 0 21 .1 08 2. 2 18 008 .1 .2 00 9

mg/l

PROFIL 4

Obr. 15. Koncentrace NO3- ve vodě a reakce vody za sledované období na profilu č. 4

56

0,50 0,45 0,40 0,35 0,30 0,25 0,20 0,15 0,10 0,05 0,00

7,60 7,40 NO2- (mg/l)

7,00 6,80 6,60

hodnota pH

7,20

PO4(3-) NH4+ Fe Mn

6,40

pH

6,20 6,00

13 .4 .0 8 11 .5 .0 8 8. 6. 08 6. 7. 08 3. 8. 08 31 .8 .0 8 28 .9 .0 8 26 .1 0. 08 23 .1 1. 08 21 .1 2. 08 18 .1 .0 9

mg/l

PROFIL 5

Obr. 16. Koncentrace NO2-, NH4+, PO43-, Fe, Mn ve vodě a reakce vody za sledované období na profilu č. 5

7,60 7,40 7,20 7,00 6,80 6,60 6,40 6,20 6,00

40,00 mg/l

30,00 20,00 10,00

NO3pH

6. 7. 08 3. 8. 08 31 .8 .0 8 28 .9 .0 8 26 .1 0. 08 23 .1 1. 08 21 .1 2. 08 18 .1 .0 9

13 .4 .0 8 11 .5 .0 8 8. 6. 08

0,00

hodnota pH

PROFIL 5

Obr. 17. Koncentrace NO3- ve vodě a reakce vody za sledované období na profilu č. 5

57

PROFIL 6 10,00 9,00 8,00 7,00 6,00 5,00 4,00 3,00 2,00 1,00 0,00

mg/l

2,00 1,50 1,00 0,50

PO4(3-) NH4+ Fe Mn pH

13 .4 .0 8 11 .5 .0 8 8. 6. 08 6. 7. 08 3. 8. 08 31 .8 .0 8 28 .9 .0 8 26 .1 0. 08 23 .1 1. 08 21 .1 2. 08 18 .1 .0 9

0,00

NO2- (mg/l) hodnota pH

2,50

Obr. 18. Koncentrace NO2-, NH4+, PO43-, Fe, Mn ve vodě a reakce vody za sledované období na profilu č. 6

hodnota pH

10,00 8,00 6,00 4,00 2,00 0,00

NO3pH

3. 8. 08 31 .8 .0 8 28 .9 .0 8 26 .1 0. 08 23 .1 1. 08 21 .1 2. 08 18 .1 .0 9

40,00 30,00 20,00 10,00 0,00 13 .4 .0 8 11 .5 .0 8 8. 6. 08 6. 7. 08

mg/l

PROFIL 6

Obr. 19. Koncentrace NO3- ve vodě a reakce vody za sledované období na profilu č. 6

58

Tabulka 2. Mezní hodnoty vybraných ukazatelů tříd jakosti vody podle ČSN 75 7221 (Pitter, 1999)

Ukazatel

I. třída II. třída III. třída IV. třída V. třída

BSK5

<2

<4

<8

<15

≥15

CHSKCr

<15

<25

<45

<60

≥60

Amoniakální dusík

<0,3

<0,7

<2

<4

≥4

Dusičnanový dusík

<3

<6

<10

<13

≥13

Celkový fosfor

<0,05

<0,15

<0,4

<1,0

≥1

Saprobní index makrozoobentosu

<1,5

<2,2

<3,0

<3,5

≥3,5

Rozpuštěný kyslík

>7,5

>6,5

>5,0

>3,0

≥3

Sírany

<80

<150

<250

<400

≥400

Chloridy

<100

<200

<300

<450

≥450

Železo

<0,5

<1

<2

<3

≥3

Mangan

<0,1

<0,3

<0,5

<0,8

≥0,8

59